重金属污染特征范文
前言：我们精心挑选了数篇优质重金属污染特征文章，供您阅读参考。期待这些文章能为您带来启发，助您在写作的道路上更上一层楼。
第1篇
>> 淮南谢桥塌陷区表层土壤重金属污染分布特征与现状评价研究 城市表层土壤重金属污染分析 城市表层土壤重金属污染分析模型 基于因子分析法的城市表层土壤重金属污染模型 关于城市表层土壤重金属污染的数学模型分析 城市表层土壤重金属污染的因子分析 城市表层土壤重金属污染来源与分布问题 利用高斯模型和尺度空间理论分析表层土壤重金属污染 表层土壤重金属污染源的分析方法 基于表层土壤重金属污染分析的数学模型 贵州麦西河沉积物及土壤中重金属分布特征及污染评价 城市表层重金属污染的综合评价 成都平原典型菜园土重金属含量的空间分布特征 海南昌化铅锌矿废弃地重金属污染评价及其空间分布特征 卧龙湖沉积物中典型重金属污染评价及其空间分布特征 地表层土壤重金属污染传播模型 灌溉水—耕作土壤—化肥—作物生态系统中重金属镉的分布特征 煤矸石充填型重构土壤中重金属的生物迁移及分布特征 商洛茶叶和产地土壤重金属元素含量及分布特征研究 畜禽养殖废水灌溉土壤中重金属分布特征研究 常见问题解答 当前所在位置：l，2011-09-09.
[2] 范拴喜，甘卓婷，李美娟，等.土壤重金属污染评价方法进展[J].中国农学通报，2010，26（17）：310-315.
[3] 张尧庭，方开泰.多元统计分析引论[M]. 北京：科学出版社，1982.
[4] 刘 静，蔡国学，刘洪斌.西南丘陵地区土壤有机质含量的空间插值法研究[J].西南大学学报（自然科学版），2008，30（3）：107-111.
[5] 吴学文，晏路明.普通Kriging法的参数设置及变异函数模型选择方法――以福建省一月均温空间内插为例[J].地球信息科学，2007，9（3）：104-108.
[6] 张朝生，章 申，等.长江水系河流沉积物重金属元素含量的计算方法研究[J].环境科学学报，1995，15（3）：258-264.
[7] 刘付程，史学正，于东升，等.基于地统计学和GIS的太湖典型地区土壤属性制图研究――以土壤全氮制图为例[J].土壤学报，2004，41（1）：63-70.
[8] 国家环境保护局.中国土壤元素背景值[M].北京：中国环境科学出版社，1990.
[9] 刘凤枝.农业环境监测实用手册[M].北京： 中国标准出版社，2001.
[10] GB15618-1995，土壤环境质量标准[S].
[11] 尹 君.基于GIS 绿色食品基地土壤环境质量评价方法研究[J].农业环境保护，2001，20（6）：10-11.
[12] 陈俊坚，张会华.广东省区域地质背景下土壤表层重金属元素空间分布特征及其影响因子分析[J].生态环境学报，2011， 20（4）：646-651.
[13] 张长波，李志博，姚春霞，等.污染场地土壤重金属含量的空间变异特征及其污染源识别指示意义[J].土壤学报，2006， 38（5）：525-533.
