摘要
以种植不同茶龄的土壤为研究对象，采集 9 条剖面共计 54 个样品，分析土壤中重金属（Cr、Cu、Pb、Zn、 As、Cd、Hg）和 3 种磁化率［低频磁化率（χlf）、频率磁化率（χfd）、高场磁化率（χpara）］的分布特征及两者相关性。结果表明，研究区重金属含量空间变异性为中等变异，主要受自然因素影响；重金属污染指数均处于安全级别，土壤未受到污染。相关分析及主成分分析结果显示，Cr、Pb、As、Hg、Zn 和 Cu 主要来源于自然成壤，Cd 可能主要来源于施用的有机肥。结合磁参数分析发现，χlf 与 Cr、Zn、As 含量显著正相关，χfd% 与各重金属含量不相关；χpara 与重金属 Cr、Pb、As、Hg 和 Zn 含量显著正相关。研究发现，土壤磁性参数χlf 和χpara 对来源于自然土壤的重金属元素的分布也具有很好的指示意义。χpara 与 5 种重金属含量的相关系数 R 均大于 0.8，剖面上的分布特征也与重金属的分布具有非常好的一致性，显示了该参数能够指示重金属在土壤中的迁移和积累。
Abstract
In this study，54 samples were collected from 9 soil profiles of different tea ages to analyze the distribution characteristics and correlation of heavy metals（Cr，Cu，Pb，Zn，As，Cd，Hg）and magnetic susceptibility（χlf，χfd%， χpara）in soil. The results showed that the spatial variability of heavy metal content in the study area was medium，which was mainly affected by natural factors. Heavy metal pollution index content was at a safe level，and the soil was uncontaminated. The results of correlation analysis and principal component analysis showed that Cr，Pb，As，Hg，Zn and Cu were mainly derived from natural soils，and Cd might be mainly derived from organic fertilizers. Combined with magnetic parameter analysis，it was found the low frequency mass susceptibilityχlf was positively correlated with the contents of Cr，Zn and As， and the frequency susceptibilityχfd% was not correlated with the contents of heavy metals. High-field magnetic susceptibility χpara was significantly positively correlated with the contents of heavy metals Cr，Pb，As，Hg and Zn. This study showed that soil magnetic parametersχlf andχpara also had a good indication of the distribution of heavy metal elements from natural soil. At the same time，this study found that the correlation coefficient R between the high field magnetic susceptibilityχpara and the content of five heavy metals was greater than 0.8，and the distribution characteristics on the profile were also in good agreement with the distribution of heavy metals，indicating that this parameter could indicate the migration and accumulation of heavy metals in the soil.
