楊育振，劉森榮，楊勇，李麗芬，劉圣華，亢益華，

費(fèi)新強(qiáng)1,2，高云亮1,2，高寶龍1,2

(1.中國冶金地質(zhì)總局 中南地質(zhì)調(diào)查院，湖北 武漢 430074； 2.中國冶金地質(zhì)總局 礦產(chǎn)資源研究院，北京 101300； 3.湖北省地質(zhì)局，湖北 武漢 430022； 4.中國地質(zhì)科學(xué)院 水文地質(zhì)環(huán)境地質(zhì)研究所，河北 石家莊 050061； 5.中國地質(zhì)大學(xué)(北京) 地球科學(xué)與資源學(xué)院，北京 100083)

0 引言

土壤作為陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，在物質(zhì)和能量循環(huán)方面起著至關(guān)重要的作用。土壤作為城市綠地生態(tài)環(huán)境的物質(zhì)基礎(chǔ)，是城市污染物的匯集地，對城市污染物具有緩沖和凈化作用。城區(qū)內(nèi)強(qiáng)烈的人類活動(dòng)、工業(yè)生產(chǎn)廢棄物以及大氣沉降等均會向土壤中排放重金屬污染物[1]，由于重金屬污染物難于降解，長期排放量超過土壤的承載能力，造成重金屬在土壤中富集。受生物累積作用的影響，重金屬污染的土壤將直接威脅陸地生態(tài)系統(tǒng)的安全，尤其是處于食物鏈頂端的人類[2]。城市邊緣區(qū)土壤不僅需要承載城區(qū)遠(yuǎn)距離遷移輸入地外源性重金屬污染物[3]，還疊加了城市邊緣區(qū)自身越來越強(qiáng)烈的人類生活和工業(yè)生產(chǎn)產(chǎn)生的重金屬排放，致使城市邊緣區(qū)土壤重金屬污染加劇惡化，嚴(yán)重影響了城市可持續(xù)發(fā)展和人民群眾的身心健康，其生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)問題不容忽視，日益引起學(xué)者關(guān)注[4-12]。

黃石市作為湖北省經(jīng)濟(jì)總量第二的資源型城市，素以金屬礦產(chǎn)聞名，市區(qū)范圍內(nèi)有色金屬和黑色金屬等高耗能、高污染企業(yè)較多。研究表明黃石市區(qū)的大氣降塵重金屬含量嚴(yán)重超標(biāo)，其中以Cu、Zn、As、Pb和Cd污染最為突出[13-14]。在黃石市區(qū)內(nèi)的水體、湖底沉積物、土壤和蔬菜中發(fā)現(xiàn)了Cr、Ni、Cd、Cu、Pb、As和Zn重金屬污染，其中Cr是最主要的致癌因子[15-18]。由此可見，黃石市區(qū)內(nèi)重金屬污染存在于多種環(huán)境介質(zhì)中。近年來，隨著黃石市城市化進(jìn)程的加快和經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展，城區(qū)開發(fā)邊界逐漸擴(kuò)展到城市邊緣區(qū)，高污染企業(yè)逐漸向城市邊緣區(qū)遷移，但由于多種土地利用形式并存、人類活動(dòng)多樣化以及污染源多元化等條件的限制，現(xiàn)階段對黃石市城市邊緣區(qū)土壤中重金屬污染特征、污染來源以及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等基本問題尚缺乏足夠的認(rèn)識。本研究以黃石市經(jīng)濟(jì)開發(fā)區(qū)為研究對象，通過高密度土壤樣品采集分析，試圖闡述黃石市城市邊緣區(qū)土壤中重金屬污染特征，厘定污染物的主要源區(qū)及其貢獻(xiàn)，并評估其生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)狀況。本文不僅為城市邊緣區(qū)土壤重金屬污染研究提供研究思路，也為當(dāng)?shù)丨h(huán)境保護(hù)部門提供了基礎(chǔ)環(huán)境調(diào)查數(shù)據(jù)，旨在保障人民群眾的“菜籃子”和“糧倉”的食品安全。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