第2篇
关键词：卧龙湖 沉积物 重金属 地质累积指数 污染评价 空间分布
中图分类号：X52 文献标识码：A 文章编号：1674-098X（2017）03（a）-0096-04
水环境中的重金属污染是全球关注的环境问题之一。由于水体中的重金属会被其悬浮物吸附，经过沉积后最终在水体表层的沉积物中积累[1]，而长期的累积会导致沉积物中重金属含量是上覆水体中重金属含量的几倍至几十倍[2]，因此湖泊沉积物是湖泊水体污染物的主要蓄积场所，是水环境中重金属的“汇”和“源”，也是湖泊的潜在污染源[3-5]。沉积物中重金属的污染负荷和来源能够反映自然与人类活动对湖泊的影响，对其研究不仅能提供重金属的污染现状和历史，而且能为将来的研究提供基础资料[5]。
该文应用德国海德堡大学沉积物研究所Mullers教授提出的地质累积指数法（Igeo）定量评价卧龙湖表层沉积物中Cu、As、Cd、Pb、Zn 5种重金属的污染程度及其空间分布特征。
1 材料和方法
1.1 采样时间和点位设置
2014年5月，设置17个采样点，采用GPS定位。
1.2 分析方法
沉积物样品自然风干，剔除石块和植物残根，研磨过 100目尼龙筛。Cu、Cd、Pb、Zn按照《土壤环境质量标准》GB 15618-1995中相应方法测定，As参照《土壤质量 总汞、总砷、总铅的测定 原子荧光法》GB/T 22105-2008的方法测定。
1.3 地质累积指数计算和统计分析
地质累积指数（Igeo）的计算公式为：
式中：cn为实测重金属的质量分数；βn为当地沉积物重金属的背景值；1.5为考虑到成岩作用可能引起背景值波动而设定的常数。
地质累积指数与重金属污染程度的关系，Igeo≤0清洁；0
应用统计学原理，采用克立格（Kriging）插值预测方法分析卧龙湖沉积物中重金属的空间分布特征；采用SPSS 22.0单因素方差分析卧龙湖沉积物中各种重金属的差异性。
2 结果与讨论
2.1 卧龙湖沉积物中重金属污染评价
地球化学背景参考值，选定康平县土壤环境中重金属元素的背景值作为计算依据，取Cu、As、Cd、Pb、Zn金属背景参考值分别为4.30 mg/kg、4.62 mg/kg、0.04 mg/kg、7.30 mg/kg、11.40 mg/kg。
卧龙湖沉积物中重金属地质累积指数特征见图1和表1。卧龙湖沉积物中5种重金属地质累积指数的顺序为Cd>Cu>As>Zn>Pb，Igeo均值1.56，总体呈偏中度污染。沉积物中5种重金属的污染程度：Cd为偏重污染；Cu为中度污染；As为偏中度污染；Zn为轻度污染；Pb为清洁。各样点重金属污染程度差异较大，以Cd、Zn为首。Pb总体污染程度虽为清洁，但个别点位出现轻度和偏中度污染。
经单样本非参数K-S检验，卧龙湖沉积物中重金属Igeo值呈正态分布。单因素方差分析显示卧龙湖沉积物中5种重金属Igeo值差异极显著（P0.05）、Pb和Zn之间（P=0.657>0.05）差异不显著，其他两两之间差异均显著（P
2.2 卧龙湖沉积物中重金属的相关性分析
对卧龙湖沉积物中的5种重金属Cu、As、Cd、Pb、Zn的Igeo值进行相关性分析，见表2。结果发现，除Cd与Cu、As，Cu与Zn外，其他相互间都存在相关性（P
2.3 卧龙湖沉积物中重金属空间变化特征
卧龙湖沉积物中5种重金属的空间分布图见图2。Cu、As、Pb 3种重金属的污染趋势总体上呈现从沿岸带向湖心加重趋势。Cd污染的空间分布总体呈现从西南、东北沿岸向湖心梯度降低趋势，Zn污染的空间趋势是从北向南逐渐加重，北部清洁。流域内的沉积物进入湖泊后，被输送到低能量的深水区并永久沉积[6]，Cu、As、Pb 3种重金属污染的分布正符合这一规律，间接说明Cu、As、Pb的污染历史比较久远，污染物已从湖岸带富集到湖心。湖泊的沉积物通常由流域的河流带入[7]，Cd污染的空间分布可能与西马莲河河水的注入及康平镇污水处理厂中的水排放有关。另外，水流对沉积物中重金属含量的分布也有一定的影响[7]。
3 结语
卧龙湖沉积物中重金属元素含量已受到人类活动干扰，总体呈偏中度污染。5种重金属污染的顺序为Cd>Cu>As>Zn>Pb，Igeo值差异极显著（P
参考文献
[1] 范成新，朱育新，吉志军，等.太湖宜溧河水系沉积物的重金属污染特征[J].湖泊科学，2002，14（3）：235-241.
