2017, Vol. 38
2. 中国科学院大学, 北京 100049;
3. 中国科学院成都山地灾害与环境研究所山地灾害与地表过程重点实验室, 成都 610041;
4. 贵州师范大学贵州省山地环境信息系统和生态环境保护重点实验室, 贵阳 550001
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;
3. Key Laboratory of Mountain Surface Processes and Ecological Regulation, Institute of Mountain Hazards and Environment, Chinese Academy of Sciences & Ministry of Water Conservancy, Chengdu 610041, China;
4. Key Laboratory for Information System of Mountainous Area and Protection of Ecological Environment of Guizhou Province, Guizhou Normal University, Guiyang 550001, China
至20世纪80年代以来，亚洲经济快速发展，人为活动导致的环境重金属污染引起空前的重视.铅(Pb)、汞(Hg)、铬(Cr)、砷(As)、镉(Cd)、锰(Mn)、铜(Cu)、锌(Zn)与钡(Ba)是环境毒素中最为显著的几种常见重金属. Hg是毒性最强的重金属污染物之一，其形态之一的汞化合物甲基汞，具有高神经毒性、致癌性、免疫系统效应等[1].有毒重金属在环境中迁移转化[2]，其含量过高时，不仅对人体健康产生危害(如重金属超标引发的地方病)[3]，也将对植被生长甚至森林生态系统的平衡性产生破坏(如重金属超标引发的植被大面积死亡)[4, 5].更需注意的是，这些重金属能在大气颗粒物上富集，随颗粒物进行长距离的传输，通过大气的干湿沉降进入到偏远地区的生态系统[6~9].其中，Hg是大气中唯一能以气态存在的重金属，是公认的全球性污染物[10]，因长距离传输与大气化学过程而导致的Hg沉降所带来的Hg污染，引起了全世界的广泛关注.
青藏高原位于太平洋和地中海的过渡带，拥有独特的地理位置，对我国乃至亚洲的生态安全起着重要的作用.虽然这一地区的人类活动相对较少，但先前的研究发现青藏高原大气颗粒物、土壤、积雪等样品中均有着较高的重金属含量[11~13].进一步研究表明，因季风传输而带来的大气污染物的沉降[14]，是当前青藏高原的重金属含量显著升高的重要原因[15~17].
在偏远的森林生态系统，当地的优势植被是天然的被动采样器[18, 19].利用不同时期枝叶样品中记录的环境污染物的含量，反演一段历史时期的污染情况已成为当前对环境生物学研究的热点之一[19].峨眉冷杉针叶树是青藏高原贡嘎山的主要树种之一，因其独特的生理生态而成为研究青藏高原重金属污染变化趋势的主要优选树种[20, 21].尽管国内外的学者对青藏高原的植被的重金属污染进行了大量的研究，但鲜有报道其在时间尺度上的污染趋势及不同生长龄枝、叶中的富集情况.
本研究以四川特有树种峨眉冷杉针叶树为研究对象，分别于1999年和2014年在青藏高原东部的贡嘎山自然保护区采集了同一海拔上的不同生长龄的峨眉冷杉枝、叶，通过测定其Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn与Ba的含量，探讨在时间尺度上的重金属污染的变化趋势，揭示不同生长龄枝、叶中的重金属富集情况，以期为青藏高原生态区提供基础的生物地球化学数据.
1 材料与方法 1.1 研究区域研究区域位于贡嘎山东坡海螺沟中国科学院贡嘎山高山森林生态系统观测站附近.该区域多年平均气温3.8℃，年平均降水量1 940 mm.其年际降雨变化不显著，61%的雨量集中于6~12月.年平均蒸发量约1 600 mm[22]；年空气相对湿度为90.2%.植被类型以峨眉冷杉(Abies fabri)、麦吊杉(Picea brachytyla)、云杉(Picea likiangsis var. balfouriana)针叶林为主，混生着冬瓜杨(Populus purdomii)、大叶柳(Salix magnifica Hemsl)、杜鹃(Rhododendron spp.)等阔叶树种[23].