Keywords
重金属的分布、迁移和污染问题常采用热处理[1]、固定稳定化[2]和生物修复[3]等方法，而土壤磁学方法研究重金属的分布、迁移和来源，相对于地球化学和生物指示方法更加简单、快速、经济[4]。土壤磁参数大小与重金属含量存在相关性，在城市环境中，工业区[5]、带状交通区、商业区等土壤或尘埃[6-7]低场磁化率较高，且这些区域大多为重金属污染区，汽车尾气与工业废气排放对污染具有较大贡献[8-9]。同样，在农田耕地[10]、河海和湖泊沉积物[11-14]、矿山开采地[15-16]等，磁参数与不同重金属元素呈现密切关系，可见，利用磁测技术对重金属研究具有重要意义。Naimi 等[5]通过对伊朗中部伊斯法罕省一个工业基地附近 202 份样品的低场磁化率大小和重金属浓度测定，Zn、Fe、 Pb、Mn 元素含量及污染负荷指数（PLI）与低频磁化率（χlf）值呈显著相关性，而垂直分布特征表明，表层土壤重金属污染较严重，随土壤深度增加逐渐降低。许端平等[17]研究发现，辽宁省葫芦岛锌厂周边农田耕作层土壤中，Pb、Cd 含量和 PLI 与χlf 和频率磁化率（χfd%）具有显著相关性，且均在 0.05水平及以上。而在没有人为因素影响的自然土壤中，如森林等地研究发现，土壤磁化率也可以间接指示重金属的含量[18]、迁移[19-20]及污染物分布[21]。
研究表明，伴生的磁性矿物，如磁铁矿、赤铁矿、磁赤铁矿等具有较大的比表面积，是重金属优良的吸附剂和载体，这是磁化率与重金属具有相关性的主要原因[22]。目前大多数文献涉及高场磁化率（χpara）的研究主要是识别顺磁性矿物以及反铁磁性矿物[23]，但根据已有资料表明，高场磁化率与黏土矿物含量有直接关系，而黏土矿物是影响土壤中重金属分布和迁移的重要因素。Forster 等[24]对塔吉克斯坦、中国和匈牙利的 139 个黄土及古土壤样品的分析，高场磁化率与直径小于 2 μm 的矿物颗粒含量呈线性相关，认为高场磁化率的变化是由黏土矿物引起。郭斌等[25]认为，黄土高原从北到南的土壤黏化作用加强，导致含铁黏土矿物含量增高，顺磁性矿物含量逐渐增大，使得古土壤层的高场磁化率增高。黏土矿物、顺磁性矿物及反铁磁性矿物具有粒度细、表面积大、层间域有大量的负电荷等特点，可对重金属离子产生吸附、解吸、沉淀等作用[26]，以此控制重金属元素的迁移、富集，这使得高场磁化率与重金属密切联系起来[27]。现阶段，对于土壤重金属与低频磁化率、频率磁化率关系的研究较多，但对于茶园土壤重金属与高场磁化率相关性的研究几乎未见报道。由此，本研究探讨茶园土壤剖面低频磁化率、频率磁化率以及高场磁化率与重金属的关系，为土壤磁化率与重金属二者关系特征的研究提供一个参考和补充。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
大渡岗乡位于中国云南省景洪市，坐标为 22°21′N，100°43′—101°12′E，平均海拔为 900 m 左右，中低山地貌，年均气温为 18℃，年降水量为 1200～1700 mm，年均相对湿度 80%～86%，气候炎热潮湿，为热带季风气候。大渡岗乡总面积为 787.1 m2，森林覆盖率 85.8%，耕地与茶园种植面积分别为 87.1、33 m2，茶叶种植是村民主要收入来源。大渡岗乡茶树种植历史悠久，茶树年龄分布均匀，茶园周围分布着原始森林。研究区土壤以赤红壤、砖红壤为主，成土母质大多为灰紫色灰白色砂岩，紫红色泥岩夹粉砂岩及细砂岩。
图1采样地点及样地分布
1.2 样品采集
选取茶树种植年龄分别为 10、20、33 年 （A10、A20、A33）的 3 块样地，每个样地设置 3 条剖面，剖面深度为 120 cm，沿垂直方向每 20 cm 为一层取样，在每层中间取样，共 6 层，分别记为 a、b、c、d、e、f 层，共采集样品 54 个。将每层样品取好样后装入样品袋，并在袋外贴上编号标签，例如，20 年茶园第 3 个剖面的第 5 层，则编号为 A20-3-e。
