资源描述：
２ ０ ２ ０年 ９月 Ｓ ｅ ｐ ｔ ｅ ｍ ｂ ｅ ｒ ２ ０ ２ ０ 岩 矿 测 试 Ｒ Ｏ Ｃ ＫＡ Ｎ ＤＭ Ｉ Ｎ Ｅ Ｒ Ａ ＬＡ Ｎ Ａ Ｌ Ｙ Ｓ Ｉ Ｓ Ｖ ｏ ｌ ． ３ ９ ，Ｎ ｏ ． ５ ７ ２ ６－ ７ ３ ８ 收稿日期 ２ ０ １ ９－ １ １－ ０ ５ ；修回日期 ２ ０ ２ ０－ ０ ２－ ２ ８ ；接受日期 ２ ０ ２ ０－ ０ ５－ １ ３ 基金项目国家自然科学基金青年基金资助项目（ ４ １ ２ ０ ２ ２ ５ ４ ） ； 中央级公益性科研院所基本科研业务费专项资金资助项目 （ Ｋ １ ２ ０ ９ ） ； 中国地质调查局地质调查项目（ Ｄ Ｄ ２ ０ １ ６ ０ ０ ５ ６ ， Ｄ Ｄ ２ ０ １ ６ ０ ０ ５ ５ ， Ｄ Ｄ ２ ０ １ ９ ０ １ ７ ３ ） 作者简介张塞， 硕士研究生， 地球化学专业。Ｅ－ ｍ ａ ｉ ｌ ｚ ｈ ａ ｎ ｇ ｓ ａ ｉ １ ０ １ ７ ＠ｆ ｏ ｘ ｍ ａ ｉ ｌ ． ｃ ｏ ｍ 。 通讯作者于扬， 博士， 副研究员， 从事矿产资源和环境地球化学研究。Ｅ－ ｍ ａ ｉ ｌ ｙ ｕ ｙ ａ ｎ ｇ ＿ ｃ ａ ｇ ｓ ＠ｓ ｉ ｎ ａ ． ｃ ｏ ｍ 。 张塞，于扬，王登红， 等． 赣南离子吸附型稀土矿区土壤重金属形态分布特征及生态风险评价［ Ｊ ］ ． 岩矿测试， ２ ０ ２ ０ ， ３ ９ （ ５ ） ７ ２ ６－ ７ ３ ８ ． Ｚ Ｈ Ａ Ｎ ＧＳ ａ ｉ ，Ｙ ＵＹ ａ ｎ ｇ ，ＷＡ Ｎ ＧＤ ｅ ｎ ｇ － ｈ ｏ ｎ ｇ ，ｅ ｔ ａ ｌ ． Ｆ ｏ ｒ ｍ ｓ Ｄ ｉ ｓ ｔ ｒ ｉ ｂ ｕ ｔ ｉ ｏ ｎｏ ｆ Ｈ ｅ ａ ｖ ｙ Ｍ ｅ ｔ ａ ｌ ｓ ａ ｎ ｄＴ ｈ ｅ ｉ ｒ Ｅ ｃ ｏ ｌ ｏ ｇ ｉ ｃ ａ ｌ Ｒ ｉ ｓ ｋＥ ｖ ａ ｌ ｕ ａ ｔ ｉ ｏ ｎｉ ｎＳ ｏ ｉ ｌ ｓ ｏ ｆ Ｉ ｏ ｎＡ ｄ ｓ ｏ ｒ ｐ ｔ ｉ ｏ ｎＴ ｙ ｐ ｅｉ ｎｔ ｈ ｅＲ ａ ｒ ｅＥ ａ ｒ ｔ ｈＭ ｉ ｎ ｉ ｎ ｇＡ ｒ ｅ ａｏ ｆ Ｓ ｏ ｕ ｔ ｈ ｅ ｒ ｎＪ ｉ ａ ｎ ｇ ｘ ｉ ，Ｃ ｈ ｉ ｎ ａ ［ Ｊ ］ ． Ｒ ｏ ｃ ｋａ ｎ ｄＭ ｉ ｎ ｅ ｒ ａ ｌ Ａ ｎ ａ ｌ ｙ ｓ ｉ ｓ ， ２ ０ ２ ０ ， ３ ９ （ ５ ） ７ ２ ６－ ７ ３ ８ ．【 Ｄ Ｏ Ｉ １ ０ ． １ ５ ８ ９ ８ ／ ｊ ． ｃ ｎ ｋ ｉ ． １ １－ ２ １ ３ １ ／ ｔ ｄ ． ２ ０ １ ９ １ １ ０ ５ ０ １ ５ ２ 】 赣南离子吸附型稀土矿区土壤重金属形态分布特征及 生态风险评价 张塞１ ， ２，于扬 １ ，王登红１，王伟３，张洪果４，岑况２ （ １ ． 自然资源部成矿作用与资源评价重点实验室，中国地质科学院矿产资源研究所，北京 １ ０ ０ ０ ３ ７ ； ２ ． 中国地质大学（ 北京） 地球科学与资源学院，北京 １ ０ ０ ０ ８ ４ ； ３ ． 四川省地质矿产勘查开发局地质矿产科学研究所，四川 成都 ６ １ ０ ０ ３ ６ ； ４ ． 四川华地勘探股份有限公司，四川 成都 ６ １ ０ ２ ０ ０ ） 摘要稀土矿的露天开采易造成土壤重金属污染等环境问题。已有研究表明赣南离子吸附型稀土矿区土壤 存在以 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 为主的轻、 中度重金属污染。常见环境质量评价以主要污染因子（ 如重金属总量） 作为衡量污 染程度的指标， 仅能反映重金属的富集程度。为查明赣南稀土矿区土壤重金属的赋存状态、 迁移能力以及生 物有效性， 本文在利用电感耦合等离子体质谱法（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） 测定土壤重金属各形态含量的基础上， 采用地累 积指数法、 潜在生态危害指数法及 Ｒ Ａ Ｃ风险评价法对赣南稀土矿区土壤重金属的生态风险进行评价。结果 表明 ①研究区土壤重金属主要以残渣态存在， 占总量的 ６ ５ ． ５ ％。②土壤样品中 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ含量平均值分别是 江西省土壤背景值的 １ ． ７ ２倍和 ２ ． １ ４倍； 流域内位于矿山下游河流沿岸农田土壤 Ｃ ｄ的平均值、 尾矿库附近 农田 Ｐ ｂ 的平均值分别是土壤背景值的 ２ ． ３ ３倍和 ３ ． ０ ６倍， ２ ２ ． ７ ％样品的 Ｃ ｄ或 Ｐ ｂ含量超过风险筛选值， 其中可交换态所占比例仅次于残渣态， 分别占总量的 ４ ７ ． １ ％和 １ ３ ． ５ ％。