1.2 采样方法2014年和1999年8月在贡嘎山海拔3 000 m处(东经101°57′18.5″；北纬29°34′23.2″)采集了枝与叶样品.采集冷杉叶时，采用Luo等[24]的方法判断其叶的叶龄，即根据轮生叶的特性(颜色深浅、叶形、针叶的大小等)确定其叶的年龄. 1999年分别采集了3、4、5、6年生长龄的枝与叶样品，2014年采集了1、2、3、4、5、6年生长龄的枝与叶样品.样品采集时，其平行样为6.采集的枝、叶样品用纯净水冲洗，去除表面的灰尘，擦拭干净后，装进聚乙烯塑料袋，并带回实验室进行预处理.
1.3 样品分析和实验质量控制1999年采集好的样品，经烘干后，装入信封纸袋里，然后把信封纸袋密封在20 cm×20 cm的自封袋内，放入4℃的冰箱恒温保存，确保样品在保存过程中无污染. 2014年样品的采集地点与保存方法与1999年完全一致，以保证两次样品具有可比性. 1999年和2014年的样品于2015年进行分析.样品研磨至200目后，采用HNO3+H2O2混合酸高压密闭罐溶样，然后用ICP-MS法测定样品中的Pb、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn、Ba.另外，采用俄罗斯Lumex公司的RA-915+塞曼效应Hg自动分析仪及配套的PYRO-915型热解炉测定样品的Hg，该方法的检出限为2 ng·g-1.
测定重金属元素时，采用GBW10020(GSB-11) 柑橘叶标准物质进行质量控制.其回收率如表 1所示，测定值均在推荐值范围内.测样时，每个样品均测定二次及以上，取其平均值，平行测定的标准偏差＜5%.且每测10个样品后，用标准物质进行一次回收率测定，使其回收率严格控制在90.0%~108%的变化范围内.测定样品中Hg的过程中，选用的标准物质为GBW10020(GSB-11).
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表 1 标准参考物质GBW10020(GSB-11) 测定结果/μg·g-1 Table 1 Analysis results of certified reference material GBW10020(GSB-11)/μg·g-1 |
实验数据采用Microsoft Excel 2013、SPSS及Origin 8.5数据处理软件来分析.
2 结果与分析 2.1 枝、叶中的重金属含量随时间变化的趋势分析1999年与2014年采集枝、叶中的重金属含量的差异时，分别对3、4、5、6年生长龄的枝、叶进行了对比.结果发现，3、4、5、6年生长龄在枝、叶中的重金属含量随时间变化趋势相似.因此，图 1中所显示的值是3、4、5、6年生长龄枝、叶中的平均值.
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图 1 1999年和2014年峨眉冷衫树枝和树叶中Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn和Ba含量 Fig. 1 Contents of Pb, Hg, Cr, As, Cd, Mn, Cu, Zn and Ba in Abies fabri twigs and leaves collected in 1999 and 2014 |
由图 1知，Pb在1999年的3、4、5、6年枝中的平均含量为59.5 μg·g-1，3、4、5、6年叶中的平均含量为13.5 μg·g-1.对比1999年的3、4、5、6年枝、叶中的Pb的平均含量，2014年的3、4、5、6年枝中的平均含量降低了3.8倍，而叶中的平均含量降低了3.4倍. Hg在1999年的3、4、5、6年枝中的平均含量为24.0 ng·g-1，叶中的平均含量为76.0 ng·g-1.与Pb的对比结果类似，2014年的3、4、5、6年枝中的Hg平均含量下降了4.3倍，叶中的Hg平均含量下降了1.2倍.同上，As、Cd、Mn、Cu无论是在枝中的平均含量还是叶中的，都是2014年的3、4、5、6年样品中的平均含量低于1999年的3、4、5、6年样品中的平均含量，在枝中的平均含量分别从1999年的1.23 μg·g-1、1.08 μg·g-1、0.276 mg·g-1、14.6 μg·g-1下降至2014年的0.742 μg·g-1、0.527 μg·g-1、89.3 μg·g-1、11.4 μg·g-1，分别下降了1.6、20、3.1和1.3倍，而在叶中的平均含量分别从1999年的0.633 μg·g-1、0.303 μg·g-1、0.604 mg·g-1、8.25 μg·g-1下降至2014年的0.314 μg·g-1、0.131 μg·g-1、92.9 μg·g-1、3.56 μg·g-1，分别下降了2.0、2.3、6.5和2.3倍.