1.3 样品测定
将所有采集样品带回实验室，放于通风阴凉处，待自然风干后每个样品取部分进行磁化率、重金属含量及理化性质测定。
对已风干土壤样品用玛瑙研钵进行研磨（不破坏土壤自然结构），并通过 0.15 mm 标准筛，然后称取 10 g 样品装入塑料样品盒中，采用捷克 AGICO 公司生产的 MFK1 FA 多频磁化率仪，在频率为 976 及 15616 Hz 频率下分别测定低频磁化率 （χlf）和高频磁化率（χhf），频率磁化率（χfd%） 则由两者计算得到：χfd%=（χlf-χhf）/χlf×100%。高场磁化率（χpara）是利用测得的磁滞回线高场部分计算磁化率（dM/dH）获得，磁滞回线由 Princeton 公司所生产振动磁力仪（VSM MicroMagTM 3900） 测定。
采用电感耦合等离子体发射质谱法（ICP-MS），测定重金属元素，包括 Cr、Cu、Pb、Zn、As、 Cd、Hg。
土壤 pH 采用 HANNA HI8424 型酸度计测定，容重采用环刀法测定，含水率采用烘干法测定，总有机碳使用 MAT-253 质谱仪测定，Fe2O3 与 Al2O3 含量采用 ZSX Primus Ⅱ型 X 射线荧光光谱仪测定。
2 结果与分析
2.1 土壤理化性质
土壤理化性质是影响重金属分布的重要原因，土壤理化参数结果见表1，总有机碳变化范围为 0.97～32.37 g/kg，平均值 10.26 g/kg，pH 变化范围为 3.33～5.05，平均值 4.09，含水率变化范围 9.41%～36.93%，平均值 21.35%，容重变化范围 0.58～1.30 g/cm3，平均值 0.95 g/cm3， Al2O3 含量变化范围 7.43%～21.40%，平均值 14.82%，Fe2O3 含量变化范围 2.98%～8.36%，平均值 5.36%。6 种参数的中位数与平均数差值较小，偏度均大于 0，峰度参数均小于 3，偏度与峰度指示土壤参数数据分布相对于正态分布为正偏、平缓，总体分布与正态分布靠近。表1中除 pH 的变异系数小于 10%，属于弱变异，其他参数的变异系数绝对值均介于 10%～100%，属于中等变异，茶园土壤中这些参数在空间上具有较大的离散程度，其变化受成土因素及人类活动双重影响[28]。
表1土壤理化参数
2.2 重金属含量及污染评价
2.2.1 重金属含量特征
对 3 块样地的 54 个土壤样品测定 7 种重金属含量，表2结果显示，Cr、Cu、Pb、Zn、As、Cd、 Hg 平均值分别为 85.76、12.64、10.60、33.70、9.87、 0.12 和 0.13 mg/kg，峰度和偏度显示 Cd 分布较正态分布陡峭，并且偏斜幅度大，其余 6 种重金属与正态分布总体靠近。变异系数显示 7 种重金属都在 10%～100%，属中等变异，表明重金属含量变化影响因素可能有自然和人为因素。
表2土壤重金属含量
图2是各样地重金属含量箱形统计图，结果显示，A33、A20 样地和总体样地数据只在 Cu、As、 Cd 的箱形图中存在较少异常值，且其均高于该样地重金属含量的最大值，说明其正太分布呈右偏分布。对比发现，Cr、Pb、Zn、As、Hg 的平均值与中位数表现为 A33>A10>A20，而 Cu 和 Cd 表现为 A20>A33>A10，茶园土壤中重金属含量与茶树种植年数无关，说明各样地重金属含量的差异可能与成土母质和人类活动输入有关。
2.2.2 重金属污染评价
根据《土壤环境质量标准》（GB15618—2018）， Cr、Cu、Pb、Zn、As、Cd、Hg 标准值分别为 150、 50、70、200、40、0.3、1.3 mg/kg，各元素采用各样地平均值。评价方法采用单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数[29]，计算公式为：
(1)
式中，Pi 代表土壤中污染物 i 的单因子污染指数，Ci 为污染物 i 的实测质量分数（mg/kg），Si 为污染物 i 的评价标准（mg/kg）。
(2)
式中，averPi 为单元数污染指数平均值，maxPi 为污染物中最大污染指数，n 为重金属种类数，根据《土壤环境监测技术规范》（HJ/T166—2004），土壤综合污染指数（Pcph）≤ 0.7 为安全级，0.7～1 为警戒级， 1～2 为轻度污染，2～3 为中度污染，>3 为重度污染。单因子污染指数与内梅罗综合污染指数见表3。
