土壤是生态环境的主要组成部分, 更是人类赖以生存的物质基础.近年来, 土壤重金属污染已成为世界性的环境问题.由于重金属在土壤中具有潜伏性强、迁移速率慢和难降解的特性, 能通过“土壤-植物-动物-人体”或“土壤-水-人体”等途径间接被人体吸收, 威胁人类健康^[1], 现已成为社会大众关注的热点, 也是亟需解决的首要问题.由2014年全国土壤污染状况调查结果显示, 我国土壤污染超标率达16.1%, 其中以无机污染为主, 超标点数占全国的82.8%^[2], 因此, 我国土壤重金属污染及其潜在危害不容忽视.近几年国内关于土壤重金属的研究主要集中在珠江三角洲、东北老工业基地、长江三角洲、中南和西南等地区^[3], 对西部地区尤其是作为世界独特地理单元的青藏高原, 其关于土壤重金属的研究还较少.

青藏高原地处低纬, 面积辽阔, 地势高亢, 平均海拔4 000 m以上, 是全球海拔最高的独特地域单元.随着青藏高原城市化和工业化的发展, 自然资源的开发利用和第二、三产业的发展逐步加快, 导致青藏高原土壤系统已遭受到一定程度的重金属污染^[4].近几十年来, 研究人员利用多种方法对青藏高原重金属进行了分析.首先, 源解析的结果表明, 不同研究区域中重金属元素的来源存在较大的差异, 主要来源包括汽车等交通工具^[5]、化肥和农药的施用^[6]以及大量外源污染物等, 例如高原外部的灰尘和气溶胶等大气颗粒物的沉降^[7~10].另一个重要的污染源是宗教活动和大型祭祀活动, 这是非工业地区和偏远地区出现轻微污染的原因.其次, 青藏高原重金属生态风险评价的结果表明^[11], 青藏高原超过50%的地区土壤污染程度为中度或高度, 其中青海地区土壤污染较严重, 西藏地区土壤污染相对较轻.青藏高原多条河流和高原东南部水体的水危害指数较高, 其中雅鲁藏布江和拉萨河中Pb含量较高是造成污染的主要原因.另外, 由中亚气团和印度洋海上气流输送至青藏高原冰川积雪中的重金属量相当可观, 在气候变暖影响下, 这些重金属随着冰雪融水被释放到河流土壤中^{[12, 13]}.以上研究成果对了解青藏高原重金属特征具有重要意义.但仍存在局限, 首先多是针对青藏高原某一具体的点进行研究, 缺乏大尺度流域的整体研究; 其次, 存在局限性采样, 采样数据较早或采样点偏远.当前青藏高原在人类活动的不断影响下, 土地利用方式发生了巨大的改变, 其破碎化程度、聚集化程度和景观形状复杂度的变化会进一步破坏植被、供水和土壤, 造成土壤重金属的直接或间接污染, 增加了土壤中重金属元素的分布和迁移的可能性^[14].因此, 研究不同土地利用类型下土壤中重金属的分布特征和对生态的风险具有重要意义.目前, 关于青藏高原流域土壤重金属的分布、风险评估的信息较少, 以青藏高原其中的小流域为视角, 对流域内不同土地利用类型下重金属的污染特征与风险评价还较缺乏.

甘南“一江三河”流域地处青藏高原东北边缘, 是中国地势第一级阶梯向第二级阶梯的过渡地带, 表现出显著的边缘性与过渡性^{[15, 16]}.这一区域是黄河上游乃至整个黄河流域重要的水源补给区.甘南水资源不仅影响甘南本身的生态安全和人民生活, 还必将波及黄河中下游地区.甘南的牧场还被誉为亚洲最好的牧场之一, 海拔较低且降水丰富导致产草量比青藏高原的三江源地区、可可西里和藏北高原等地高^[17], 是青藏高原牧业的重要组成部分.这些无疑都表明甘南“一江三河”流域是我国生态屏障的重要组成部分.西藏“一江两河”流域地处青藏高原腹地, 是西藏自治区的政治、经济和文化中心.流域内河谷平原宽广, 形成辫状水系, 存在许多宽窄不一的河谷平地和湖盆谷地, 优越的地理位置使得基础设施的建设和经济的高速发展加速了对资源的开发利用^[18].这一区域内人口比较集中, 占西藏自治区总人口的30%以上, 年楚河谷、拉萨河谷和雅鲁藏布江山南谷地并称为西藏的“三大粮仓”, 是青藏高原种植业和农业的重要组成部分^[19].两个流域在当前及可预见的未来都将长期处于高强度活动状态, 高原独特的自然条件及生态环境的脆弱特征对两个流域会产生或多或少的负面影响.由此可见, 甘南“一江三河”流域和西藏“一江两河”流域在自然、生态、社会、经济和制度等因素的交互作用下加剧了土地景观演变的复杂性, 人地关系呈现出高度异质性与复杂性, 使其成为极其脆弱、敏感的地区^[20].这些变化对两个流域的自然地球化学以及化学元素的迁移转化产生了巨大的影响.

