豫東黃河故道濕地土壤重金屬污染評價及生態(tài)風險評估

馬 麗，郭學(xué)良，么秀穎，劉希嘉，楊 森，梁明慧，張麗英

（1.商丘師范學(xué)院生物與食品學(xué)院，河南 商丘 476000；2.商丘市土壤肥料站，河南 商丘 476000；3.商丘醫(yī)學(xué)高等?？茖W(xué)校，河南 商丘 476000；4.鄢陵縣農(nóng)業(yè)技術(shù)推廣中心，河南 鄢陵 461200）

土壤是我們在地球上生存和發(fā)展不可缺少的基礎(chǔ)，其環(huán)境質(zhì)量安全對植物生長、人體健康乃至國家生態(tài)安全意義重大［1］。近年來，隨著時代的發(fā)展，人口數(shù)量不斷增長，工業(yè)生產(chǎn)規(guī)模連續(xù)擴張，土壤遭受了嚴重的重金屬污染。重金屬不易被肉眼觀察、存在時間長、不能被植物完全吸收，且不能被土壤微生物降解［2］，而且可以通過食物鏈、食物網(wǎng)的逐級積累作用，危害人體健康，因此在建設(shè)環(huán)境友好型社會的當代，土壤重金屬的污染問題引起了人們的高度重視［3］。

濕地有“地球之腎”之稱，是水域生態(tài)系統(tǒng)和陸地生態(tài)系統(tǒng)之間的過渡，與此同時濕地也是重金屬污染物的主要沉積場所之一。土壤重金屬含量過高會影響濕地環(huán)境動植物的正常生活，進而影響濕地的生物多樣性及其生態(tài)調(diào)節(jié)功能的發(fā)揮［4］。近年來人們對濕地過度開發(fā)利用，人類活動產(chǎn)生的重金屬通過地表或者地下徑流和大氣沉降等途徑進入地勢低洼的濕地，嚴重破壞其生態(tài)服務(wù)功能。目前，已有許多學(xué)者對濕地重金屬污染特征進行了分析。羅婷等［5］研究指出，江蘇蘇北濕地中的Cd含量嚴重超標，Cd污染主要來自農(nóng)藥化肥的施用，而濕地中的Pb、Cu、Cr、Zn主要來源于工業(yè)排放。王耀平等［6］對黃河口鹽堿蓬濕地研究指出，淹水土壤受As和Cd的污染最嚴重；李衛(wèi)平等［7］研究指出，南海濕地土壤重金屬普遍超標，整體上屬于中等風險等級。因此，濕地重金屬污染的研究正在逐漸受到人們的關(guān)注。

對于濕地土壤重金屬的相關(guān)性分析和含量表明，金屬來源不同，其污染程度各不相同，國內(nèi)外學(xué)者對重金屬污染評價提出了許多方法，主要有基于重金屬總量的污染評價方法，如地質(zhì)累積指數(shù)法［8］和潛在生態(tài)風險指數(shù)法［9］等。劉江生等［10］2008年研究指出了山東省黃河故道區(qū)域土壤環(huán)境背景值，為黃河故道濕地環(huán)境污染監(jiān)測及評價提供了參考依據(jù)。雖然有關(guān)濕地重金屬污染的研究較多，但對于黃河故道濕地土壤重金屬的研究目前尚不多見。豫東黃河故道濕地能有效地保護周邊水源和氣候，對區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展意義重大。本研究以豫東黃河故道為研究對象，通過檢測濕地及周邊耕地和林地土壤中Zn、Pb、Cr、Cd、Cu 5種重金屬污染情況，了解重金屬的來源及遷移規(guī)律，基于土壤重金屬總量的評價方法，分析濕地土壤重金屬的污染程度及其潛在的生態(tài)風險，以期為豫東黃河故道濕地重金屬污染防治、生態(tài)修復(fù)及保護提供參考依據(jù)，為黃河流域生態(tài)保護和高質(zhì)量發(fā)展奠定基礎(chǔ)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

豫東黃河故道位于河南省與山東省接壤處，西起民權(quán)縣、東至虞城縣，是明清時期黃河改道后在河南省東部商丘市民權(quán)縣至虞城縣一線遺留下的一段洼地，位于115°47′～116°17′E、34°50′～34°33′N之間，黃河沖積平原中部，土壤多為砂壤質(zhì)潮土，屬于溫帶季風氣候，年平均降水量726.5 mm，年平均氣溫14.1℃。豫東黃河故道濕地是許多野生動物覓食、停歇和越冬地，濕地內(nèi)動植物資源豐富，原始生態(tài)系統(tǒng)較為完整。本研究選擇黃河故道在商丘市最下游的虞城縣內(nèi)一段黃河故道濕地作為研究對象。