根据污染指数分级标准，所有样地综合污染指数均小于 0.7，处于安全级别。由于茶树种植方式与农作物相比土壤翻新周期较长，使用化肥及农药等频率低，因此，污染概率小于种植农作物的土壤。陈保等[30]得出云南省部分古茶区的重金属单因子污染指数均小于 1，综合污染指数小于 0.7，也未存在污染。
图2各样地重金属元素浓度
表3不同样地土壤重金属污染指数
2.3 土壤磁参数统计特征
本研究测定了样品的低频磁化率（χlf）、频率磁化率（χfd%）和高场磁化率（χpara），三者分别指示亚铁磁性矿物的浓度、超顺磁性矿物颗粒的浓度、顺磁性和反铁磁性矿物的含量。3 种磁化率统计结果见表4。
表43 种磁化率统计结果
以（χlf）分析，A10 样地波动范围最大，差值为 378.94×10-8 m3 /kg，A20 样地最小，差值为 83.05×10-8 m3 /kg，A33 样地波动范围居中，差值为 344.84×10-8 m3 /kg；在均值上 A20 样地为 59.92×10-8 m3 /kg，A10 与 A33 样地均值在（150～190）×10-8 m3 /kg，两者低频磁化率值几乎是 A20 样地的 3 倍， 3 个样地的χlf 变异系数范围在 43%～80%，为中等变异，空间离散度较大。对于χfd%，3 个样地数值范围在 10%～22%，均值在 17% 左右，且变异系数稳定在 10% 左右，为弱变异。根据张普纲等[31]的研究可以得出，3 个样地的磁性矿物粒径主要以超顺磁颗粒 SP 为主，空间离散度较小，影响磁性矿物粒径的因素简单。χpara 的大小有一定差异，均值表现为 A20<A10<A33，除 A10 样地差值在 3.11×10-8 m3 / kg，A20 和 A33 样地差值分别为 0.6×10-8、0.9×10-8 m3 /kg，而变异系数除 A10 为中等变异外，A20 及 A33 为弱变异，空间离散度不大。
2.4 重金属含量与磁化率的剖面特征
图3为 3 个样地重金属含量与磁化率剖面特征的分布情况。大多数文献显示茶园土壤中重金属含量剖面特征为随埋深增加，含量变化先增大后减小[32]，或者呈逐渐减小的趋势[33]。但从研究区 3 个样地看，重金属 Cr、Cu、Pb、As、Zn、Hg 含量随埋深增加而缓慢增大，最大值出现在埋深 100～120 cm；Cd 无明显垂直变化特征。χpara 随埋深增加而缓慢增大，χfd%、χlf 则随埋深增加而减小，在底层逐渐趋于一致，最大值出现在表层 0～60 cm。
各土层土壤单因素方差分析（图3）表明，A10 样地中各重金属含量、χpara、χlf 和χfd%各层之间无显著差异。A20 样地中 Cr 元素含量在 40～60 cm 土层显著低于 100～120 cm 土层（P<0.05）， Zn 在 0～20 cm 土层显著低于 80～120 cm 土层 （P<0.05），Cr、Zn 的底层含量高于表层；χpara 在 0～20 与 80～100 cm 土层差异明显（P<0.05），底层含量高于表层，随埋深增加而增加；χlf 在 40～60 与 100～120 cm 土层存在显著差异，整体表现为表层含量高于底层，随埋深增加先增加再减少，其他因素各土层间无显著差异。A33 样地除 Cr、As、 χpara 各土层间无差异外，Cu、Pb、Zn、Hg 在 0～40 cm 土层低于 80～120 cm 土层，Cd、χfd%、χlf 则在 0～40 cm 土层显著高于 80～120 cm 土层。
对 3 个样地同种元素分析，Cr、Pb、Zn、As、 Hg 及χpara 都表现出 A20<A10<A33。χfd%、χlf 在表层（0～40 cm）也表现出 A20<A10<A33，但 40 cm 以下为 A20<A33<A10。Cu 元素在 A20 样地的含量最高，表现为 A10<A33<A20，实地勘察发现， A20 样地母质为紫红色泥岩夹粉砂岩及细砂岩，土壤也呈紫红色，故此，Cu 含量高于其他样地。3 个样地中 Cd 元素无明显差异。
2.5 重金属与磁参数的相关性
重金属与 3 个磁参数间的相关关系（图4）显示，χlf 与 Cr、Zn、As 显著正相关（P<0.01）。χfd% 与各重金属都不相关。χpara 与重金属 Cr、Pb、As、 Hg、Zn 极显著正相关，相关系数 R2 均大于 0.6 （P<0.01）。