Cr和Zn在2014年3、4、5、6年枝叶中的平均含量大于1999年的3、4、5、6年枝叶样品中的平均含量，Cr在枝与叶中的平均含量，分别从6.11 μg·g-1、2.65 μg·g-1提高至2014年的35.4 μg·g-1、9.77 μg·g-1，分别提高了5.8、3.7倍.而Zn在枝叶中的平均含量分别提高了1.5、1.4倍. Ba在2014年的3、4、5、6年枝中的平均含量稍高于1999年的3、4、5、6年枝中的平均含量，2014年是1999年的1.2倍，而Ba在叶中的平均含量则与在枝中的对比结果相反，2014年比1999年降低了1.0倍.对比各重金属在枝、叶中的相对平均含量的高低，除了Hg和Mn元素在叶中的平均含量显著大于在枝中的平均含量外，Pb、Cr、As、Cd、Cu、Zn和Ba都是枝中的平均含量均显著大于叶中的平均含量.此外，Cr、As与Mn在叶中的平均含量与枝中的显著正相关.
如表 2所示，Luo等[25]在青藏高原昌都森林的研究结果显示，针叶林枝与叶中Pb的含量范围低于本研究的1999年样品含量范围，但与本研究采集的2014年的样品含量范围一致，而Cr、Cd、Zn低于本研究2次采样的范围，叶中的Hg、枝中的As低于本研究2次采样的范围. Sun等[26]在贡嘎山不同海拔处采集的峨眉冷杉枝与叶中Cd、Pb含量范围低于本研究1999年采集的样品含量范围，但与2014年的一致，元素Cr低于本研究的含量范围，Cu、Ba则与本研究的一致. Tang等[27]报道的藏东南枝与叶的Hg的含量分别为7.80 μg·g-1、12.1 μg·g-1，As的含量分别为0.35 μg·g-1、0.12 μg·g-1，上述报道的含量范围均显著低于本研究2次采样的含量值. Luo等[28]报道的青藏高原东部峨眉冷杉枝与叶中Cd的含量值分别为0.159 μg·g-1、0.048 μg·g-1，这个值也显著低于本研究1999年与2014年采集的样品含量.其可能的原因为贡嘎山地处青藏高原的东部边缘，离人为源相对较近.如Gong等[29]的研究表明，Hg在青藏高原的针叶中的含量分布在空间上表现为越靠近中国东部，其含量越高.此外，针叶林的年龄也是影响其Hg含量的重要因素.本研究所报道的值是不同年龄枝、叶样品的平均值，而前人报道值却没有考虑枝、叶龄因素.此外，欧美地区偏远森林的森林枝、叶的Pb、Cr含量比本研究的值低2~10倍[30~32].这说明中国仍面临着比较严峻的重金属污染.