黃石市位于鄂東南，地勢西南高，東北低，由西南向東北傾斜；屬亞熱帶季風(fēng)氣候，四季分明，雨量充沛。研究區(qū)位于黃石市經(jīng)濟(jì)開發(fā)區(qū)，大王山—九兩山南側(cè)，大冶湖北側(cè)。根據(jù)1∶25萬《湖北省鄂州—黃石經(jīng)濟(jì)帶多目標(biāo)地球化學(xué)調(diào)查》項(xiàng)目中黃石市表層土壤重金屬元素空間分布規(guī)律，按照土地性質(zhì)選取15個(gè)研究地塊，分別為旱地地塊D1～D5，林地地塊F1～F3，水稻田地塊P1～P7，其中水稻田為水旱輪作地。選取其中2個(gè)水稻田地塊P6和P7為重點(diǎn)研究區(qū)，進(jìn)行縱剖面研究。研究區(qū)區(qū)域位置和采樣點(diǎn)詳細(xì)分布如圖1所示。

圖1 研究區(qū)區(qū)域位置和采樣點(diǎn)位示意Fig.1 Study area and location of sampling sites

一般研究區(qū)的每個(gè)地塊面積為6 000 m2，按照200 m×100 m網(wǎng)格布設(shè)采樣點(diǎn)6個(gè)；重點(diǎn)研究區(qū)每個(gè)地塊面積10 000 m2，按照100 m×40 m網(wǎng)格布設(shè)采樣點(diǎn)30個(gè)。根據(jù)每個(gè)地塊布置的采樣點(diǎn)位置，同點(diǎn)采集0～20 cm表層土壤樣品和20～40 cm深層土壤樣品，另外在2個(gè)重點(diǎn)研究區(qū)布置1 m縱深土壤剖面；按照10 cm/樣采集。按照不低于總樣品數(shù)的10%，共采集30件重復(fù)樣品。為提高每個(gè)采樣點(diǎn)上樣品的代表性，樣品為多點(diǎn)組合，采樣時(shí)應(yīng)在采樣點(diǎn)附近3～5處分別采集。

1.2 樣品處理與分析方法

在野外用竹鏟剔除與金屬采樣器接觸的部分土壤。樣品經(jīng)自然風(fēng)干后，挑出根系、秸稈、石塊、蟲體等雜物。將各分樣品充分混勻后合并成一個(gè)樣品，采用四分法留取0.5～1.0 kg樣品。經(jīng)瑪瑙研磨后過200目(0.075 mm)篩，裝入樣品袋中送實(shí)驗(yàn)室測試。

pH值采用pHSJ-4f型酸度計(jì)測定，分析方法及檢出限執(zhí)行NY/T 1377—2007標(biāo)準(zhǔn)。Cu、Cd、Cr、Pb、Zn和Ni總量采用M90型電感耦合等離子體質(zhì)譜儀分析，分析方法及檢出限執(zhí)行HJ 803—2016標(biāo)準(zhǔn)；As和Hg總量采用AFS3000型氰化物發(fā)生—原子熒光光度計(jì)分析，分析方法及檢出限執(zhí)行GB/T 22105.1—2008和GB/T 22105.2—2008標(biāo)準(zhǔn)。本次測試工作通過外部監(jiān)控和內(nèi)部監(jiān)控來控制分析質(zhì)量。按照《農(nóng)田土壤環(huán)境質(zhì)量檢測技術(shù)規(guī)范》(NY/T 395—2012)的要求，本批次樣品共測試盲樣樣品19件，重復(fù)樣40件；盲樣樣品所有檢測項(xiàng)目均控制在合格范圍內(nèi)，合格率100%，重復(fù)樣樣品所有檢測項(xiàng)目合格率均大于90%。

1.3 統(tǒng)計(jì)分析與環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)方法

數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析采用SPSS17.0和EXCEL2019軟件。相關(guān)分析計(jì)算Pearson相關(guān)系數(shù)，系統(tǒng)聚類分析采用Pearson相關(guān)性進(jìn)行聚類，主成分分析采用相關(guān)性矩陣提取3個(gè)主因子。除特殊申明外，本文數(shù)據(jù)分析均采用實(shí)驗(yàn)室測試的重金屬元素原始含量數(shù)據(jù)，而非標(biāo)準(zhǔn)化數(shù)據(jù)。