③地累积指数与潜在生态风险评价 结果表明 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ累积程度及生态风险水平较高， Ｃ ｏ 、 Ｎ ｉ 、 Ｃ ｕ 、 Ｚ ｎ较低； Ｒ Ａ Ｃ风险评价结果显示 Ｃ ｄ生态风险 较高， Ｃ ｏ 、 Ｚ ｎ 、 Ｐ ｂ 生态风险中等， Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 生态风险低。④针对矿区农田土壤的三种评价方法各有侧重， 其评价 结果异中有同， 均表明研究区土壤 Ｃ ｄ 具有较高的污染程度和迁移活性， 生态风险较高。本研究结果将为识 别稀土矿周边农田土壤的潜在环境风险， 提出有效的防范、 应急与减缓措施提供科学依据。 关键词离子型稀土矿；重金属形态；电感耦合等离子体质谱法；地累积指数；潜在生态风险指数； Ｒ Ａ Ｃ风险评价法 要点 （ １ ）稀土矿区周边农田土壤 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 存在累积现象且可交换态占比较高。 （ ２ ）综合多种生态风险评价结果表明矿区农田土壤中 Ｃ ｄ 生态风险等级较高。 （ ３ ）流域内位于矿山下游河旁农田土壤中 Ｃ ｄ 污染程度高， 位于矿山上游河旁农田土壤中 Ｃ ｄ 迁移活性高。 中图分类号Ｓ １ ５ １ ． ９ ３ ；Ｐ ６ １ ８ ． ７ ；Ｏ ６ ５ ７ ． ６ ３文献标识码Ａ ６２７ 我国稀土产业的发展在取得了令人瞩目成绩的 同时［ １ ］， 也引发了环境成本急剧上升、 一定程度的 环境破坏与污染问题， 其中土壤重金属污染因其隐 蔽性强、 长时间残留、 不易降解、 强毒性和不可 逆［ ２ － ３ ］， 是稀土矿露天开采引发的主要环境问题之 一［ ４ ］。重金属在生态系统中易通过食物链（ 网） 危 害生物健康［ ５ ］， 近年来受到国内外学者的广泛关 注［ ６ － ８ ］。目前国际上对土壤重金属污染及生态风险 评价的研究方法主要有地累积指数法、 潜在生态危 害指数法、 内梅罗综合指数法等［ ９ ］。各方法均存在 一定的局限性 地积累指数法侧重单一金属， 没有考 虑生物有效性、 各因子的污染贡献比及地理空间差 异； 潜在生态危害指数法的加权具有主观性， 适合大 区域范围内评价； 内梅罗综合指数法没有考虑污染 物对作物毒害的差别， 仅反映污染的程度而难以反 映污染的质变特征［ １ ０ ］。国外学者对各类矿区土壤 重金属的生态风险评价通常会采取两种以上的评价 方法［ １ １ － １ ４ ］， 我国学者在实际应用中也常采用多种方 法来综合评价重金属污染。 赣南是江西省重要的粮食和脐橙产区， 也是我 国南方典型的离子吸附型稀土矿区［ １ ５ ］。如龚胜 芳［ １ ６ ］、 陈优良等［ １ ７ ］、 苏文湫等［ １ ８ ］、 贺灵等［ １ ９ ］均对该 地区土壤进行了重金属生态风险评价， 采用单因子、 综合因子、 模糊数学、 内梅罗指数、 潜在生态危害指 数等多种评价方法， 揭示了研究区土壤存在以 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 为主的轻、 中度重金属污染， 取得较丰富的研究 成果。以上评价均以重金属总量作为衡量污染程度 的指标， 但随着对土壤重金属污染研究的深入， 大量 专家学者指出土壤中的重金属总量仅能反映其富集 程度， 不能反映元素的赋存状态、 迁移能力以及生物 有效性［ ２ ０ ］。事实上， 重金属的生物毒性在很大程度 上取决于它们的化学形态［ ２ １ ］。风险评价代码（ Ｒ ｉ ｓ ｋ Ａ ｓ ｓ ｅ ｓ ｓ ｍ ｅ ｎ ｔ Ｃ ｏ ｄ ｅ ， Ｒ Ａ Ｃ ） 则是一种基于重金属形态学 的生态风险评价方法［ ２ ２ － ２ ３ ］， 通过分析活性形态含量 来评价其对环境的风险。Ｒ Ａ Ｃ风险评价法相比其 他总量风险评价法， 能更有效地揭示土壤重金属的 迁移活性以及生物有效性［ ９ ］。目前仅有刘丹等［ ９ ］ 采用 Ｒ Ａ Ｃ风险评价法对赣南某钨矿周边土壤生态 风险进行评价。 基于电感耦合等离子体质谱（ Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ ） 等现代 地球化学分析技术， 本文通过测定赣南离子吸附型 稀土矿区土壤中 ６种重金属元素（ Ｃ ｄ 、 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ ） 含量， 运用 Ｔ ｅ ｓ ｓ ｉ ｅ ｒ 五步顺序提取法分析稀土 矿区周边农田土壤重金属元素含量、 空间变化及形 态分布特征。在此基础上， 采用地累积指数法、 潜在 生态危害指数法和 Ｒ Ａ Ｃ风险评价法对赣南稀土矿 区土壤重金属生态风险进行评价， 为识别稀土矿区 周边农田土壤的潜在环境风险， 提出有效的防范、 应 急与减缓措施提供科学依据。 １ 实验部分 １ ． １ 样品采集 ２ ２件土壤样品分别采集于江西省龙南县某重 稀土矿区、 安远县某中重稀土矿区及寻乌县某轻稀 土矿区周边农田， 流域内有东江、 桃江及濂水等水系 及其支流分布。采样点的分布（ 表 １ ［ ２ ４ ］） 涵盖了尾 矿库周边农田、 流经重点矿山上下游河旁农田， 共选 取 １ １个采样点， 每个采样点采集 １～ ４个样品。使 用塑料铲子采集 １ ｋ ｇ 表层土壤（ ０～ ２ ０ ｃ ｍ ） 于密实袋 中， 对样品进行编号并记录采样信息。 表 １ 采样信息 Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ １ Ｓ ａ ｍ ｐ ｌ ｅｉ ｎ ｆ ｏ ｒ ｍ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ 矿区位置 采样点 采样数样品号采样点描述 Ａ Ｙ－ １４Ａ Ｓ － １～ Ａ Ｓ － ４尾矿库附近农田 Ａ Ｙ－ ２２Ａ Ｓ － ５ ， Ａ Ｓ － ６矿山上游河旁农田 江西安远 Ａ Ｙ－ ３１Ａ Ｓ － ７尾矿库附近农田 Ａ Ｙ－ ４１Ａ Ｓ － ８矿山下游河旁农田 Ａ Ｙ－ ５２Ａ Ｓ － ９ ， Ａ Ｓ － １ ０矿山上游河旁农田 Ａ Ｙ－ ６２Ａ Ｓ － １ １ ， Ａ Ｓ － １ ２尾矿库附近农田 Ｌ Ｎ－ １２Ｌ Ｓ － １ ， Ｌ Ｓ － ２矿山下游河旁农田 江西龙南 Ｌ Ｎ－ ２２Ｌ Ｓ － ３ ， Ｌ Ｓ － ４尾矿库附近农田 Ｌ Ｎ－ ３２Ｌ Ｓ － ５ ， Ｌ Ｓ － ６矿山上游河旁农田 Ｌ Ｎ－ ４２Ｌ Ｓ － ７ ， Ｌ Ｓ － ８矿山上游河旁农田 江西寻乌 Ｘ Ｗ－ １２Ｘ Ｓ － １ ， Ｘ Ｓ － ２矿山下游河旁农田 １ ． ２ 样品测试和分析结果评价方法 １ ． ２ ． １ 样品前处理 样品取回实验室后用滤纸包裹放入烘箱， 在 ６ ０ ～ ７ ０ ℃温度下烘至恒重（ 约 ７天） ， 挑出植物根茎等 杂物， 充分混合后采用四分法取样， 研磨后过０ ． ０ ７ ５ ｍ ｍ （ ２ ０ ０目） 国家标准筛， 过筛后样品质量要求大于 １ ０ ０ ｇ ， 装入纸袋备用。每加工完一个样品， 加工用具 均进行全面清扫， 保证样品不受污染。 重金属形态提取参考 Ｔ ｅ ｓ ｓ ｉ ｅ ｒ 五步顺序提取 法［ ２ ５ － ２ ８ ］， 分为可交换态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物 结合态、 有机物结合态及残渣态。提取过程中所用 的容器均在 ４ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ硝酸中浸泡 ４ ８ ｈ以上， ２ ５ ｍ Ｌ容 量瓶为聚四氟乙烯材质， 实验用水采用去离子水。 重金属各形态提取过程如下。 ７２７ 第 ５期张塞， 等赣南离子吸附型稀土矿区土壤重金属形态分布特征及生态风险评价第 ３ ９卷 （ １ ） 可交换态 取 １ ． ０ ０ ｇ 过筛后的土壤样品， 加 入 ８ ｍ Ｌ１ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ氯化镁溶液（ ｐ Ｈ＝ ７ ） ， ２ ５ ℃条件下振 荡 １ ｈ ， ４ ０ ０ ０ ｒ ／ ｍ ｉ ｎ 下离心 ５ ｍ ｉ ｎ ， 用 ３ ｍ Ｌ水洗涤， 离心 液和洗涤液归入 ２ ５ ｍ Ｌ容量瓶中， 用去离子水定容， 清液被定义为可交换态。 （ ２ ） 碳酸盐结合态 第一步完成后的不溶物， 加 入 ８ ｍ Ｌ１ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ乙酸钠溶液（ ｐ Ｈ＝ ５ ） ， ２ ５ ℃条件下振 荡 ５ ｈ ， ４ ０ ０ ０ ｒ ／ ｍ ｉ ｎ 下离心 ５ ｍ ｉ ｎ ， 用 ３ ｍ Ｌ水洗涤， 离心 液与洗涤液一并归入 ２ ５ ｍ Ｌ容量瓶中， 用去离子水 定容， 清液被定义为碳酸盐结合态。 （ ３ ） 铁锰氧化物结合态 第二步完成后的不溶 物， 加入 ２ ０ ｍ Ｌ０ ． ０ ４ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ盐酸羟胺溶液（ ２ ５ ％的乙 酸作底液， ｐ Ｈ＝ ２ ） ， ９ ６ ３ ℃水浴下间歇性振荡 ６ ｈ ， ４ ０ ０ ０ ｒ ／ ｍ ｉ ｎ 下离心５ ｍ ｉ ｎ ， 用３ ｍ Ｌ水洗涤， 离心液和洗 涤液一并归入 ２ ５ ｍ Ｌ容量瓶中， 用去离子水定容， 清 液被定义为铁锰氧化物结合态。 （ ４ ） 有机质结合态 第三步完成后的不溶物， 加 入 ３ ｍ Ｌ０ ． ０ ２ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ硝酸（ ｐ Ｈ＝ ２ ） ， 并加入 ５ ｍ Ｌ３ ０ ％ 过氧化氢， ８ ５ ２ ℃水浴下间歇性振荡 ２ ｈ ， 之后加入 ３ ｍ Ｌ３ ０ ％过氧化氢在 ８ ５２ ℃水浴下间歇性振荡 ３ ｈ ， 冷却后２ ５ ℃下加入５ ｍ Ｌ３ ． ２ ｍ ｏ ｌ ／ Ｌ乙酸铵（ ｐ Ｈ＝ ２ ， ２ ０ ％硝酸） 振荡 ０ ． ５ ｈ ， ４ ０ ０ ０ ｒ ／ ｍ ｉ ｎ下离心 ５ ｍ ｉ ｎ ， 用 ３ ｍ Ｌ水洗涤， 离心液与洗涤液一并归入 ２ ５ ｍ Ｌ容量 瓶中， 去离子水定容， 清液被定义为有机质结合态。 （ ５ ） 残渣态 第四步完成后的不溶物， 采用氢氟 酸 － 盐酸 － 高氯酸 － 硝酸消解体系在密封罐电热板 上完全消解， 在 ２ ５ ｍ Ｌ容量瓶中用去离子水定容， 清 液被定义为残渣态。 １ ． ２ ． ２ 测试方法和质量控制 土壤重金属形态含量测试由中国地质科学院地 球物理地球化学勘查研究所完成， 测试方法参考 生 态地 球 化 学 评 价 样 品 分 析 技 术（ Ｄ Ｄ２ ０ ０ ５－ ０ ３ ） ［ ２ ９ － ３ ０ ］采用 Ｉ Ｃ Ｐ－ Ｍ Ｓ法进行测定。测试结果通过 国家土壤重金属顺序提取形态标准物质（ Ｇ Ｂ Ｗ０ ７ ４ ３ ６ 、 Ｇ Ｂ Ｗ０ ７ ４ ３ ７ 、 Ｇ Ｂ Ｗ０ ７ ４ ３ ８ ） 进行质量控制， 总形态含量和 总量的相对误差在 ５ ％以内。另外， 插入重复样品用 于质量监控， 重复样测量值的相对误差在 １ ％ ～ ３ ２ ％ 之间， 平均相对误差为１ ６ ％， 其中主要以可交换态 Ｃ ｄ 和碳酸盐结合态 Ｃ ｄ的相对偏差较大， 其他形态分析 质量均较好， 符合 土地质量地球化学评价规范 （ Ｄ Ｚ ／ Ｔ０ ２ ９ ５ ２ ０ １ ６ ） 测试质量要求。 １ ． ３ 土壤重金属评价方法 １ ． ３ ． １ 地累积指数法 地累积指数法（ Ｉ ｎ ｄ ｅ ｘｏ ｆ ｇ ｅ ｏ ａ ｃ ｃ ｕ ｍ ｕ ｌ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ ， Ｉ ｇ ｅ ｏ） 是 １ ９ ６ ９年德国科学家 Ｍ ｌ ｌ ｅ ｒ ［ ３ １ ］提出的土壤重金属污 染评价方法。其能够定量地反映重金属在土壤中的 累积程度， 同时考虑了人为因素和土壤环境地球化 学背景值对重金属污染的影响， 已经广泛应用于土 壤重金属污染评价［ ３ ２ ］。计算公式为 Ｉ ｇ ｅ ｏ＝ ｌ ｏ ｇ２｛ Ｃ ｉ １ ． ５ Ｂ ｉ ｝ 式中Ｃ ｉ是样品中元素 ｉ 的实测浓度； Ｂｉ是土壤中元 素 ｉ 的地球化学背景值。 重金属地累积指数（ Ｉ ｇ ｅ ｏ） 与累积程度的关系为 Ｉ ｇ ｅ ｏ＜ ０ ， 无累积； ０＜ Ｉｇ ｅ ｏ＜ １ ， 轻度累积； １＜Ｉｇ ｅ ｏ＜ ２ ， 偏 中度累积； ２＜Ｉ ｇ ｅ ｏ＜ ３ ， 中度累积； ３＜Ｉｇ ｅ ｏ＜ ４ ， 偏重累 积； ４＜ Ｉ ｇ ｅ ｏ＜ ５ ， 重度累积； ５＜ Ｉｇ ｅ ｏ， 严重累积。 １ ． ３ ． ２ 潜在生态危害指数法 潜在 生 态 危 害 指 数 法 是 由 瑞 典 科 学 家 Ｈ ａ ｋ ａ ｎ ｓ ｏ ｎ ［ ３ ３ ］于 ２ ０世纪 ８ ０年代创建的。该方法以 土壤重金属的元素背景值为基础， 结合重金属的生 物毒性系数， 计算出重金属的生态危害系数（ Ｅ ） 和 潜在生态风险指数（ Ｒ Ｉ ） 。已广泛应用于国内外土 壤重金属对生态危害的评价［ ３ ３ － ３ ６ ］。计算公式如下 Ｒ Ｉ ＝ Σ Ｅ ｉ ｒ＝ Ｔ ｉ ｒ Ｃ ｉ ｆ＝ Ｔ ｉ ｒ Ｃ ｉ ｓ Ｃ ｉ ｎ 式中 Ｒ Ｉ 值为某一点土壤多种重金属综合潜在生态 风险指数； Ｅ ｉ ｒ为土壤中第 ｉ 种重金属生态危害系数； Ｔ ｉ ｒ为第 ｉ 种重金属的毒性系数， 反映重金属的毒性 强度及水体对重金属的敏感程度， 重金属 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ元素的毒性系数分别为 ３ ０ 、 ５ 、 ２ 、 ５ 、 ５ 、 １ ［ ３ ６ ］； Ｃｉ ｆ为第 ｉ 种重金属的污染系数； Ｃ ｉ ｓ为土壤第 ｉ 种重金属实测值（ μ ｇ ／ ｇ ） ； Ｃ ｉ ｎ为土壤背景值（ μ ｇ ／ ｇ ） 。 Ｅ ｉ ｒ和 Ｒ Ｉ与 潜 在 生 态 危 害 程 度 的 关 系 为 Ｅ ｉ ｒ＜ ４ ０ 、 Ｒ Ｉ ＜ １ ５ ０ ， 轻微生态风险； ４ ０＜ Ｅ ｉ ｒ＜ ８ ０ 、 １ ５ ０＜ Ｒ Ｉ ＜ ３ ０ ０ ， 中等生态风险； ８ ０＜Ｅ ｉ ｒ＜ １ ６ ０ 、 ３ ０ ０＜Ｒ Ｉ ＜ ６ ０ ０ ， 强生态风险； １ ６ ０＜ Ｅ ｉ ｒ＜ ３ ２ ０ 、 Ｒ Ｉ ＞ ６ ０ ０ ， 很强生态 风险； Ｅ ｉ ｒ＞ ３ ２ ０ ， 极强生态风险。 １ ． ３ ． ３ Ｒ Ａ Ｃ风险评价法 Ｒ Ａ Ｃ （ Ｒ ｉ ｓ ｋＡ ｓ ｓ ｅ ｓ ｓ ｍ ｅ ｎ ｔ Ｃ ｏ ｄ ｅ ） 风险评价法是基于 形态学研究而产生的一种评价方法［ ２ ２ － ２ ３ ］。Ｒ Ａ Ｃ风 险评价法的核心内容为 重金属活性形态占各形态 之和的比例越高， 其对环境危害风险越大。以活性 形态占各形态之和的比例作为评价重金属对环境危 害的风险评价指标， 活性形态所占比例与风险等级 的对应关系为 活性态占比小于 １ ％， 无风险等级； 活性态占比为 １ ％ ～ １ ０ ％， 低风险等级； 活性态占比 ８２７ 第 ５期 岩 矿 测 试 ｈ ｔ ｔ ｐ ∥ｗ ｗ ｗ ． ｙ ｋ ｃ ｓ ． ａ ｃ ． ｃ ｎ ２ ０ ２ ０年 为 １ ０ ％ ～ ３ ０ ％， 中等风险等级； 活性态占比为 ３ ０ ％ ～ ５ ０ ％， 高等风险等级； 活性态占比大于 ５ ０ ％， 极高 风险等级［ ３ ７ ］。 ２ 结果与讨论 ２ ． １ 稀土矿区土壤重金属元素含量 矿区周边农田 ２ ２件土壤样品 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 含量见表２ 。所有土壤样品的 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ含量分别是江西土壤背景值［ ３ ８ ］的 ０ ． ４ ３～ ３ ． １ ２ 倍、 ０ ． ３ １～ １ ． ４ ７倍、 ０ ． ６ ４～ ２ ． １ ２倍、 ０ ． ４ ２～ １ ． ３ ８ 倍、 １ ． １ ７～ ４ ． ４ ５倍、 ０ ． ９ ６～ １ ． ７ ０倍， 其中矿区土壤样 品 Ｃ ｄ 、 Ｃ ｕ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ平均值含量是江西土壤背景值的 １ ． ７ ２倍、 １ ． ２ ０倍、 ２ ． １ ４倍、 １ ． ３ １倍， 样品 Ｌ Ｓ－ １的 Ｃ ｄ 含量和样品 Ａ Ｓ － ４的 Ｐ ｂ 含量分别达到了背景值 的 ３ ． １ ２倍和 ４ ． ４ ５倍， 矿山上游、 尾矿库和矿山下游 旁农田土壤的 Ｃ ｄ平均值分别是背景值的 １ ． ８ ０倍、 １ ． ３ １倍、 ２ ． ３ ３倍， Ｐ ｂ平均值分别是背景值的 １ ． ５ １ 倍、 ３ ． ０ ６ 倍、 １ ． ４ ８ 倍。 矿区土壤样品中Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 含量 表 ２ 赣南典型稀土矿周边农田土壤重金属含量 Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ ２ Ｈ ｅ ａ ｖ ｙｍ ｅ ｔ ａ ｌ ｃ ｏ ｎ ｔ ｅ ｎ ｔ ｉ ｎｆ ａ ｒ ｍ ｌ ａ ｎ ｄａ ｒ ｏ ｕ ｎ ｄｔ ｙ ｐ ｉ ｃ ａ ｌ ｒ ａ ｒ ｅｅ ａ ｒ ｔ ｈｍ ｉ ｎ ｅ ｒ ａ ｌ ｓ ｉ ｎｓ ｏ ｕ ｔ ｈ ｅ ｒ ｎＪ ｉ ａ ｎ ｇ ｘ ｉ 采样点类型采样点样品号 重金属元素含量（ μ ｇ ／ ｇ ） Ｃ ｄＣ ｏＣ ｕＮ ｉＰ ｂＺ ｎ Ａ Ｓ － １０ ． ２ ４３ ． ９ ０１ ３ ． １ ７８ ． １ １８ １ ． ２ ２１ １ １ ． ４ ９ Ａ Ｓ － ２０ ． １ ３１ １ ． １ ６３ ７ ． ９ ６１ ４ ． ９ １１ ３ ６ ． ６ ０８ ６ ． ８ ５ Ａ Ｙ－ １Ａ Ｓ － ３０ ． ０ ７１ ４ ． ７ ５４ ３ ． ０ ０１ ４ ． ４ ７１ ３ ８ ． ２ ０７ ３ ． ２ ２ Ａ Ｓ － ４０ ． １ ４１ ０ ． ９ ０３ ８ ． ７ ６１ ４ ． ５ ３１ ４ ３ ． ６ ４８ ２ ． ５ ４ 平均值０ ． １ ５１ ０ ． １ ８３ ３ ． ２ ２１ ３ ． ０ ０１ ２ ４ ． ９ ２８ ８ ． ５ ３ 尾矿库附近农田Ａ Ｓ － １ １０ ． ０ ５１ ３ ． ０ ４３ １ ． ６ ６１ ４ ． ３ ５７ ０ ． ８ ７６ ６ ． ６ ７ Ａ Ｙ－ ６Ａ Ｓ － １ ２０ ． ０ ５１ ６ ． ９ ３３ ０ ． ６ ３１ ４ ． ３ ８７ ２ ． ４ ０６ ８ ． ３ ７ 平均值０ ． ０ ５１ ４ ． ９ ９３ １ ． １ ５１ ４ ． ３ ７７ １ ． ６ ３６ ７ ． ５ ２ Ｌ Ｓ － ３０ ． １ ６７ ． １ ７１ ７ ． ６ ４１ ５ ． ２ ７８ ６ ． ３ ９１ ０ １ ． ５ ２ Ｌ Ｎ－ ２Ｌ Ｓ － ４０ ． １ ７７ ． ０ ０１ ６ ． ９ ０１ ４ ． ８ １８ ２ ． ８ １９ ４ ． ３ ４ 平均值０ ． １ ７７ ． ０ ９１ ７ ． ２ ７１ ５ ． ０ ４８ ４ ． ６ ０９ ７ ． ９ ３ Ａ Ｙ－ ３Ａ Ｓ － ７０ ． ２ ６３ ． ５ ９１ ３ ． ０ ６７ ． ９ ２７ ６ ． ３ ４１ １ ８ ． ２ ４ Ａ Ｓ － ５０ ． ２ １６ ． ５ ５１ ９ ． ４ １２ １ ． ４ ６５ ５ ． ５ ０８ ７ ． ９ ２ Ａ Ｙ－ ２Ａ Ｓ － ６０ ． １ ７７ ． ２ ５１ ８ ． ７ ９１ ９ ． ９ ２５ １ ． ３ ４８ ７ ． ６ １ 平均值０ ． １ ９６ ． ９ ０１ ９ ． １ ０２ ０ ． ６ ９５ ３ ． ４ ２８ ７ ． ７ ６ Ａ Ｓ － ９０ ． １ ８５ ． ０ ７２ １ ． ５ ５１ ８ ． ８ ２４ ７ ． ４ ３８ ８ ． ８ ８ Ａ Ｙ－ ５Ａ Ｓ － １ ００ ． １ ８４ ． ６ ７１ ７ ． ８ ８１ ６ ． １ ４４ ４ ． １ ８７ ６ ． ０ ３ 矿山上游河旁农田 平均值０ ． １ ８４ ． ８ ７１ ９ ． ７ ２１ ７ ． ４ ８４ ５ ． ８ ０８ ２ ． ４ ６ Ｌ Ｓ － ５０ ． ２ ０６ ． ４ ０２ ０ ． ３ ０１ ４ ． ９ ４４ ８ ． ６ ０８ ９ ． １ ３ Ｌ Ｎ－ ３Ｌ Ｓ － ６０ ． １ ８７ ． ８ ２２ ０ ． ４ ７１ ７ ． ３ ７４ ６ ． ５ ６９ ０ ． ２ ６ 平均值０ ． １ ９７ ． １ １２ ０ ． ３ ８１ ６ ． １ ５４ ７ ． ５ ８８ ９ ． ６ ９ Ｌ Ｓ － ７０ ． ２ １９ ． ４ ０２ １ ． １ ７１ ６ ． ８ ９５ １ ． ７ ５１ ０ ２ ． ６ ３ Ｌ Ｎ－ ４Ｌ Ｓ － ８０ ． ２ １７ ． ８ ９１ ７ ． ５ ９１ ３ ． ２ ５４ ５ ． ０ ４１ ０ １ ． １ ３ 平均值０ ． ２ １８ ． ６ ４１ ９ ． ３ ８１ ５ ． ０ ７４ ８ ． ３ ９１ ０ １ ． ８ ８ Ａ Ｙ－ ４Ａ Ｓ － ８０ ． ２ ７１ １ ． ４ ３３ ０ ． ４ ０１ ９ ． ９ ９７ ２ ． ３ ０１ ０ ０ ． ２ ７ Ｌ Ｓ － １０ ． ３ ４１ ０ ． ６ ８３ ６ ． ６ ７２ ５ ． １ ７４ ４ ． １ ８１ ０ ７ ． ９ ５ Ｌ Ｎ－ １Ｌ Ｓ － ２０ ． ３ ２１ ０ ． ６ ４３ ６ ． ６ ７２ ６ ． ０ ０４ ３ ． ８ ８１ １ ３ ． １ ４ 矿山下游河旁农田平均值０ ． ３ ３１ ０ ． ６ ６３ ６ ． ６ ７２ ５ ． ５ ８４ ４ ． ０ ３１ １ ０ ． ５ ４ Ｘ Ｓ － １０ ． ２ ０８ ． ４ ６１ ６ ． ７ ７１ ６ ． １ ９４ １ ． ０ ８７ ７ ． ８ ８ Ｘ Ｗ－ １Ｘ Ｓ － ２０ ． １ ４７ ． ５ ９１ ４ ． ０ ９１ ４ ． ２ ２３ ７ ． ７ ２７ ４ ． ４ ７ 平均值０ ． １ ７８ ． ０ ３１ ５ ． ４ ３１ ５ ． ２ １３ ９ ． ４ ０７ ６ ． １ ８ 最小值０ ． ０ ５３ ． ５ ９１ ３ ． ０ ６７ ． ９ ２３ ７ ． ７ ２６ ６ ． ６ ７ 最大值０ ． ３ ４１ ６ ． ９ ３４ ３ ． ０ ０２ ６ ． ０ ０１ ４ ３ ． ６ ４１ １ ８ ． ２ ４ 平均值０ ． １ ９８ ． ７ ４２ ４ ． ３ ０１ ６ ． ３ ２６ ９ ． ０ ０９ ０ ． ９ ３ 标准差０ ． ０ ７３ ． ３ ６９ ． ２ ５４ ． ３ ０３ １ ． ６ ４１ ４ ． ４ ５ 变异系数３ ９ ％３ ８ ％３ ８ ％２ ６ ％４ ６ ％１ ６ ％ 江西表层土壤背景值０ ． １ １１ １ ． ５ ０２ ０ ． ３ ０１ ８ ． ９ ０３ ２ ． ３ ０６ ９ ． ４ ０ 风险管制值３ ． ０－－－７ ０ ０ ． ０ ０－ 风险筛选值０ ． ３ ０－１ ０ ０ ． ０ ０１ ０ ０ ． ０ ０１ ２ ０ ． ０ ０２ ５ ０ ． ０ ０ ９２７ 第 ５期张塞， 等赣南离子吸附型稀土矿区土壤重金属形态分布特征及生态风险评价第 ３ ９卷 均远低于 土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控 标准 （ Ｇ Ｂ１ ５ ６ １ ８ ２ ０ １ ８ ） 管制值。Ｃ ｄ筛选值超标 样品 ２个， 超标率 ９ ． １ ％， 分布于 Ｌ Ｎ－ １ （ 矿山下游 河流旁农田） ； Ｐ ｂ筛选值超标样品 ３个， 超标率 １ ３ ． ６ ％， 分布于 Ａ Ｙ－ １ （ 尾矿库周边农田） ； Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｚ ｎ 则低于 Ｇ Ｂ１ ５ ６ １ ８ ２ ０ １ ８中农用地土壤风险筛选 值。