图3A10、A20、A33 样地重金属和磁化率剖面变化特征单因素方差分析
注：不同小写字母表示同一土地利用方式下不同土层间差异显著，颜色与样地对应，差异不显著的参数不作标记。
图4χlf、χpara 与重金属的相关关系
注：P<0.01；n=54。
3 讨论
3.1 重金属分布影响因素
土壤重金属的分布不仅与前期成土母质和成土过程有关，还与后期重金属迁移转化有关。从表5可知，Cr、Pb、Zn、As、Hg 与 Al2O3、Fe2O3、含水率呈极显著正相关；总有机碳与 Cr、Zn、As、Cd 显著或极显著正相关，与 Cu 呈显著负相关；土壤容重与 Cu 呈极显著正相关，与 Zn、As、Hg 呈极显著或显著负相关；pH 与 Zn 呈显著负相关。
表5重金属与土壤理化性质参数相关系数
注：** 表示在 0.01 水平上（双侧）显著相关；* 表示在 0.05 水平上 （双侧）显著相关。下同。
研究区土壤以砖红色及赤红色的酸性黏性土为主，这些黏土大多是含 Al、Fe 氧化物的无机胶体。通常无机胶体对重金属的吸附转移包括专属性吸附和非专属性吸附[34]，专属性吸附是内层表面重金属与无极胶体官能团发生络合反应，非转属性吸附是无极胶体表面的负电荷与重金属离子静电作用[35]。本研究中 pH 介于 3.33～5.05，存在大量 H+，它们与重金属离子的竞争吸附会使金属离子不断析出[36]，但从相关结果看，pH 与 Zn 呈显著负相关，与其他金属元素不相关或弱相关。但 Al2O3、Fe2O3 与 Cr、Pb、Zn、As、Hg 呈极显著相关，说明该区域重金属并非以可交换态存在为主，而是与无机胶体形成的络合物为主要存在形式。含水率与 Cr、 Pb、Zn、As、Hg 相关性极显著，有资料显示，在非饱和土壤中，含水率发生变化时，气-液界面会发生波动，胶体随气-液界面的波动而迁移，从而使重金属的迁移能力更强[37]。Al2O3、Fe2O3、含水率是影响重金属分布的重要因素。Cr、Cu、Zn、 As、Cd 还与总有机碳含量呈显著相关（表5），有机碳会促进重金属 Cu、Zn、As、Cd 的固定，两者结合形成大颗粒团聚体以及促进处于胶体状态 Cr 的迁移[38]。此外，容重与重金属 Cu、Zn、As、 Hg 有较好的相关关系，土壤密实度对土壤团聚体的稳定性具有一定影响，容重降低时会改善土壤中团聚体的稳定性[39]，影响重金属的积累和迁移。
3.2 重金属来源分析
重金属来源可分为人为源与自然源，在污染地区，人为源常占主导。利用主成分分析法可对重金属来源进行追踪。图5为重金属与土壤参数主成分示意图，按照主成分累计贡献率 78.4% 提取主成分，从图5中可以看出，第 1 主成分由 Cr、 Pb、Zn、As、Hg、χpara、Al2O3、Fe2O3 控制，Al2O3、 Fe2O3 与 5 种重金属相关程度较高，推测 5 种重金属与 Al、Fe 氧化物来源相同，铁铝氧化物是土壤固相最重要的组成成分[40]，是岩石中硅酸盐类等矿物风化后所得到。也有研究表明，重金属元素含量之间表现出极强的相关性时可推测这些重金属元素来源于成土母质[41]，而表6中 Cr、Pb、Zn、As、Hg 之间相关极显著，相关系数均大于 0.8，因此，推测 Cr、Pb、Zn、As、Hg 来源主要为成土母质。第 2 主成分由 Cu、Cd、总有机碳、χlf、χfd 主导，Cd 与土壤理化参数相关性较弱，对研究区及周边进行调查，未见有工业区，只有小型茶叶生产作坊，当地农户对茶园的种植采用有机肥施肥，陈林华等[42]对常用肥料重金属含量的调查发现，有机肥中 Cd 含量较高，超标率为 24%，推测其可能是 Cd 的来源。Cu 与 Cd 之间不相关，结合图3中 Cu 含量在 A20 样地高于其他样地，实地勘察发现，A20 样地母质为紫红色泥岩夹粉砂岩及细砂岩，A10、A33 样地为灰紫色灰白色砂岩，由此推断，Cu 在 A20 样地异常是因为 A20 样地的母质不同，判定 Cu 来源为成土母质。χpara、χlf、χfd 3 个磁参数中，χpara 与这些重金属关系较为密切，说明研究区土壤中黏土矿物及赤铁矿、针铁矿等顺磁性矿物和反铁磁性矿物对重金属具有一定影响。
图5主成分分析图
表6重金属之间的相关关系
3.3 磁化率对重金属指示意义