[2] 陈静生，王飞越，宋吉杰，等.中国东部河流沉积物中重金属含量与沉积物的主要性质的关系[J].h境化学，1996，15（1）：8-14.
[3] MilenkovicN，Damijanovic T M，Ristic M.Study of heavy metaipollution in sediments from the iron gate（Danube River），Serbia and Montenegro[J].Polish Journal of Environmental Studies，2005，14（6）：781-787.
[4] 刘俐，宋存义，熊代群，等.渤海湾表层沉积物重金属在不同粒级有机-矿质复合体中的分布[J].环境科学研究，2006，19（1）：75-79.
[5] 杨学芬，熊邦喜，杨明生.武汉南湖沉积物的重金属污染状况评价[J].应用与环境生物学报，2009，15（4）：515-518
第3篇
关键词：襄汾溃坝区;土壤;农作物;重金属污染;生态风险
中图分类号：X825 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）20-4821-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.20.013
Pollution Characteristics and Risk Assessment of Heavy Metals in Soil and Crops in Dam-breaking Areas of Xiangfen
YAN Jiao， ZHANG Yong-qing， SONG Zhi-ping， HE Xiao-qin， LI Yu-peng
（College of Urban and Environmental Science， Shanxi Normal University， Linfen 041004， Shanxi， China）
Abstract： The contents of eight heavy metals（Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg） in soil and crops in dam-breaking areas of Xiangfen were analyzed. Tailing contained Cu and Zn was found. The contents of Cu and Zn in soil of the covered areas were higher than those in soil of the non-covered areas. The levels of other six elements in soil of the covered areas were lower than those in soil of the non-covered areas. The contents of Cu and Zn in crops of the covered areas were lower than those in crops of the non-covered areas. The levels of other six elements in crops of the covered areas were higher than those in crops of the non-covered areas. The correlation analysis showed that Cu and Zn in the coverage areas were from tailing. The other six heavy metals were homologous or associated in the coverage areas and non-covered areas. The single pollution index， Nemerow's synthetical pollution index and the potential ecological risk index showed that soil in the coverage areas was polluted slightly by heavy metals. Enrichment coefficients showed that the uptake capacity of the other six heavy metals by wheat was higher in the coverage areas than that in non-covered areas with the exception of Cu and Zn.