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表 2 青藏高原东部地区枝、叶中重金属含量汇总 Table 2 Summary of contents of heavy metals in twigs and leaves in the eastern Tibetan Plateau |
2.2 枝、叶中的重金属含量与其生长年龄的关系
图 2是2014年采集的树枝与树叶中的Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn和Ba含量随着生长龄的变化趋势图.从中可知，枝中的重金属含量与生长年龄表现出3种趋势：① Pb、Cd、As、Cr、Cu和Ba在枝中的含量与生长年龄呈现出抛物线的趋势，即幼枝中重金属含量低，在生长年龄为4年或5年的时候达到最大值，其后随着生长年龄的增加重金属的含量降低；② Hg在枝中的含量与生长年龄没有关系，已有研究证明植物通过叶片吸收Hg，这可能成为Hg在枝中的含量与生长年龄没有关系的原因；③ Mn和Zn在枝中的含量随着生长年龄的增加，在生长年龄为5年之前一直保持很高的值，当达到6年时突然降低.
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图 2 2014年采集的峨眉冷杉不同年龄树枝与树叶中Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn和Ba含量 Fig. 2 Pb, Hg, Cr, As, Cd, Mn, Cu, Zn and Ba contents in Abies fabri twigs and leaves with different ages collected in 2014 |
叶中的重金属含量与生长年龄表现出2种趋势：① 叶中的Pb、Hg、Cr、As、Cd、Cu和Ba的含量随着生长龄的增加均表现出逐渐微弱增加的趋势，其中这种趋势Hg最明显. ② 而Mn和Zn在叶中的含量与叶生长年龄无关，且一直保持很高的值.
3 讨论 3.1 生长年龄对枝、叶中重金属含量的影响在不同的生长年龄间，环境中的重金属含量可能发生了改变，进而影响枝叶中的重金属含量.需要指出的是，背景地区的重金属含量在较短的年际之间一般不会发生较大的波动.在本研究中，枝与叶中的重金属含量在不同年龄之间表现出的显著差异，显然不能完全用环境中的含量的年际变化予以解释.因此生长年龄对枝、叶中重金属含量的影响更可能是植被内部因素的作用.
生长年龄的增加不仅延长了枝叶对各类重金属的暴露时间，而且枝叶的生理特征也会发生改变.一方面，植物为了解毒将有毒重金属结合在含C、N、S的大分子有机物上，其发生迁移的趋势远不如其他营养元素[34]，使得有毒重金属固定积累在植物的某些组织中，故随着重金属的暴露时间越长，其含量可能就越高.另一方面，生长年龄增加引起的生理特征的改变，可能会部分抵消或中和暴露时间的效果.比如枝条在生长过程中木质部质量的增加而导致的稀释作用，使得有毒重金属在枝条中的含量可能降低.
在本研究中幼枝中重金属含量低，在生长年龄为4年或5年的时候达到最大值，其后随着生长年龄的增加重金属的含量降低，这可能与植物幼枝对重金属积累比较少，中年年龄枝积累作用大于稀释作用，到一定年龄枝木质部的稀释作用加强有关.与枝不同的是，植物叶中不像枝中有明显的稀释作用，此研究中Pb、Hg、Cr、As、Cd、Cu和Ba的含量随着植物叶生长龄的增加均表现出逐渐微弱增加的趋势，其中这种趋势Hg最明显.但叶片在4~6年龄重金属的累积速率低于1~2年龄的速率，这可能是叶片在老年期，其自身的叶片生理特征(如叶片结构、空隙特征等)发生了相应的改变引起的.另外，在此研究中，Mn和Zn在枝中的含量随着生长年龄的增加，在生长年龄为5年之前一直保持很高的值，当达到6年时突然降低；而Mn和Zn在叶中的含量与叶生长年龄无关，且一直保持很高的值.这可能是因为Mn和Zn是植物所必须微量营养元素，在枝中有木质部的稀释作用所以达到一定枝龄时Mn和Zn的含量降低，而叶中无木质部的稀释作用，是积累作用占主导因素使得Mn和Zn在叶中的含量一直保持很高的值.
