基于小流域尺度的礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬源解析

楊宇，周佳俊，郭婷婷，丁洪偉，劉孝利*

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，長(zhǎng)沙 410128；2.湖南省灌溉水源水質(zhì)污染凈化工程技術(shù)研究中心，長(zhǎng)沙 410128）

當(dāng)前，我國(guó)耕地土壤重金屬污染情況不容樂(lè)觀，全國(guó)首次土壤污染狀況調(diào)查顯示，耕地土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%[1]。當(dāng)種植在受污染土壤中的作物對(duì)重金屬的吸收和富集達(dá)到一定限值時(shí)，則會(huì)危害人體健康[2]。近年來(lái)，國(guó)內(nèi)外學(xué)者就耕地土壤重金屬污染問(wèn)題展開(kāi)了包括但不限于土壤-作物系統(tǒng)累積特征[3-4]、分布特征[5-7]、生態(tài)與健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[8-9]、來(lái)源分析[10-11]等方面的研究。其中，明確土壤重金屬污染來(lái)源是從源頭上防治土壤重金屬污染的根本措施，對(duì)于提高土壤環(huán)境質(zhì)量具有重要意義。

目前國(guó)內(nèi)外在土壤領(lǐng)域應(yīng)用較多的污染源解析方法主要有同位素示蹤法、多元統(tǒng)計(jì)法、UMIX 模型法、化學(xué)質(zhì)量平衡法（CMB）、正定矩陣因子分析法（PMF）和絕對(duì)因子得分-多元線性回歸法（APCSMLR）等，不同源解析方法根據(jù)模型原理或假設(shè)不同，所需樣本量和數(shù)據(jù)處理量也有所差異，最終解析出的結(jié)果可能不盡相同[12]，因此常需要根據(jù)研究區(qū)域的實(shí)際情況聯(lián)合應(yīng)用多種方法，取長(zhǎng)補(bǔ)短。如馬杰等[13]將APCS-MLR 和PMF 模型相結(jié)合使用，發(fā)現(xiàn)兩種方法解析出的結(jié)果基本一致。鄭宇娜等[14]結(jié)合地統(tǒng)計(jì)、多元統(tǒng)計(jì)和PMF 模型3 種方法，彼此佐證，準(zhǔn)確識(shí)別了臺(tái)州市電子垃圾拆解場(chǎng)地周邊農(nóng)田土壤中重金屬污染來(lái)源。Fei 等[15]將PMF 模型與地理探測(cè)器模型（GeogDetector）聯(lián)合應(yīng)用，結(jié)果證實(shí)了這種新的合成模型可以很好地用于估計(jì)土壤重金屬的來(lái)源分布。Lv[16]使用地統(tǒng)計(jì)學(xué)描述比較了APCS-MLR 和PMF 兩種方法的解析結(jié)果。

瀏陽(yáng)七寶山礦區(qū)礦產(chǎn)資源豐富，采礦歷史悠久，長(zhǎng)期的采礦活動(dòng)以及數(shù)百家大小礦山在歷史上采取的粗放型管理方式導(dǎo)致了嚴(yán)重的土壤重金屬污染問(wèn)題，極大影響了農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)，針對(duì)這樣的典型涉礦區(qū)域重金屬污染進(jìn)行研究極有必要。目前關(guān)于土壤重金屬污染研究的尺度多集中在較大的省、市等，或田塊、采礦場(chǎng)地及周邊等較小尺度，以農(nóng)業(yè)小流域特別是典型礦區(qū)所在流域作為尺度的研究相對(duì)較少。流域作為陸地生態(tài)系統(tǒng)集水與水循環(huán)的基本單元，是污染綜合治理的最佳研究與管理尺度。從小流域尺度開(kāi)展耕地土壤重金屬污染來(lái)源及其空間異質(zhì)性特征研究，對(duì)了解耕地土壤重金屬污染來(lái)源、擴(kuò)散和空間遷移特征，以及在流域尺度實(shí)現(xiàn)耕地的分級(jí)、分區(qū)污染綜合防治具有重要的科學(xué)意義和實(shí)踐價(jià)值。因此，本研究選取瀏陽(yáng)七寶山礦區(qū)小流域?yàn)檠芯繉?duì)象，利用ArcGIS 進(jìn)行網(wǎng)格化布點(diǎn)，采集水田耕層土壤（0～20 cm）樣品，運(yùn)用地統(tǒng)計(jì)學(xué)、多元統(tǒng)計(jì)和PMF 模型相結(jié)合的方法，解析小流域內(nèi)7 種重金屬（Cd、As、Fe、Mn、Cu、Zn 和Pb）的污染特征，有效識(shí)別其污染來(lái)源，以期為涉礦區(qū)域農(nóng)業(yè)小流域耕地重金屬污染綜合防控與耕地安全利用提供科學(xué)參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究選取的小流域位于湖南省瀏陽(yáng)市，介于北緯28°14'～28°20'、東經(jīng)113°50'～113°53'之間，總面積約為72 km2。流域總體為一片向西開(kāi)闊的狹長(zhǎng)谷地，南北兩側(cè)為林地，地貌以剝蝕丘陵和溶蝕堆積谷地為主[17]，成土母質(zhì)主要有砂頁(yè)巖、石灰?guī)r風(fēng)化物和中性沖積物。流域內(nèi)主要河流為瀏陽(yáng)河的二級(jí)支流，其也是該地農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的主要灌溉水源。區(qū)內(nèi)礦冶開(kāi)采活動(dòng)歷史悠久，目前仍有3 處正在營(yíng)業(yè)的廠礦企業(yè)，分別為銅鋅礦廠、硫鐵礦廠和磷肥廠（圖1）。