因此, 本文选择土地利用和人类扰动有明显差异的甘南“一江三河”流域和西藏“一江两河”流域进行研究, 分析Cr、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和As这7种重金属在不同土地利用类型下的分布特点, 并评估它们之间的因果关系, 利用潜在生态风险指数法和地累积指数法揭示研究区重金属风险评估特征, 通过了解青藏高原腹地和边缘地区土壤环境中的重金属环境行为, 以期为因地制宜保护当地生态环境提供科学依据和借鉴.

甘南“一江三河”流域是指黄河支流洮河和大夏河与嘉陵江的支流白龙江^[21], 西藏“一江两河”流域是指雅鲁藏布江及其支流拉萨河和年楚河, 其基本概况如表 1所示.

表 1 (Table 1)

表 1 研究区域概况 Table 1 Overview of the study area 项目 甘南“一江三河”流域 西藏“一江两河”流域 位置 北纬33°06′~36°10′, 东经100°46′~104°44′ 北纬28°09′~31°06′, 东经88°45′~92°03′ 行政区域 合作市、临潭、卓尼、迭部、夏河、玛曲和碌曲 拉萨市、当雄、曲水、尼木、山南、琼结、扎囊、乃东、贡嘎、日喀则、康马、江孜县、白朗和南木林 气候 年平均气温约1~13℃, 境内年均降水量为433~599 mm, 全州降水量的地理分布极不均匀, 分布趋势大致以西南部的郎木寺向四周递减, 季降水量分布亦很不均匀, 暖季多, 冷季少, 雨热同季的特征显著, 是典型的湿润偏干气候[21] 年均气温约4.7~8.9℃, 平均最高和最低气温分别为13.5~16.2℃和-3.0~1.2℃.多年平均降水量为251.7~580.0 mm, 拉萨市、日喀则和山南等地区的降雨量占该流域全年降雨量的比重超过80%, 该区域是典型的半干旱气候[22] 面积 4.02×104 km2 6.57×104 km2 人口 56.7万人(2018年) 102.8万人(2018年) 土壤类型 夏河县、碌曲县和合作市主要以高山土为主; 迭部县和卓尼县主要以淋溶土为主, 临潭县土质复杂, 除高山土和淋溶土以外还存在钙层土; 玛曲县主要以水成土和高山土为主[23] 研究区内绝大多数土壤以高山土为主, 在沿江一线土壤类型主要为初育土; 拉萨市、当雄县、白朗县和浪卡子县分布着少量水成土[23] 岩石类型 酸性花岗岩、酸性石英斑岩、砂砾岩和石英闪长岩为主[17] 中酸性-中基性火山岩、火山碎屑岩和陆缘碎屑沉积为主[24]

表 1 研究区域概况 Table 1 Overview of the study area

2020年5月在甘南“一江三河”流域采集了34个土壤样品, 2020年8月在西藏“一江两河”流域采集了20个土壤样品(图 1).采集的土壤样品自然风干后去除植物残体和砾石等杂物, 按四分法取土研磨过200目筛^[25].采用王水提取-电感耦合等离子体质谱法, 每个样品称取(0.25±0.000 1)g用盐酸/硝酸(王水)混合溶液经微波消解仪(Multiwave PRO) 消解后定容至25 mL^[26], 使用电感耦合等离子体原子发射光谱仪(Agilent 7800)测量土壤样品中重金属Cr、Cd、Cu、Pb、Zn、Ni和As的含量.样品按10%的比例进行平行双样测, 相对偏差应小于30%; 样品分析10%的加标回收样, 加标回收率应控制在70%~125%之间.