1.2 樣品采集

在研究區(qū)域內(nèi)沿黃河故道走向設(shè)置3個采樣站位，分別是民權(quán)縣、梁園區(qū)、虞城縣，民權(quán)縣站點選擇在林七水庫—吳屯水庫黃河故道沿線，梁園區(qū)站點選擇大張莊—咀尖王莊黃河故道沿線，虞城縣站點選擇小張莊—馬灘村黃河故道沿線，分別位于豫東黃河故道西部、中部和東部。每個站位分別選擇濕地（WL）、附近林地（FL）和耕地（CL）3種土壤用地類型，每種用地類型設(shè)置5個采樣點，采樣點之間間隔50 m以上，在每個采樣點采用梅花采樣法在0～20 cm土層取5個土樣，然后將5個土樣混合為1個樣品，之后按照四分法取1 kg左右，挑揀出枯枝落葉和大塊磚石瓦礫后，放在陰涼處自然風干，風干碾磨后過0.15 mm目尼龍篩備用。

1.3 樣品處理與重金屬測定方法

稱取風干過篩土樣2.500 g置于消化管中，加少量水潤濕，加入10 mL王水（濃硝酸∶濃硫酸=1∶3），輕輕搖勻，140℃加熱60 min，加入約5 mL高氯酸，繼續(xù)加熱消化產(chǎn)生濃白煙揮發(fā)大部分高氯酸，直至消化管內(nèi)土壤樣品呈灰白色糊狀，冷卻。然后將冷卻液過濾至50 mL容量瓶中，用熱水多次洗滌消化管，待完全冷卻后用蒸餾水定容，采用原子吸收分光光度計測定金屬元素Zn、Pb 、Cr、Cd、Cu的含量［11］。

1.4 土壤重金屬污染與潛在生態(tài)風險評價方法

1.4.1 地質(zhì)累積指數(shù)法

地質(zhì)累積指數(shù)（Igeo）= log2［Cs/（k×Cb）］，其中，Cs為重金屬的實測含量，Cb為元素背景值，采用劉江生等［10］提出的山東省黃河故道區(qū)域土壤環(huán)境背景值，其中，Zn、Pb、Cr、Cd、Cu元素背景值含量分別為42.31、16.23、30.97、0.063、13.46 mg·kg-1；k為常數(shù)，取1.5；參考周長松等［12］研究地質(zhì)累積指數(shù)的分級標準（表1）。

表1 地質(zhì)累積指數(shù)與污染程度

1.4.2 潛在生態(tài)風險指數(shù)法

潛在生態(tài)風險指數(shù)Eir=Tir×Ci/Cib，綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)其中，Eir為重金屬i的潛在生態(tài)風險指數(shù)；Ci為研究區(qū)域土壤重金屬i的實測含量；Cib為土壤重金屬i的背景值，采用劉江生等［10］提出的山東省黃河故道區(qū)域土壤環(huán)境背景值；Tir為重金屬i的毒性響應(yīng)系數(shù)，取Zn、Pb、Cr、Cd、Cu的毒性響應(yīng)系數(shù)分別為1、5、2、30、5［13］；參考林承奇等［14］提出的元素潛在生態(tài)風險分級標準（表2）。

