某地陈家沟河水中重金属元素时空变化及影响因素研究

龚慧山 ，徐友宁,3，* ，陈华清 ，柯海玲

（1.长安大学地球科学与资源学院，陕西 西安，710054；2.中国地质调查局西安地质调查中心，陕西 西安，710119；3.自然资源部陕西典型矿山地质环境野外科学观测研究站，陕西 西安，710119）

环境重金属污染是全球环境污染防治的重要问题之一（韩宝华等，2022；蒋起保等，2022；冯博鑫等，2023），河水重金属污染对人类健康和生态系统构成严重威胁（卢秋等，2016；Xiao，2019；曹佰迪等，2022）。国内外有关河水重金属污染的研究成果丰富。孟春芳等（2019）采用了主成分和对应分析相结合的方法对卫河水系新乡段水质进行分析，表明区域主要污染源为点源污染，典型污染指标为耗氧有机物、有毒有机污染物。王宇等（2022）研究了铜陵某矿区流域河水、底泥、土壤重金属含量的空间分布特征，相关性分析方法和主成分分析法均表明流域重金属来源于矿区。许飞亚等（2022）对浉柳河水中Cr、Mn、Fe、Cu、Zn、As、Cd、Hg 、 Pb 等重金属浓度按照春、夏、秋和冬4 个季节的监测，河水中重金属浓度随季节变化顺序为冬季＞春季＞秋季＞夏季。舒旺等（2019）运用了多元统计分析方法对鄱阳湖流域乐安河水影响因素进行分析，乐安河上游水化学离子主要受岩石风化控制，中、下游受人类活动控制。刘瑞平等（2012）研究小秦岭金矿带枣香河河水和底泥中重金属时空变化，研究表明河水污染成因为山区采矿活动、山外傍河选冶作业、河水的稀释及混合作用、底泥的吸附作用、生物化学的降解作用等，影响因素主要为污染物总量及其降解速率、水系沉积物颗粒粒径、地形地貌等。

秦巴山地的汉江是南水北调中线工程的重要水源涵养区，研究区陈家沟地处汉江水源涵养区范围内，汇水地区广泛分布黑色岩系，历史上石煤矿开发遗留废渣堆和矿硐，陈家沟河水酸化及重金属污染严重。但河水中重金属来源与黑色泥页岩、煤系地层的天然风化有关，还是受石煤矿开采影响，或两者兼而有之未有定论，重金属来源不明为后续河水污染的精准治理带来了困扰。石煤是一种高灰分、低热值、含碳少的腐泥无烟煤。研究区石煤形成于寒武纪、奥陶纪及志留纪，由菌藻类等生物遗体在浅海、泻湖、海湾条件下经腐泥化作用和煤化作用转变而成（孙玉宝等，2007；刘志逊等，2016）。石煤矿属于能源矿产，主要用于发电、居民取暖等（汪泽秋，1992；陈西民等，2010）。中国作为世界上少数拥有石煤资源的国家之一，石煤分布广泛，遍布全国二十多个省份。陕西安康市石煤资源总储量达到41 383 万t（李莹等，2005；王国星，2012）。由于石煤中重金属含量较高，所以石煤矿的不合理开发利用通常会导致矿区水环境重金属污染（杜蕾，2018；王美华，2021）。

前人在研究区主要开展了石煤矿产资源调查研究工作，崔雅红等（2021）研究陕西蒿坪石煤矿区重金属污染及生态风险评，尚缺乏流域河水重金属时空的精细化研究。河水中重金属的研究与评价，对于水质安全控制、流域生态安全及社会的可持续发展都具有非常重要的作用（秦欢欢，2020）。笔者以蒿坪河流域陈家沟石煤矿区河水重金属为研究对象，通过分析河水重金属的时空变化，利用主成分分析和Pearson 相关性进行分析重金属相关性、影响因素及重金属来源，旨在为河水重金属污染防治及风险管控提供科学依据。

