基于PCA和地統(tǒng)計的西南煙田土壤重金屬源解析

伍海聞，羅 婷，馬 瑾，黃成毅，李位波，陳俊樸

（1.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)水利水電學(xué)院，四川 雅安 625000；2.中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點實驗室，北京100012；3.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)機電學(xué)院，四川 雅安 625000）

土壤是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的基礎(chǔ)，恰當(dāng)?shù)霓r(nóng)業(yè)措施是提高土壤生產(chǎn)力的關(guān)鍵。一些金屬和類金屬物質(zhì)作為微量元素對生物體的生長是必需的，但濃度過高時，會對動植物和人體產(chǎn)生有害影響[1]。農(nóng)業(yè)土壤容易受到污泥施用、污水灌溉、尾氣沉降等人為因素和自然因素釋放有毒元素的污染[2]。研究表明，中國約82%受污染的農(nóng)業(yè)土壤中含有有毒無機污染物，如Pb、Cd、Cr、As 等[3]。Wang 等[4]發(fā)現(xiàn)江漢平原土壤中重金屬的來源主要包括冶煉或精煉金屬、煤炭燃燒、農(nóng)業(yè)活動和自然地質(zhì)因素。另外，我國東南部農(nóng)業(yè)土壤主要受到Cd、Hg、As和Pb等金屬的污染，作物中的重金屬積累以茶葉＞大米＞蔬菜的順序降低[5]。從“鎘大米”事件起，小麥、玉米等糧食作物重金屬污染問題受到世界廣泛關(guān)注。我國作為煙草產(chǎn)銷大國，每年卷煙、煙葉的產(chǎn)銷量均占世界總量的三分之一左右[5]，煙葉的品質(zhì)與煙田土壤質(zhì)量息息相關(guān)[6]。需要注意的是，煙草是一種易于吸收和富集重金屬的植物，重金屬常常以氣溶膠或金屬氧化物的形式通過煙霧進入人體[7]，因此，煙田土壤重金屬污染問題也需要重點關(guān)注。蔣佳磊等[8]對113個主要縣級產(chǎn)區(qū)的煙葉樣品中重金屬含量進行檢測，研究表明煙葉重金屬高值區(qū)主要集中在湖南、廣西、貴州和四川，西南地區(qū)占比較大，重金屬Cr 在煙草中累積貢獻率較高。張仕祥等[9]對東南煙草種植區(qū)域進行研究發(fā)現(xiàn)，大氣沉降可能是我國煙葉中Pb的另一重要來源。

確定重金屬來源是科學(xué)有效治理重金屬污染的前提。相關(guān)分析、主成分分析、聚類分析等數(shù)理統(tǒng)計方法，從定量的角度以經(jīng)驗分析污染物可能的來源。而地統(tǒng)計分析，可以研究多變量受體模型的空間結(jié)構(gòu)和變異因子[10]。它是基于與理論模型相適應(yīng)的穩(wěn)健實驗變差圖，利用GIS 技術(shù)將APCS/MLR 和PMF 等方法產(chǎn)生的因子得分圖疊加到輔助環(huán)境數(shù)據(jù)（如土地利用類型和母質(zhì)）上[10]。半方差分析應(yīng)用在土壤特性空間變異性規(guī)律的研究中，能夠有效地將土壤性質(zhì)與空間分布結(jié)合，從定性的角度判定污染物積累的空間分布和濃度高低變化規(guī)律，為精細(xì)化農(nóng)業(yè)的開展提供科學(xué)指導(dǎo)和依據(jù)。

西南地區(qū)是我國煙草種植主要區(qū)域，對其經(jīng)濟發(fā)展有重要影響，煙田土壤環(huán)境問題越來越受到重視。保證土壤環(huán)境質(zhì)量的前提是控制土壤中重金屬的積累。為了更有效地控制污染，掌握西南地區(qū)煙田土壤中重金屬的來源和分布情況十分重要。本文以中國典型煙田土壤進行來源解析的探索，對西南某市煙田土壤中Hg、Cd、Pb、Zn、Ni 5種重金屬的污染水平進行研究，采用相關(guān)性分析、主成分分析相結(jié)合的方式，初步確定重金屬來源，再基于克里金和半方差分析的地理統(tǒng)計學(xué)方法對PMF 因子得分進行分析，利用克里金插值確定得分因子的空間分布，確定其土壤特性空間變異性規(guī)律，從多種角度探尋研究區(qū)土壤中重金屬的來源，為該地區(qū)土壤重金屬控制和農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展提供指導(dǎo)方案和建議。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)位于西南地區(qū)，地處云貴高原東北部向湖南丘陵和四川盆地過渡的斜坡地帶，地形起伏大，地貌類型復(fù)雜。研究區(qū)跨越東西長達247.5 km，南北相距232.5 km。屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，年平均氣溫15.1 ℃。

