2024, Vol. 45
2. 玉溪师范学院化学生物与环境学院, 玉溪 653100;
3. 中国科学院南京地理与湖泊研究所湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008
, LIU En-feng1
, WANG Xiao-yu1 , CHEN Wen-ke1 , LI Guo-zhan1 , JI Ming2 , ZHANG En-lou3
2. School of Chemistry, Biology and Environment, Yuxi Normal University, Yuxi 653100, China;
3. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China
重金属（类金属）因其较高的生态与健康危害而备受关注[1]. 人类活动释放的重金属不仅对排放源区环境造成了不利影响, 还可通过大气输移与沉降导致区域乃至全球性的环境污染[2~4]. 例如, 工业革命以来, 人为释放与大气沉降导致全球土壤有机层中Hg蓄积量增加了约20%[5], 北欧远离强烈人类活动影响地区的土壤和湖泊沉积物中Pb累积量增加了约1~5 g·m-2[6]. 由于“冷捕”效应, 中高海拔山地往往是大气重金属的重要“汇”[7, 8]；同时, 山地系统生态环境脆弱, 对重金属污染的响应更为敏感[9, 10]. 研究偏远山地土壤中重金属的富集特征与污染来源, 对全面了解重金属的生态环境风险, 开展区域生态环境质量评估与保护具有重要的意义.
我国关于偏远山地土壤重金属富集与污染的研究主要集中于青藏高原和贡嘎山等地区[3, 4, 11]. Cd是青藏高原土壤中最典型的重金属污染元素, 其中西藏“一江两河”和甘南“一江三河”流域土壤中Cd含量平均值分别是背景值的3.1倍和4.5倍[12]；20世纪80年代以来, 贡嘎山地区大气重金属污染的加剧[13], 造成了土壤中Cd、Hg和Pb等明显富集[3, 14]. 云南省是我国重要的有色金属产地, 根据国家统计局资料, 近10年来有色金属产量从3.00×106 t增加到6.97×106 t, 产量和增长率位居全国前列[15]. 长期的有色金属开采与冶炼排放以及污染物的跨区域输入[16~18], 可能导致山地土壤重金属的污染, 但目前对云贵高原偏远山地土壤重金属污染的研究较为薄弱.
本文对云南省中西部和四川省西南部13处偏远山地表层土壤中Al、Fe、V、Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和Zn含量进行了分析, 采用富集系数（enrichment factor, EF）、正定矩阵因子分解模型（positive matrix factorization, PMF）和Pb同位素指纹示踪等方法, 研究了山地土壤重金属含量与富集空间变化特征, 探讨了重金属的主要污染来源, 以期为山地生态环境质量与风险评估提供科学支撑.
1 材料与方法 1.1 研究区域概况研究区位于云贵高原西部（图 1）, 地形以山地为主, 具有高原季风气候特征, 干湿季分明. 研究区地质条件复杂, 主要属于杨子地层和特提斯地层[19]；山地土壤类型主要为棕壤、黄棕壤、暗棕壤和高寒草甸土[20]. 区内矿产资源丰富, 其中铅锌矿和铜矿是优势矿种, 储量和产量居全国前列[21].
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1. 伍须海流域, 2. 螺髻山, 3. 泸沽湖流域, 4. 轿子雪山, 5. 碧塔海流域, 6. 哈巴雪山, 7. 玉龙雪山8. 金丝厂, 9. 老君山, 10. 老窝山, 11. 兰坪新生桥森林公园, 12. 云龙天池流域, 13. 苍山地质公园 图 1 采样区位置示意 Fig. 1 Location of the sampling areas |
结合区域代表性和交通可达性, 选择云南省中西部和四川省西南部人为活动直接干扰较弱的13处山地（图 1）, 采集表层土壤样品. 采样区选取原则：①原始森林或景区未开发区域；②采样区及周边地区无工农业等直接人为活动影响. 采样区分布及样点信息见图 1和表 1. 每个采样点设置3个1 m×1 m的样方, 去除表面覆盖物后, 采用不锈钢铲采集0~10 cm的表层土壤样品, 将土壤样品混合均匀后用四分法取1 kg左右装入聚乙烯袋中密封保存, 同时采集样方底层或附近的岩石样品. 共采集表层土壤样品69个, 岩石样品61个.