3.2 枝、叶中的重金属含量随时间变化的趋势在过去的20年里，中国经济的快速发展，使得能源与矿产资源的需求日益增加.从全国的尺度看，人为因素导致的重金属的总排放呈逐年增加的趋势[35].然而，在研究中，1999年枝、叶样品中Pb、Hg、As、Cd、Mn与Cu显著高于2014年的量，而2014年枝、叶样品中Cr、Zn和Ba高于1999年的量.这可能与贡嘎山近年来大力的保护措施相关.四川贡嘎山国家级自然保护区于1997年经国务院批准建立为森林和野生动植物类型的国家级自然保护区，并于2003年成立四川贡嘎山国家级自然保护区管理局.在保护区成立前，贡嘎山的生态保护力度较差.保护区成立后，贡嘎山所在的甘孜州以发展生态旅游、服务业为主，逐渐取缔了污染物排放较多的小型重工业[36].局地排放源的减少，可能是枝、叶中Pb、Hg、As、Cd、Mn与Cu含量降低的重要原因. Tong等[37]通过被动采样结合植物监测的方法，发现青藏高原大气中元素气态汞含量和垫状点地梅中的汞含量从2010年开始有减少的趋势.本研究中2014年样品中汞含量小于1999年的，刚好吻合了前人的研究结果.此外，中国从2000年开始，全面禁止汽车使用含Pb汽油.这也可能使偏远地区公路Pb的排放减少.已有文献报道全球Hg排放有逐年减少的趋势[38], 大范围全球Hg排放的减少也可能成为2014年枝、叶样品中Hg含量显著低于1999年枝、叶样品中Hg含量的原因.
然而，在研究中，对于2014年枝、叶样品中Cr、Zn和Ba高于1999年的量，这可能与青藏高原地区重金属的污染模式相关.重金属污染物通过大气长距离传输干湿沉降到遥远的山区土壤中.青藏高原毗邻两个人口稠密、正在工业化的国家中国和印度.大量的前人研究表明，西南和东南季风所带来的污染物导致了青藏高原地区重金属的污染. Cong等[39]对青藏高原纳木错地区气溶胶的研究表明，青藏高原地区大气气溶胶受到了Cr与Zn的人为污染，通过分析表明南亚可能成为其污染源. Yang等[7]对贡嘎山PM2.5和PM10的研究表明，贡嘎山的大气颗粒物中微量元素Zn可能显著受到了长距离人为源的污染. Luo等[40]对青藏高原东部林带线的不同地方Cr含量研究表明，离发展城市越近的地方Cr含量越高. Cong等[15]对青藏高原湿沉降进行评估，诊断出Cr、Zn等重金属可能受到了长距离人为源的污染.综上所述，本研究中对于2014年枝、叶样品中Cr、Zn和Ba高于1999年的量可能是因为近年来，来自中国和印度的污染物通过大气长距离传输使得这些金属在青藏高原的干湿沉降加强所致.而对于Pb、Hg、As、Cd、Mn与Cu在受到大气长距离传输的过程中其2014年枝、叶样品中的量仍低于1999年的量的原因，可能为大范围的影响没有局地源的影响那么强烈.前人已有研究表明在山地森林生态系统中，局地源的影响比长距离传输的影响强烈[10, 41].所以虽然大范围的影响在增强，但是局地源影响的减少导致了Pb、Hg、As、Cd、Mn和Cu在2014年枝叶样品中的含量低于1999年枝叶样品中的含量.至于Pb、Hg、As、Cd、Mn与Cu在青藏高原的干湿沉降是否在近年来有加强的趋势以及与Cr、Zn和Ba沉降的差异还待未来进一步的实验研究予以证明.