Key words： dam-breaking areas of Xiangfen; soil; crop; heavy metal pollution; ecological risk
重金属毒害是矿区普遍存在且最为严重的问题之一[1，2]。由于尾矿渣含有多种重金属，这些重金属随尾矿渣进入土壤环境发生积累、迁移，不仅对区域生态安全构成潜在危害，可能影响动植物的生长发育，甚至通过食物链进入人体，危害人体健康，导致一些慢性病、畸形、癌症等的发生[3]。矿山尾砂库垮坝导致的污染物迁移和扩散，不仅威胁人体健康和生命安全，而且会导致大面积的土地污染，使下游土地的重金属含量升高，土壤酸化，有机质含量降低和土壤板结[4]。例如，西班牙南部的Aznalcollar硫铁矿尾砂坝坍塌导致Agrio和Guadiamar流域55 km2范围内的土壤受到重金属污染，土壤Pb、Zn、As、Cd和Cu的含量分别增加到1 786、1 449、589、5.9、420 mg/kg[4]，受污染土壤的pH最低可以下降到2[5， 6];1985年，湖南郴州市竹园矿区尾砂坝坍塌，致使尾砂冲入东河两岸农田，即使农田中的尾砂已被清理，该地区农田土壤的As和Cd含量仍然高达709、7.6 mg/kg[7，8]。
目前，关于矿业的开采活动对矿区周围环境的影响有很多研究。曲蛟等[9]对钼矿尾矿周围蔬菜地的土壤的分析表明，重金属含量从大到小的顺序为残余态、有机结合态、氧化结合态和酸可提取态，由于尾矿石中可能释放重金属，当地的重金属污染很严重，预警类型为重警;李祥平等[10]对粤西黄铁矿区的土壤做了详细的研究，证实铁矿开采和尾渣堆放给矿区环境带来严重的危害，土壤重金属含量已超过中国土壤背景值的30余倍，Cd、Zn等已达到中度甚至重度污染，且污染物已渗透到土壤深层;王素娟等[11]对广西德保几个矿区尾矿的研究发现，土壤中Cd和Pb含量都超出了广西土壤环境质量标准的背景值，且Cd含量随pH的升高显著增加，Pb含量随pH的升高而减少。而矿山尾砂坝坍塌是一种较常见的事故，但对其导致下游土壤污染问题的研究至今仍较少。2008年9月8日，襄汾县云合村塔儿山的尾矿坝坍塌，尾砂冲入下游地区的居民区和农田，不仅造成了巨大的人员伤害和经济损失，而且造成下游农田土壤被大量的尾砂所覆盖，可能导致土壤和农作物的重金属污染。正确评价该区土壤的污染状况及潜在生态风险具有重要的理论和现实意义。为此，本研究采用单项污染指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态风险指数法对研究区内土壤及农作物重金属污染状况和潜在生态风险进行评价，以期为土壤污染控制和污染农田修复提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
溃坝区位于山西省临汾市襄汾县云合村塔儿山，E 111°3′，N 35°53′，海拔679～769 m，属温带大陆性季风气候，年均气温11.5 ℃，1月年均气温4.5 ℃，7月年均气温26 ℃，年均降水量454 mm，年均日照数2 522 h，无霜期185 d。塔儿山富含磁铁矿，溃坝发生后，进行了紧急治理，利用大型机械开挖泥石流，对土壤物理性状造成了较严重的破坏，在原有土壤上覆盖了大量尾砂。
1.2 样品采集与检测
在溃坝物覆盖区，沿溃坝物流向，采用S型取样法，取0～20 cm的耕层土壤，5个点混成一个土样，同时在同一块农田的未覆盖区采集对照样品，覆盖区和未覆盖区各18个土样，装袋、编号、扎口，带回实验室。把土样置于室内自然风干，剔除大石块、植物根系等杂质，磨细后过孔径为0.15 mm的尼龙筛，装袋密封用于测定土壤重金属含量。在秋季，研究区主要的农作物是小麦，在土壤点位上采集相应的麦苗样品，带回实验室，用自来水冲洗干净，再用纯水洗3遍，风干，80 ℃烘干至恒重，用研钵研碎，装袋。