土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)常用方法包括富集因子法、內(nèi)梅羅指數(shù)法、地累積指數(shù)法以及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法。雖然富集因子法、內(nèi)梅羅指數(shù)法以及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法均能判斷表生環(huán)境介質(zhì)中人為污染狀況，但是參比元素含量的不確定性、人為夸大或縮小某些因子的影響以及忽視重金屬毒性加權(quán)或拮抗作用等缺點(diǎn)的存在使得這些評價(jià)方法在大區(qū)域范圍內(nèi)應(yīng)用時(shí)出現(xiàn)偏離客觀事實(shí)的情況[19-21]。本文擬采用地累積指數(shù)法(Igeo)[22]結(jié)合聚類分析對研究區(qū)土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行定量評價(jià)。該方法除了考慮人為污染因素之外，還綜合考慮了環(huán)境地球化學(xué)背景值以及成巖作用對土壤背景值的影響，客觀地反映了土壤重金屬富集程度。其計(jì)算公式如下：

Igeo=log2(Cn/KBn)。

式中：Cn為污染物的實(shí)測濃度；Bn為污染物的地球化學(xué)背景值，本研究的區(qū)域背景值是依據(jù)《湖北省鄂州—黃石沿江經(jīng)濟(jì)帶多目標(biāo)區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查》項(xiàng)目報(bào)告中950件土壤樣品計(jì)算所得；K是考慮自然成巖作用所引起背景值變動(dòng)而選取的系數(shù)，通常情況下為1.5[23]。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量

從表1可知，研究區(qū)土壤pH值范圍為4.90～8.41，少部分處于強(qiáng)酸性狀態(tài)，但從平均值6.72～7.26和中位數(shù)7.19來看，土壤整體處于中性。研究區(qū)土壤中的重金屬元素As、Pb、Hg、Cd、Zn、Ni、Cu和Cr含量范圍分別為(5.2～155.9)×10-6、(19.2～426.1)×10-6、(0.012～1.823)×10-6、(0.03～4.59)×10-6、(34.8～529.6)×10-6、(8.5～86.2)×10-6、(16.52～104.39)×10-6和(51.2～145.5)×10-6，變異系數(shù)為0.19～1.24，其中Hg(1.24)的變異系數(shù)最高，As、Pb和Cd次之(>0.60)，Zn為0.50，Ni、Cu和Cr較低(<0.40)。對研究區(qū)土壤重金屬元素含量進(jìn)行單樣本K-S正態(tài)分布假設(shè)檢驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)Hg、As、Pb和Cd的概率均為0，小于顯著性水平0.050，呈正偏非正態(tài)分布。進(jìn)一步進(jìn)行對數(shù)正態(tài)分布假設(shè)檢驗(yàn)，Hg、As、Pb和Cd的概率分別為0.076、0.950、0.143和0.469，且高于顯著性水平0.050，因此判斷這些元素服從對數(shù)正態(tài)分布，含有部分高值異常點(diǎn)；而Cu和Ni的概率為0.247、0.062，均大于顯著性水平0.050，呈正態(tài)分布(圖2)。表層土壤樣本和深層土壤樣本與總體樣本相似，Hg、As、Pb和Cd呈對數(shù)正態(tài)分布，Cu和Ni呈正態(tài)分布。雖然在總樣本中Zn(0.039)和Cr(0.023)呈對數(shù)正態(tài)分布，但是在表層土壤樣本和深層土壤樣本中Zn(0.265和0.130)和Cr(0.059和0.099)呈顯著的正態(tài)分布。概率分布規(guī)律和變異系數(shù)說明Hg、As、Pb和Cd在土壤中的分布不均一，其分布受到明顯的人為因素干擾，而Cu、Ni、Cr和Zn分布較均一，其分布主要受母巖自然風(fēng)化控制。

表1 研究區(qū)土壤樣品重金屬描述性統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)

圖2 土壤樣品中重金屬元素含量的柱狀圖[3-4](n=276)Fig.2 Histogram of heavy metals in soil (n=276)