1 研究区概况

陈家沟位于秦巴山区安康某地，属北亚热带湿润季风型气候，年平均降水量为1 085.13 mm，降雨多集中在6～9 月，占全年降水量的52%～76%，枯水期（12 月、1 月、2 月）降水量占全年降水量的1.1%～4.5%。平均气温为15.0 ℃，1 月为最冷月，平均气温为3.4 ℃，极端最低气温为—7.4 ℃。7 月最热，平均气温为25.5 ℃，极端最高气温为41.7 ℃。陈家沟河流长度为3.38 km，流域面积为2.43 km2，高差为644.6 m，枯水期流量为240.8 m3/d。陈家沟石煤矿储存于斑鸠关组（图1）（贾志刚，2014），斑鸠关组岩性以黑色碳质板岩、碳硅质岩为主，中-上部夹粗面岩，硬度大，具细粒变晶结构、板状构造，其成份主要为石英、绢云母、白云母及碳质等，地层为一套次深海深水盆地相富炭（硅）泥质碎屑岩沉积地层及多旋回的火山喷出岩（杨学存，2013；贾志刚等，2014）。

图1 陈家沟地质简图（据周小康，2000 修改）Fig.1 Geological skecth of Chenjiagou

历史上陈家沟石煤矿体开采主体是个体及村集体，开采方式主要是平硐开采和露天开采，缺乏环境保护意识，废渣随意堆放。平硐沿着矿体走向和倾向开采，硐口形态不规则、高度不等、深浅不同，部分矿硐上下贯通。露天开采造成山体岩石裸露，废渣露天堆放。开采过程中未作任何生态环保措施，开采结束也未进行生态恢复治理（崔炜等，2019）。2014 年，河道磺水造成鱼虾异常死亡，环保部门对水质进行检测，结果显示河水中重金属呈不同程度超标，分析认为与矿硐及废渣酸性水有关。2019 年，地方政府进行了部分矿硐封堵及废渣堆封存处理，但是仍旧存在矿硐酸性涌水，河道磺水污染明显。

2 研究方法

2.1 样品采集

本次研究在陈家沟石煤矿区水环境详细调查的基础上，先后开展了2 期地表水样品采集工作，采样点见图2。第一期（2021 年12 月）采样点由河流上游至下游，其中上游源头河水（S121，用于河水重金属累积污染评价的对照点）、上游河水（S101）、矿硐积水（S102）、矿硐排水（S103、S3、S123）、废渣堆淋溶水（S122），下游河水（S124）、汇入干流前河水（S126）。第二期（2022 年8 月、9 月、10 月）主要采样2 个监测断面点（J19、J20）河水。2 期共采集地表水样品16 件，其中河水11 件，矿硐涌水4 件，废渣淋溶水1 件。样品采集严格执行地表水采样规定和运输。

图2 陈家沟地表水样品类型及采样点分布图Fig.2 Chenjiagou surface water sample type and sampling point distribution map

2.2 分析方法与监测手段

地表水样品分析由中国地质调查局西安地质调查中心实验测试室（自然资源部西北矿产资源监督检测中心）检测分析完成，实验室具有检验检测实验室国家级资质认定（CMA）和中国合格评定委员会实验室认可资质（CNAS）。水样分析方法、检出限及检测仪器见表1。野外断面水质检测采用In-Situ Aqua TROLL500 便携式水质分析仪，使用前进行了校正，其性能良好、便于携带、操作简便（张丽红，2015），对水质连续监测（张嘉杰，2013），主要检测参数包括pH、盐度、温度、实际电导率、溶解性总固体等。

表1 样品分析方法、检出限及检测仪器概况表Tab.1 Sample analysis methods, detection limits and monitoring instruments

2.3 评价标准与方法

2.3.1 评价标准

地表水水质评价标准见表2。Cd、Cu、Zn 元素依据《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）评价，Ni、Mn、Fe 元素依据《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）集中式生活饮用水地表水源地标准评价，Al 元素依据《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）评价。

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表2 河水环境质量标准表（mg/L）Tab.2 Water environmental quality standard Unit (mg/L)

2.3.2 污染评价方法

采用指数法对陈家沟地表水中重金属污染程度进行评价。指数法评价方法包括单项污染指数法、单项污染超标倍数法和综合污染指数法等。

单项污染超标倍数计算公式为：

综合污染指数法计算公式为：

式中：Ci为水体中第i种重金属元素实测含量（mg/L）；Si为国家标准中水体第i种重金属元素含量限值（mg/L）；Pi为水体中重金属元素i的单项污染指数；maxPi为多种污染物中某单项污染指数的最大值（mg/L）；P-i为多种污染物各单项污染指数的平均值（mg/L）；Pc为水体中第i 种重金属元素的超标倍数；Pz为重金属综合污染指数。

