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土壤是农业生产和人类赖以生存的基础，也是人类食物与生态环境安全的保障[1]. 土壤中的重金属具有残留时间长、隐蔽性强、毒性大等特点，并且其可能通过食物链、呼吸吸入、皮肤接触等多种途径间接被人体吸收，对人体健康和生态安全形成威胁.
河岸带是介于陆地与河流之间的过渡地带，承担着河流上、下游之间，地表上、下层之间等多维度的物质与能量迁移和转换功能[2]，河岸带生态系统既可能是土壤侵蚀对河流的“源”，也可能是土地利用转换对河流的“汇”. 极易受到工业活动、交通运输、地表径流、农业耕作、 垃圾堆放和旅游等人类活动的影响，它们均会向环境中释放出大量的重金属，造成河岸带土壤重金属污染，破坏河岸带生态系统平衡，使得河岸带生态系统退化和景观价值功能降低[3 − 4].
河岸带是河流水体或高地重金属的主要汇集地，对重金属污染尤为敏感[5 − 6]. 因此，在这些生态敏感区域中重金属污染问题日益受到关注[7]. Diane等[8]分析了加拿大南部两条主要河流的河岸带和农业区土壤中元素Pb的分布，发现河岸带土壤中Pb的浓度几乎是农业区的12倍. 张杰等[9]以太湖流域内为研究对象，通过多元统计分析发现 Pb、As 和 Cu 主要受到农业废水和生活污水的影响，Ni、Cu、Cr 和 Zn受到金属冶炼工业的影响，Hg 主要来源于化石的燃放. 赵士杰等[10]以贵阳市某矿厂周边坡耕地为研究对象，探讨了雨强、坡度对重金属元素迁移的促进作用，结果表明在相同雨强下，颗粒态重金属含量随坡度的增大呈先增大后减小的变化趋势，即存在临界坡度. 杜晓丽等[11]采用下渗柱试验，对进水速度、pH 值等对胶体携带重金属迁移行为的影响做了研究，结果表明进水流速越大，其促进重金属离子迁移的能力越强. 胡杰等[12]以太原市汾河为研究对象，通过相关性分析和主成分分析对河岸带重金属进行了定性分析. 结果表明Zn、Pb和Cd具有同源性，主要受交通运输、农业生产活动和矿业活动等人为源的影响；Hg和Cu来源相似，污染源为工业生产. 陆晨遨等[13]以呼伦贝尔城郊河岸带和河流沉积物为研究对象，结果表明河岸带的重金属污染程度总体高于河流.
目前，有多种重金属污染评价的方法，常用的有单因子指数法、内梅罗综合指数法、地累积指数法、潜在生态风险指数法. 单因子指数法简单易懂，计算简单，但只突出了污染最为严重的重金属元素，削弱了其他重金属元素的影响. 内梅罗综合指数法体现出来了多种污染物的综合效应，但有时在评价中由于一些异常点而夸大或削弱一些重金属元素的影响. 地累积指数法让重金属的污染级别直观的展现出来，但有时会受到自然成岩作用的影响. 潜在生态风险指数法将重金属元素的环境毒性差异引入，对以上3种方法有很好地弥补作用，让重金属元素的生物毒性和相对贡献的比例更好地体现[14].
目前对西北地区资源型城市周边流域河岸带重金属研究较少，尤其是缺少西北地区河岸带重金属的迁移与来源的研究. 本文以西北地区资源型城市周边流域河岸带重金属为研究对象，研究了沮河流域（黄陵段）的河岸带重金属分布特征、迁移影响因素、污染现状及来源. 以期为沮河在黄陵县境内的河岸带土壤重金属的管控和防治提供可借鉴的依据.
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沮河，发源于陕甘边界的子午岭上的柏林庄,自西向东横跨陕西省黄陵县境，流经黄陵县上畛子农场和双龙、店头、康崖底、桥山至龙首乡的县河口入北洛河，是黄河的三级支流. 沮河在陕西省黄陵县境内全长128 km , 流域面积
2420.4 km2. 沮河有淤泥河和清河等5条较大的支流,长度都在10 km以上, 属季节性河流. 沮河地处内陆，属中温带大陆性季风气候区. 年平均气温9.4 ℃，年最高气温39.4 ℃，最低气温零下21.4 ℃；年平均降水量596.3 mm，年最大降水量1037.2 mm，年最小降水量306.0 mm. -
针对采样点位的代表性和科学性，结合沮河流域（黄陵段）的水文地质条件、支流汇水及污染源分布状况，将流域划分为上、中、下游三个部分，沿河流方向纵向布设12个采样带. 流域上游地区植被茂盛，中游地区工矿企业众多，下游乡村城镇众多，在上中下游分别布置了4个采样带；其中林地设置4条采样带（第1、3、4、7采样带），草地设置4条采样带（第2、8、10、12采样带），玉米地设置3条采样带（第5、6、11采样带），菜地设置了1条采样带（第9采样带）. 每条采样带沿河岸带横向布设7个点位，从水陆交界线的底泥到河岸带周围的林地、草地和耕地均设点位，7个点位根据河岸带宽度等距离布置. 共计采集土壤样品84个，所有土壤样品的采集均在2022年10月份完成. 采样带和采样点的布设见图1，其中图1（a）为12条采样带沿河流方向的分布，图1（b）为采样带中7个采样点的布设.