同區(qū)域土壤環(huán)境背景值相比，水田和旱地土壤中重金屬平均含量均超過背景值，其中水田以As、Pb、Hg、Cd、Zn、Ni、Cu和Cr富集較明顯，旱地以As、Pb、Hg和Cd富集較明顯。雖然林地土壤受人類活動(dòng)影響較小，但各重金屬含量平均值也超過區(qū)域土壤環(huán)境背景值，總體上As、Pb、Hg和Cd的富集程度小于水田和旱地，Zn、Ni、Cu和Cr的富集程度小于水田，與旱地相當(dāng)。由于研究區(qū)土壤整體處于中性范圍，因此表1中風(fēng)險(xiǎn)篩選值采用《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)中6.5As>Pb>Zn>Hg。水田中As、Cd和Pb的超標(biāo)率分別為46%、68%和7%；旱地中As、Cd和Pb的超標(biāo)率分別為37%、67%和8%；林地中As、Cd和Pb的超標(biāo)率分別為25%、53%和14%。

2.2 土壤重金屬垂直分布特征

為了更好地認(rèn)識研究區(qū)土壤中重金屬的分布特征，對比分析了同點(diǎn)位的表層土壤(0～20 cm)和深層土壤(20～40 cm)中的重金屬元素含量。為方便比較和統(tǒng)一化原始數(shù)據(jù)的量綱，按照下列標(biāo)準(zhǔn)化規(guī)則對原始重金屬含量數(shù)據(jù)進(jìn)行標(biāo)準(zhǔn)化處理：

式中：Xi為pH和重金屬元素的原始含量值。如圖3所示，將標(biāo)準(zhǔn)化值制作箱形圖。對比圖3中水田、旱地和林地表層和深層土壤中重金屬元素含量可知：在水田中，表層土壤中As、Pb、Hg以及Cd含量均要高于深層土壤，而其他重金屬含量表層與深層土壤中含量相當(dāng)；在旱地中，深層土壤中各重金屬含量略微高于表層土壤，但Hg在深層土壤中的含量遠(yuǎn)高于表層土壤，是其中的2倍；在林地中，除Zn之外表層和深層土壤具有比較一致的重金屬元素含量，但總體上深層土壤重金屬元素含量分布范圍要大于表層土壤。無論是水田還是旱地，Hg和Cd都具有較大的(平均值-中位數(shù))值、四分位差(Q3-Q1)以及最大值，說明在水田和旱地中存在極強(qiáng)的Hg和Cd污染點(diǎn)位，是水田和旱地的主要人為污染重金屬元素。

由于水旱輪作的特點(diǎn)，水田土壤中的氧化還原環(huán)境相對不穩(wěn)定，其中的重金屬元素的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律復(fù)雜多變；其次研究區(qū)典型重金屬污染物主要分布在水田中；因此我們進(jìn)一步選取水田地塊中P6地塊6號采樣點(diǎn)和P7地塊23號采樣點(diǎn)作為重點(diǎn)研究點(diǎn)，分析了土壤重金屬元素垂直剖面分布情況。從圖4所示剖面中不難看出，重金屬污染物主要分布在40 cm以上，Hg、As和Pb含量高于區(qū)域背景值而低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值，而Cd含量卻遠(yuǎn)高于背景值，甚至高于風(fēng)險(xiǎn)篩選值。但40 cm以下重金屬含量快速下降，90 cm～1 m后逐漸接近區(qū)域背景值。Zn、Cu、Ni和Cr在70 cm以上土壤中含量基本保持一致，均高于區(qū)域背景值而低于風(fēng)險(xiǎn)篩選值，但在70 cm以下深度含量開始下降，同樣在90 cm～1 m后逐漸恢復(fù)到區(qū)域背景值附近。剖面中所有重金屬含量均高于區(qū)域背景值的結(jié)果說明了研究區(qū)具有較高的重金屬背景值，這與研究區(qū)的區(qū)域銅鐵礦床富集有關(guān)，因?yàn)橹亟饘僭爻０樯邳S銅礦、黃鐵礦、磁黃鐵礦、輝鉬礦等硫化物礦物中。因此，在進(jìn)行研究區(qū)的重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)過程中不可忽視研究區(qū)高背景值對重金屬元素含量的影響。

a—水田(表層和深層土壤樣品各90件)；b—旱地(表層和深層土壤樣品各30件)；c—林地(表層和深層土壤樣品各18件)a—paddy land (surface and deep soil samples each 90)；b—dry land (topsoil and deepsoil samples each 30)；c— forest land (surface and deep soil samples each 18)圖3 深層土壤與表層土壤中pH和各重金屬對比Fig.3 Comparison of pH and heavy metals content between the topsoil and the deepsoil