图 1

Fig. 1

图 1 研究区域及采样点信息 Fig. 1 Research area and sampling point information

土地利用类型数据来自中国科学院地理科学与资源研究所(http://www.globallandcover.com/)^[23], 空间分辨率为30 m.主要包括耕地、森林、草原、灌木丛、湿地、水域、苔原、城乡及工矿用地、未利用土地和冰川积雪这10种类型.

地累计指数法考虑了自然成岩作用对背景值的影响, 同时也考虑了人为活动对环境的影响^[27].其计算公式为：

(1)

式中, I_geo为重金属的地累计指数, C_i为重金属i的实测含量值, C_nⁱ为重金属i的参考背景值, 本文采用青藏高原土壤环境背景值作为参考值, K为消除各地岩石差异可能引起背景值的差异(一般取1.5).污染等级分为7级, 如表 2所示.

表 2 (Table 2)

表 2 重金属污染等级划分 Table 2 Classification of heavy metal pollution levels 项目 污染程度 无污染 轻度污染 中度污染 中度-重度污染 重度污染 重度-极度污染 极度污染 参数 ≤0 0 < Igeo≤1 1 < Igeo≤2 2 < Igeo≤3 3 < Igeo≤4 4 < Igeo≤5 >5

表 2 重金属污染等级划分 Table 2 Classification of heavy metal pollution levels

潜在生态危害指数法综合考虑了多元素的协同作用、毒性水平、污染含量以及环境对重金属污染敏感性等因素, 可以综合反映重金属对生态环境影响潜力^[28].计算公式为：

(2)

式中, RI为综合生态风险指数, E_rⁱ为单个污染物的潜在生态风险系数, T_rⁱ为单个污染物的毒性响应系数, P_i为某一重金属的污染指数, 重金属的毒性响应系数分别为Zn=1, Cr=Ni=Pb=Cu=5, As=10, Cd=30^[29].将土壤重金属潜在生态风险分为如表 3所述的级别.

表 3 (Table 3)

表 3 生态危害程度划分 Table 3 Classification of the hazards associated with heavy metals 项目 危害程度 1级(轻度) 2级(中度) 3级(重度) 4级(强烈) 5级(极强) Eri < 40 40~80 80~160 160~320 >320 RI < 150 150~300 300~600 600~1 200 ≥1 200

表 3 生态危害程度划分 Table 3 Classification of the hazards associated with heavy metals

青藏高原两个流域内7种重金属元素含量统计结果如表 4所示.甘南“一江三河”流域内7种重金属的平均值均没有超过国家土壤环境质量标准; Zn、As、Cd和Pb的含量均超过青藏高原土壤环境背景值, 以Cd(4.50倍)和As(2.83倍)较显著; 和中国土壤背景值相比, Zn、As、Cd和Pb的含量偏高, 以As(4.73倍)和Cd(3.71倍)较显著; 和世界土壤背景值相比, Zn、As和Pb的含量较高, 以As(8.82倍)较显著.甘南“一江三河”流域内表土重金属变异系数大小依次为Cd>Zn>As>Pb>Ni>Cr>Cu, 其中Cd属于极度变异(>100%), Cr、Ni、Zn、As和Pb属于高度变异(>50%).西藏“一江两河”流域内7种重金属元素平均值均没有超过国家土壤环境质量标准; Ni、Zn、As和Cd的含量超过青藏高原土壤环境背景值, 其中以Cd(3.13倍)较显著; 7种重金属的含量和中国土壤背景值相比, Ni、Zn、As和Cd的含量较高, 其中以Zn(2.16倍)和Cd(2.57倍)较显著; 和世界土壤背景值相比, Zn和As的含量较高, 以As(3.70倍)较显著.西藏“一江两河”流域内表土重金属变异系数大小依次为：Cd>Ni>Zn>Cr>As>Cu>Pb, 重金属Cu、As和Pb 3种重金属于中度变异(15%~50%), 而Cr、Ni、Zn和Cd这4种重金属均属于高度变异(>50%), 离散程度较大.两个流域内都存在Zn、Ni和Cd高度变异的情况, 空间异质性强, 说明可能存在Zn、Ni和Cd的点源污染.