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根据《土 壤 环 境 监 测 技 术 规 范》（ HJ / T1662004）的相关要求，在采集每个点位的土壤样品时，采用梅花点法采集0 —20 cm河岸带表层土壤样品，将每个点位的5点样品等量混合后，去除碎石、植物根系等杂物，利用四分法保留0.5 kg土壤样品并装入聚乙烯密封袋内. 每个采样带采集完成后，用 GPS记录实地坐标. 样品经晾晒风干、碾碎后过100目的尼龙筛.
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土壤pH的测定参照《土壤pH的测定》（NY-T1377-2007）的测定方法，按土液比1∶ 2.5搅拌30 min并静置1 h后用pH计测定. 重金属测定实验于2023年3月21日至4月12日在西北旱区生态水利国家重点实验室进行，使用HNO3—HCIO4—HF消解8种土壤重金属[15]，使用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP—OES Optima
8000 型，美国PerkinElmer公司）测定Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni等6种重金属，使用原子荧光光度计（AFS—933型，北京吉天仪器有限公司）测定As、Hg两种重金属[16]. -
采用单因子指数法对研究区重金属污染程度进行单元素评价，单因子污染指数计算公式为：
式中，
$ {p}_{i} $ 为单因子污染指数；$ {c}_{i} $ 为污染物实测值；$ {s}_{i} $ 为污染物的评价标准，以陕西省土壤环境背景值作为评价标准[12,17]. -
内梅罗综合污染指数反映多种污染物的综合污染水平，其计算公式为：
式中
$ ，{p}_{n} $ 为综合污染指数；$ {p}_{\mathrm{i}\mathrm{ }\mathrm{m}\mathrm{a}\mathrm{x}}^{2} $ 、$ {p}_{\mathrm{i}\mathrm{ }\mathrm{a}\mathrm{v}\mathrm{e}}^{2} $ 分别为单因子污染指数中的最大值以及众单因子污染指数的算术平均值.单因子及内梅罗综合污染指数的分级原则见表1.
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采用德国学者MULLER G[18]提出的地累积指数法对研究区表层土壤重金属污染程度进行评价， 该方法既考虑了自然地质运动过程对背景值的影响，又考虑了人为活动对重金属污染的影响，其计算公式如下:
式中，
$ \mathrm{\mathit{I}}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}} $ 为重金属的地累积指数，$ \mathit{\mathit{\mathrm{\mathit{c}}_{\mathrm{\mathit{i}}}}} $ 为重金属的实测值,$ \mathit{\mathrm{\mathit{s}}_{\mathrm{\mathit{i}}}} $ 为重金属i的评价标准，以陕西省土壤环境背景值作为评价标准[12，17]，$ k $ 为消除各地岩石差异可能引起背景值的变化而采用的系数，一般为1.5[19]. 地累积指数污染等级划分如表2所示. -
采用 Hakanson[20]（1980）潜在生态危害指数法评价研究区土壤重金属生态风险，该方法根据重金属性质及环境行为特点，从沉积学角度对土壤或沉积物中重金属污染进行评价，考虑土壤重金属含量的同时，将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起. 其计算公式如下:
式中，
$ {C}_{i} $ 为土壤中某重金属的实测值；$ {B}_{i} $ 为某重金属评价标准，以陕西省土壤环境背景值作为评价标准[12,17]，$ {E}_{i} $ 为单项重金属潜在生态风险指数；$ {T}_{i} $ 为某重金属的毒性响应参数，各重金属毒性系数见表3；$ \mathrm{R}\mathrm{I} $ 为总的潜在生态风险指数. 根据$ {E}_{i} $ 和$ \mathrm{R}\mathrm{I} $ ，将单因子潜在生态危害和总潜在生态危害进行分级，分级标准见表4 . -
采用SPSS 26.0对重金属含量、相关性和主成分进行统计和分析，用 Origin 2022 绘制沮河底泥重金属空间分布图、不同土地利用重金属含量分布图和污染评价结果图，用ArcGIS 10.2绘制研究区和采样点布置图.