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表 1 13处采样区表层土壤中重金属含量平均值与LOI描述性统计1） Table 1 Descriptive statistics on mean metal concentrations and LOI in topsoil of the 13 sampling areas |
采集的土壤样品自然风干后过2 mm筛, 去除植物残体和砾石等杂物, 使用玛瑙研钵研磨至100目大小.岩石样品用蒸馏水洗净, 自然晾干后敲碎, 选取内部未风化部分继续敲击至碎粒状, 使用玛瑙研钵研磨至100目大小. 称取研磨后的土壤和岩石样品0.05 g置于聚四氟乙烯消解管中, 经优级纯HCl-HNO3-HF-HClO4（试剂量分别为0.5、2、2和0.5 mL）完全消解, 再以HNO3-HCl（1 mL和0.25 mL）溶解残渣后定容至40 mL[22]；采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-AES, Leeman Labs, Profile DV）测定Al和Fe含量, 采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS, Agilent 7700x）测定V、Cd、Cr、Cu、Zn、Ni和Pb含量及Pb同位素（206Pb、207Pb和208Pb）. 研磨后的土壤和岩石样品利用固体进样全自动测汞仪（Leeman Labs, HydraⅡ C）测定Hg含量. 样品消解过程中使用标准物质GSD-15和GSD-3进行精度评估, Hg含量分析过程中采用标准物质GSS-4a进行精度评估, 各金属元素含量测量结果均在标准值范围内. Pb同位素测试过程中使用标准样品SRM981-NIST进行校准与控制, 208Pb/206Pb和207Pb/206Pb的测试结果标准偏差均小于0.18%.
土壤样品中有机质含量采用烧失量（loss on ignition, LOI）进行表征[23], 过2 mm土壤筛的样品在烘箱内（105℃）烘干2 h, 冷却后的样品称重后置于马弗炉中550℃灼烧4 h, 冷却后称重, 计算土壤样品LOI.
1.3 重金属污染评价方法母质风化程度和土壤质地的差异可能会影响重金属的含量[2], 采用惰性元素矫正和富集系数（EF）方法可一定程度上降低土壤质地变化等因素对重金属含量的影响, 提高污染评价的准确性[17]. 表层土壤中重金属富集系数的计算公式如下：
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(1) |
式中, （X/Al）s为表层土壤样品中目标元素X与Al含量的比值, （X/Al）b为背景样品中目标元素X与Al含量的比值. 本次研究中四川省西南部采样点地层及土壤类型与云南省西北部地区相似[19], 因此选择云南省土壤背景值作为参考进行EF计算. 重金属富集程度划分为[24]：EF < 2（无富集-弱富集）；2≤EF < 5（中度富集）；5≤EF < 20（显著富集）；20≤EF < 40（高度富集）和EF > 40（极度富集）.
1.4 数理统计与重金属来源解析方法采用SPSS 25.0软件对重金属含量进行相关性分析, 采用独立样本T检验评价土壤与岩石样品中重金属含量差异. 采用美国环保署（USEPA）的正定矩阵因子分解模型（PMF 5.0）和Pb同位素示踪法解析重金属的来源[25]. PMF模型的基本方程如下：
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(2) |
式中, Xij为i样品中重金属元素j的含量, p为重金属来源的数量, gik为第k个来源对i样品的贡献率, fkj为第k个来源中重金属元素j的含量, eij为i样品中重金属元素j的残差, 其数值由目标函数Q的最小值计算得出, Q按式（3）计算：
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(3) |
式中, n为样品数量, m为重金属数量, uij为i样品中重金属元素j的不确定度, 本研究中重金属元素含量均高于相应的方法检出限（method detection limit, MDL）, uij按式（4）计算：
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(4) |
式中, δ为重金属元素j的相对标准偏差.
地质样品中Pb同位素组成（204Pb、206Pb、207Pb和208Pb）基本不受后期地球化学过程的影响, 是含Pb物质的“指纹”示踪标志[26]. 本文以采样区岩石样品中Pb同位素作为背景, 利用同位素组成的线性混合模型估算表层土壤中人为来源Pb的同位素比值, 再通过与主要潜在污染源Pb同位素比值的比较解析污染来源[18, 27]. 表层土壤样品中人为来源Pb同位素比值计算公式如下：
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(5) |
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(6) |
式中, Rs和Ra分别为表层土壤样品中总Pb和人为来源Pb的207Pb/206Pb或208Pb/206Pb, Rb为背景样品中Pb的207Pb/206Pb或208Pb/206Pb. fa和fb分别为表层土壤样品中人为来源和自然来源对Pb含量的相对贡献. 理论上, EF > 1表示土壤中Pb受到人为污染的影响, 为减小污染评价误差对人为来源Pb同位素计算及污染源识别不确定性的影响, 本文只计算了EF > 2的表层土壤样品中人为来源Pb的同位素比值[27].