圖4 水田重金屬元素含量(圖中虛線表示在該剖面中重金屬元素平均含量)Fig.4 Heavy metals content profiles in paddy land(the dotted line denoted average content in this profile)

2.3 重金屬污染生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)

以鄂州—黃石區(qū)域環(huán)境地球化學(xué)背景值為標(biāo)準(zhǔn)，計(jì)算研究區(qū)表層土壤8種重金屬的地累積指數(shù)(表2)。從平均地累積指數(shù)來看，研究區(qū)表層土壤地累積指數(shù)大小依次為：Cd>Hg>As>Pb>Zn>Cu>Cr>Ni。從污染范圍和污染程度來看，幾乎所有的表層土壤都存在不同程度Cd污染，其中71.7%在中度污染以上，9.4%處于強(qiáng)—較強(qiáng)污染程度；Hg污染的表層土壤占比為75.4%，主要集中處于輕度—中強(qiáng)污染程度(73.9%)，但有2個(gè)采樣點(diǎn)位受到了強(qiáng)—較強(qiáng)污染；As污染的表層土壤占比為85%，主要處于輕度—中度污染程度(81.9%)；Pb污染的表層土壤占比為79%，主要為輕度—中度污染；Cu和Zn污染的土壤占比分別為61.6%和63.7%，且主要為輕度污染，少部分為中度污染；而Cr和Ni污染的土壤占比最低，分別為15.9%和28.3%，基本為無污染—輕度污染。對比不同土地類型表層土壤重金屬平均地累積指數(shù)不難發(fā)現(xiàn)(表3)，水田中As、Pb、Cu和Zn為輕度污染，Cd和Hg為中度污染而Cr和Ni無污染；旱地和林地中As、Pb和Hg為輕度污染，Cd為中度污染而Cr、Cu、Ni和Zn無污染。上述研究區(qū)表層土壤中重金屬污染程度明顯高于全國和湖北省農(nóng)田土壤平均水平，但主要重金屬污染元素相同[24]。雖然As、Pb、Cu、Zn、Cd和Hg存在不同程度的輕—中度污染，但前人研究表明黃石市的農(nóng)業(yè)土壤中重金屬化學(xué)形態(tài)分布以穩(wěn)定的殘?jiān)鼞B(tài)為主[25-26]，不易遷移轉(zhuǎn)化，其生物毒性也較小。

表2 研究區(qū)表層土壤重金屬地累積指數(shù)統(tǒng)計(jì)

表3 不同土地類型表層土壤重金屬平均地累積指數(shù)對比

2.4 重金屬污染源解析

多元統(tǒng)計(jì)分析主要用于從數(shù)量龐大、類型眾多的樣品數(shù)據(jù)中發(fā)現(xiàn)變量背后的相互關(guān)系和統(tǒng)計(jì)規(guī)律，已經(jīng)廣泛應(yīng)用于土壤重金屬污染源的識別，其中的相關(guān)分析、聚類分析以及主成分分析是識別土壤重金屬自然源和人為源的主要方法。相關(guān)分析和聚類分析主要用以衡量重金屬元素間的相關(guān)密切程度。主成分分析是將若干個(gè)主成分線性組合為各重金屬元素含量。通常認(rèn)為相關(guān)性高的元素組合具有同源性，因此，利用不同多元統(tǒng)計(jì)分析方法獲得的元素組合信息，結(jié)合區(qū)域地球化學(xué)環(huán)境背景和人類活動(dòng)特征可以對土壤重金屬污染源進(jìn)行多方位的解析。