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沮河流域（黄陵段）河岸带土壤重金属含量见表5. 本次实验测得沮河流域（黄陵段）的表层土壤PH的平均值为8.1，呈碱性. 表层土壤的重金属含量最大值由小到大的排列顺序为Cd（0.291 mg·kg−1）<Hg（0.773 mg·kg−1）<As（13.669 mg·kg−1）<Cu（24.714 mg·kg−1）<Pb（28.022 mg·kg−1）<Ni（32.834 mg·kg−1）<Cr（62.379 mg·kg−1）<Zn（86.795 mg·kg−1）. 与陕西省土壤背景值相比， Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、As和Hg的最大值均大于陕西省土壤背景值，点位超标率分别为100%、7.1%、2.4%、5.9%、1.2%、2.4%和58.3%. 与农用地土壤污染风险筛选值相比，Cr、Cd、Pb、Cu、Zn、Ni、As和Hg最大值均小于农用地土壤污染风险筛选值. 这些结果表明，沮河流域（黄陵段）河岸带土壤重金属污染风险不高，但仍有一定程度的富集现象.
变异系数是表征样品变异程度的重要尺度，能在一定程度上反映样品受人为影响的程度[21]，变异系数越大表明重金属空间分布越不均匀，变异系数 CV<0. 10为弱变异，0. 10 ≤ CV<0. 30 为中等变异，CV ≥ 0. 30为强变异. 从表5可以看出，8种重金属的变异程度为Cr<Pb<Cu<Cd<As<Ni<Zn<Hg，均属于中等以上变异. 其中，Zn和Hg为强变异，特别是Hg的变异系数达到了强变异阈值的十倍以上. 表明8种重金属的离散程度较高，空间分布不均匀，在不同点位的含量差异很大，尤其是Zn和Hg受工业、交通和化肥施用等人为活动影响较大.
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表6是沮河流域（黄陵段）底泥土壤重金属含量沿程变化统计表. 整体上看，8种重金属的含量分布具有一定的规律性和相似性. Pb、Cd、Zn、Cu和Hg元素的含量纵向分布相似，从上游到中游为递增趋势，从中游到下游为递减趋势. Ni和Cr元素的含量纵向分布则与Pb、Cd、Zn、Cu和Hg元素相反，从上游到中游为递减趋势，从中游到下游为递增趋势. As元素的含量纵向分布从上游到下游一直呈递减趋势.
从沮河流域（黄陵段）底泥土壤重金属含量沿程变化统计表可以看出，8种重金属沿河的分布规律呈现出一定的相似性，总体上从上游到中游为递增趋势，从中游到下游为递减趋势. 这与梁丽娥等[22]在延河流域对沿岸重金属的空间分布研究结果相似：沿程上各重金属总体呈现中游高于上游和下游的规律. Ni和Cr元素则呈现出上游高于中游和下游的规律，这可能与上游植被茂盛且人类活动影响小，而Ni和Cr元素主要来源于地质活动和成土母质有关.
图2是沮河流域（黄陵段）三种典型土地利用河岸带的重金属含量随高程的变化图. 从图2中可以看出，耕地的河岸带中Zn、Pb、Cd、Ni、Cu等5种重金属含量随着高程的降低均呈现出先增加后减小的趋势，并且8种重金属的含量均在高程为3.5 m时出现最大值. 从图2中也可以看出，草地的河岸带中Cr、Zn、Hg、Ni、Cu等5种重金属的含量随着高程的降低均呈现出先增加后减小的趋势，除As外其余重金属的含量均在高程为0.9 m时出现最大值. 从图2中也可以看出，林地的河岸带中Cr、Zn、Hg、Ni、Cu、As等6种重金属的含量随着高程的降低均呈现出先增加后减小的趋势，除Cd外其余重金属的含量均在高程为0.9 m时出现最大值.
从沮河流域（黄陵段）3种典型土地利用河岸带的重金属含量随高程的变化图中可以看出，3种典型土地利用河岸带的重金属横向分布规律呈现出一定的相似性，均呈现出随着高程的降低先增加后减小的趋势，这与苏正安等[23]利用137Cs法研究的坡耕地土壤侵蚀对有机碳迁移的影响结果相似：从整个纵断面分布看，SOC 面积浓度呈先增加后减小再增加的趋势. 3种典型土地利用河岸带的坡度随着高程的变化也发生的变化，使得重金属的含量在河岸带不同部位的含量明显不同. 在坡度大的部位重金属含量少，在坡度小的部位重金属含量大. 这与赵士杰[10]研究的喀斯特地区坡耕地土壤侵蚀对重金属元素迁移的影响机制结果相似：在相同雨强下，颗粒态重金属含量随坡度的增大呈先增大后减小的变化趋势，即存在临界坡度. 径流也是影响重金属迁移的重要影响因素，径流流速越大，重金属迁移的含量越多[11]. 3种典型土地利用河岸带地形条件相似，在陡坡径流流速快，重金属的迁移能力强，含量降低；在缓坡部分径流流速慢，重金属的迁移能力弱，含量升高. 因此，在3种典型土地利用河岸带的重金属含量随高程的变化图中，由于在河岸带中间部位出现了极缓坡或平台造成了8种重金属含量的激增.