2 结果与分析 2.1 表层土壤中重金属含量与Pb同位素组成 2.1.1 表层土壤中重金属含量13处偏远山地表层土壤中重金属含量描述性统计结果见表 1, 含量平均值依次为：Al > Fe > Cr > V > Zn > Ni > Pb > Cu > Cd > Hg. 不同采样区表层土壤中重金属（Al除外）含量差异较大, 按照变异系数分级标准[28], Fe、Hg、Pb、V和Zn含量属高变异（CV为0.5~1.0）, Cd、Cr、Cu和Ni含量属极度变异（CV > 1.0）. Cu、Cr、Ni、V和Zn含量高值区主要位于泸沽湖流域、哈巴雪山和玉龙雪山, Cd和Pb含量高值区主要位于螺髻山、老君山和轿子雪山, Hg含量无明显的空间变化规律.
13处山地表层土壤中, Cd、Cr、Cu、Hg、Ni、Pb和V含量平均值均高于全国土壤背景值[29], 其中Cd、Hg、Cr、Ni和Pb含量平均值分别为全国土壤背景值的4.0、2.7、1.7、1.7和1.5倍（表 1）. 与云南省土壤背景值[30]相比, Al、Fe、Cu、V和Zn含量平均值均偏低；Cd、Hg、Cr、Ni和Pb含量平均值高于云南省土壤背景值, 分别是背景值的3.6、2.5、1.8、1.2和1.1倍（表 1）. 与我国西南地区其他山地表层土壤重金属含量相比（表 1）, 13处山地表层土壤中, Cd含量与梵净山较为接近[31], 但明显高于哀牢山[32]；Pb和Cr含量高于哀牢山；Hg含量与梵净山和哀牢山较为接近；Cd、Cu、Pb和Zn含量均低于贡嘎山[3, 11], 但与螺髻山[33]较为相似. 有研究表明, 梵净山、贡嘎山和螺髻山表层土壤中Cd、Hg和Pb存在明显的人为污染[3, 11, 31, 33]；结合13处山地表层土壤中重金属含量变异系数, 以及土壤重金属含量与背景值的比较, Cd、Hg和Pb可能也是本研究表层土壤中主要污染元素.
2.1.2 Pb同位素组成各采样区表层土壤中, 207Pb/206Pb和208Pb/206Pb平均值范围分别为0.831~0.848和2.069~2.098, 其中螺髻山和老君山表层土壤中Pb同位素比值明显高于其他区域（表 2）. 各采样区表层土壤中208Pb/206Pb和207Pb/206Pb与贡嘎山东坡土壤分析结果（207Pb/206Pb为0.837~0.850, 208Pb/206Pb为2.075~2.104）接近[34], 显著高于（P < 0.001, 独立样本T检验）相应区域岩石样品中Pb同位素比值（207Pb/206Pb为0.825~0.840, 208Pb/206Pb为2.073~2.094, 表 2）, 但明显低于基于长松萝的大气Pb同位素分析结果（207Pb/206Pb为0.852~0.874, 208Pb/206Pb为2.099~2.123）[18]. Pb同位素结果也表明, 表层土壤中Pb受到人为污染的影响.
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表 2 13处采样区表层土壤与岩石样品中207Pb/206Pb和208Pb/206Pb1） Table 2 The 207Pb/206Pb and 208Pb/206Pb in topsoil and rock samples of the 13 sampling areas |
2.2 相关性分析
根据13处山地表层土壤中重金属含量的相关分析结果（表 3）, 可将重金属元素分为两组, Al、Fe、V、Cr、Ni、Cu和Zn两两之间呈显著正相关关系（P < 0.01）；Cd、Hg和Pb呈显著正相关关系（P < 0.05）, 而与Al和Fe等呈负相关关系.