重金属污染程度分级标准见表3。

表3 河水重金属超标倍数及污染程度分级表Tab.3 The excessive multiple of heavy metals and the degree of pollution in river water

使用SPSS 18.0 数据统计软件，综合使用多元统计方法相关性分析和主成份分析对河水中的重金属含量及水体水质情况进行统计分析，结合流域污染点源数据，分析河水重金属污染的主要来源（吴海霞，2008；刘总堂，2010），相关性分析可能会提供重金属元素的来源和迁移信息（Alves，2020；Chai，2021）。相关性分析采用pearson 相关性系数分析不同变量间的相关性。主成分分析使用最大方差法对因子进行旋转，并采用Kaiser-Meyer-Olkin（KMO）和Bartlett 的球形度检验判断主成分分析结果的有效性，若KMO＞0.5 且P＜0.001 则主成份分析的结果有效（俞茜，2015；朱泊丞等，2018；朱雪凝，2021）。

3 河水重金属含量的时空变化

3.1 河水重金属含量的空间变化

河水中重金属含量见表4，矿硐排水及废渣堆淋溶水中重金属（Al 不是重金属，为了分析简述方便，以下简述归为重金属）含量见表5，河水pH 及重金属含量从上游至下游变化见图3。河水pH 整体呈弱酸性，自上游呈现下降的趋势，汇入干流河水前pH 略有上升。S121 为陈家沟上游不受采矿活动影响的河水，可作为评价河水水质污染的对照点。距源头S121 点位82 m 和369 m 的S101 和S103 两个点位河水pH 降低，河水中重金属含量略有上升。源头S121 至S103 点位，河水中Cd、Cu、Zn、Ni、Mn、Al 含量分别由0.0011 mg/L、0.003 mg/L、0.046 mg/L、0.011 mg/L、0.035 mg/L 和0.081 mg/L，上升至0.01 mg/L、0.052 mg/L、0.15 mg/L、0.048 mg/L、0.3 mg/L 和1.142 mg/L。S102 点位河水重金属未超标，水质等级为地表水Ⅰ类水。S103 点位河水水质为地表水Ⅴ类水，Cd 元素超过了《地表水环境质量标准》Ⅱ类水质标准1 倍；Ni、Mn 元素超过《地表水环境质量标准》集中式生活饮用水地表水源地标准1.4 倍、2 倍；Al 超过《生活饮用水卫生标准》4.7 倍。S124 点位重金属含量显著上升，Cd、Cu、Zn、Ni、Mn、Fe、Al 含量分别上升至0.38 mg/L、1.41 mg/L、6.12 mg/L、2.2 mg/L、11.4 mg/L、0.41 mg/L、20.56 mg/L。S124 河水水质等级为地表水劣Ⅴ类水，河水中Cd、Cu、Zn 元素超标75 倍、0.41 倍、5.12 倍；Ni、Mn、Fe 元素超标109 倍、113 倍、0.37 倍；Al 元素超标101.8 倍。S124至河口S126 点位，重金属含量略有下降，Cd、Cu、Zn、Ni、Mn、Fe、Al 含量分别下降至0.28 mg/L、0.94 mg/L、5.61 mg/L、1.92 mg/L、9.72 mg/L、0.09 mg/L、14.36 mg/L。但该点位河水水质等级仍为地表水劣Ⅴ类水，河水中Cd、Zn 元素超标55 倍、4.6 倍，Ni、Mn 元素超标95 倍、96.2 倍，Al 元素超标70.8 倍。

表4 陈家沟河水中不同点位重金属元素含量表（mg/L）Tab.4 Heavy metal content in Chenjiagou river water (mg/L)

表5 陈家沟矿山污染源中重金属元素含量表（mg/L）Tab.5 Heavy metal content in Chenjiagou pollution source (mg/L)

图3 陈家沟河水从上游到下游PH 值及重金属含量的空间变化及超标情况Fig.3 Spatial variation and excesses of PH、heavy metal content in Chenjiagou River from upstream to downstream