1.2 樣品采集和處理

根據(jù)土壤類型、煙草品種分布情況，于2017 年9—10 月集中采集了研究區(qū)內(nèi)的十個主要縣區(qū)的煙田土壤，共256個樣點，采樣點如圖1所示。樣品用木鏟取自耕層0～5 cm 表層土壤，按梅花采樣法采集，土樣充分混合，按四分法保留1.0 kg 土壤樣品。樣品攤放在室內(nèi)經(jīng)自然風(fēng)干，研磨，過200 目尼龍網(wǎng)篩，供分析測試用。

圖1 采樣點分布圖Figure 1 Locations of the sampling points

1.3 樣品分析

每個樣品測量重金屬（Cd、Hg、Pb、Ni、Zn）含量、有機質(zhì)（OM）和pH 的濃度；土壤pH 值（水∶土=2.5∶1）用pH 計測定；土壤有機質(zhì)（OM）用重鉻酸鉀-分光光度法測定。土壤重金屬測試時，準(zhǔn)確稱取0.3 g 土壤樣品至微波消解罐中，加入6 mL 65%的HNO3（優(yōu)級純，Merck）、1 mL 30%的H2O2（優(yōu)級純，國藥）和1 mL 40%的HF（優(yōu)級純，國藥），放入微波消解儀進行消解，消解液過濾待測。重金屬含量采用電感耦合等離子體質(zhì)譜法（ICP-MS，Thermo i-CAP 6000 系列）測定。同時，每20次測量后進行校準(zhǔn)和空白樣品分析。

1.4 半方差函數(shù)及理論模型

半方差函數(shù)是描述土壤特性空間變異結(jié)構(gòu)的一個函數(shù)，其功能在于反映區(qū)域化變量的空間相關(guān)性。具有復(fù)雜變化的區(qū)域化變量的空間變異性不能用一個簡單的理論模型來描述，而需要用兩個或兩個以上的理論模型來描述，假設(shè)隨機函數(shù)均值穩(wěn)定，方差存在且有限，該值僅和間距h有關(guān)，則半方差函數(shù)r（h）可定義為隨機函數(shù)Z（x）增量方差的一半[10]，即：

計算式為：

式中：h為樣本間距，又稱位差（Lag）；N（h）為間距為h的“樣本對”數(shù)。

當(dāng)定量描述整個研究區(qū)域的變異特征時，還需要建立變異函數(shù)的理論模型，該模型將直接參與克立格計算，常用的理論模型是球面模型、高斯模型和線性有基臺值的模型[10]。利用交叉驗證得到的方差比平方（Squared deviation ratio，SDR）的中值，尋找與理論模型擬合的實驗方差圖的最佳關(guān)聯(lián)，當(dāng)使用最佳關(guān)聯(lián)進行 kriging時，SDR的中 值 應(yīng)接近 0.455[11]。 利用方差圖和協(xié)方差函數(shù)檢驗空間自相關(guān)，即中間值對空間鄰近性的統(tǒng)計依賴性。

1.5 數(shù)據(jù)分析

本研究采用Excel 2010對元素濃度數(shù)據(jù)進行計算分析，SPSS 13.0進行統(tǒng)計分析和主成分分析，利用Per?son相關(guān)分析估計變量之間的線性相關(guān)關(guān)系，PMF模型采用EPAPMF 5.0。采用GS＋軟件進行半方差函數(shù)計算與理論模型的選擇；采用ArcGis 10.2中的Geostatis?tic 模塊進行空間插值；用ArcView 3.2進行圖形繪制。有關(guān)地統(tǒng)計學(xué)的原理和方法，參考相關(guān)文獻[12-13]。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬含量特征