1.5 數(shù)據(jù)分析方法

采用SPSS 16.0和Excel 2003進行試驗數(shù)據(jù)的單因素方差分析及作圖。

表2 潛在生態(tài)風險分級

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量分析

由表3可知，豫東黃河故道區(qū)域各樣地重金屬Zn、Pb、Cr、Cd和Cu的含量見表3。土壤中重金屬含量的變異系數(shù)（CV）可以說明土壤重金屬元素在各采樣點含量的差異，并反映人為活動對重金屬含量的影響，變異系數(shù)越大，重金屬元素的離散程度越高，說明該重金屬元素受人為活動的影響越大［15］。根據(jù)變異系數(shù)大小進行分級，CV＜10%為弱變異，10%＜CV＜20%為中等變異，CV＞20%為強變異。豫東黃河故道區(qū)域濕地土壤中Zn和Cr元素變異系數(shù)均小于10%，根據(jù)變異系數(shù)大小，可得離散程度較小，屬于弱變異，說明這2種元素在濕地土壤中分布較為均勻，受人為干擾不明顯。而Pb和Cd元素變異系數(shù)均大于20%，屬于強變異程度，說明這2種元素空間變異較強，可能受到了較多人為活動的影響。Cu元素變異系數(shù)為18.30%，屬于中等變異，說明這種元素也受到了一定程度人為活動的影響。濕地土壤重金屬Zn、Pb、Cr、Cd和Cu含量均值分別為48.32、5.89、289.46、2.03和9.67 mg/kg，其 中Pb和Cu含量未達到土壤背景值，超標率分別為0.00%和6.67%，而Zn、Cr和Cd含量均超過土壤背景值，且超標率為100%。與農(nóng)用地土壤污染風險篩選值相比較，Cr和Cd均值分別是篩選值的9.3和6.8倍，Zn、Pb和Cu含量未超過篩選值。

表3 黃河故道濕地土壤重金屬含量分析

豫東黃河故道濕地附近林地土壤中，重金屬Cu的變異系數(shù)為23.67%，離散程度較高，屬于強變異，說明林地Cu元素來源復(fù)雜，可能受到了較多人為活動的影響。其次為Zn、Cd和Pb元素，變異系數(shù)介于10%～20%之間，屬于中等變異，而Cr變異系數(shù)最小，受人為活動影響較小。林地土壤中只有重金屬Pb含量均值未達到土壤背景值，其余4種元素均超過土壤背景值，其中Cu元素超標率為80%，Zn、Cr和Cd的超標率均為100%。與農(nóng)用地土壤污染風險篩選值相比較，Cr和Cd含量均值分別是篩選值的2.1和8.2倍，Zn、Pb和Cu含量未超過篩選值。

豫東黃河故道濕地附近耕地土壤中，重金屬Cd的變異系數(shù)最大，表現(xiàn)為強變異水平，說明耕地土壤中Cd元素來源較為復(fù)雜，受到較多人為因素的影響。耕地土壤中Zn元素變異系數(shù)小于10%，屬于弱變異水平，而元素Pb、Cr和Cu屬于中等變異水平。耕地土壤重金屬含量均值與黃河故道濕地土壤背景值相比，只有Pb元素含量略低于背景值，但Pb含量在某些采樣點也超過了背景值，超標率為53.33%；而元素Zn、Cr、Cd和Cu含量均高于背景值，且超標率均為100%。其中Cr和Cd含量均值分別為378.58和2.62 mg·kg-1，分別達到了黃河故道區(qū)域土壤元素背景值的12.2和41.6倍。與農(nóng)用地土壤污染風險篩選值相比較，重金屬Cr和Cd含量均值超過篩選值，分別是篩選值的2.5和8.7倍，Zn、Pb和Cu含量未超過篩選值，這與黃河故道濕地、林地土壤表現(xiàn)一致。

不同類型樣地Zn、Pb、Cr、Cd和Cu的含量均表現(xiàn)為濕地最低，耕地最高，Zn、Pb和Cu這3種元素在各樣地類型間差異顯著；Cd元素含量在林地和耕地土壤類型中差異不顯著，但均顯著高于濕地；而3種類型樣地的Cr含量表現(xiàn)為耕地顯著高于濕地和林地，濕地和林地Cr含量差異不顯著。耕地土壤中5種重金屬的富集最高，這可能是在耕作過程中施用化肥、農(nóng)藥等進行田間管理活動所導(dǎo)致的重金屬含量升高，其次為林地，而濕地最低。