表 4 (Table 4)

表 4 青藏高原不同流域土壤重金属描述性统计特征 Table 4 Descriptive statistical characteristics of soil heavy metals in different watersheds of the Qinghai-Tibet Plateau 研究区域 元素 范围 /mg·kg-1 平均值 /mg·kg-1 中值 /mg·kg-1 标准差 变异系数 /% 土壤环境 质量[30] 土壤背景值/mg·kg-1 青藏高原[31] 中国[32] 世界[32] 甘南“一江三河”流域 Cr 9.78~114.23 46.97 44.30 23.90 50.82 250 77.40 61 70 Ni 4.08~62.63 19.04 16.63 11.03 57.95 190 32.10 26.90 50 Cu 5.97~36.53 14.80 14.42 5.53 37.39 100 21.90 22.60 30 Zn 34.00~574.38 129.94 90.81 127.22 97.91 300 73.70 74.20 90 As 2.24~172.69 52.94 19.40 48.62 91.84 25 18.70 11.2 6 Cd 0.11~2.04 0.36 0.19 0.45 124.76 0.6 0.08 0.097 0.35 Pb 9.76~126.72 29.93 21.42 26.68 89.13 170 28.90 26 35 西藏“一江两河”流域 Cr 17.89~145.86 53.64 34.83 31.68 59.06 250 77.40 61 70 Ni 13.49~36.22 32.65 21.05 22.40 68.59 190 32.10 26.90 50 Cu 13.49~36.22 20.67 17.47 6.48 31.35 100 21.90 22.60 30 Zn 64.32~405.52 160.91 110.35 96.32 59.82 300 73.70 74.20 90 As 10.19~41.60 22.21 18.02 9.54 42.96 25 18.70 11.2 6 Cd 0.09~0.92 0.25 0.21 0.17 69.20 0.6 0.08 0.097 0.35 Pb 4.20~34.36 24.85 24.17 7.01 28.22 170 28.90 26 35

表 4 青藏高原不同流域土壤重金属描述性统计特征 Table 4 Descriptive statistical characteristics of soil heavy metals in different watersheds of the Qinghai-Tibet Plateau

图 2是甘南“一江三河”流域7种重金属的空间分布.重金属分布整体呈现出东部高西部低的趋势.甘南西部以辽阔的草甸草原为主, 而东部丘陵山地农牧兼营, 人口密度较大, 人类活动可能是造成东部地区重金属富集的主要原因^[16].临潭县和卓尼县县城的Zn和As含量较高; 在卓尼县附近存在铅锌尾矿, 局部矿业活动可导致Cd和Pb出现极大值; Cr的高含量区主要分布在迭部县郎木寺和卓尼县腊子口镇等旅游区域, 旅游资源的不断开发加速了对原有生境的侵占和破坏.图 3是西藏“一江两河”流域表层土壤中重金属的空间分布情况, 7种重金属整体呈现出在沿江一线土壤重金属含量较低, 而在人口稀疏的地区土壤重金属含量较高; 研究区西北部有申扎-旁多成矿带, 丰富的矿产资源导致该区域内Cr、Ni、Cu、As和Pb的含量较高; 在康马县和浪卡子县交界处、康马县中部, 这一区域海拔较高, 土地覆盖类型主要以未利用土地和草地为主, 复杂的地质构造、高背景含量岩石自然风化成为重金属Zn、As、Cu、Cd和Pb异常分布的主要原因^[33]; 在曲水县和拉萨市达孜区, 当地农业、交通和能源等基础设施的大力发展, 加速了当地Cu、Zn、Ni和Pb在土壤中的富集^[34].