研究區(qū)土壤pH、有機質(zhì)和重金屬含量特征如表1所示。結(jié)果表明，研究區(qū)土壤pH 在3.78～8.05，平均值6.15，整體偏酸性。土壤有機質(zhì)含量范圍為0.55%～8.31%，均值為3.33%，有機質(zhì)參與土壤重金屬的絡(luò)合與螯合作用，會影響重金屬的遷移與轉(zhuǎn)化[14]。除金屬Cd以外，其余重金屬平均值均未超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）。變異系數(shù)的大小反映各樣點重金屬含量分布的差異，其大小與人類活動有關(guān)[15]，其中Cd與Hg 的變異系數(shù)最大，說明土壤樣品中Hg 和Cd 的空間變異性較大[16]。參照研究區(qū)當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸担亟饘貶g的超背景值率達到了83.98%，土壤Hg積累較為明顯，可能是因為研究區(qū)擁有多個大型汞礦，并且能源大部分來自燃煤，燃煤向大氣中釋放大量揮發(fā)性有害元素，其中包含重金屬Hg[17]。金屬Cd 的超背景值率最低，只有30.86%，這可能與西南地區(qū)的喀斯特地貌所導(dǎo)致的高背景值有關(guān)，但重金屬Cd 空間變異性大，部分點位的濃度超過《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618—2018）的管控值（2.0 mg·kg-1），存在一定的富集。

表1 研究區(qū)煙田土壤中重金屬含量描述性統(tǒng)計（n=256）Table 1 Descriptive statistics for heavy metal（loids）concentrations of tobacco planting soils（n=256）

2.2 土壤中重金屬元素相關(guān)性分析和PCA源解析

2.2.1 相關(guān)性分析

重金屬元素之間的相關(guān)性程度可以反映出重金屬的來源或元素污染程度的相似性[18]。利用SPSS 對土壤重金屬總含量的相關(guān)分析表明（表2），土壤中的Ni 與pH 值呈負(fù)相關(guān)，說明土壤酸性越強，土壤對Ni的吸附作用越弱。由表2 的Person 相關(guān)系數(shù)可知，Pb與 Zn、Ni 與 Zn 呈極顯著正相關(guān)，Cd 與 Hg、Cd 與 Ni 呈顯著相關(guān)，表明它們的來源或釋放規(guī)律相似。各元素的來源及其之間的相關(guān)關(guān)系需通過主成分分析進行進一步驗證。

2.2.2 主成分分析

主成分分析（PCA）是基于主變量和次變量之間的相互關(guān)系進行矢量估計[19]，可以用于判定土壤元素中的來源。由表3 可得，主成分分析結(jié)果5 種重金屬污染源的信息基本可由3 個主成分表示，3 個主成分因子可以解釋總變量的82.48%，說明前3個因子能夠反映全部數(shù)據(jù)的大部分信息。

表2 研究區(qū)煙田土壤重金屬的皮爾森相關(guān)系數(shù)Table 2 Pearson correlation coefficients of the heavy metal（loids）concentrations in the study area

表3 土壤重金屬元素因子載荷Table 3 Factors matrix of the heavy metal（loids）in the soils

主成分1（PC1）的貢獻率是39.10%，PC1 上載荷較大的重金屬有 Ni、Zn 和 Pb，由相關(guān)性可知，Pb 與Zn、Ni 與Zn 之間呈顯著性相關(guān)關(guān)系，所以，推測這三種重金屬的同源可能性很大。研究表明，Zn 和Pb 在剎車片、油箱、燃料箱和頭盔生產(chǎn)時廣泛使用，由于車輛部件的機械磨損，進入環(huán)境，隨著大氣沉降在土壤中積累[20]。Pulles 等[21]研究發(fā)現(xiàn)公路路基表層土壤中Pb、Cd、Cu、Zn、Ni含量升高的主要原因是與汽油有關(guān)的污染源。自2000 年起，我國按照政策要求停產(chǎn)并且停售含Pb 汽油，但是重金屬Pb 仍然可以從發(fā)動機和催化劑中釋放出來[22]。所以推測因子1 為“交通污染因子”。由表3 可得，PC3 在重金屬 Ni、Zn 和 Pb 有一定載荷，推測PC3代表的源也對重金屬Ni、Zn和Pb的積累有一定影響。Shi 等[3]研究發(fā)現(xiàn)，從2006 年開始，Pb 含量的高值區(qū)普遍出現(xiàn)在云貴高原等東南丘陵地區(qū)。這可能是由于鉛鋅礦相關(guān)產(chǎn)業(yè)的快速發(fā)展，包括鉛冶煉、鉛酸電池生產(chǎn)和回收、鋼絲繩生產(chǎn)。與此同時，研究區(qū)所在地區(qū)的采礦業(yè)和工業(yè)總產(chǎn)值與2016年相比，分別增長了3.7%和5.2%[23]，推測重金屬Ni、Zn 和Pb 的積累同時受到工礦業(yè)開采的影響。推測PC3為“工業(yè)源”。