2.2 土壤重金屬污染評價

2.2.1 地質(zhì)累積指數(shù)法評價

以山東省黃河故道區(qū)域土壤環(huán)境背景值作為基準值，應(yīng)用地質(zhì)累積指數(shù)法計算得到黃河故道濕地及附近林地和耕地土壤中Zn、Pb、Cr、Cd和Cu 5種重金屬的Igeo（表4）。各類型樣地重金屬Igeo的平均值大小順序為Cd（4.61）＞Cr（2.87）＞Zn（-0.07）＞Cu（-0.35）＞Pb（-1.37）。根據(jù)地質(zhì)累積指數(shù)分級標準［12］，可知豫東黃河故道區(qū)域土壤Zn、Pb和Cu總體處于無污染水平，但發(fā)生了弱重度Cr污染和弱極度Cd污染。所以研究區(qū)域土壤最主要的污染因子是Cr和Cd。各樣地類型間重金屬Igeo相比較，這5種重金屬的Igeo均表現(xiàn)為耕地＞林地＞濕地，且不同類型樣地間Zn、Pb和Cu的Igeo值差異顯著，Cr的Igeo表現(xiàn)為耕地顯著高于濕地和林地，而濕地和林地間差異不顯著，Cd的Igeo值表現(xiàn)為林地和耕地顯著高于濕地，而林地和耕地間差異不顯著。3種類型樣地Pb的Igeo均小于0，處于無污染水平；Zn和Cu的Igeo在濕地和林地土壤中小于0，屬于無污染水平，但在耕地土壤中介于0～1之間，屬于輕度污染；3種類型樣地Cr和Cd的Igeo均大于0，其中重金屬Cr在濕地和林地土壤中處于弱重度污染（Igeo在2～3之間），在耕地土壤中處于重度污染水平（Igeo在3～4之間），而3種樣地土壤均屬于弱極度Cd污染（Igeo在4～5之間）。

表4 黃河故道濕地土壤重金屬的地質(zhì)累積指數(shù)

2.2.2 潛在生態(tài)風險指數(shù)法評價

表5為豫東黃河故道濕地及其附近林地和耕地5種重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)評價結(jié)果。從表5可以看出，各重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)的平均值大小順序為Cd（1130.58）＞Cr（21.01）＞Cu（6.49）＞Pb（3.22）＞Zn（1.45），根據(jù)各元素潛在生態(tài)風險分級標準，Zn、Pb、Cr、Cu 4種重金屬在各類型樣地中均為輕度潛在生態(tài)風險（Eir＜40），而Cd在各類型樣地的潛在生態(tài)風險指數(shù)為965.54～1248.67，遠超320，具有高度潛在生態(tài)風險，可知Cd是豫東黃河故道濕地區(qū)域最主要的致險因子。各類型樣地間相比較，5種重金屬潛在生態(tài)風險均表現(xiàn)為CL＞FL＞W(wǎng)L，且Zn、Pb和Cu的潛在生態(tài)風險指數(shù)在各樣地類型間差異均達到顯著水平，而濕地土壤中Cr的含量顯著低于耕地，與林地差異不顯著，濕地土壤中Cd的含量顯著低于耕地和林地，耕地和林地間差異不顯著。

豫東黃河故道區(qū)域濕地、林地和耕地這3種類型樣地綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)分別為990.78、1208.15和1289.34，均達高度潛在生態(tài)風險水平。從不同重金屬對綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)的貢獻（圖1）可以看出，5種重金屬中，Cd對綜合潛在生態(tài)風險的平均貢獻最高，其貢獻率為97.23%，Zn、Pb、Cr和Cu對綜合潛在生態(tài)風險的貢獻很小，可見Cd是豫東黃河故道濕地區(qū)域重要的重金屬對象，由于Cd的影響，使豫東黃河故道濕地及其附近林地、耕地均達到高度潛在生態(tài)風險。

表5 黃河故道濕地土壤潛在生態(tài)風險指數(shù)評價結(jié)果

圖1 不同重金屬對綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)的貢獻

2.2.3 評價結(jié)果比較

綜合比較地質(zhì)累積指數(shù)法和潛在生態(tài)風險指數(shù)法這2種評價方法，其分析的結(jié)果基本一致，即黃河故道濕地及附近林地、耕地土壤中Cd是最主要的重金屬污染因子，同時也要注意Cr的影響。地質(zhì)累積指數(shù)法不能全面反映重金屬對環(huán)境綜合污染的影響；而潛在生態(tài)風險指數(shù)法既反映出了重金屬的含量，又體現(xiàn)了重金屬的環(huán)境生態(tài)效應(yīng)和毒害程度，但是能評價的元素種類較少［16］。這2種方法各有利弊，所以將2種方法結(jié)合起來，能更加全面地評估豫東黃河故道濕地區(qū)域土壤重金屬的污染情況及生態(tài)風險。

2.3 土壤重金屬來源分析

從表6可以看出，豫東黃河故道濕地區(qū)域土壤 重 金 屬Zn-Pb、Zn-Cu、Pb-Cr、Pb-Cu、Cr-Cu之間表現(xiàn)為極顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)分別為0.929、0.941、0.892、0.974、0.850，這說明該區(qū)域土壤中這些元素可能來源一致；重金屬Zn-Cr、Pb-Cd、Cr-Cd、Cd-Cu之間也表現(xiàn)為顯著正相關(guān)關(guān)系，說明這些元素在豫東黃河故道濕地區(qū)域土壤中也具有一定的同源性。