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通过计算可得，8种重金属的单因子指数的平均值为:Zn（0.624）<Ni（0.652）<As（0.719）<Cu（0.727）<Cr（0.789）<Pb（0.870）<Cd（1.422）<Hg（2.197）. 由图3可知，Cr元素存在警戒值，Pb、Cu、Zn、Ni、As等5种重金属均存在一定程度的轻度污染，Cd元素属于轻度污染-中度污染，Hg元素污染程度较高，存在7.2%的中度污染，重度污染达到了9.5%.
由图4可知，8种重金属的内梅罗综合指数为：Cr（0.900）<Ni（0.929）<Cu（0.965）<Zn（0.988）<As（1.002）<Pb（1.112）<Cd（2.409）<Hg（4.01）. 8种重金属均达到警戒值，其中Pb和As元素达到了轻度污染，Cd元素达到了中度污染，Hg元素达到了重度污染，表明沮河流域（黄陵段）河岸带土壤存在一定程度的重金属污染，尤其是Cd元素和Hg元素.
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从表7可知，8种重金属的地累计指数评价结果为：Cr（−1.439—0.588）、Cd（−0.481—1.045）、Pb（−1.071—0.196）、Cu（−1.675—0.377）、Zn（−2.773—0.262）、Ni（−2.138—0.396）、As（−1.807—0.298）、Hg（−1.907— 4.102）. 其中Cr、Pb、Cu、Zn、Ni和As等6种重金属元素的地累计指数均小于0，Cd和Hg两种金属元素的地累计指数分别有27.4%和29.7%的点位大于0. 以上结果表明，Cd和Hg两种重金属元素均存在一定的污染水平.
由图5可知，Cr、Pb、Cu、Zn、Ni和As等6种重金属元素污染等级均为Ⅰ级. Cd元素污染等级为Ⅰ级的点位占比为72.6%，污染等级为Ⅱ级的点位占比为1.2%，污染等级为Ⅲ级的点位占比为26.2%. Hg元素污染等级为Ⅰ级的点位占比为70.3%，污染等级为Ⅱ级的点位占比为13.1%，污染等级为Ⅲ级的点位占比为8.3%，污染等级为Ⅳ级的点位占比为7.1%，污染等级为Ⅴ级的点位占比为1.2%.
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由表8可知，8种重金属的单项重金属潜在生态风险指数为：Cr（1.107—1.996），Cd（32.234—92.872），Pb（3.571—6.547），Cu（2.348—5.774），Zn（0.219—1.251），Ni（1.705—5.700），As（4.287—12.204），Hg（16.000—
1030.667 ）；8种重金属的平均单项重金属潜在生态风险指数为：Zn（0.624）<Cr（1.578）<Ni（3.258）<Cu（3.636）<Pb（4.352）<As（7.194）<Cd（422.667）<Hg（87.889）. 与表3的潜在生态风险指数分级划分相比，其中Cr、Pb、Cu、Zn、Ni和As等6种重金属元素的生态危害程度均为轻微危害. Cd元素36.9%的点位生态危害程度为轻微危害，61.9%的点位生态危害程度为中等危害,1.2%的点位生态危害程度为强危害. Hg元素38.1%的点位生态危害程度为轻微危害，36.9%的点位生态危害程度为中等危害, 14.3%的点位生态危害程度为强危害, 5.9%的点位生态危害程度为很强危害, 4.8%的点位生态危害程度为极强危害. 以上结果表明，研究区的超标重金属元素为Cd和Hg，对研究区的生态环境和人体健康存在一定程度的危害. 研究区8种重金属的总潜在生态风险指数平均值为1587.575 ，各样点的重金属总潜在风险指数为52.377—7382.677 ，生态危害程度为极强危害. -
母岩自然风化与人为活动共同造成了土壤表层重金属超标. 对研究区河岸带表层土壤进行Pearson相关性分析. 由表9可知，As、Cr、Ni等3种元素显著相关，说明具有相似的污染源；Pb、Cd、Cu和Zn等4种元素显著相关，说明具有相似的污染源；Hg和Zn两种元素显著相关，说明具有相似的污染源.
为了进一步分析重金属的来源，利用SPSS 26.0对数据进行主成分分析. 主成分分析通过降维的方式将多个变量归结为相互独立的综合因子，分析识别环境中污染物的来源[24]. 对8种重金属数据进行KMO检验和Bartlett球形检验，其中KMO为0.815，P小于0.05，说明8种重金属数据适合做主成分分析[25]. 在经过最大方差法旋转之后，可以得到8种重金属的最大方差贡献率，如表10所示，提取了3个主成分因子，累积贡献率达到了87.47%，可以解释8种重金属原始数据的大部分信息. 其中，第一主成分的方差贡献率为46.59%，第二主成分的方差贡献率为25.69%，第三主成分的方差贡献率为15.19%.
从表11可知，第一主成分因子中有较大荷载的重金属元素为As、Pb、Cd、Cu和Zn，分别为0.921、0.909、0.854、0.825、0.642. 第二主成分因子中有较大荷载的重金属元素为Cr和Ni，分别为0.918和0.903. 第三主成分因子中有较大荷载的重金属元素为Hg，为0.976.
土壤母质与人类活动通常是土壤表层重金属富集的驱动因素. 从主成分分析的结果可知，第一主成分因子中有较大荷载的重金属元素为As、Pb、Cd、Cu和Zn. Zn和Cu元素通常作为家畜饲料微量元素的添加剂，但由于其大部分不会被家畜吸收，因而伴随着有机肥在农业生产活动中的大量使用，进而进入到土壤中造成Zn和Cu元素的富集. 研究区河岸带周围有大量的耕地，由于频繁的农业生产活动，造成了研究区土壤中Zn和Cu元素的富集. As元素的主要来源为化石燃料的燃烧[26]. 研究区多个发电厂的生产过程中，产生的大量废气和汽车尾气通过大气的干湿沉降会进入土壤，造成了研究区As元素的富集，Pb元素的重要来源为汽车尾气排放，虽然含铅汽油早已不再使用，但是汽车尾气对于土壤中Pb元素的累积影响依然存在[27]. 化肥的使用同样也造成了大量的Pb元素在表层土壤的累积. 研究区矿产资源丰富，大量的煤炭资源通过汽车运向外界，并且耕地广泛分布，因而大量的汽车尾气排放和化肥的使用造成了研究区Pb元素的富集. Cd元素是重要的的农业污染因子之一，在耕地中大量施用磷肥会造成表层土壤中Cd元素的积累[28]. 研究区靠近水源，便于农业灌溉，大量的农业用地分布在河岸带周围，因此研究区Cd元素的富集主要由大量磷肥的使用和耕地附近含Cd元素的灌溉用水造成. 因此，可以认为第一主成分主要指农业生产、交通运输、工业生产，为人为源.
第二主成分因子中有较大荷载的重金属元素为Cr和Ni. Cr元素的来源与其他金属元素的来源不同，有研究表明[29-30]，Cr元素的主要来源为地质活动和成土母质，受人类生产活动的影响较小. 研究区Cr元素的污染等级和危害等级都为Ⅰ级，并且Cr元素的含量未超过陕西省土壤背景值，因此研究区的Cr元素主要受地质活动和成土母质的影响. 岩石的风化作用同样也会造成土壤中Ni元素的富集. 因此，可以认为第二主成分主要指地质活动和成土母质，为自然源.
第三主成分因子中有较大荷载的重金属元素为Hg. Hg元素的主要来源为燃煤排放，并且Hg元素在大气中有较强的可移动性和稳定性，在适宜的气压条件下，Hg元素可以在大气中存在6个月到24个月[31]. 研究区矿产资源丰富，煤炭的地质储量28.82亿 t，可采储量21.80亿 t，在开采冶炼、火力发电过程产生的大量工业废气在进入大气后，过大气的干湿沉降会进入土壤，造成Hg元素在表层土壤的累积. 因此，可以认为第三主成分主要指大气沉降.
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沮河流域（黄陵段）河岸带土壤重金属存在一定程度的污染，也存在一定程度的生态潜在风险. 因此，需要对沮河流域（黄陵段）河岸带土壤重金属污染采取治理措施. 在上游地区，可以采取生物措施对重金属污染进行治理. 生物措施中包含了微生物修复和植物修复两种，可以在上游地区种植狗尾巴草、旱柳等对重金属的富集转移能力强和耐受性高的植物[32]. 在中游地区,可以采用物理修复措施对重金属污染进行治理，例如：客土法、深耕、热解吸法等. 在下游地区，可以采用农业修复措施对重金属污染进行治理，一方面倡导在农业生产过程中减少农药的使用，另一方面就是合理使用化肥[33].
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1）沮河流域（黄陵段）河岸带表层土壤质量整体良好，但存在一定的富集现象. Cd和Hg的污染最为严重，Pb、Cu、Zn、Ni和As的存在轻微富集现象，Cr未出现富集. 除Zn和Hg属于强变异之外，其余6种重金属均为中等变异.