与 对 照点S121 对 比，S103 下 游 的S104、S3、S123 矿硐排水和S122 废渣堆淋溶水为河水提供重金属，从而导致河水中重金属急剧升高。河流的沉淀自净化作用使得河水中重金属含量在空间上的释放和迁移特点（宿文姬，2014）为沿水流方向呈下降趋势，但由于河水水环境纳污能力远不及排入的酸性废水中重金属污染物浓度含量，使得河水自净化能力大大减弱（邱小琮，2015；周闻达，2020）。因此，陈家沟矿硐酸性废水和废渣堆淋溶水是导致河水中重金属超标污染的主要原因。陈家沟河水从上游至下游，河水中Cd、Cu、Zn、Ni、Mn、Fe、Al 元素均有不同程度的超标，而源头S121 重金属元素含量全部未超标，说明矿业活动对陈家沟河水中重金属元素含量影响显著，是河水水质污染的主要原因。

3.2 河水重金属含量的时间变化

分析陈家沟2 个监测断面中pH 及重金属元素的时间变化（图4）发现，J19 断面8 月份Zn、Ni、Mn、Al含量是8 月、9 月、10 月这3 个月份中最高的。9 月份除Fe 外，其他元素含量均下降，是3 个月份当中最低的1 个月，Cd、Zn、Fe 元素随降雨量增大其含量变化不大，Cu、Ni、Mn 含量变化明显。初步分析，J19 断面上游附近有矿硐D2、D3、D4 和废渣堆Z1 等污染源，降雨量大时，矿硐废水、废渣堆淋溶水进入河流，导致河水中重金属增高。J20 断面8 月份Zn、Ni、Mn含量为8 月、9 月、10 月这3 个月份中最高的，10 月份除Cu 外，其他所有元素含量均为3 个监测月份中最低。河水中Cd、Cu、Zn、Fe 元素在降雨中含量变化略微显著，Ni、Mn 含量随降雨量增大而减小，受降雨量影响较大。综上所述，陈家沟降雨量大小对河水中重金属含量的影响不稳定，使得河水中重金属的迁移、释放和积累的时间规律很难把握，即陈家沟河水中重金属在时间上规律性较差，后期将会持续监测分析重金属含量在时间上的变化规律。

图4 河水中重金属含量的时间变化Fig.4 Time variation of heavy metal content in river water

4 河水重金属污染来源解析

河水中重金属来源包括自然源和人为源，自然源为自然条件下岩石风化释放进入水体的重金属元素，人为源即人为活动排放的富含重金属废水和废渣淋溶进入水体的重金属（周巧巧，2020）。由于研究区广泛分布黑色泥页岩、石煤地层，同时还有多处石煤开采遗留的矿硐和废渣堆，河水重金属来源识别，对于污染水体的重金属治理意义重大。

4.1 相关性分析

利用SPSS 软件对陈家沟河水pH 和Cd、Cr、Cu、Zn、Ni、Mn、Fe、Al 共8 种重金属元素进行相关性分析（表6）。分析发现，河水pH 与河水Cd、Cr、Cu 等重金属元素呈现出显著负相关，pH 与Cd、Cr、Cu、Ni、Fe 元素在P＜0.01 水平下为显著负相关；pH 与Zn、Mn、Al 元素在P＜0.05 水平下为显著负相关，说明水体酸化是引起金属元素溶解度增加的主要原因。此外，水体中Mn 元素与Cu、Zn、Ni、Cd 元素，Fe 元素与Cu 元素，Al 元素与Cd、Zn、Ni、Mn 元素均具有显著正相关，反映了Mn、Fe、Al 的氢氧化物对这些微量重金属元素的控制作用。

表6 河水中pH、重金属相关性分析 统计表（n=11）Tab.6 Correlation analysis of pH and heavy metals in river water (n=11)

4.2 基于主成分分析的重金属来源解析

为了分析水体中重金属来源的同源性，采用主成分分析法对陈家沟河水中8 种重金属进行分析。主成分分析中，当KMO 检验值为0.537＞0.5，Bartlett 检验显著性概率P=0.000＜0.05，主成分分析结果有效（Yang，2016；纪冬丽，2019）。满足主成分分析的前提要求，意味着本次分析的结果对各变量较为有效。归一化数据集的因子分析提取了特征值＞1 的最大方差旋转（何宇，2021），通过因子分析提取的负载因子如表7 所示。因子负载分为高、中等和低载荷，对应于绝对载荷值分别＞0.75、0.75～0.50 和0.50～0.30（Liu CW，2003；Kumar，2018）。由于样品数据较多且选取的因子与理论设想相同，因此选择特征值＞1 及累计方差贡献率≥75%的原则进行因子分析（王磊，2020；陈雪，2022）。特征值＞1 的有4 个主成分，故PCA 分析结果显示，陈家沟河水中8 种重金属元素的特征变量可归纳为4 个主成分（PC1～PC4），累计贡献率达到99.16%，故分析4 个主成分便可了解陈家沟河水中重金属的主要来源。