表6 黃河故道區(qū)域土壤重金屬含量相關(guān)性分析（n=9）

圖2是根據(jù)重金屬Zn、Pb、Cr、Cd、Cu之間的Pearson相關(guān)系數(shù)進行的聚類分析。從圖2中可以看出，這5種重金屬可以聚為4類，其中Pb和Cu為1類，Zn、Cr、Cd各為1類。表6中也顯示Pb和Cu之間為極顯著正相關(guān)關(guān)系，這說明Pb和Cu之間具有良好的伴生關(guān)系。同時Pb、Cu和Zn又可以聚為1個大類，且Pb、Cu和Zn兩兩之間相關(guān)性也達到極顯著水平（表6），因此可以認為Pb、Cu和Zn的來源具有一致性。如果將這5種重金屬聚為3類，則Pb、Cu和Zn屬于第1類，Cr屬于第2類，Cd屬于第3類。結(jié)合表6可以看出，這5種重金屬元素之間均存在著一定的相關(guān)性。

圖2 黃河故道區(qū)域土壤重金屬分層聚類分析

3 討論

由于該研究區(qū)域不同土壤利用類型（濕地、耕地和林地）的環(huán)境特點不同，其研究側(cè)重點也不同。本研究選取Zn、Pb 、Cr、Cd、Cu這5種常見重金屬元素對豫東黃河故道濕地土壤進行污染評價。結(jié)果表明，豫東黃河故道濕地土壤重金屬Zn、Pb和Cu的含量均低于或略高于黃河故道區(qū)域土壤環(huán)境背景值，而重金屬Cr和Cd含量均嚴重超過土壤背景值。本研究選擇地質(zhì)累積指數(shù)法和潛在生態(tài)風險指數(shù)法這2種方法進行污染評價，評價結(jié)果基本一致。豫東黃河故道區(qū)內(nèi)發(fā)生了不同程度的積累，造成了一定的重金屬污染，大致表現(xiàn)為濕地＜林地＜耕地。

污染評價結(jié)果表明，重金屬Zn、Pb和Cu在濕地、林地土壤中處于無污染水平，在耕地土壤中處于輕度污染水平；重金屬Cr在濕地、林地土壤中屬于弱重度污染，在耕地土壤中屬于重度污染，Zn、Pb、Cu和Cr這4種重金屬元素在濕地、林地和耕地3類土壤中均為輕度潛在生態(tài)風險。重金屬Cd在3類土壤用地類型中則均屬于弱極度污染水平和高度潛在生態(tài)風險程度。一般認為，農(nóng)藥和化肥中含有較高Pb、Cu和Zn，此外，汽車尾氣也是Pb污染的主要來源［17］，豫東黃河故道濕地及附近林地和耕地這3種類型土壤中Pb、Cu和Zn的含量均值個別超過了土壤背景值，但均未超過農(nóng)用地土壤污染風險篩選值，地質(zhì)累積指數(shù)表現(xiàn)為濕地＜林地＜耕地。耕地農(nóng)藥、化肥的施用勢必會影響土壤中這些重金屬的含量，張妍等［18］研究了商丘市土壤重金屬的污染情況，指出商丘市Cu、Pb、Zn 重金屬污染為人為因子，主要來源有農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和交通排放等。浦江等［19］研究也指出，湖濱帶濕地重金屬Cu和Zn的污染源主要是農(nóng)業(yè)活動，Pb主要受道路交通和工業(yè)活動的影響。由此推測豫東黃河故道濕地重金屬Pb、Cu和Zn污染可能主要來源于人類的農(nóng)業(yè)活動。