2）3种典型土地利用河岸带的重金属横向分布规律呈现出随着高程的降低先增加后减小的趋势. 坡度和径流是影响重金属迁移的重要因素.
3）8种重金属的污染评价结果表明，研究区的Pb和Hg重金属元素存在较高的污染等级，Cd和Hg元素的潜在生态风险较高，应加强监测.
4）沮河流域（黄陵段）河岸带表层土壤重金属来源分为3类：(a) As、Pb、Cd、Cu和Zn主要受农业生产、交通运输、工业生产的影响，为人为源. (b) Cr和Ni的污染源主要为自然源，例如：地质活动和成土母质. (c) Hg的主要来源为大气沉降.
沮河流域河岸带土壤重金属污染评价及来源分析
Evaluation and source analysis of heavy metal pollution in riparian soil in Juhe River Basin
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摘要: 为了解沮河流域（黄陵段）河岸带土壤重金属特征，在沮河流域（黄陵段）河岸带采集了12个样带共计84个土壤样品，分析了8种重金属（砷（As）、镉（Cd）、铬（Cr）、铜（Cu）、汞（Hg）、铅（Pb）、镍（Ni）和锌（Zn））的含量状况及分布特征，利用单因子指数法、内梅罗综合指数法和地累积指数法对重金属污染程度进行评价，采用潜在生态风险指数法评价研究区生态风险程度，综合Pearson相关性分析和主成分分析法，定性分析8种重金属的来源. 结果表明，沮河流域（黄陵段）河岸带土壤中，Pb、Cu、Zn、Ni和As存在轻微富集现象，Cd和Hg的污染最为严重，平均值为0.134 mg·kg−1和0.066 mg·kg−1，点位超标率分别达到了100%和58.3%. Pb、Cd、Zn、Cu和Hg等元素的含量在空间上分布相似，即从上游到下游为先递增后递减的趋势，而Ni和Cr两种元素的含量却呈现先递减后递增的趋势. As元素的含量从上游到下游一直呈递减趋势. 3种典型土地利用河岸带的重金属横向分布规律呈现出一定的相似性，均呈现出随着高程的降低先增加后减小的趋势. 坡度和径流是影响重金属迁移的重要因素. 污染评价和生态风险评价表明，Cd和Hg两种重金属元素存在较高的污染等级，分别达到了Ⅲ级和Ⅴ级，Cd和Hg两种重金属元素的潜在生态风险较高，其中Cd为Ⅳ级，Hg为Ⅴ级. 相关性分析和主成分分析结果表明,As、Pb、Cd、Cu和Zn主要受农业生产、交通运输、工业生产的影响，为人为源；Cr和Ni的污染源主要为自然源，如地质活动和成土母质；Hg的主要来源为大气沉降.Abstract: To understand the characteristics of heavy metals in the riparian zone of Juhe River Basin (Huangling Section), a total of 84 soil samples were collected from 12 transects in the riparian zone of Juhe River Basin (Huangling Section). The content status and distribution characteristics of eight heavy metals (Arsenic (As), cadmium (Cd), chromium (Cr), copper (Cu), mercury (Hg), lead (Pb), nickel (Ni), and zinc (Zn)) were analyzed. The degree of heavy metal pollution was evaluated using the single factor index method, Nemerro composite index method, and geo-accumulation index method. The potential ecological risk index method was used to assess the ecological risk in the study area. Pearson correlation analysis and principal component analysis were employed to qualitatively analyze the sources of the eight heavy metals. The results showed that Pb, Cu, Zn, Ni, and As were slightly enriched in the riparian soil of Juhe River Basin (Huangling section), while Cd and Hg exhibited the most serious pollution, with exceedance rates of 100% and 58.3% respectively. The spatial distribution of Pb, Cd, Zn, Cu, and Hg showed an increasing trend from upstream to downstream, followed by a decrease, while the content of Ni and Cr decreased first and then increased. The content of As elements decreased from upstream to downstream. The horizontal distribution of heavy metals in the three typical land use riparian zones showed a certain similarity, and all showed a trend of first increasing and then decreasing with the decrease of elevation. Slope and runoff are important factors affecting heavy metal migration. Pollution evaluation and ecological risk assessment showed that the two heavy metal elements of Cd and Hg had high pollution levels, reaching grade Ⅲ and Ⅴ. respectively, and the potential ecological risks of Cd and Hg were higher, among which Cd was grade Ⅳ and Hg was grade Ⅴ. The correlation analysis and principal component analysis revealed that As, Pb, Cd, Cu, and Zn were primarily influenced by agricultural production, transportation, and industrial activities, indicating anthropogenic sources. The pollution sources of Cr and Ni were mainly natural, such as geological activities and soil parent materials, while atmospheric deposition was the main source of Hg.