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表 3 13处采样区表层土壤中重金属相关系数1） Table 3 Correlation coefficients of heavy metals in topsoil of the 13 sampling areas |
2.3 表层土壤中重金属的富集特征
13处采样区表层土壤中重金属EF平均值依次为：Cd（15.2） > Hg（10.0） > Pb（3.8） > Cr（3.4） > Ni（2.3） > Zn（1.9） > Cu（1.3） > V（1.2） > Fe（1.1）, 见图 2. Cd和Hg为显著富集, 其中75.4%和81.2%的样点中Cd和Hg为中度及中度以上富集；Pb为中度富集, 其中43.5%的样点中Pb为中度及中度以上富集. Cd、Hg和Pb为典型富集元素（图 2）, 这与贡嘎山[11, 14]、梵净山[31]和螺髻山[33]研究的结果基本一致.
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图 2 13处采样区表层土壤中重金属富集系数（EF）小提琴图 Fig. 2 Violin plots of heavy metal enrichment factor (EF) in topsoil of the 13 sampling areas |
空间上, 螺髻山、轿子雪山、碧塔海流域、玉龙雪山、金丝厂和兰坪新生桥森林公园表层土壤中Cd呈显著-高度富集（EF为8.9~37.5, 图 3）, 伍须海流域、泸沽湖流域、哈巴雪山、老窝山和苍山地质公园表层土壤中Cd呈中度富集（EF为2.6~4.5）. 老君山表层土壤中Hg为极度富集（EF为40.2）, 伍须海流域、螺髻山、轿子雪山、金丝厂和碧塔海流域表层土壤中Hg呈显著-高度富集（EF为8.6~22.7）；除泸沽湖流域（EF为1.6）之外, 其余采样区Hg均呈中度富集（EF为3.0~4.8）. Pb在老君山表层土壤中为高度富集（EF为20.4）, 在轿子雪山、螺髻山、碧塔海流域、金丝厂和兰坪新生桥森林公园表层土壤中呈中度-显著富集（EF为2.5~7.5）, 其余采样区为无-弱富集（EF为1.2~1.8）. 总体上, 老君山、螺髻山、轿子雪山和碧塔海流域表层土壤中Cd、Hg和Pb富集程度相对较高.
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主要矿区分布：Ⅰ. 东川铜矿, Ⅱ. 宝丰寺铅锌黄铁矿, Ⅲ. 鲁春铜矿, Ⅳ. 羊拉铜矿, Ⅴ. 雪鸡坪铜矿, Ⅵ. 辉山铅锌矿, Ⅶ. 金顶铅锌矿, Ⅷ. 马鞍山汞矿, Ⅸ. 麻栗湾尾矿, Ⅹ. 攀枝花煤矿；Ⅸ引自文献[16], 其余均引自文献[35] 图 3 13处采样区表层土壤中Cd、Hg和Pb富集程度及主要矿区分布 Fig. 3 Enrichment levels of Cd, Hg and Pb in topsoil of the 13 sampling regions and distributions of major mines |
13处采样区表层土壤中, 分别有27.5%和26.1%的样点中Cr和Ni呈中度富集, 主要分布于哈巴雪山和泸沽湖流域；其余样点Cr和Ni均呈无-弱富集. Zn、Cu、V和Fe总体上为无-弱富集, 呈中度及中度以上富集的样点占比分别为21.7%、17.4%、14.5%和7.2%, 主要分布于老君山、泸沽湖流域和哈巴雪山.
3 讨论 3.1 表层土壤中重金属富集原因分析远离工农业等人为活动影响的偏远山地土壤中, 重金属的富集主要与地质背景（母质）和大气沉降输入等因素有关[11, 21, 33]. 为评价地质背景因素对表层土壤中重金属含量及富集的影响, 对13处采样区岩石与表层土壤中重金属含量进行了对比分析. 表层土壤与岩石样品之间, Al、Fe、Cr、Ni和V含量均具有显著正相关（P < 0.05）；与土壤类似, 岩石样品中Cu、Cr、Ni、V和Zn含量在泸沽湖流域、哈巴雪山和玉龙雪山也较高. 表层土壤与岩石样品之间, Fe/Al（r = 0.703）、Cr/Al（r = 0.686）、Ni/Al（r = 0.704）和V/Al（r = 0.891）均呈显著正相关（P < 0.01）；两种类型样品之间, Al、Fe、V、Cr、Ni、Cu和Zn含量, 以及Fe/Al、Cu/Al、Cr/Al、Ni/Al、V/Al和Zn/Al均无显著性差异（P > 0.05, 独立样本T检验）. 以上分析表明, 13处采样区表层土壤与岩石之间重金属的相对丰度较为相似, 成土与化学风化过程中重金属淋溶迁移作用较弱[36], 地质背景是影响表层土壤中Al、Fe、V、Cr、Ni、Cu和Zn富集及空间变化的主要因素, 泸沽湖流域、哈巴雪山和玉龙雪山等采样区表层土壤中V、Cr、Ni、Cu和Zn富集与较高的地质背景有关, 这与前人对我国西南地区土壤中化学元素变化机制的结论一致[21, 36]. 然而, 表层土壤与岩石样品之间, Cd/Al、Hg/Al和Pb/Al均无典型相关性, 且表层土壤中上述元素比值显著高于岩石（P < 0.05, 独立样本T检验）, 说明表层土壤中Cd、Hg和Pb富集及空间变化受地质背景影响较弱.