表7 河水中重金属主成分分析结果表Tab.7 Analysis results of heavy metal principal components in river water

PC1的贡献率51.40%，Cd、Cu、Zn、Ni、Mn 的浓度在高载荷下，其溶解度会增加，因为它们在水中的离子活动度会增强，从而增加了其溶解度。而在Al的浓度上为低等载荷，其溶解度和溶度积都较低，因为Al 的离子活动度比较低。根据统计Cd、Cu、Zn、Ni、Mn 的高值分布在陈家沟中游，位于污染源石煤矿硐D2、D3、D4 和废渣堆Z1 下游。该区域的pH 处于弱酸-强酸，金属更容易被溶解，水中氢氧根离子与金属离子结合形成更稳定的氢氧化物沉淀。陈家沟河水中Cd、Cu、Zn、Ni、Mn 主要来源可能是石煤矿硐D2、D3、D4 和废渣堆Z1，故PC1可能由矿硐排水、废渣淋溶水共同作用的结果。

PC2的贡献率19.76%，主要反映了Cr 和Cu 的变化特征，在Cr 的浓度上具有高载荷，在Cu 的浓度上具有中载荷。结合水体重金属空间分布特征与重金属间相关性分析可知，Cr 和Cu 的高值分布在陈家沟监测断面J20 附近，经实地调查，J20 监测断面西侧一涌水矿硐富含Cr、Cu 等重金属，因此，PC2可能由矿硐酸性废水地表径流所致。

PC3的贡献率14.65%，主要反映了Fe 的变化特征，Fe 的浓度上具有高载荷。相关性分析表明Fe 和Cu有相同来源，结合陈家沟石煤矿体特征，认为PC3元素可能受地质环境影响。

PC4的贡献率13.35%，主要反映了Al 的变化特征，在Al 的浓度上具有高载荷。Al 的高值分布在中上游Z1 废渣堆附近，该处pH 值低于4.5，Al 的溶解度显著增加，故PC4元素的主要来源可能与废渣堆底部淋溶水有关。

4.3 河水重金属变化影响因素分析

4.3.1 地质背景对河水重金属变化的影响

研究区陈家沟地层主要是晚奥陶世-早志留世斑鸠关组，岩性为黑色炭质板岩、炭硅质岩及石煤矿层。研究区石煤中重金属含量与大陆上地壳平均值相比（表8），Cd、Cr、Cu、Zn、Ni 元素较富集，Mn 含量低于大陆上地壳平均值。南秦岭斑鸠关组平均值中Cd、Cr、Zn、Mn 含量高于石煤矿体和大陆上地壳元素含量，因而陈家沟河水中较高浓度Cd、Cr、Cu、Zn、Ni元素，与区域地质背景有关。

表8 矿体及岩层中重金属元素平均含量统计表（mg/L）Tab.8 Average content of heavy metal elements in ore bodies and rock formations (mg/L)

4.3.2 污染源对河水重金属变化的影响

在自然条件下，河水中重金属主要来自于大气降水、岩石风化和火山作用（廖红为，2023），但是同一地质环境背景条件下，同一地区重金属元素含量的水平波动相对较小，区域上重金属含量分异相对变化不大（徐友宁，2007）。但是，由于矿业开发活动会带来重金属污染，导致河水中重金属含量升高而造成水环境污染，对农业和生活带来影响（徐友宁，2005）。陈家沟地表水中重金属含量平均值见表9，废渣淋溶水是S122 数据，矿硐排水是S102、S104、S3、S123 共4 个点位数据的平均值，河水是S121、S102、S103、S124、S126 共5 个点位数据平均值，对照值为源头S121 河水点位。结果表明，河水重金属含量平均值显著高于上游河水对照值，表明陈家沟河水受到矿业活动污染明显。中、上游河水受到矿硐排水及废渣堆淋溶水的影响后，造成河流中下游一段河床呈黄色（图5），河水重金属含量急剧升高。废渣堆淋溶水中所有重金属含量明显高于河水，是河水中重金属含量的5.92 倍～138.73 倍；矿硐排水中除Al 外，其他重金属含量高于河水，是河水中重金属含量的2.19 倍～43.82 倍。说明废渣堆淋溶水和矿硐排水是导致河水中重金属含量增高的污染源。