本研究表明，土壤重金屬Cr在濕地和林地中屬于弱重度污染水平，在耕地中屬于重度污染水平，且聚類分析中重金屬Cr為1類，此外，濕地和林地土壤中Cr元素的變異系數(shù)較小，均屬于弱變異水平，耕地土壤中Cr屬于中等變異。相關(guān)研究指出，土壤中的Cr污染主要來源于土壤成土母質(zhì)及制造工業(yè)［20-21］，由此推測黃河故道濕地土壤Cr元素可能主要來源于土壤成土母質(zhì)。土壤中Cd主要受工業(yè)活動的影響［22］，本研究表明，在濕地、林地和耕地土壤中重金屬Cd含量均達到弱極度污染水平，具有高度潛在生態(tài)風險，而Cd元素在濕地和耕地土壤中變異系數(shù)均較高，屬于強變異，在林地土壤中Cd屬于中等變異水平。研究表明，重金屬Cd污染可能來源于工業(yè)原料及“三廢”排放、汽車尾氣等［23-24］，豫東黃河故道區(qū)域洗選業(yè)、化學(xué)原料及化學(xué)制品制造業(yè)、黑色金屬、有色金屬冶煉及壓延加工業(yè)規(guī)模較大，結(jié)合相關(guān)研究和豫東黃河故道區(qū)域工業(yè)、農(nóng)業(yè)等主要污染源分布，推測黃河故道濕地土壤Cd污染可能主要來源于工業(yè)原料及“三廢”的排放。相關(guān)性分析和聚類分析結(jié)果顯示這5種重金屬元素之間均存在著一定的相關(guān)性，除Cd-Zn外，各種金屬間相關(guān)性均達到顯著或極顯著的水平，這表明豫東黃河故道區(qū)域重金屬元素間具有一定的同源性［25］，由此推測，豫東黃河故道濕地Cd污染也可能主要受到了成土母質(zhì)和人類農(nóng)業(yè)活動的影響。

本研究結(jié)果顯示，豫東黃河故道濕地重金屬Cr和Cd含量嚴重超過土壤背景值，而附近林地和耕地這些重金屬含量均有升高趨勢，且濕地和耕地間差異顯著。由于耕地中農(nóng)藥、化肥的施用相對頻繁，而農(nóng)藥和化肥中含有較多的Cr和Cd元素［26-27］。李福燕等［28］研究了海南省農(nóng)用地土壤重金屬含量特征，結(jié)果表明農(nóng)用地土壤中重金屬Cr和Cd含量的最大值均超過了國家土壤環(huán)境質(zhì)量的二級標準。由此認為，黃河故道濕地土壤重金屬Cr和Cd含量受到了附近林地和耕地的影響。此外，耕地土壤的重金屬含量較高，而濕地顯著低于耕地，這也體現(xiàn)了濕地的生態(tài)緩沖功能。因此，為保持豫東黃河故道濕地良好的生態(tài)環(huán)境，應(yīng)加強濕地及附近土壤的管理，控制周邊“工業(yè)三廢”的排放，減少農(nóng)藥化肥的施用，并采取合理的措施進行重金屬污染的治理，尤其加強對重金屬Cd的治理。

4 結(jié)論

豫東黃河故道區(qū)域不同類型樣地Zn、Pb、Cr、Cd和Cu的含量平均值分別為61.42、10.45、325.40、2.37和17.49 mg·kg-1，均表現(xiàn)為濕地＜林地＜耕地，且在濕地中的含量顯著低于林地或耕地。

濕地及附近林地、耕地土壤發(fā)生了不同程度重金屬Cr和Cd的聚積，其含量均遠遠高于土壤背景值，其中重金屬Cd在3種類型樣地中均達到弱極度污染水平，重金屬Cr在3種類型樣地中達到弱重度或重度污染水平，而重金屬Zn、Pb和Cu則屬于無污染或輕度污染水平。

研究區(qū)域5種重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)的平均值大小順序依次為Cd＞Cr＞Cu＞Pb＞Zn。其中，重金屬Cd表現(xiàn)為高度的潛在生態(tài)風險，是最重要的危險因子，Cd對綜合潛在生態(tài)風險的平均貢獻最高，其貢獻率為97.23%，而其他4種元素均屬于輕度潛在生態(tài)風險。3種類型樣地土壤重金屬的平均綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)為1162.76，屬于高度潛在生態(tài)風險水平。通過比較不同類型樣地土壤重金屬的綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)，發(fā)現(xiàn)濕地土壤的綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)是最小的，即相比較黃河故道附近林地和耕地，黃河故道濕地具有最低的潛在生態(tài)風險。

豫東黃河故道區(qū)域重金屬Pb、Cu和Zn污染可能來源于人類農(nóng)業(yè)活動的農(nóng)藥、化肥等，重金屬Cr可能主要來源于土壤成土母質(zhì)，重金屬Cd可能主要來源于工業(yè)原料及“三廢”，也可能受到成土母質(zhì)和農(nóng)業(yè)活動等的影響。