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Key words:
- Juhe River basin /
- riparian zone /
- soil heavy metals /
- pollution evaluation /
- source resolution.
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图 2 不同土地利用重金属含量分布
Figure 2. Distribution of heavy metal content in different land uses
表 1 单因子及内梅罗综合污染指数的分级原则
Table 1. Grading principle of single-factor and Nemerro composite pollution index
单因子指数（ $ {p}_{i} $ 污染程度
Pollution degree综合污染指（ $ {p}_{n} $ 污染程度
Pollution degree<1.0 无污染 <0.7 无污染 1.0—2.0 警戒值 0.7—1.0 警戒值 2.0—3.0 轻度污染 1.0—2.0 轻度污染 3.0—5.0 中度污染 2.0—3.0 中度污染 >5.0 重度污染 >3.0 重度污染 
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表 2 地累积指数污染等级划分
Table 2. Classification of geo-accumulation index pollution levels
地累积指数（ $ {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}} $ 污染程度
Pollution degree污染等级
Pollution level$ {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}}\ll 0 $ 无 Ⅰ 0 $ < {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}}\ll 1 $ 轻度 Ⅱ 1 $ < {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}}\ll 2 $ 中度 Ⅲ 2 $ < {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}}\ll 3 $ 中度—重度 Ⅳ 3 $ < {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}}\ll 4 $ 重度 Ⅴ 4 $ < {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}}\ll 5 $ 重度—极度 Ⅵ $ {I}_{\mathrm{g}\mathrm{e}\mathrm{o}} > 5 $ 极度 Ⅶ
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表 3 各重金属毒性系数表
Table 3. Table of toxicity coefficients of each heavy metal
元素
ElementZn Cr Cu Pb Ni As Cd Hg 毒性系数 1 2 5 5 5 10 30 40
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表 4 潜在生态风险指数分级划分
Table 4. Grading of potential ecological risk index
单项潜在生态
风险指数$ {E}_{i} $ 生态危害程度
Ecological harm degree生态危害等级
Ecological hazard level综合潜在生态
风险指数$ \mathrm{R}\mathrm{I} $ 生态危害程度
Ecological harm degree生态危害等级
Ecological hazard level$ {E}_{i} < 40 $ 轻微 Ⅰ $ \mathrm{R}\mathrm{I} < 150 $ 轻微 Ⅰ $ 40\ll {E}_{i} < 80 $ 中等 Ⅱ $ 150\ll \mathrm{R}\mathrm{I} < 300 $ 中等 Ⅱ $ 80\ll {E}_{i} < 160 $ 强 Ⅲ $ 300\ll \mathrm{R}\mathrm{I} < 600 $ 强 Ⅲ $ 160\ll {E}_{i} < 320 $ 很强 Ⅳ $ 600\ll \mathrm{R}\mathrm{I} < 1200 $ 很强 Ⅳ $ {E}_{i}\gg 320 $ 极强危害 Ⅴ $ \mathrm{R}\mathrm{I}\gg 1200 $ 极强危害 Ⅴ
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表 5 沮河流域河岸带重金属含量统计分析表
Table 5. Statistical analysis table of heavy metal content in riparian zone of Juhe River basin
重金属
Heavy
metals平均值 /
（mg·kg−1）
Average最大值/
（mg·kg−1）
Maximum最小值/
（mg·kg−1）
Minimum标准差
Standard
deviation变异系数/%
RSD偏度
Skewness峰度
Kurtosis陕西省背景值/
（mg·kg−1）
Background
value点位超标率/%
Exceeding
standard rate农用地土壤污染
风险筛选值
（pH>7.5） /
（mg·kg−1）
Filter valuesCr 49.316 62.379 34.589 5.595 11.3 -0.491 0.119 62.5 0 250 Cd 0.134 0.291 0.101 0.024 18.6 3.382 20.936 0.094 100 0.6 Pb 18.627 28.022 15.282 2.210 11.9 1.655 4.946 21.4 7.1 170 Cu 15.563 24.714 10.051 2.720 17.4 0.409 0.696 21.4 2.4 100 Zn 43.274 86.795 15.233 15.072 34.8 0.680 0.777 69.4 5.9 300 Ni 18.767 32.834 9.818 4.182 22.3 −0.037 0.568 28.8 1.2 190 As 8.057 13.669 4.801 1.561 19.9 0.533 1.008 11.2 2.4 25 Hg 0.066 0.773 0.012 0.101 315.9 4.857 29.862 0.03 58.3 3.4
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表 6 底泥重金属含量变化统计表