人为污染排放到大气中的重金属可通过大气沉降、植物吸收以及凋落物输入土壤；同时土壤有机质含有多种官能团, 对重金属有较强的络合和富集能力[37, 38]. 受人为污染输入和有机质的影响, 表层土壤中有机质与重金属含量通常表现出典型正相关性[38]. 有研究表明, 土壤LOI > 10% 时, LOI与有机质含量线性拟合关系较好[23]；13处山地表层土壤样品中LOI平均值为39.0%（表 1）, LOI可以较好地表征土壤有机质含量. 表层土壤中, Al、Fe、V、Cr、Ni和Cu与LOI呈显著负相关关系（P < 0.05）（表 3）, 这与徐磊等[38]对典型污染区研究得出的土壤有机质与重金属具有显著正相关性不同, 说明大气沉降、植物凋落物输入及有机质结合对13处山地表层土壤中Al、Fe、V、Cr、Ni、Cu和Zn富集的影响较弱.
13处山地表层土壤中, LOI与Cd、Hg和Pb含量呈正相关关系（P < 0.05）, 同时, Cd（15.2）、Hg（10.0）和Pb（3.8）具有较高的EF值. 因此, 表层土壤中Cd、Hg和Pb富集明显受到大气污染沉降的影响；此外, 还可能与凋落物输入以及土壤有机质的结合等因素有关[4, 39], 这与螺髻山和哀牢山等西南地区山地土壤研究结果相似[32, 33, 39]. 表层土壤中Cd、Hg和Pb为典型污染元素, 这一特征与青藏高原东南缘偏远地区大气总悬浮颗粒物监测的结果吻合[40].
3.2 表层土壤重金属污染源解析参考PMF模型结果, 对13处偏远山地表层土壤中重金属的来源及贡献率进行识别和量化. 将数据导入PMF 5.0, 迭代运行次数设置为20, 根据模型运行结果, 结合研究区元素可能来源成分信息, 因子数为3时PMF模型运算得出的目标函数Q预测值和真实值比值（QRobust/QTrue）最小, 10种重金属的解析模型呈正态分布, 重金属测量值与模型预测值拟合相关系数 R2均大于0.86, 表明PMF模型运行结果可信.
研究区各重金属来源及贡献率如图 4所示. 因子1中Cd、Hg和Pb载荷较高, 贡献率分别为90.5%、50.3%和55.8%, 远高于其他元素贡献率, 且Cd、Hg和Pb彼此显著正相关（表 3）. 化石燃料燃烧、含铅汽油的使用和有色金属冶炼等释放被认为是大气重金属污染的重要来源, 以Cd、Hg、Pb、Cu和Zn最为典型[26, 27]. 西南地区是我国主要的有色金属产区, 云贵高原西部高山湖泊沉积和地衣监测研究表明, 有色金属矿的开采和冶炼是该区域大气中重金属Cd和Pb污染的主要来源 [17, 18, 41]. 表层土壤中Cd、Hg和Pb较富集的区域（轿子雪山、碧塔海流域、螺髻山和老君山）靠近铜矿和铅锌矿等有色金属产区[16, 35]（图 3）, 矿业活动排放的粉尘可能是导致表层土壤中Cd、Hg和Pb污染的重要因素, 这与梵净山自然保护区林地土壤重金属污染特征一致[31]. 对兰坪铅锌矿尾矿附近土壤研究表明, Cd污染最为严重, 其次是Zn和Pb, 而Cu基本无污染[42], 重金属污染特征与本文相似. 但也有研究表明, 铅锌矿等有色金属冶炼粉尘常伴富集Cu、Pb、Zn和Cd等重金属[43]. 13处采样区表层土壤中Cd、Cu和Zn呈正相关关系（P < 0.01）, 结合PMF结果, Cu和Zn在因子1上有一定载荷, 可能也受区域有色金属冶炼排放的影响, 污染对Cu和Zn累积的贡献率分别为12.7%和25.7%. Hg和Pb是煤炭燃烧排放的标志性污染物[26, 44], 除了区域有色金属冶炼的影响之外, 燃煤释放可能也是我国西南偏远地区大气Hg和Pb污染的来源之一[33, 45]. 因此, 因子1代表了人为污染源, 对表层土壤中重金属累积贡献率为23.8%. 基于研究区岩石和大气Pb同位素结果以及人为污染源Pb估算公式[18, 33], 人为污染对表层土壤中Pb的贡献率平均分别为59.6%（基于208Pb/206Pb）和64.8%（基于207Pb/206Pb）, 这与PMF模型得出的Pb的人为来源贡献率55.8%相似（图 4）.