3.3 主成分分析与重金属源区判定植物吸收重金属的途径可以分为如下2类：① 植物通过根被动吸收土壤中的重金属，经植物的导管组织自下而上传递；② 植物通过叶片的气孔与表皮层吸收大气中的重金属，自上而下传递.一般来讲，自下而上的传递方式会使得重金属在根的含量>枝的含量>叶中的含量；而自上而下的传递方式呈现出相反的规律.在实验室的盆栽实验，利用Hg的同位素示踪技术已证明，对于Hg来讲，对于大多数植物自下而上传递的方式似乎不现实，从根吸收的Hg＜1%的量能传递至叶片中[42].而且，天然同位素的源解析技术及大气-树叶界面的Hg的通量测定均表明，树叶中的Hg均来自于大气[43, 44].因此对于Hg来讲，自上而下的传递方式更为可靠.因此这与本研究的Hg元素在叶中的含量显著大于在枝中的含量吻合.对于Pb、Cr和As，本研究已表明其在植被不同组织的分布情况为根的含量>枝的含量>叶中的含量.同时本研究也表明Pb、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn和Ba在枝中的含量均显著大于叶中的含量.因此，Pb、Cr、As、Cd、Mn、Cu和Ba更接近为自下而上的传递方式.
为了进一步识别枝叶中重金属的源区与传递方式，进行了枝叶中22个微量金属元素的相关性分析，并在此基础进行主成分分析最终确定其源区与传递方式.从Pb、Hg、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn、Ba与其它微量金属元素之间的相关性矩阵发现重金属元素Pb、As、Cd与微量元素Be、V、Co、Sr、Sb、Cs、Tl具有强烈的正相关性(r>0.8，P＜0.05)，而Cu、Ba与Be、V、Co、Cs、Tl具有中度相关性(0.5＜r＜0.8，P＜0.05)，Zn与Ni、Ga、Mo、U具有中度相关性(0.5＜r＜0.8，P＜0.05).有趣的是，Mn和Hg与其它元素没有显著的相关性，这两种元素分别与Zn中度负相关(r=-0.523，r=-0.538).然而，已有的研究表明Be、V、Co、Sr、Sb、Cs、Tl、Ni、Ga、Mo、U为地质所含的微量元素[45]，所以推测Pb、As、Cd、Cu、Ba、Zn与Be、V、Co、Sr、Sb、Cs、Tl、Ni、Ga、Mo、U来源相同，本研究样品枝、叶中的Pb、As、Cd、Cu、Ba、Zn都来自土壤.
为进一步佐证，根据不同源区特有的地球化学属性，进行Kaiser-Meyer-Olkin度量和Bartlett的球形度检验.检验结果表明，KMO度量值达到0.665，Bartlett球形度近似卡方值为1044.132，说明样本变量适合进行主成分分析.因此对其通过最大方差旋转法进行主成分分析(PCA，表 3).主成分分析的源区识别结果表明，共获得3个主因子.这3个因子共解释了数据总变化的91%.所选择的3个主因子均代表不同元素的地球化学组合.
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表 3 所有微量金属元素含量的SPSS主成分分析结果 Table 3 Result of PCA of trace metal elements |
主因子1和2能够解释元素总变化度的85%.主因子1具有Be、V、Co、Cu、Ga、As、Rb、Sr、Cd、Sb、Cs、Tl、Pb、U元素高的载荷值.主因子2具有Cr、Zn、Mo、Ba元素高的载荷值.推测重金属元素Cu、As、Cd、Pb与Be、V、Co、Ga、Rb、Sr、Sb、Cs、Tl、U的来源相同. Cr、Zn、Ba与Mo的来源相同.然而已有研究表明Be、V、Co、Ga、Rb、Sr、Sb、Cs、Tl、U、Mo这些元素是地质所含微量元素[45].因此，结合相关性分析，推测主因子1和2都反映重金属的来源为地质成因，代表植物枝叶中的重金属的地质成因来源.主因子3能够解释元素总变化度的6%，Hg元素具有高的权重，Hg是一种全球性的污染物，能够通过大气长距离传输，可能该过程代表的是植物枝叶从大气中吸收汞的过程.因此，影响贡嘎山森林生态系统峨眉冷杉枝叶中重金属Cr、Mn、Cu、Zn、As、Cd、Ba、Pb元素的因素为土壤，Hg元素则为大气.