图 2

Fig. 2

图 2 甘南“一江三河”流域重金属的空间分布 Fig. 2 Spatial distribution of heavy metals in the "Bailong River and Yellow River and their two tributaries" region in Gannan

图 3

Fig. 3

图 3 西藏“一江两河”流域重金属的空间分布 Fig. 3 Spatial distribution of heavy metals in the "Yarlung Zangbo River and its two tributaries" region in Tibet

图 4显示了不同土地利用类型下7种重金属的基本统计数据, 采用分边小提琴图进行表示.根据野外调查采样点和Google Earth图像对土地利用类型数据库进行了修正, 将土地利用类型重新分配为5个类别, 分别是草地、耕地、水域、城镇及农村居民用地和工交建设用地.在不同土地利用类型, 两个流域内绝大多数采样点中Cr、Ni、Cu和Pb的含量都低于青藏高原土壤环境背景值, 表明土壤环境处于安全范围之内.在水域、城镇及农村居民用地和工交建设用地, 甘南“一江三河”流域内Cr、Ni、Cu和Pb的含量均低于西藏“一江两河”流域的含量, 而土地利用类型为耕地时, 甘南“一江三河”内Cr、Ni、Cu和Pb的含量高于西藏“一江两河”流域的含量.

图 4

Fig. 4

图 4 不同土地利用类型下重金属的分裂小提琴图 Fig. 4 Split violin diagram of heavy metals under different types of land use

两个流域内绝大多数采样点中Zn、As和Cd的含量高于青藏高原土壤环境背景值, As的高含量主要是由于青藏高原广泛分布着富含As的页岩, 导致As的含量远大于中国土壤背景值和世界土壤背景值^[35]; 而Zn和Cd的高值有可能是受到工农业的影响, 例如化石燃料和冶金工业会释放挥发性的Zn和Cd^[36], 也有研究表明青藏高原表层土壤中Zn和Cd含量较高主要受交通因素的影响^[37].在甘南“一江三河”流域, Zn和Cd的最大值均出现在城镇及农村居民用地, 其值分别为169.44mg·kg^-1和0.49 mg·kg^-1; As的最大值出现在水域, 其值为81.40mg·kg^-1.在西藏“一江两河”流域, Zn和Cd最大值均出现在水域, 分别为174.41 mg·kg^-1和0.24 mg·kg^-1, As的最大值出现在工交建设用地, 其值为28.50 mg·kg^-1.不同土地覆盖类型下, 西藏“一江两河”流域内Zn的含量高于甘南“一江三河”流域, 这主要是由于西藏冈底斯地区是重要的Pb-Zn多金属矿产资源基地, 加之“一江两河”流域位于冈底斯构造岩浆带, 间歇性的火山作用和地壳相撞、挤压等运动导致土壤表层中重金属含量升高^[38], 而且Zn元素极易溶于水, 频繁的地热活动导致含Zn矿物溶解并随地热活动释放的气液排出.而在甘南“一江三河”流域内As和Cd的含量均高于西藏“一江两河”流域, 这可能是由于甘南“一江三河”流域属于湿润偏干区, 形成了高寒低温、湿润多雨的气候, 在雨水冲刷淋溶等作用下富集在不同土地类型的土壤中; 其次, 甘南“一江三河”流域生态环境日趋退化, 与20世纪80年代初相比, 水土流失面积增加47.75%, 已达到1.18万km^2[16], 加重了重金属的异常迁移.

两个研究区内不同土地覆盖区7种重金属的相关性见表 5, 可以在一定程度上反映不同重金属之间的相互依存关系, 较强的相关性可能来自同一种污染源, 较弱的相关性可能来自不同的污染源.土地利用类型为草地时, 甘南“一江三河”流域表层土壤中Cr和Pb分别与其他重金属之间均呈显著正相关关系; 西藏“一江两河”流域表层土壤中Cr和Ni与其他重金属之间达到显著相关水平, 7种重金属之间均呈正相关关系.土地利用类型为耕地和水域时, 7种重金属之间的相关关系较为复杂, 甘南“一江三河”流域Cd和西藏“一江两河”流域As分别与其他重金属之间呈负相关关系.土地利用类型为城镇及农村居民用地时, 在甘南“一江三河”流域7种重金属之间直接均呈现出正相关关系, 绝大多数重金属之间的相关性达到显著水平, 受人类活动影响较大; 而西藏“一江两河”流域内, Cu和Zn与其他重金属之间呈显著正相关水平, Cd与其他重金属之间呈正相关, Pb与其他重金属之间呈负相关.土地利用类型为工交建设用地时, 两个流域内绝大多数重金属之间的相关性均未通过显著性检验.