圖1 研究流域采樣點(diǎn)位、主要道路、工礦及水系分布情況Figure 1 Sampling points，main roads，and distribution of industrial mines and water systems of study area

1.2 樣品采集與分析

首先利用ArcGIS 10.6 軟件進(jìn)行網(wǎng)格化布點(diǎn)，布點(diǎn)原則遵循《土壤質(zhì)量 土壤采樣技術(shù)指南》（GB/T 36197—2018），布點(diǎn)精度為800 m×800 m，根據(jù)前期收集到的有關(guān)資料，結(jié)合該小流域的地形地貌和工業(yè)分布情況，在城鎮(zhèn)及礦冶活動(dòng)區(qū)進(jìn)行了點(diǎn)位加密處理[18]。實(shí)地調(diào)查采樣時(shí)使用“兩步路”軟件按照預(yù)設(shè)樣點(diǎn)的經(jīng)緯度進(jìn)行定位搜索并記錄實(shí)際采樣點(diǎn)的經(jīng)緯度，最終共采集60個(gè)土壤樣品（圖1）。采樣工具選用直徑為80 mm 的手動(dòng)螺紋鉆，垂直采集0～20 cm 的表層土壤，每個(gè)樣點(diǎn)選取同塊田地內(nèi)3～5個(gè)彼此接近的較小點(diǎn)的樣本進(jìn)行充分混合制成混合樣，共計(jì)土壤質(zhì)量約1.5 kg。采樣選在4 月進(jìn)行（早稻種下前），采樣同時(shí)現(xiàn)場(chǎng)記錄樣點(diǎn)的土地利用類(lèi)型、歷史耕作情況、灌溉水來(lái)源等有關(guān)信息，采集的樣品裝入聚乙烯密封袋中帶回實(shí)驗(yàn)室保存。

樣品在室內(nèi)避光處自然風(fēng)干，挑出石礫、植物根系等雜物，研磨后依次過(guò)10目和100目分樣篩。首先用HCl-HNO3-HClO4三酸消解法消煮，經(jīng)0.45 μm 濾膜過(guò)濾后使用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀（ICP-OES Optima 8300）測(cè)定Cd、As、Fe、Mn、Cu、Zn 和Pb 的全量，每批次樣品消解全程均設(shè)置空白對(duì)照和3 組平行樣，并使用國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)土樣（GSS-3）進(jìn)行質(zhì)量控制。土壤pH 值按《土壤pH 值的測(cè)定電位法》（HJ 962—2018）使用pH計(jì)（雷磁PHS-3C）測(cè)定。

1.3 地統(tǒng)計(jì)學(xué)和半方差函數(shù)

地統(tǒng)計(jì)學(xué)是一門(mén)以區(qū)域化變量理論為基礎(chǔ)，將克里金法作為基本分析方法，研究在空間分布上具有變異性或結(jié)構(gòu)性的現(xiàn)象及其規(guī)律的學(xué)科[19]。半方差函數(shù)又稱(chēng)半變異函數(shù)，可以描述區(qū)域化變量的結(jié)構(gòu)性和隨機(jī)性變化[20]。該函數(shù)常被用來(lái)進(jìn)行各種空間變異分析，為空間預(yù)測(cè)提供基礎(chǔ)，其計(jì)算公式如下：