取备用土壤0.1 g放入聚四氟乙烯坩埚，加入5 mL HNO3和1 mL HF，HNO3和HF试剂均为优级纯，加盖，放在电热板上消解，得到样品消解液，用火焰原子吸收法检测消解液中铜（Cu）、锌（Zn）、铬（Cr）和镍（Ni）等重金属的含量， 用石墨炉原子吸收法检测消解液中镉（Cd）和铅（Pb）的含量，用双道原子荧光光度计检测消解液中砷（As）和汞（Hg）的含量。测定过程中用10%的平行样品和加标回收样进行质量控制，以保证数据的准确度和精度。植物样品中的重金属检测方法同上。
1.3 土壤重金属污染评价方法及标准
1.3.1 单项污染指数法
Pi=Ci/Si
式中：Pi为样品中某污染物的单项污染指数;Ci为样品中某污染物的实测浓度;Si为某污染物的评价标准。
1.3.2 内梅罗综合污染指数法
Pn=■
式中：Pi=Ci/Si，Pn是内梅罗综合污染指数，Pi是样品中某污染物的单项污染指数，MaxPi是样品污染物中污染物指数最大值。
依据单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法将土壤重金属污染划分为5个等级，见表1。
1.3.3 潜在生态风险指数法 该方法是瑞典学者 Hakanson根据重金属的性质及环境行为特点，从沉积学角度提出的一种对沉积物或土壤中重金属污染进行评价的方法[12]。它将重金属的含量、生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，采用具有可比的等价属性指数分级法进行评价，可以定量地评价单一元素的风险等级，也可以评价多个元素的总体风险等级[13]。公式如下：
C■■=C■■/C■■;E■■=T■■×C■■;
RI=■E■■=■T■■×C■■=■T■■×C■■
式中：C■■为某一重金属的污染参数;C■■为土壤中重金属的实测含量;C■■为计算所需的参比值;E■■为潜在生态风险系数;T■■为某一重金属的毒性系数。参比值的选择，各地学者差异较大，大都以全球沉积物重金属的平均背景值为参比值[14]，或以当地土壤背景值为参比[15]，或以背景采样点值为参比[16]，为了更真实反映评价区域的重金属污染状况，本研究以未覆盖区土壤中重金属含量为参比值。不同重金属元素毒性水平不同，生物对重金属污染的敏感程度也不尽相同，用重金属元素毒性系数反映该特点[17]。根据“元素丰度原则”和“元素稀释度”，Hakanson认为某一重金属的潜在毒性与其丰度成反比，或者说与其稀少度成正比[17]，因此他指定的标准化重金属毒性系数为Zn（1）
1.3.4 富集系数 富集系数是植物中重金属的含量与土壤中重金属含量的比值，表示植物对重金属的富集能力[1]。富集系数越大，其富集能力就越强。
1.4 数据处理与统计分析
重金属含量用EXCEL 2003计算，重金属含量的最大值、最小值、平均值、变异系数、正态分布检验等描述性统计分析采用SPSS 19.0计算。
2 结果与分析
2.1 溃坝区下游土壤重金属分析
2.1.1 土壤重金属含量 溃坝区下游土壤重金属含量见表3。覆盖区和未覆盖区8种重金属的平均值和最大值均没有超过国家土壤环境质量标准的二级标准，两区域的Zn、Cr、Ni和As等4种重金属的平均浓度没有超过山西省土壤元素背景值，其他4种元素的平均浓度均超过山西省土壤元素背景值。覆盖区和未覆盖区相比，覆盖区Cu和Zn的平均浓度高于未覆盖区，其他6种元素的平均浓度均低于未覆盖区。这可能是因为尾矿砂中含有Cu和Zn覆盖在农田上，虽然经过清理，但还有残留，导致覆盖区的土壤中Cu和Zn的含量偏高;而Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的情况正好相反，尾矿砂中可能没有这些元素，或者含量极少，进入土壤后反而降低了土壤中Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的浓度，造成未覆盖区土壤中的含量偏高。
变异系数（CV）是衡量研究区各样品间的变异程度，CV大则说明土壤受外界干扰显著，空间分异明显，也说明土壤的污染是以复合污染的形式存在[19]。CV≤10%为弱变异，10%100%为强变异。覆盖区和未覆盖区8种重金属的变异都为中等变异，说明研究区内重金属的来源不相同，并不全部来自溃坝物。覆盖区内Hg的变异系数最高，说明不同采样点Hg的分布差异性很大，覆盖区内各重金属的变异系数从高到低依次为Hg、Pb、Cr、Ni、Cd、Zn、Cu、As。未覆盖区内也是Hg的变异系数最高，各重金属的变异系数从高到低依次为Hg、Pb、Cu、Cr、Cd、Ni、As、Zn。