表 5 (Table 5)

表 5 不同土地利用类型下重金属含量之间的相关性1) Table 5 Correlation between heavy metal concentrations under different types of land use 土地覆盖区 元素 甘南“一江三河”流域 Cr Ni Cu Zn As Cd Pb Cr 1 0.502 0.542* 0.535* 0.736** 0.745** 0.684** Ni 1 0.322 0.426 0.392 0.381 0.892** Cu 1 0.410 0.277 0.382 0.397 草地 Zn 1 0.737** 0.689** 0.672** As 1 0.756** 0.705** Cd 1 0.683** Pb 1 Cr 1 0.455 -0.261 -0.214 0.779** 0.318 -0.013 Ni 1 0.606* 0.169 0.491 -0.059 0.307 Cu 1 0.188 -0.214 -0.124 0.385 耕地 Zn 1 -0.124 -0.267 0.386 As 1 -0.239 0.215 Cd 1 -0.491 Pb 1 Cr 1 0.140 0.428 0.306 -0.104 0.562* -0.179 Ni 1 0.521* 0.477 0.595* 0.008 -0.125 Cu 1 0.547* 0.498* 0.256 0.120 水域 Zn 1 0.422 0.149 0.368 As 1 -0.217 0.097 Cd 1 0.239 Pb 1 Cr 1 0.525** 0.677** -0.062 0.524* 0.208 0.600** Ni 1 0.629** 0.368 0.388 0.442* 0.409* Cu 1 0.280 0.770** 0.445* 0.531* 城镇及农村居民用地 Zn 1 0.251 0.663** 0.066 As 1 0.285 0.480* Cd 1 0.172 Pb 1 Cr 1 0.145 -0.094 -0.395 0.471 -0.272 0.582* Ni 1 0.580* 0.016 0.503* 0.243 0.034 Cu 1 0.461 -0.002 0.076 -0.104 工交建设用地 Zn 1 -0.326 0.069 -0.366 As 1 0.057 0.314 Cd 1 0.392 Pb 1 土地覆盖区 元素 西藏“一江两河”流域 Cr Ni Cu Zn As Cd Pb Cr 1 0.750** 0.032 0.527* 0.517* 0.923** 0.495 Ni 1 0.622* 0.701** 0.620* 0.665** 0.122 Cu 1 -0.084 0.329 0.047 -0.281 草地 Zn 1 0.143 0.533 0.268 As 1 0.385 0.278 Cd 1 0.611* Pb 1 Cr 1 0.831** 0.153 0.463* -0.151 0.255 0.377 Ni 1 -0.114 0.355 -0.128 0.627* 0.217 Cu 1 0.028 0.625** 0.541** -0.036 耕地 Zn 1 -0.350 0.312 0.235 As 1 0.552* -0.127 Cd 1 0.469* Pb 1 Cr 1 0.820** 0.274 0.292 -0.276 0.399 0.472 Ni 1 0.503 0.557 -0.031 0.593* 0.304 Cu 1 0.176 -0.169 0.342 0.665* 水域 Zn 1 0.451 0.375 0.197 As 1 0.289* 0.281 Cd 1 0.424 Pb 1 Cr 1 0.586* 0.918** 0.786** -0.294 0.755** -0.647* Ni 1 0.363 0.354 -0.632* 0.303 -0.197 Cu 1 0.753** -0.250 0.631* -0.641* 城镇及农村居民用地 Zn 1 -0.132 0.414 -0.486 As 1 0.088 0.004 Cd 1 -0.596* Pb 1 Cr 1 0.343 0.568 0.606* -0.080 0.236 0.099 Ni 1 0.275 0.676* -0.116 0.115 -0.473 Cu 1 0.554 -0.126 0.511 -0.199 工交建设用地 Zn 1 -0.220 0.062 -0.348 As 1 -0.432 -0.483 Cd 1 -0.006 Pb 1 1)*表示重金属之间有显著性差异(P < 0.05), **表示重金属之间有极显著性差异(P < 0.01)

表 5 不同土地利用类型下重金属含量之间的相关性1) Table 5 Correlation between heavy metal concentrations under different types of land use