式中：N（h）代表空間上步長(zhǎng)為h時(shí)離散點(diǎn)的數(shù)量；Z（xi）和Z（xi+h）分別代表區(qū)域化變量在位置xi和xi+h時(shí)的值。

半變異函數(shù)在計(jì)算過(guò)程中會(huì)產(chǎn)生4 個(gè)重要的參數(shù)：塊金值（C0）、基臺(tái)值（C）、變程（A）、結(jié)構(gòu)方差（C1）。塊金值用來(lái)衡量在實(shí)際工作中客觀存在的測(cè)量誤差和空間變異導(dǎo)致的塊金效應(yīng)，基臺(tái)值（C=C0+C1）反映了某區(qū)域化變量在研究范圍內(nèi)變異的強(qiáng)度，其中C1代表由于樣本數(shù)據(jù)中存在空間相關(guān)性而引起的方差變化范圍。塊金值與基臺(tái)值的比值可表示空間變異性程度，比值高說(shuō)明由隨機(jī)部分引起的空間變異性程度較大，反之說(shuō)明由空間自相關(guān)部分引起的空間變異性程度大[21]。

1.4 PMF模型

PMF 模型最早由Paatero 等[22]在1994 年提出用于大氣污染源解析，是一種以受體模型為基礎(chǔ)并根據(jù)源成分來(lái)量化每種源對(duì)樣品數(shù)據(jù)貢獻(xiàn)量的數(shù)學(xué)方法，近年來(lái)也被廣泛應(yīng)用于土壤重金屬污染源解析。PMF模型將實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)矩陣（Xij）分解為因子貢獻(xiàn)矩陣（gij）和因子成分矩陣（fij），目標(biāo)是通過(guò)最小二乘法經(jīng)過(guò)多次迭代運(yùn)算得到目標(biāo)函數(shù)Q，函數(shù)Q的定義如下：

式中：uij表示第i個(gè)樣品的第j個(gè)元素的不確定值。

uij的計(jì)算方法如下：

式中：RSD為相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差；Cij為第i個(gè)樣品的第j個(gè)元素的含量；MDL為方法檢出限。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

數(shù)據(jù)使用Excel 和SPSS 23 進(jìn)行預(yù)處理，使用Origin 2018 進(jìn)行相關(guān)性和主成分分析，地統(tǒng)計(jì)分析、半方差函數(shù)模型擬合利用GS+ 9.0 軟件進(jìn)行，使用Arc-GIS 10.2 進(jìn)行克里金插值分析，繪制空間分布圖，使用EPA PMF 5.0軟件進(jìn)行定量源解析。

2 結(jié)果與討論

2.1 重金屬含量的描述性統(tǒng)計(jì)

研究流域內(nèi)土壤pH 為4.32～6.41，整體呈酸性，與全國(guó)表層土壤pH 中位值（7.88）相比，有明顯的酸化特征。表1 為重金屬含量描述統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果，7 種重金屬含量數(shù)據(jù)均呈現(xiàn)高峰和正偏形態(tài)，說(shuō)明含量高的點(diǎn)偏多且數(shù)據(jù)分布比較集中，具有整體性。Cd、As、Cu、Zn和Pb的均值分別為湖南省土壤背景值[23]的10.0、2.1、4.5、2.0 倍和4.8 倍，且除As 外都超過(guò)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）》（GB 15618—2018）規(guī)定的風(fēng)險(xiǎn)篩選值，說(shuō)明5 種元素均有不同程度的富集，且以Cd、Cu 和Pb 較為嚴(yán)重。就變異系數(shù)而言，F(xiàn)e、Mn和Zn屬于中等變異，Cd、As、Cu 和Pb 達(dá)到強(qiáng)變異程度，說(shuō)明研究流域內(nèi)這4 種重金屬可能受人類(lèi)活動(dòng)影響較為顯著。

表1 土壤重金屬含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果Table 1 Statistical results of heavy metals in soil