研究土壤中重金属含量的相关性可以推测其来源是否相同。覆盖区和未覆盖区土壤重金属的相关系数分别见表4和表5。覆盖区内，Cu和Zn呈显著正相关，与其他6种元素（Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg）呈负相关，说明Cu和Zn来源相同，与其他6种重金属元素是异源关系;Ni与Cr显著相关;Cd与Pb、As、Hg显著相关，Pb与As、Hg显著相关，As与Hg显著相关，说明Cd、Pb、As和Hg为同一来源或者伴生关系。未覆盖区内，Ni和Cr、Pb、Hg，Cd和As、Hg，Pb和As、Hg，As和Hg，都呈显著正相关;而Cu和Zn相关性不显著，这与覆盖区完全不同。在覆盖区和未覆盖区内，Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg之间都具有很高的相关性，这些重金属可能是伴生关系或者来自同一污染源。
2.1.2 土壤重金属污染状况 以未覆盖区为背景值，计算出覆盖区土壤重金属单项污染指数和综合污染指数（表6）。Cr和Ni的污染指数在安全域内，Cd、As和Hg的污染指数在警戒线上，Cu、Zn和Pb的污染指数处于轻度污染级别。8种重金属的污染程度从高到低的依次为Pb>Cu>Zn>Cd>As=Hg>Ni>Cr。覆盖区的综合污染指数为1.3，处于轻度污染级别，这与Cu、Zn、Pb单项污染指数偏高有关。
2.1.3 土壤重金属生态风险评价 以未覆盖区为背景值，覆盖区土壤单个重金属的潜在生态危害指数（E■■）和多种重金属潜在生态危害指数（RI）见表7。8种重金属的潜在生态危害指数都处于轻微级别，它们的潜在生态风险趋势为E■■（Hg）>E■■（Cd）>E■■（Pb）>E■■（Cu）=E■■（As）>E■■（Ni）>E■■（Zn）>E■■（Cr）。多种重金属潜在生态危害指数RI也处于轻微级别。从重金属污染指数和潜在生态风险指数二者结合来看，溃坝物覆盖区土壤重金属污染比较轻微。
2.2 溃坝区麦苗体内重金属分析
2.2.1 麦苗体内重金属含量 为了进一步探索土壤对植物重金属污染的影响，采集了覆盖区与未覆盖区的麦苗，并对其重金属含量进行测定，结果见表8。覆盖区和未覆盖区的麦苗重金属含量差异较大，同种植物中不同重金属含量差异明显。与未覆盖区相比，覆盖区麦苗体内的Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg含量相对较高，Cu和Zn的含量相对较低，这与土壤中重金属含量规律相反，很可能与当地的铁矿开采活动有很大的关系。
2.2.2 麦苗体内重金属富集系数 覆盖区和未覆盖区的麦苗体内重金属富集系数见表9。从表9可以看出，相同植物对不同重金属的吸收能力存在差异。除Cu和Zn外，覆盖区麦苗对其他6种重金属的吸收能力高于未覆盖区。覆盖区的麦苗吸收重金属的能力依次为Cr>Cd>Hg>Zn>Ni>Pb>As>Cu;未覆盖区的麦苗吸收重金属的能力依次为Zn>Hg>Cr>Cu=Cd>Pb>Ni>As。覆盖区和未覆盖区的麦苗吸收重金属的能力不同可能与土壤中重金属含量、形态等有关。
3 小结
由于尾矿砂中含有Cu和Zn，造成覆盖区土壤中Cu和Zn的含量高于未覆盖区，其他6种元素的含量均低于未覆盖区。覆盖区和未覆盖区8种重金属的变异都为中等变异，各金属元素在土壤中的含量还是比较稳定的。
通过相关分析可以推断出覆盖区内Cu和Zn来源于尾矿砂，其他6种重金属在覆盖区与未覆盖区都具有同源或者伴生关系。
以未覆盖区为背景值，从重金属污染指数和潜在生态风险指数二者结合来看，溃坝物覆盖区土壤重金属污染比较轻微。
覆盖区和未覆盖区对比，麦苗体内重金属含量规律与土壤中重金属含量规律相反，这很可能与当地的采矿活动有关。覆盖区和未覆盖区的麦苗吸收重金属的能力不相同可能与土壤重金属含量、形态有关系。
参考文献：
[1] 杨胜香， 李明顺， 李 艺， 等. 广西平乐锰矿区土壤、植物重金属污染状况与生态恢复研究[J]. 矿业安全与环保， 2006， 33（1）：21-23.