表 6是对不同土地利用类型下重金属的污染程度进行评价.在甘南“一江三河”流域, Cr、Ni和Cu在5类土地利用类型下地累积指数小于0, 表明在甘南“一江三河”流域没有受到这3种重金属的污染.Zn在草地、耕地和城镇及农村居民用地为轻度污染等级, 在工交建设用地达到中度污染等级.As在草地、耕地和工交建设用地达到中度污染等级, 而在水域附近土壤达到中度-重度污染等级, 地累积指数为2.35. Cd在工交建设用地的地累积指数为2.34, 达到了中度-重度污染等级, 其他4类土地利用类型下Cd为轻度污染等级.Pb在城镇及农村居民用地的地累积指数最大, 为1.29, 达到了中度污染的等级, 今后应重点关注在此类土地Pb的排放.在西藏“一江两河”流域, Zn在草地、耕地、水域和工交建设用地下均为轻度污染, 土地利用类型为水域时地累积指数最大, 达到了0.78. Cd在草地、耕地和城镇及农村居民用地为轻度污染, 而在水域和工交建设用地Cd达到了中度污染, 其中工交建设用地Cd的地累积指数最大, 为1.57.Cr、Ni、Cu和As的地累积指数较低, 只有在水域附近土壤Ni达到了轻度污染等级, 其他土地利用类型下地累积指数小于0, 污染等级为无污染.总体来看, 两个区域内表层土壤均受到了重金属的污染, Cd污染在两个流域内均存在, 今后应该重点关注Cd的排放及对受污染地区重金属的来源分析和调查.

表 6 (Table 6)

表 6 青藏高原不同流域土壤重金属地累积指数 Table 6 Soil heavy metal accumulation indeces in different watersheds of the Qinghai-Tibet Plateau 元素 甘南“一江三河”流域 西藏“一江两河”流域 草地 耕地 水域 城镇及农村居民用地 工交建设用地 草地 耕地 水域 城镇及农村居民用地 工交建设用地 Cr -0.36 -0.40 -0.16 -1.23 -1.67 -1.39 -1.55 -0.61 -1.31 -1.58 Ni -1.29 -1.08 -1.03 -1.43 -1.43 -0.81 -1.29 0.26 -0.49 -1.39 Cu -1.10 -0.67 -1.14 -0.72 -1.17 -0.83 -0.66 -0.67 -0.94 -0.77 Zn 0.14 0.09 -0.01 0.26 1.14 0.32 0.57 0.78 -0.38 0.29 As 2.00 1.28 2.35 -0.03 1.24 -0.92 -0.63 -0.13 0.22 1.47 Cd 0.74 0.83 0.72 0.72 2.34 0.56 0.71 1.01 0.91 1.57 Pb -0.10 0.39 0.58 1.29 0.88 -0.95 -0.98 0.70 -0.58 -0.82

表 6 青藏高原不同流域土壤重金属地累积指数 Table 6 Soil heavy metal accumulation indeces in different watersheds of the Qinghai-Tibet Plateau

表 7是对不同土地利用类型下重金属的潜在生态危害程度进行评价.在甘南“一江三河”流域, 表层土壤中Cr、Ni、Cu、Zn在5种土地利用类型下均处于轻度风险水平.As在草地中为轻度风险, 其他土地利用类型下都达到了中度风险水平, 其中工交建设用地潜在生态风险指数最大, 达到91.48. Cd在草地、耕地和工交建设用地达到中度风险水平, 而在水域、城镇及农村居民用地达到了重度风险水平.Pb在水域附近土壤中达到了重度风险水平, 其他土地利用类型下均为轻度风险水平.从综合生态风险指数分析来看, 7种重金属在草地处于轻度风险水平, 耕地、水域、城镇及农村居民用地和工交建设用地处于中度风险, 其综合风险指数分别为156.30、257.81、180.27和183.74.西藏“一江两河”流域内, Cr、Ni、Cu、Zn、As和Pb在5种土地利用类型下均处于轻度风险水平.Cd在草地、耕地和城镇及农村居民用地中达到了中度风险水平, 在水域和工交建设用地达到重度风险水平, 其中在水域Cd的潜在生态风险指数最大, 达到110.86.从综合生态风险指数分析来看, 7种重金属在草地、耕地、城镇及农村居民用地和工交建设用地下的综合风险程度为轻度风险水平, 而在水域其综合风险程度达到中度风险水平, 综合风险指数为160.34.