2.2 半方差分析

半方差函數(shù)擬合要求數(shù)據(jù)服從正態(tài)分布或近似于正態(tài)分布[24]，因此先對(duì)原始數(shù)據(jù)進(jìn)行剔除異常值、對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換等處理，經(jīng)Kolmogorov-Smirnov 檢驗(yàn)P＞0.5，說(shuō)明處理后的數(shù)據(jù)符合正態(tài)分布，在此基礎(chǔ)上再進(jìn)行擬合。計(jì)算7 種元素的函數(shù)值，根據(jù)殘差平方和（RSS）最小和決定系數(shù)（R2）最大的原則獲取最佳擬合模型的參數(shù)[25-26]（表2）。結(jié)果顯示7 種元素的決定系數(shù)均在0.7 以上，較好地反映了各自的空間結(jié)構(gòu)特征，符合最佳擬合模型，其中Cd、Mn、Cu 和Pb 符合指數(shù)模型，As 和Fe 符合球形模型，Zn 符合高斯模型。變程描述該間隔內(nèi)樣點(diǎn)的空間相關(guān)特征，若兩點(diǎn)間的距離超過(guò)了變程，那么其不具有空間相關(guān)性。7 種元素?cái)M合得到的變程均大于采樣間距（800 m），說(shuō)明采樣數(shù)據(jù)間存在空間相關(guān)性，可以用于內(nèi)插或外推。根據(jù)張紅桔等[27]的研究，結(jié)構(gòu)性因素（如成土母質(zhì)、母巖、地形地貌和土壤礦物等）和隨機(jī)因素（如工業(yè)生產(chǎn)、農(nóng)業(yè)活動(dòng)和土地利用強(qiáng)度等人類(lèi)活動(dòng)）是影響土壤性質(zhì)發(fā)生空間變異的兩大決定性因素。而塊基比能夠反映由隨機(jī)因素引起的空間變異占總體變異的比例，塊基比＜25%表示變量具有顯著的空間自相關(guān)性，其空間變異主要受到結(jié)構(gòu)性因素的影響；塊基比＞75%表示變量間的自相關(guān)性不顯著，受隨機(jī)因素的影響大于結(jié)構(gòu)性因素；塊基比介于25%～75%之間時(shí)，變量具有中等自相關(guān)性，其空間變異特征由兩種因素共同決定[24]。7 種元素的塊基比結(jié)果表明（表2），F(xiàn)e、Mn 和Zn 主要受結(jié)構(gòu)性因素影響，其空間變異主要是由自然活動(dòng)引起的，Cd、As、Cu 和Pb 受兩種因素共同影響，其中Cd、Cu 和Pb 的塊基比約為50%，且樣點(diǎn)間表現(xiàn)出很強(qiáng)的隨機(jī)性，說(shuō)明其受到較高程度的人為活動(dòng)的影響。

表2 半方差函數(shù)擬合結(jié)果Table 2 Fitting results of semi-variogram

2.3 耕地土壤重金屬來(lái)源分析

2.3.1 多元統(tǒng)計(jì)分析

研究顯示相關(guān)系數(shù)越大，元素間存在同源、伴生或復(fù)合污染的可能性越大[28-29]，聚類(lèi)分析則可以表明元素間的分類(lèi)情況。7 種元素的相關(guān)性分析結(jié)果顯示（圖2），Mn與Fe極顯著相關(guān)（P＜0.01），與As顯著相關(guān)（P＜0.05），與其他元素不相關(guān)；Fe 與除Cd 外的5 種元素都極顯著相關(guān)；Cd、As、Cu、Zn 和Pb 兩兩之間極顯著相關(guān)。而聚類(lèi)分析將7 種元素分成了三大類(lèi)（圖2）：第一類(lèi)為Fe 和Mn，第二類(lèi)為As 和Pb，第三類(lèi)為Cd、Cu 和Zn。由結(jié)果可初步推斷，F(xiàn)e 和Mn 可能具有同源性，其中Fe 的來(lái)源更為復(fù)雜；As 和Pb 的主要來(lái)源可能相同，Cd、Cu、Zn 和Pb 可能存在復(fù)合污染，其中Cd、Cu和Zn的來(lái)源可能相似。

圖2 相關(guān)性及聚類(lèi)分析結(jié)果Figure 2 Results of correlation and cluster analysis