主成分 2（PC2）以 Cd 為主，重金屬負(fù)荷為 0.94，PC2 的方差貢獻率是23.23%。由表1 可得，金屬Cd的超背景值率較低且平均值未超過當(dāng)?shù)乇尘爸担赏聊纲|(zhì)因素影響較大，中國西南地區(qū)喀斯特地貌造成的巖石風(fēng)化，導(dǎo)致土壤背景值偏高，重金屬元素遷移擴散比非喀斯特地區(qū)更加迅速，如云貴高原、長江南部地區(qū)等[24]，且這些地方Cd 的背景值也比其他地區(qū)要高。例如，羅慧等[25]研究貴州省農(nóng)業(yè)土壤中Cd，發(fā)現(xiàn)其背景值為0.66 mg·kg-1，該值高于河南、山西、西藏等地的相應(yīng)背景值，甚至是全國土壤Cd 背景值的3.4倍。所以推測PC2主要是“母質(zhì)源”。

主成分3（PC3）與Hg 有較高的相關(guān)性。對于金屬Hg 來說，特殊的地質(zhì)化學(xué)背景和人類活動造成研究區(qū)土壤內(nèi)Hg 的積累[26]。研究指出，全球金屬Hg 相對富集在Hg 礦化帶的土壤中，是全球區(qū)域內(nèi)占比較多的大氣Hg釋放源，而我國的Hg礦化帶主要位于西南及東南地區(qū)[27]。研究區(qū)所在省份是我國的Hg 礦產(chǎn)大國，礦山開采導(dǎo)致大量重金屬Hg 在礦山周圍土壤以及煙田土壤中積累。根據(jù)煤炭消費統(tǒng)計數(shù)據(jù)顯示，研究區(qū)內(nèi)大型燃煤電廠、工業(yè)部門和居民消費分別占煤炭消費總量的30%、48%和22%左右[23]，煤炭燃燒釋放Hg離子在蒸汽中，隨風(fēng)遷移，并最終降落在土壤、水中，造成金屬Hg 的積累。除此之外，燃煤和有色金屬冶煉是我國兩個最大的人為Hg 釋放源，年均釋放量約占總釋放量的80%[28-29]。所以因子3主要受工業(yè)開采、煤炭燃燒活動的影響，結(jié)合對重金屬Ni、Zn 和 Pb 源的分析，可以將因子 3 歸為“工業(yè)污染因子”。

2.3 重金屬PMF分析及因子半方差分析

2.3.1 PMF模型

PMF 解析出了3個因子（圖2），Ni、Pb、Zn受F1影響最大，貢獻率在76%左右。Cd 對F2 的貢獻率最高，占到69.7%，推測金屬Cd幾乎由F2所表示的源代表。F3 對Hg 變異的貢獻率為86.7%，是3 個因子中占比最大的1 個因子，所以F3 代表的源對金屬Hg 影響較大。不僅如此，金屬 Pb、Zn 和 Ni 在 F3 因子中有大約16%左右的貢獻率，所以推測Pb、Zn 和Ni 受到兩個來源的共同影響。PMF 的計算結(jié)果與PCA 在3個因素上一致，則F1主要代表交通影響，F(xiàn)2主要代表地質(zhì)影響，F(xiàn)3主要代表工業(yè)活動影響。

圖2 PMF模型3個因子占比圖Figure 2 Percentage contributions of three factor profiles derived from PMF

2.3.2 地統(tǒng)計分析

將預(yù)處理的PMF 因子得分?jǐn)?shù)據(jù)及其坐標(biāo)數(shù)據(jù)導(dǎo)入地統(tǒng)計學(xué)軟件進行半方差分析，模擬出因子得分的半方差方程，計算Kriging插值最優(yōu)模型參數(shù)（表4）。