[2] 夏汉平， 蔡锡安. 采矿地的生态恢复技术[J]. 应用生态学报， 2002， 13（11）：1471-1477.
[3] 李 岚， 李耀初， 周劲风， 等. 紫金矿业尾矿库溃坝事故后黄华河流域土壤环境重金属污染影响后评估[J]. 资源与环境， 2013， （28）：131-132.
[4] SIMON M， ORTIZ I， GARCIA I， et al. Pollution of soils by the toxic spill of a pyrite mine （Aznalcollar， Spain） [J]. The Science of the Total Environment， 1999， 242（1-3）：105-115.
[5] CLEMENTE R， WALKER D J， ROIJ A， et al. Heavy metal bioavailability in a soil affected by mineral sulphides contamination following the mine spillage at Aznalcollar （Spain）[J]. Biodegradation， 2003， 14（3）：199-205.
[6] AGUILAR J， DORRONSORO C， FEMA′NDEZ E， et al. Soil pollution by a pyrite mine spill in Spain Evolution in time [J]. Environmental Pollution， 2004， 132（3）：395-401.
[7] LIU H Y， PROBST A， LIAO B H. Metal contamination of soils and crops affected by the Chenzhou lead/zinc mine spill （Hunan，China）[J]. The Science of the Total Environment， 2005， 339（1-3）：153-166.
[8] 翟丽梅， 陈同斌， 廖晓勇， 等. 广西环江铅锌矿尾砂坝坍塌对农田土壤的污染及其特征[J]. 环境科学学报， 2008， 28（6）： 1206-1211.
[9] 曲 蛟， 王红雨， 袁 星， 等. 钼矿尾矿区蔬菜地土壤中重金属含量分析与生态风险预警评估[J]. 安全与环境学报， 2008， 8（2）： 76-79.
[10] 李祥平， 齐剑英， 王春霖， 等. 粤西黄铁矿区铊―铅污染土壤的环境质量研究[J]. 农业环境科学学报， 2009， 28（3）： 496-501.
[11] 王素娟， 李正文， 廖秋佳， 等. 广西矿区土壤镉、铅污染状况研究[J]. 生态科学， 2008， 27（1）：50-54.
[12] 刘 晶， 滕彦国， 崔艳芳， 等. 土壤重金属污染生态风险评价方法综述[J]. 环境监测管理与技术， 2007， 19（3）：6-11.
[13] 尹仁湛， 罗亚平， 李金城， 等. 泗顶铅锌矿周边土壤重金属污染潜在生态风险评价及优势植物对重金属累计特征[J]. 农业环境科学学报，2008，27（6）：2158-2165.
[14] 王胜强， 孙津生， 丁 辉. 海河沉积物重金属污染及潜在生态风险评价[J]. 环境工程， 2005， 23（2）：62-64.
[15] 武永锋， 刘丛强， 涂成龙. 贵阳市土壤重金属污染及其生态风险评价[J]. 矿物岩石地球化学通报， 2007，26（3）：254-257.
[16] 刘文新， 栾兆坤， 汤鸿霄， 等. 乐安江沉积物中金属污染的潜在生态风险评价[J]. 生态学报， 1999， 19（2）：206-211.
[17] 刘衍君， 马春玲， 曹建荣， 等. 聊城市土壤重金属污染现状及其潜在风险评价[J]. 聊城大学学报（自然科学版）， 2013， 26（2）：73-77，94.