為進(jìn)一步確定研究流域耕地表層土壤7 種重金屬的來(lái)源，利用SPSS進(jìn)行了主成分分析（表3）。經(jīng)過(guò)正交變換后，提取出的兩個(gè)主成分累積解釋了75.94%的總方差，能夠說(shuō)明原始數(shù)據(jù)的大部分信息，符合預(yù)期要求。Cd、As、Cu、Zn 和Pb 在第一個(gè)主成分（PC1）上的載荷，與Fe 和Mn 在第二個(gè)主成分（PC2）上的載荷均大于0.8，說(shuō)明PC1 和PC2 分別能夠反映上述兩組元素的絕大部分信息。該結(jié)果與相關(guān)性和聚類(lèi)分析的結(jié)果一致，進(jìn)一步說(shuō)明了Fe 和Mn 的主要來(lái)源明顯區(qū)別于其余5種元素。

表3 提取成分矩陣Table 3 Extract component matrix

2.3.2 PMF模型解析

將幾種多元統(tǒng)計(jì)方法結(jié)合在一起能夠相互對(duì)比驗(yàn)證，定性分析出不同重金屬的主要污染源，但不能定量解析出每類(lèi)源的貢獻(xiàn)率和各個(gè)元素對(duì)源的貢獻(xiàn)度。因此，在多元統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果的基礎(chǔ)上，使用PMF模型設(shè)置因子數(shù)為3～5個(gè)，調(diào)整不確定性參數(shù)進(jìn)行迭代運(yùn)算20次，發(fā)現(xiàn)當(dāng)因子數(shù)設(shè)置為3時(shí)，包含所有點(diǎn)的擬合參數(shù)（Qture）和剔除高殘差樣點(diǎn)后的擬合參數(shù)（Qrobust）非常接近，除Fe外的6種元素?cái)M合度R2均大于0.8（Fe元素可能來(lái)源較為復(fù)雜），且樣本殘差大部分處于-3～3之間。同時(shí)對(duì)3個(gè)因子在各樣點(diǎn)上的貢獻(xiàn)率進(jìn)行插值，以便揭示每種污染源在空間上的分布特征。

結(jié)果顯示，As、Pb 和Cu 在源1 上有很高的貢獻(xiàn)率，分別達(dá)到了78.2%、64.7%和59.1%，其中As和Pb的貢獻(xiàn)率遠(yuǎn)高于其他重金屬（圖3）。由圖4可知，源1自流域中游起向下至出口處沿干流（主干路）左右兩側(cè)有較高的貢獻(xiàn)率。有研究表明，As 和Cu 是農(nóng)藥的主要組成成分[30-31]，農(nóng)業(yè)投入品的不合理使用會(huì)造成土壤中As、Cu 和Zn 等的積累[32]。根據(jù)實(shí)地調(diào)查資料，研究流域內(nèi)有一磷肥廠（圖1），Zhang 等[33]研究發(fā)現(xiàn)，施用磷肥會(huì)促進(jìn)As 的協(xié)同作用，致使As 以砷酸鹽和亞砷酸鹽的形式在土壤中富集。Pb 經(jīng)常被認(rèn)為是機(jī)動(dòng)車(chē)燃油和汽車(chē)尾氣的標(biāo)志元素[34-36]，張?zhí)裼甑萚37]研究發(fā)現(xiàn)Cu 和Zn 也常與交通運(yùn)輸有關(guān)，汽車(chē)輪胎和路面磨損、運(yùn)輸物泄露和尾氣排放等產(chǎn)生的含Cu 和Zn 的粉塵會(huì)在沉降作用下在土壤中累積[38-40]。除此之外，Cd 和Zn 在源1 上也分別有18.2%和28.9%的貢獻(xiàn)率，F(xiàn)e和Mn則較少。據(jù)調(diào)查，該流域內(nèi)的干流沿一條貫穿流域的主要道路由東向西而下，為其兩側(cè)耕地主要的灌溉水源（圖1）。戴塔根等[41]早期對(duì)該流域進(jìn)行調(diào)查時(shí)發(fā)現(xiàn)，河流兩側(cè)農(nóng)田重金屬的積累與長(zhǎng)期使用受污染的河水灌溉有很大關(guān)系。楊宇等[6]的研究結(jié)果表明，該流域內(nèi)距離河流近的比距離較遠(yuǎn)不受河流灌溉的農(nóng)田的土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)高。到目前為止，該地已開(kāi)展過(guò)多次礦區(qū)地質(zhì)環(huán)境改善防治工作[42]，河道水質(zhì)得到提高，污水灌溉已成為流域土壤重金屬污染的歷史源。因此，可以認(rèn)為源1主要為施用農(nóng)藥化肥、交通運(yùn)輸和污水灌溉（歷史遺留）的混合源。