以上结果表明， 该矿区农田土壤存在着明显的 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 累积现象， 分别以矿山下游河旁农田和尾矿 库附近农田的累积程度较大。 ２ ． ２ 稀土矿区土壤重金属形态 基于 Ｔ ｅ ｓ ｓ ｉ ｅ ｒ 五步顺序提取法得到矿区 ６种重 金属（ Ｃ ｄ 、 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ ） 的 ５种形态（ 可交换 态、 碳酸盐结合态、 铁锰氧化物结合态、 有机物结合 态及残渣态） 含量， 采样点分为 ３类（ Ａ类矿山上游 河旁农田， Ｂ类尾矿库附近农田， Ｃ类矿山下游河旁 农田） 。由图 １可知在稀土矿区周边农田土壤中， Ｃ ｄ 主要以可交换态和残渣态存在； Ｃ ｏ 主要以残渣 态存在； Ｃ ｕ 主要以残渣态和有机质结合态存在； Ｐ ｂ 主要以残渣态和可交换态存在； Ｚ ｎ主要以残渣态和 碳酸盐结合态存在。各类采样点土壤中， 可交换态 Ｃ ｄ 占比 Ｃ类 ＞ Ａ类 ＞ Ｂ类； 可交换态 Ｐ ｂ 占比 Ｂ类 ＞ Ａ类 ＞Ｃ类； 有机质结合态 Ｃ ｕ占比 Ｃ类 ＞Ａ类 ＞ Ｂ类； 碳酸盐结合态 Ｚ ｎ 占比 Ａ类 ＞ Ｂ类 ＞ Ｃ类。 分析结果表明， 矿区土壤重金属主要以残渣态 存在， 平均占比达 ６ ５ ． ５ ％。此外， Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ在可交换 态， Ｃ ｕ 在有机质结合态， Ｚ ｎ在碳酸盐结合态有较高 富集， 占比分别达到 ４ ７ ． １ ％、 １ ３ ． ５ ％、 １ ８ ． ８ ％ 和 ２ ２ ． １ ％。矿山下游河旁农田土壤 Ｃ ｄ的含量、 可交 换态所占比高， 达到了 ０ ． ２ ５ μ ｇ ／ ｇ 和 ５ ２ ． ６ ％； 尾矿库 附近农田土壤 Ｐ ｂ 的含量、 可交换态所占比也较高， 达到了 ９ ８ ． ７ ２ μ ｇ ／ ｇ 和 ２ １ ． ４ ％。 图 １ 稀土矿区重金属的形态分布 Ｆ ｉ ｇ ． １ Ｄ ｉ ｓ ｔ ｒ ｉ ｂ ｕ ｔ ｉ ｏ ｎｏ ｆ ｈ ｅ ａ ｖ ｙｍ ｅ ｔ ａ ｌ ｓ ｆ ｏ ｒ ｍｉ ｎｔ ｈ ｅｒ ａ ｒ ｅｅ ａ ｒ ｔ ｈｍ ｉ ｎ ｅ ｒ ａ ｌ ａ ｒ ｅ ａ ２ ． ３ 稀土矿区土壤重金属污染评价结果 ２ ． ３ ． １ 地累积指数法评价 参考江西省土壤背景值［ ３ ８ ］， 矿区地累积指数计 算结果如表 ３所示。赣南稀土矿区农田土壤 ６种重 金属元素 Ｉ ｇ ｅ ｏ排序为 Ｐ ｂ （ ０ ． ２ ６ ）＞Ｃ ｄ （ ０ ． ０ ３ ）＞Ｚ ｎ （－０ ． ２ ４ ）＞Ｃ ｕ （－０ ． ４ ３ ）＞Ｎ ｉ （－０ ． ７ ７ ）＞Ｃ ｏ （－ １ ． ０ ５ ） ， 表明矿区土壤 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ存在轻微累积， 其 他重金属元素无污染。就采样点类型而言， Ｃ ｄ的累 积程度变化趋势为 矿山下游河旁农田（ ０ ． ６ ０ ）＞矿 山上 游 河 旁 农 田 （ ０ ． ２ ６ ）＞尾 矿 库 附 近 农 田 （－ ２ ． ９ ０ ） ； Ｐ ｂ的累积程度为 尾矿库附近农田 （ ０ ． ８ ５ ）＞ 矿山下游河旁农田（ ０ ． ０ ５ ）＞矿山上游河 旁农田（ ０ ． ０ １ ） 。结果显示， 矿区土壤 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ轻微累 积， 且分别以矿山下游河旁农田和尾矿库附近农田 累积程度最大。 ２ ． ３ ． ２ 潜在生态风险评价 参考江西省土壤背景值［ ３ ８ ］， 矿区潜在生态风险 指数计算结果如表 ４所示。所有土壤样品 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 元素单项潜在生态危害系数（ Ｅ ） 在 ０ ． ９ ６ ～ ２ ２ ． ２ ４之间， 表明以上重金属元素生态危害程度 为轻度。２ ２件土壤样品中， １ ５个样品的 Ｃ ｄ元素单 项潜在生态危害系数（ Ｅ ） 为 ４ ０ ． ０ ２～ ７ ５ ． １ １ ， 呈中等 生态危害程度， 分布于 Ａ Ｙ－１ 、 Ａ Ｙ－２ 、 Ａ Ｙ－３ 、 Ａ Ｙ－ ４ 、 Ａ Ｙ－ ５ 、 Ｌ Ｎ－ ２ 、 Ｌ Ｎ－ ３ 、 Ｌ Ｎ－ ４ ； ２个样品 Ｃ ｄ 元素单项潜在生态危害系数（ Ｅ ） 为 ８ ８ ． ０ ２ 、 ９ ３ ． ５ １ ， 呈 强生态危害程度， 分布于 Ｌ Ｎ－ １ ； 其余样品 Ｅ值小于 ４ ０ ， 呈轻度生态危害程度， 分布于 Ａ Ｙ－ １ 、 Ａ Ｙ－ ６ 、 Ｘ Ｗ－ １ 。