3.4 重金属元素的多元线性回归确定不同源区的贡献百分比在主成分分析基础上，进行多元线性回归(MLRA)，定量确定出不同源区的贡献百分比，多元线性回归模型的基本方程为:
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(1) |
该模型运用的条件是变量Xi相对独立，可选择主成分因子得分(FSi)作为自变量Xi，如果将自变量和因变量正态标准化，那么因变量对自变量的影响通过比较回归系数确定，设X为变量X的平均数，σx是变量X的标准偏差，则任意变量X的正态标准化方程为:
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(2) |
标准化后，式(1) 可变为:
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(3) |
式(3) 中部分回归系数也是部分相关系数，因此多重相关系数的平方(R2)为:
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(4) |
不同源区的贡献百分比与含量贡献依次为:
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(5) |
通过多元线性回归可得Pb、As、Cd、Cu主要以来自源区1的贡献为主，其相应的贡献率为92.2%、92.2%、92.2%、59.3%.而Cr、Zn、Ba主要以来自源区2的贡献为主，其相应的贡献率为90.3%、50.4%、51.8%.至于Hg则主要以来自源区3的贡献为主，其相应的贡献率为70.6%.在枝叶中的重金属含量随时间变化趋势的探索中，笔者发现Pb、As、Cd、Cu在1999年枝叶样品中的含量大于2014年枝叶样品中的含量.然而Cr、Zn则是2014年枝叶样品中的含量大于1999年枝叶样品中的含量，Ba则是2014年枝中的大于1999年枝，2014年叶中的小于1999年叶.在相关性分析的基础上进行主成分分析笔者推测成分1高载荷的元素Pb、As、Cd、Cu和成分2高载荷的元素Cr、Zn、Ba都来自地质，通过进一步的多元线性回归，笔者推测源区1和源区2都来自土壤.来自源区1的元素刚好吻合了1999年枝叶样品中大于2014年枝叶样品中的含量，来自源区2的元素又刚好吻合了1999年枝叶样品中的含量小于2014年枝叶样品中的含量.笔者推测源区1和2都为土壤，只是源区1和2的区分可能与重金属元素的排放源和植物吸收重金属的方式有关，源区1可能与局地排放源减少导致的土壤重金属含量的减少有关，源区2可能则与大气长距离传输干湿沉降到土壤中导致土壤中的重金属含量加强有关.根据在相关性分析和主成分分析的基础上进行多元线性回归的解析结果，推测源区1和源区2为土壤，源区3为大气.枝叶中Pb、Cr、As、Cd、Cu、Zn和Ba有42.3%~92.2%的含量来自于土壤，而枝叶中Hg有70.6%的含量来自于大气.
4 结论贡嘎山自然保护区Pb、Hg、As、Cd、Mn与Cu污染有减轻的趋势；另外树叶中的重金属含量与叶龄正相关，枝叶中的Hg主要来自大气，而Pb、Cr、As、Cd、Mn、Cu、Zn和Ba主要来自土壤；本研究揭示了贡嘎山部分重金属污染在时间尺度上有减轻的趋势及影响枝叶中的重金属含量的关键因子，但需更多的数据及分析手段进一步佐证.如在未来的研究中，利用Hg及Pb的天然同位素分析技术，根据同位素的分馏信息，进一步解析源汇特征，建立典型的青藏高原重金属的地球化学循环模型.
致谢: 感谢夏吉成和朱宗强在处理样品时的大力协助.| [1] | 冯新斌, 陈玖斌, 付学吾, 等. 汞的环境地球化学研究进展[J]. 矿物岩石地球化学通报, 2013, 32(5): 503–530. Feng X B, Chen J B, Fu X W, et al. Progresses on environmental geochemistry of mercury[J]. Bulletin of Mineralogy, Petrology and Geochemistry, 2013, 32(5): 503–530. |
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