表9 陈家沟不同地表水中重金属平均含量统计表（mg/L）Tab.9 Average content of heavy metals in different surface waters of Chenjiagou (mg/L)

图5 陈家沟“磺水”河道照片Fig.5 Chen Jiagou “sulfur water” channel

4.3.3 pH 对河水重金属变化的影响

河水中pH 值的变化影响着河水中的重金属行为，对重金属在溶解态和颗粒态之间的相互转化有一定作用，也会影响吸附剂表面的官能团、悬浮颗粒物的表面吸附特性及各种吸附反应，从而促进或抑制对H+和OH-的吸附（Shil，2019；叶宇航，2023）。水体pH 值的变化直接影响吸附速率的变化，影响悬浮颗粒物及沉积物对重金属的吸附和解吸，导致水体重金属在颗粒态与溶解态之间的迁移转化（郝向英，2000）。由重金属含量和河水pH 值相关性及含量变化（图6）可以看出，河水中重金属含量与河水pH 有较好的负相关性。河水pH 值偏酸性，水中的氢离子浓度较高，导致重金属更容易溶解在水中，重金属离子含量则高；河水pH 值愈高，中性甚至偏碱性时，河水中的重金属离子和氢氧根离子结合形成不溶性的氢氧化物沉淀增多，导致河水中的重金属离子浓度降低（表10）。研究区河水pH=5，河水中的重金属离子显著减低，为重金属离子形成氢氧化物增多所致。

表10 金属氢氧化物沉淀的pH 值及其溶度积统计表（25 ℃）Tab.10 pH value and solubility product of metal hydroxide precipitation (25°C)

图6 河水中重金属离子浓度含量随pH 值的变化Fig.6 The concentration of heavy metal ions in river water varies with pH

4.3.4 河水盐度对重金属变化的影响

部分重金属与Cl 亲和力较强，而盐度与Cl 浓度呈正相关关系，盐度增大时，可提高难溶金属化合物的溶解度，也可使被吸附的重金属在高浓度Cl 的水中被释放，使得颗粒态重金属向溶解态转化（汤爱坤，2011；王宇彤，2021）。分析发现，陈家沟河水中重金属含量与河水盐度的相关性（表11），河水盐度与Cd、Zn、Ni、Mn 呈现较好的正相关性，表明河水中Cd、Zn、Ni、Mn 含量随河水盐度的升高而升高（图7）。

表11 河水盐度与重金属元素含量的相关性统计表（n=8）Tab.11 Correlation between salinity of river water and heavy metal content (n=8)

图7 河水中重金属离子浓度含量随盐度的变化Fig.7 The concentration of heavy metal ions in river water varies with salinity

5 结论

（1）陈家沟源头水（对照值）未受矿业活动影响，水质为Ⅰ类水；4 个矿硐排水中重金属平均值是对照值的42.6～626.3 倍，废渣淋溶水是对照值的484～3 732 倍，中下游河水平均值是对照值的4.5～117.2 倍。矿硐排水和废渣淋溶水是河水重金属污染的主要污染源。陈家沟河水汇入干流前沟口河水水质为地表水劣Ⅴ类水，河水中Cd、Zn 含量超过了Ⅴ类水质标准27 倍、1.8 倍；Ni、Mn 超过集中式生活饮用水地表水源地标准95 倍、96.2 倍；Al 含量超过《生活饮用水卫生标准》的70.8 倍。

（2）降雨量对陈家沟河水中重金属含量影响规律还不明显，有待后续进一步观测。陈家沟地表水的Cd、Cu、Zn、Ni、Mn、Al 元素具有同源性，主要来自于矿硐排水和废渣淋溶水；Cr、Cu 元素同源性强，主要来自于矿硐排水；Fe、Cu 元素具有同源性，主要是受岩性影响明显；Al 元素与废渣淋溶水关系密切。

（3）影响陈家沟河水中重金属含量时空分布的主要因素：①地质背景。②随着河水pH 升高，其重金属离子浓度明显降低。③随河水盐度的升高，Cd、Zn、Ni、Mn 含量升高。

致谢：感谢中国地质调查局西安地质调查中心赵振宏正高级工程师、王晓勇正高级工程师、卜涛高级工程师、陈述工程师、梁博工程师在野外调查和资料收集工作的支持和帮助。