各类采样点土壤 Ｃ ｄ元素单项潜在生态风 险系数（ Ｅ ） 排序 矿山下游河旁农田（ ７ ０ ． ７ ３ ）＞ 矿山 上游河旁农田（ ５ ３ ． ９ ３ ）＞ 尾矿库附近农田（ ４ ３ ． １ ３ ） 。 所有样品综合潜在风险指数（ Ｒ Ｉ ） 小于 １ ５ ０ ， 对所有 样品的单项潜在生态危害系数（ Ｅ ） 求平均， 计算各 重金属对综合潜在生态危害的贡献率， 可知 Ｃ ｄ 、 Ｐ ｂ 两种元素对土壤重金属综合潜在生态危害的贡献率 之和达到了 ８ ４ ％， 其中仅 Ｃ ｄ 就达到了 ７ ０ ％。 以上潜在生态风险评价结果显示， 矿区土壤 Ｃ ｏ 、 Ｃ ｕ 、 Ｎ ｉ 、 Ｐ ｂ 、 Ｚ ｎ 元素生态危害及综合潜在危害程 ０３７ 第 ５期 岩 矿 测 试 ｈ ｔ ｔ ｐ ∥ｗ ｗ ｗ ． ｙ ｋ ｃ ｓ ． ａ ｃ ． ｃ ｎ ２ ０ ２ ０年 表 ３ 稀土矿区地累积指数 Ｔ ａ ｂ ｌ ｅ ３ Ｇ ｅ ｏ ａ ｃ ｃ ｕ ｍ ｕ ｌ ａ ｔ ｉ ｏ ｎｉ ｎ ｄ ｅ ｘｉ ｎｔ ｈ ｅｒ ａ ｒ ｅｅ ａ ｒ ｔ ｈｍ ｉ ｎ ｅ ｒ ａ ｌ ａ ｒ ｅ ａ 采样点类型采样点样品号 Ｉ ｇ ｅ ｏ Ｃ ｄＣ ｏＣ ｕＮ ｉＰ ｂＺ ｎ Ａ Ｓ － １ ０ ． ５ ６－ ２ ． １ ４－ １ ． ２ １－ １ ． ８ １ ０ ． ７ ５ ０ ． １ ０ Ａ Ｓ － ２－ ０ ． ３ ４－ ０ ． ６ ３ ０ ． ３ ２－ ０ ． ９ ３ １ ． ５ ０－ ０ ． ２ ６ Ａ Ｙ－ １Ａ Ｓ － ３－ １ ． ２ ３－ ０ ． ２ ３ ０ ． ５ ０－ ０ ． ９ ７ １ ． ５ １－ ０ ． ５ １ Ａ Ｓ － ４－ ０ ． １ ７－ ０ ． ６ ６ ０ ． ３ ５－ ０ ． ９ ６ １ ． ５ ７－ ０ ． ３ ３ 平均值－ ０ ． １ ６－ ０ ． ７ ６ ０ ． １ ３－ １ ． １ ２ １ ． ３ ７－ ０ ． ２ ３ 尾矿库附近农田Ａ Ｓ － １ １－ １ ． ８ １－ ０ ． ４ ０ ０ ． ０ ６－ ０ ． ９ ８ ０ ． ５ ５－ ０ ． ６ ４ Ａ Ｙ－ ６Ａ Ｓ － １ ２－ １ ． ６ １－ ０ ． ０ ３ ０ ． ０ １－ ０ ． ９ ８ ０ ． ５ ８－ ０ ． ６ １ 平均值－ １ ． ７ １－ ０ ． ２ ０ ０ ． ０ ３－ ０ ． ９ ８ ０ ． ５ ６－ ０ ． ６ ２ Ｌ Ｓ － ３ ０ ． ０ ０－ １ ． ２ ７－ ０ ． ７ ９－ ０ ． ８ ９ ０ ． ８ ３－ ０ ． ０ ４ Ｌ Ｎ－ ２Ｌ Ｓ － ４ ０ ． ０ ６－ １ ． ３ ０－ ０ ． ８ ５－ ０ ． ９ ４ ０ ． ７ ７－ ０ ． １ ４ 平均值 ０ ． ０ ３－ １ ． ２ ８－ ０ ． ８ ２－ ０ ． ９ １ ０ ． ８ ０－ ０ ． ０ ９ Ａ Ｙ－ ３Ａ Ｓ － ７ ０ ． ６ ９－ ２ ． ２ ６－ １ ． ２ ２－ １ ． ８ ４ ０ ． ６ ６ ０ ． １ ８ Ａ Ｓ － ５ ０ ． ３ ８－ １ ． ４ ０－ ０ ． ６ ５－ ０ ． ４ ０ ０ ． ２ ０－ ０ ． ２ ４ Ａ Ｙ－ ２Ａ Ｓ － ６ ０ ． １ ０－ １ ． ２ ５－ ０ ． ７ ０－ ０ ． ５ １ ０ ． ０ ８－ ０ ． ２ ５ 平均值 ０ ． ２ ５－ １ ． ３ ２－ ０ ． ６ ７－ ０ ． ４ ５ ０ ． １ ４－ ０ ． ２ ５ Ａ Ｙ－ ５ Ａ Ｓ － ９ ０ ． １ ６－ １ ． ７ ７－ ０ ． ５ ０－ ０ ． ５ ９－ ０ ． ０ ３－ ０ ． ２ ３ Ａ Ｓ － １ ０ ０ ． １ ７－ １ ． ８ ９－ ０ ． ７ ７－ ０ ． ８ １－ ０ ． １ ３－ ０ ． ４ ５ 矿山上游河旁农田平均值 ０ ． １ ７－ １ ． ８ ３－ ０ ． ６ ３－ ０ ． ７ ０－ ０ ． ０ ８－ ０ ． ３ ４ Ｌ Ｓ － ５ ０ ． ３ ０－ １ ． ４ ３－ ０ ． ５ ９－ ０ ． ９ ２ ０ ． ０ ０－ ０ ． ２ ２ Ｌ Ｎ－ ３Ｌ Ｓ － ６ ０ ． １ ７－ １ ． １ ４－ ０ ． ５ ７－ ０ ． ７ １－ ０ ． ０ ６－ ０ ． ２ １ 平均值 ０ ． ２ ４－ １ ． ２ ８－ ０ ． ５ ８－ ０ ． ８ １－ ０ ． ０ ３－ ０ ． ２ １ Ｌ Ｓ － ７ ０ ． ３ ７－ ０ ． ８ ８－ ０ ． ５ ２－ ０ ． ７ ５ ０ ． ０ ９－ ０ ． ０ ２ Ｌ Ｎ－ ４Ｌ Ｓ －
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