Table 6. Statistical table of changes in heavy metal content of sediment
上游/（mg·kg−1）
Upstream中游/（mg·kg−1）
Midstream下游/（mg·kg−1）
DownstreamCr 最大值 56.439 60.614 53.503 平均值 51.783 49.924 50.664 最小值 44.190 37.818 48.558 标准差 6.632 7.982 2.106 Cd 最大值 0.142 0.145 0.138 平均值 0.134 0.165 0.130 最小值 0.124 0.113 0.122 标准差 0.009 0.072 0.007 Pb 最大值 18.054 28.022 20.181 平均值 18.021 20.296 18.447 最小值 18.001 16.805 17.142 标准差 0.029 4.490 1.269 Cu 最大值 21.730 16.626 17.405 平均值 17.440 17.474 15.932 最小值 14.081 13.615 15.245 标准差 3.909 4.225 1.030 Zn 最大值 56.298 86.031 56.220 平均值 45.474 59.755 46.900 最小值 35.284 39.613 35.826 标准差 10.521 18.110 9.351 Ni 最大值 23.543 19.774 20.153 平均值 21.275 18.436 19.394 最小值 18.716 11.644 18.656 标准差 2.427 3.950 0.844 As 最大值 9.398 11.754 8.696 平均值 8.243 8.059 8.004 最小值 6.826 4.801 7.429 标准差 1.306 2.482 0.522 Hg 最大值 0.047 0.267 0.213 平均值 0.032 0.150 0.084 最小值 0.022 0.055 0.022 标准差 0.013 0.089 0.088
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表 7 地累积指数统计表
Table 7. Statistical table of geo-accumulation index
重金属
Heavy metals最大值
Maximum平均值
Average最小值
MinimumCr −0.588 −0.937 −1.439 Cd 1.045 −0.095 −0.481 Pb −0.196 −0.793 −1.071 Cu −0.377 −1.067 −1.675 Zn −0.262 −1.354 −2.773 Ni −0.396 −1.241 −2.138 As −0.298 −1.085 −1.807 Hg 4.102 −0.098 −1.907
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表 8 重金属单项潜在生态风险指数统计表
Table 8. Statistical table of heavy metal single potential ecological risk index
重金属
Heavy metals最大值
Maximum平均值
Average最小值
MinimumCr 1.107 1.578 1.996 Cd 32.234 42.667 92.872 Pb 3.571 4.352 6.547 Cu 2.348 3.636 5.774 Zn 0.219 0.624 1.251 Ni 1.705 3.258 5.700 As 4.287 7.194 12.204 Hg 16.000 87.889 1030.667
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表 9 研究区表层土壤重金属含量相关性
Table 9. Correlation of heavy metal content in surface soil of the study area
Cr Cd Pb Cu Zn Ni As Hg Cr 1 Cd 0.503 1 Pb 0.367 0.692** 1 Cu 0.858 0.679** 0.522** 1 Zn 0.664 0.575** 0.468** 0.759** 1 Ni 0.862* 0.397 0.366 0.839 0.667 1 As 0.839* 0.415 0.171 0.748 0.555 0.763* 1 Hg 0.118 0.136 0.220 0.146 0.418** 0.083 0.007 1 注：**表示P<0.01 水平性显著相关性显著，*表示P<0.05 水平性显著相关性显著.
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表 10 重金属特征值和累积贡献率
Table 10. Characteristic values and cumulative contribution rates of heavy metals
成分
Ingredient初始特征值
Initial eigenvalue提取载荷平方和
Extract the sum of squared loads旋转载荷平方和
Rotating load sum of squares总计
Total方差
百分比/%累积 /% 总计
Total方差
百分比/%累积 /% 总计
Total方差
百分比/ %累积/% 1 4.75 59.43 59.43 4.75 59.43 59.43 3.73 46.59 46.59 2 1.30 16.28 75.72 1.30 16.28 75.72 2.06 25.69 72.28 3 0.94 11.75 87.47 0.94 11.75 87.47 1.22 15.19 87.47 4 0.36 4.52 92.00 5 0.29 3.59 95.59 6 0.16 1.98 97.57 7 0.11 1.34 98.91 8 0.09 1.09 100.00
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表 11 重金属主成分因子荷载
Table 11. Principal component factor load of heavy metals
元素
Element主成分1 （46.59%） 主成分2（25.69%） 主成分3 （15.19%） As 0.921 0.068 −0.047 Pb 0.909 0.126 0.138 Cd 0.854 0.334 0.036 Cu 0.825 0.474 0.098 Zn 0.642 0.408 0.471 Cr 0.241 0.918 0.069 Ni 0.197 0.903 0.063 Hg 0.012 0.086 0.976
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