土壤中重金屬的來源分為自然源和人為污染源，其中人為污染源主要來源于工業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)、交通運(yùn)輸、煤炭燃燒、污水灌溉以及化肥農(nóng)藥使用等。表4為研究區(qū)各土壤重金屬元素之間的相關(guān)關(guān)系情況。從表中可見，Ni與Cr呈顯著正相關(guān)，As與Hg呈顯著正相關(guān)，Cd和Pb呈顯著正相關(guān)， Zn與Cd、Pb、Hg和Ni均為顯著正相關(guān)， Cu與Ni、Zn呈中等正相關(guān)。聚類分析顯示8種重金屬元素共聚為3類元素組合，分別為Cd和Pb，Ni、Zn、Cu和Cr，以及As和Hg，該聚類結(jié)果與相關(guān)性分析結(jié)果一致(圖5)。表5為對研究區(qū)土壤中8種重金屬進(jìn)行主成分分析的結(jié)果。提取前3個(gè)主成分，累積貢獻(xiàn)率達(dá)到86%，可以反映原始數(shù)據(jù)的絕大部分信息。第一主成分(PC1)具有較高載荷的元素為Cr、Ni、Cu和Zn，第二主成分(PC2)具有較高載荷的元素為Cd和Pb，第三主成分(PC3)具有較高載荷的元素為As和Hg。結(jié)合上述3種多元統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果可知，Cr、Ni、Cu和Zn為同一污染源，Cd和Pb為一污染源，而As和Hg為另一污染源。通過對土壤母質(zhì)分析后認(rèn)為，土壤中的Ni和Cr可能來源于土壤母質(zhì)和地球化學(xué)活動(dòng)，而Pb、Hg和Cd等重金屬元素的分布則多與人為活動(dòng)因素相關(guān)[27-31]。因此，筆者推斷Cr和Ni來自于成土母質(zhì)，主要受到元素地球化學(xué)性質(zhì)和環(huán)境因素控制。Cr和Ni含量具有相對較低的空間變異系數(shù)以及服從正態(tài)分布的結(jié)果同樣支持其自然來源的推論。結(jié)合Cu和Zn含量的中等空間分異特征和部分采樣點(diǎn)位的輕度污染情況，雖然Cu和Zn與Cr和Ni具有高度正相關(guān)關(guān)系，但是Cu和Zn為混合源，主要來源于巖石的風(fēng)化和土壤母質(zhì)，同時(shí)疊加了部分人類活動(dòng)和工業(yè)生產(chǎn)的重金屬排放特征。考慮到黃石市為工礦業(yè)生產(chǎn)大市，礦產(chǎn)開采、金屬冶煉加工企業(yè)較多，推斷Cd和Pb、As和Hg主要為人為源，來源于黃石市工礦業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)的無組織粉塵和煙氣排放、開采過程中硫化物礦物中重金屬元素的活化釋放。該推斷與這些重金屬元素的空間高分異性以及呈對數(shù)正態(tài)分布的規(guī)律一致。

表4 研究區(qū)土壤重金屬含量之間的Pearson相關(guān)系數(shù)矩陣(n=276)

表5 研究區(qū)土壤重金屬主成分分析旋轉(zhuǎn)成分矩陣(n=276)

圖5 研究區(qū)土壤重金屬聚類樹狀圖(n=276)Fig.5 Hierarchical clustering of heavy metals in study area soil (n=276)

3 結(jié)論

1) 研究區(qū)土壤中所有重金屬的平均含量均超過區(qū)域背景值，并且Cd還超過了《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB15618—2018)規(guī)定的風(fēng)險(xiǎn)篩選值，水田中的As同樣超過風(fēng)險(xiǎn)篩選值。超標(biāo)率表明，研究區(qū)土壤中以Cd、As和Pb為主要特征污染物。

2) 總體上，研究區(qū)表層土壤重金屬元素含量高于深層土壤，土地類型水田和旱地污染風(fēng)險(xiǎn)大于林地。垂直剖面研究表明重金屬污染物主要集中在表層40 cm以上土壤中。由于研究區(qū)處于沿長江區(qū)域銅鐵礦床成礦帶，土壤重金屬元素背景值高于區(qū)域土壤環(huán)境背景值。

3) 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)表明，研究區(qū)土壤中的最主要污染物為Cd，污染程度達(dá)中度污染，污染范圍涵蓋研究區(qū)所有土壤類型；As、Pb、Hg、Cu和Zn在不同類型土壤中呈現(xiàn)輕度—中度不同程度的污染，而Cr和Ni在研究區(qū)土壤中幾乎全部處于無污染現(xiàn)狀。

4) 相關(guān)分析、聚類分析以及主成分分析結(jié)果均表明，研究區(qū)土壤中Cr和Ni為自然源成因，Cd和Pb、As和Hg主要為人為源污染，而Cu和Zn為混合源成因。

致謝：感謝中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)地球科學(xué)學(xué)院李方林教授在本文寫作過程中提出的意見和建議。