由表4 可得 ，PMF 的因子1和3空間變異結(jié)構(gòu)均以指數(shù)模型擬合最佳，但因子3 的R2更大，因子3 的擬合效果最佳，因子2 以高斯模型擬合最佳?；追讲睿–0）與基臺值（C0+C）的比值能夠表示區(qū)域化變量的空間相關(guān)程度。比值＜0.25 表示強空間自相關(guān)；0.25～0.75 表示中度空間自相關(guān)；＞0.75 表示空間自相關(guān)較弱或不存在[30]。土壤元素的空間分布受區(qū)域的結(jié)構(gòu)性因素（如成土母質(zhì)、地形、氣候等）和隨機性因素（如工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、交通等）共同作用影響，結(jié)構(gòu)性因素會使土壤元素的空間相關(guān)性增強，而隨機性因素則會使其空間相關(guān)性減弱[31]。由表4 可知，因子1 和因子3 的得分塊金基臺比值較高，其空間自相關(guān)性較弱，表明土壤來源主要由隨機因素（人為作用）影響，而因子2 的比值＜0.25，表示其空間自相關(guān)性較強，表明土壤來源主要受區(qū)域的結(jié)構(gòu)性因素（成土母質(zhì)）影響較大[12]。半方差分析與受體模型分析結(jié)果一致。

表4 因子得分半方差分析結(jié)果Table 4 Results of semi-variogram analysis of factors score

2.3.3 克里金插值及空間分析

圖3～圖5 是土壤重金屬來源解析3 個因子克里格化結(jié)果。將這3 個因子的范圍分為5 個量子位，并考慮了它們的最大值和最小值。

如圖3a 所示，因子 1（Pb、Zn 和 Ni）的空間分布呈現(xiàn)出多個局域熱點。其濃度呈現(xiàn)明顯的由東南向西北遞減的趨勢?？梢缘贸?，因子1 的高值區(qū)位于研究區(qū)東部的幾個區(qū)縣。因子1 的空間分布趨勢與其交通線路走勢相似（如圖3b 所示），其高值區(qū)與交通網(wǎng)密集區(qū)吻合。研究區(qū)東南方向的鳳岡縣和余慶縣擁有較多的交通樞紐段，車輛交匯較多，另外，交通車輛樞紐站位于務(wù)川縣，人流量和車流量位居該市的前列[23]，道路交叉口區(qū)域高負(fù)荷的汽車排放造成環(huán)境中Pb、Zn和Ni的積累[32]。Kibblewhite等[33]研究發(fā)現(xiàn)高速公路對鄰近的農(nóng)業(yè)土壤是主要的、開放的和動態(tài)的污染源，車輛排放的污染物以及車輛與公路的磨損所產(chǎn)生的污染物通過空氣中的微粒、灰塵以飛濺、噴霧和徑流的方式轉(zhuǎn)移到土壤中，使金屬Pb、Zn、As、Ni等造成累積。另一方面，研究區(qū)所在的省份擁有長久鉛鋅礦開采的歷史，工礦業(yè)的開采導(dǎo)致Pb 和Zn 在農(nóng)業(yè)土壤中有較為明顯的積累[29]。

克里金插值圖闡述了因子2 的空間分布，如圖4所示。前文分析可得，因子2 與Cd 的相關(guān)性較高，主要來自于成土母質(zhì)的影響。如圖所示，因子2 的幾個高值區(qū)位置和成土母質(zhì)以泥質(zhì)巖類和紫色巖類為主的位置相似，而其他地區(qū)以碳酸巖類為主，這些碳酸巖類分布的區(qū)域中因子2 的得分較低，且分布較為均勻，因此，因子2 可能是成土母質(zhì)的局部變化造成的[34]。由前文研究可得，研究區(qū)位于典型的喀斯特地貌地區(qū)，碳酸鹽巖、鉛鋅礦等巖石、礦石風(fēng)化形成的土壤更易于Cd、Hg等重金屬的沉淀、吸附和富集[35]。羅慧等[25]的研究也證明人為活動、礦業(yè)開發(fā)、城鎮(zhèn)化、農(nóng)業(yè)活動均不是中國南方喀斯特地區(qū)土壤Cd含量高的主要因素；碳酸鹽巖Cd 背景值高及碳酸鹽巖風(fēng)化成土Cd 的相對富集，是中國南方喀斯特地區(qū)土壤Cd 含量高的主要自然因素。