磁化率与重金属的联系一直是环境磁学研究的一个热点，大部分研究显示，在污染地区重金属与磁化率呈高度相关[43-45]，尤其是在发电厂、冶金厂、水泥厂等工业场地，城市交通繁忙道路周边土壤以及海洋、河流沉积物中[43-47]。Harikrishnan 等[48] 对印度泰米尔纳杜东海岸沉积物研究表明，重金属 Al、Ti、Fe、V、Cr、Mn、Co、Zn、La、Pb 与χlf 呈显著正相关，与 Mg、K、Ca、Ni、Cd、Ba 呈负相关；而与χfd% 不相关。薛勇等[49]对曹妃甸工业区、生活区、自然滩涂和湿地土壤对比发现，工业区重金属含量与χlf 呈显著相关，但在生活区与自然滩涂和湿地土壤磁化率的高低不能很好地指示重金属的积累情况。
质量磁化率与百分比频率磁化率能够反映土壤中亚铁磁性矿物的含量和粒径大小，前人研究显示，土壤中磁性矿物若来源于人为活动，其χfd% 往往很低，χlf 与χfd% 间呈负相关；而磁性矿物来源于自然成土作用的土壤χlf，与χfd% 则通常呈正相关[48，50]，本研究中茶园土壤χfd 均值在 17% 左右（表4），表明磁性矿物以超顺磁（SP）颗粒为主，χlf 与χfd% 相关系数为 0.70（P<0.01）（图6），意味着磁性矿物以自然成土作用为主。χlf 与 Cr、Zn、As 呈显著正相关，与其他重金属元素不相关（图4），χfd%与各重金属均不相关。χlf、χfd% 与来源相同的 Cr、 Zn、As、Pb、Hg 相关程度不同，可能与重金属本身浓度有关，还有可能与重金属吸附在磁性矿物上的络合作用及螯合能力有关[51-54]。研究得出，在自然土壤中χlf、χfd% 对一些重金属也具有一定的指示作用。
图6χlf 与χfd% 的相关关系
在已有的研究中未涉及χpara 与重金属含量关系的探讨，资料表明，χpara 与黏土矿物含量有直接关系，而黏土矿物是影响土壤中重金属分布和迁移的重要因素。在环境磁学中，χpara 可反映反铁磁性矿物（如赤铁矿、针铁矿）与顺磁性矿物（如纤铁矿、菱铁矿、黄铁矿等）的含量[55]，这类磁性物质通常是体积极小、表面积极大的黏土矿物，它们表面带有负电，可以与重金属形成较强的化学键，增强对重金属的吸附能力[27]，一般来说，重金属进入土壤后，土质越黏重，它的吸附性和持留性越大，黏土矿物自身具有较强的吸附力，其中包含了物理吸附和化学吸附的能力[56-57]。土壤中 Cr 和 As 的吸附主要是化学吸附，受 pH、有机质含量和离子强度等因素影响。Cr6+ 和 As 的吸附量通常随着 pH 的升高而减少[58]。土壤中的有机质和铁氧化物含量也会影响 Cr 和 As 的吸附。Cr 和 As 与土壤矿物通过离子交换或表面配位形成稳定络合物，实现化学吸附[59-60]。图4显示，χpara 与来源相同的 Cr、 Pb、As、Hg、Zn 呈极显著相关，表5及图5已经表明含 Al、Fe 氧化物的黏土矿物与来源于成土母质的重金属关系密切，说明χpara 与重金属有较好的相关性，与图4结果相吻合，结合图3中磁参数的垂直分布特征对比发现，χpara 比χlf、χfd 更符合重金属的垂直分布规律，因此，对于自然成土且未受重金属污染的土壤，χpara 比χlf、χfd% 更适合作为其迁移分布、积累等方面的参考或替代指标。
4 结论
通过对茶园土壤重金属含量及分布规律的探讨，分析重金属与 3 种磁化率的相关性，得出以下结论：
（1）研究区重金属空间变异系数在 10%～100%，为中等变异，重金属含量影响因素以自然环境为主，土壤未受到污染；重金属 Cr、Cu、Pb、 As、Zn、Hg 含量分布特征为随埋深增加而逐渐增大，Cd 无明显垂直变化特征。
（2）Cr、Pb、Zn、As、Hg 间相关系数均大于 0.8，表现为极显著相关关系，Cd 与 Cu 呈不相关，且与前 5 种元素呈弱相关或不相关，结合主成分分析结果，推断 Cr、Pb、As、Hg、Zn、Cu 来源于成土母质，Cd 来源于农户的有机肥施用。
（3）研究区χlf 与 Cr、Zn 和 As 含量显著正相关；χpara 与重金属 Cr、Pb、Zn、As 和 Hg 含量显著正相关。已有的研究显示，χlf 可以较好地指示土壤中人为污染来源的重金属含量及其分布，本研究发现，在该区χpara 与土壤重金属的相关性比χlf 更强，并且χpara 与重金属的剖面变化特征显示出非常好的一致性。该结果显示，χpara 可能更好地指示土壤中重金属的积累和迁移。本研究认为，开展χpara 与重金属关系及其相关机理的研究工作具有重要意义。