表 7 (Table 7)

表 7 青藏高原不同流域土壤重金属潜在生态风险评价 Table 7 Assessment of potential ecological risk for soil heavy metals in different watersheds of the Qinghai-Tibet Plateau 研究区域 土地利用类型 潜在生态风险指数(Eri) 综合生态风险指数 (RI) Cr Ni Cu Zn As Cd Pb 甘南“一江三河”流域 草地 5.69 3.55 4.70 1.60 36.36 79.95 5.71 137.56 耕地 5.86 3.07 3.49 1.65 59.98 75.26 6.99 156.30 水域 3.68 2.20 2.68 2.71 44.10 94.31 107.91 257.81 城镇及农村居民用地 2.33 2.79 3.32 1.06 68.15 92.44 10.18 180.27 工交建设用地 1.24 2.86 4.39 1.83 91.48 70.51 11.43 183.74 西藏“一江两河”流域 草地 2.85 4.26 4.21 1.87 7.88 66.55 3.88 91.49 耕地 2.56 3.05 4.73 2.22 9.69 73.70 3.81 99.78 水域 4.90 18.98 4.72 2.58 13.71 110.86 4.59 160.34 城镇及农村居民用地 3.19 5.55 4.57 1.79 14.69 74.14 4.84 108.77 工交建设用地 3.02 5.33 2.95 1.14 17.54 84.80 4.05 118.83

表 7 青藏高原不同流域土壤重金属潜在生态风险评价 Table 7 Assessment of potential ecological risk for soil heavy metals in different watersheds of the Qinghai-Tibet Plateau

由于两种评价方法均选择青藏高原背景值作为参考值进行计算, 并未选择国家土壤环境质量标准中的风险筛选值.因此, 本次研究区和东部地区土壤环境相比两个小流域内土壤环境仍然是一个相对洁净的水平, 但本次生态风险评价结果也表明在人为活动剧烈的地方存在向土壤环境输入重金属的情况, 制定防治措施来减少青藏高原的重金属污染势在必行.

(1) 本文通过研究青藏高原上两个小流域的7种重金属(Cu、Zn、Cd、Pb、Cr、Ni、As), 利用地统计学方法, 对不同类型土地覆盖区的重金属含量进行分析.甘南“一江三河”流域重金属呈东部高西部低的分布特征, 其中Cd和As含量较高, 是青藏高原土壤环境背景值的4.50倍和2.83倍.西藏“一江两河”流域重金属呈沿江一线低, 高海拔地区高的分布特点, 其中Cd的含量较高, 是青藏高原土壤环境背景值的3.1倍.

(2) 不同土地利用类型下, 甘南“一江三河”流域和西藏“一江两河”流域Cr、Ni、Cu和Pb的含量均低于青藏高原背景值, Zn、As和Cd的含量均超过青藏高原背景值.在甘南“一江三河”流域, Zn和Cd的最大值均出现在城镇及农村居民用地, As的最大值出现在水域.在西藏“一江两河”流域, Zn和Cd最大值均出现在水域, As的最大值出现在工交建设用地.

(3) 地累积指数法表明两个流域内没有受到Cr、Ni和Cu的污染, 在甘南“一江三河”流域, Zn和Cd在工交建设用地的地累积指数最大, 分别为1.14和2.34; As在水域的地累积指数最大, 为2.35; Pb在城镇及农村居民用地的地累积指数最大, 为1.29.在西藏“一江两河”流域, Zn和Pb在水域的地累积指数最大, 分别为0.78和0.70; As和Cd在工交建设用地的地累积指数最大, 为1.47和1.57.潜在生态风险指数法表明在甘南“一江三河”流域, Cr、Ni、Cu和Zn在不同土地利用类型下均为轻度危害, 而As、Cd和Pb危害程度较高; 在西藏“一江两河”流域, Cr、Ni、Cu、Zn、As和Pb在不同土地利用类型下均为轻度危害程度, Cd的危害程度较高.综合生态风险表明两个流域在水域重金属危害程度最大, 均达到中度危害.