圖3 因子1的區(qū)域因素圖（a）和研究區(qū)道路分布圖（b）Figure 3 Maps of regionalized factor 1（a）and roads distribution（b）

圖4 因子2的區(qū)域因素圖Figure 4 Maps of regionalized factor 2

因子3的空間分布有明顯的地理特征（圖5a），高值區(qū)集中在研究區(qū)東部區(qū)縣的邊緣，由四周向中間呈遞減的趨勢。由前文研究分析可知，該地區(qū)Hg 礦開采及煤炭燃燒規(guī)模大且歷史悠久，由圖5b 可以看出，務(wù)川地區(qū)的Hg 礦床分布在羅溪、老虎溝、三坑、臺壩等含Hg 礦區(qū)。Feng 等[26]對貴州金屬Hg 的現(xiàn)狀研究發(fā)現(xiàn)，從老虎溝和羅溪采集的農(nóng)田樣品中總Hg 含量一直在上升，從15～320 mg 不等。與此同時，研究區(qū)2017 年的原煤消耗量達到0.15 億t，主要用于工業(yè)生產(chǎn)的消費[23]，前人研究可知，西南地區(qū)與煤有關(guān)的Hg排放比較突出，主要是由于原煤中Hg含量高，且缺少燃燒污染控制設(shè)備[36]。此外，楊皓等[14]的研究也有相同結(jié)論，他們發(fā)現(xiàn)在黔北電廠的燃煤發(fā)電廠附近農(nóng)田中，重金屬Hg在春、夏季分別超標(biāo)6.33倍和4.75倍，這可能與貴州燃煤在地質(zhì)化學(xué)中表現(xiàn)為親硫有關(guān)，根據(jù)元素地球化學(xué)親和性原理，高硫煤也可能是高Hg煤。

本研究結(jié)合相關(guān)性分析、主成分分析等的數(shù)理統(tǒng)計方法及PMF 因子得分的地統(tǒng)計分析，對研究區(qū)內(nèi)煙田土壤中重金屬的來源和分布進行了研究和分析。從相關(guān)性分析可得，Pb 和 Zn、Ni和 Zn 相關(guān)性較高，可能有相同來源，通過主成分分析與因子空間分析證明，Ni、Pb 和 Zn 大多來自于交通源的影響，也存在工業(yè)活動的部分影響；Cd和Ni有相關(guān)性，通過源解析佐證，Cd 主要受喀斯特地貌的影響，成土母質(zhì)來源的影響較多；對于重金屬Hg，3 種分析方法都印證了其主要受工業(yè)活動的影響，來自于工業(yè)源。通過3 種方法的相互比較可以看出，相關(guān)性分析得出的結(jié)論比較宏觀，需要通過更詳細(xì)的多元統(tǒng)計與地統(tǒng)計等方法的補充，以探索重金屬的來源問題，為污染防治、土壤修復(fù)等工作提供指導(dǎo)性的方向和建設(shè)性的意見。

圖5 因子3的區(qū)域因素圖（a）和汞礦分部圖（b）Figure 5 Maps of regionalized factor 3（a）and map of Hg-mining areas（b）

3 結(jié)論

（1）研究區(qū)煙田土壤中，Ni、Pb和Zn含量較低，空間變異性程度不高；Cd 和Hg 的積累較為明顯，且由于地貌原因，容易在土壤中造成積累，在今后土壤污染治理當(dāng)中，需要增加關(guān)注度。

（2）通過相關(guān)性分析、PCA 模型的統(tǒng)計學(xué)分析和地統(tǒng)計學(xué)分析，土壤Zn、Pb 和Ni 主要來源于交通污染，鉛鋅礦開采也是Pb 和Zn 進入農(nóng)田土壤的一個來源；重金屬Hg主要來自于工業(yè)活動，人為源的影響主要集中在研究區(qū)東部的區(qū)縣城市；土壤中Cd 主要由于地質(zhì)背景的積累。

（3）本案例研究表明，多元統(tǒng)計與地理統(tǒng)計分析相結(jié)合可以作為表征重金屬空間分布特征和確定重金屬來源的一種有效工具。此外，本研究可以為制定有效的土壤重金屬長期積累保護政策提供理論指導(dǎo)和科學(xué)依據(jù)。