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图 4 基于PMF模型的13处采样区表层土壤中重金属来源和贡献率 Fig. 4 Source contribution rates of heavy metals in the topsoil of the 13 sampling regions based on PMF model |
因子2和因子3中Al、Ni、Cu、Fe、V、Cr和Zn载荷均较高, 贡献率均大于31.4%, 其中Al和Fe主要为成岩元素, Cr、Ni和V为亲铁和亲石元素, 化学活性较弱, 其累积指示了母岩中较高的本底含量[46]. 表层土壤中Cr、Ni和V含量高值区域主要分布在哈巴雪山、玉龙雪山和泸沽湖流域, 且与岩石中含量高值区一致, 说明表层土壤Cr、Ni和V主要来源于成土母质, 受人为污染影响较弱. Cu和Zn与Cr、Ni和V呈显著正相关关系（P < 0.05, 表 3）, 结合这5种元素较低的EF值, 推测因子2和因子3为自然源, 对表层土壤中重金属累积贡献率为76.2%.
13处采样区表层土壤中人为来源Pb同位素比值与采用长松萝植物开展的大气Pb监测结果基本一致[18], 均与铅锌矿等具有较好的重叠性[47, 48]（图 5）, 表明有色金属的冶炼释放是大气Pb污染的主要来源. 表层土壤中人为来源Pb的同位素明显低于含铅汽油[49], 与燃煤Pb同位素接近但不重叠[47]（图 5）, 说明表层土壤中Pb累积还可能受燃煤释放的影响, 但受历史时期含铅汽油使用的影响较弱[50]. 此外, 螺髻山和老君山表层土壤中人为来源Pb的同位素与含铅汽油较为接近（图 5）, 可能受到缅甸含铅汽油源的影响[18], 还需进一步研究.
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图 5 表层土壤中人为来源Pb及潜在污染源的208Pb/206Pb和207Pb/206Pb散点图 Fig. 5 Scatter plots of 208Pb/206Pb and 207Pb/206Pb values in anthropogenic Pb and potential sources |
本文分析了云贵高原西部13处偏远山地表层土壤中重金属含量和富集特征, 结合PMF模型和Pb同位素结果探讨了重金属主要污染来源. 表层土壤中Al、Fe、Cu、V和Zn含量平均值低于云南省土壤背景值, Cr和Ni含量平均值略高于云南省土壤背景值；Cu、Cr、Ni、V和Zn含量高值区主要分布在泸沽湖流域、哈巴雪山和玉龙雪山, 其富集主要受高地质背景的影响. 表层土壤中Cd、Hg和Pb含量平均值分别为云南省土壤背景值的3.6、2.5和1.1倍, 含量高值区主要分布于老君山、螺髻山、轿子雪山和碧塔海流域, 达到了显著-极度富集水平, 为典型污染元素；重金属污染主要受周边地区有色金属冶炼和燃煤释放的影响. 人为污染释放对表层土壤中金属元素累积的贡献率为23.8%. 基于PMF和Pb同位素结果, 人为污染源对表层土壤中Pb富集的贡献率相似, 源解析结果可靠.
致谢: 陈嵘博士、李凯博士和林琪博士参加野外采样, 朱育新副研究员和蔡艳杰工程师协助完成实验分析, 在此深表感谢！
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