圖3 土壤重金屬PMF因子貢獻(xiàn)率Figure 3 Factor contribution from PMF of soil heavy metals

圖4 污染源空間分布特征Figure 4 Spatial distribution of pollution sources

源2 的主要貢獻(xiàn)元素為Cd（80.7%），其次為Zn（52.8%），F(xiàn)e、Cu、Pb、Mn 和As 分別有32.2%、28.2%、22.8%、14.2%和5.0%的貢獻(xiàn)率。根據(jù)每種元素在源2 上的貢獻(xiàn)率，初步推斷Cd 為源2 的標(biāo)識(shí)性元素。從空間分布特征來(lái)看，源2 在兩處采礦區(qū)尤其是金屬礦廠附近有較高的貢獻(xiàn)率（圖4）。有研究表明，在無(wú)工業(yè)活動(dòng)干擾時(shí)，Cd 常被看作農(nóng)耕活動(dòng)的標(biāo)志性元素[43-44]，但在人為活動(dòng)干擾下，重金屬極易在土壤富集，造成空間分布上的不均勻性[45]。研究發(fā)現(xiàn)，Cd 常在礦石冶煉、精煉的過(guò)程中伴生出現(xiàn)[46-49]，而流域內(nèi)金、銀、銅、鉛、鋅和鐵錳礦產(chǎn)資源豐富，礦冶開(kāi)采活動(dòng)歷史悠久。采礦常伴隨著“三廢”的產(chǎn)生，在綠色礦山開(kāi)發(fā)模式出現(xiàn)前，廢氣可以通過(guò)干濕沉降向四周擴(kuò)散，廢水未經(jīng)處理直接排入鐵山河，發(fā)生降雨時(shí)堆積在地表的廢渣則可能隨降雨徑流或流失的水土向周?chē)沫h(huán)境遷移，由此造成“三廢”中的重金屬在空間上產(chǎn)生富集。因此判斷源2主要為工業(yè)源。

源3 的主要貢獻(xiàn)元素為Mn（85.5%）和Fe（65.6%），主成分分析中將Fe 和Mn 提取為PC2（表3），聚類(lèi)分析將Fe和Mn單獨(dú)分為一類(lèi)（圖2），說(shuō)明二者的主要來(lái)源區(qū)別于源1和源2。圖4顯示，源3主要在流域上游貢獻(xiàn)率較高，其高貢獻(xiàn)率的位置特征在空間上與河流和礦廠的分布不相關(guān)。Mn作為地殼的組成元素之一，在自然土壤中有較高的豐度。Zhou等[50]發(fā)現(xiàn)在以石灰?guī)r為基礎(chǔ)風(fēng)化發(fā)育的土壤中Cu 和Mn的含量較高，而研究流域的主要成土母質(zhì)之一就是石灰?guī)r。同時(shí)，豐富的鐵礦資源也會(huì)使含F(xiàn)e 的硫化物和氧化物在巖石風(fēng)化和雨水沖蝕的作用下遷移到土壤中。因此可以推斷源3主要為成土母質(zhì)。

3 結(jié)論

（1）研究流域內(nèi)耕地土壤有明顯的酸化特征，Cd、As、Cu、Zn 和Pb 的均值高于湖南省土壤背景值，受人為活動(dòng)影響顯著，Cd、Cu、Zn 和Pb 的均值超過(guò)農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)篩選值（GB 15618—2018）。

（2）本研究的采樣間距合適，半方差函數(shù)擬合結(jié)果較好，所采樣點(diǎn)能夠用于內(nèi)插或外推進(jìn)而反映研究流域耕地土壤重金屬污染的整體特征與空間差異。

（3）表層土壤中As 和Pb 的主要來(lái)源為農(nóng)藥化肥等農(nóng)業(yè)活動(dòng)和交通運(yùn)輸；Cd 主要受工業(yè)活動(dòng)如礦石冶煉的影響；Fe 和Mn 主要受成土母質(zhì)風(fēng)化影響；7 種重金屬在耕地表層土壤中的積累均在不同程度上受到歷史污水灌溉、干濕沉降的影響。