瑪曲高寒退化草甸土壤重金屬污染風險評價

孫建財, 白紅桃, 熊增連, 張杰雪, 全小龍, 鄧得婷, 史惠蘭,*

瑪曲高寒退化草甸土壤重金屬污染風險評價

孫建財1, 白紅桃1, 熊增連3, 張杰雪2, 全小龍2, 鄧得婷1, 史惠蘭1,*

1. 青海大學生態(tài)環(huán)境工程學院, 西寧 810016 2. 青海大學省部共建三江源生態(tài)和高原農(nóng)牧業(yè)國家重點實驗室, 西寧 810016 3. 青海省自然資源綜合調(diào)查監(jiān)測院, 西寧 810016

為了分析瑪曲高寒草甸土壤重金屬含量分布及重金屬污染風險,采集瑪曲高寒退化草甸土壤樣品, 分析研究區(qū)表層土壤(0—20 cm)中Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb等八種重金屬含量, 描述瑪曲高寒草甸土壤重金屬的空間分布特征, 采用單因子污染指數(shù)、內(nèi)梅羅污染指數(shù)、地累積指數(shù)評價重金屬污染程度并分析重金屬污染潛在生態(tài)風險, 以相關(guān)性分析、主成分分析和聚類分析表征同源性重金屬。結(jié)果表明: (1)研究區(qū)內(nèi)As、Cd的質(zhì)量分數(shù)高于背景值, Ni的質(zhì)量分數(shù)偏低, 變異系數(shù)大小為Cr> Hg> Cd> Cu> As> Ni> Zn> Pb;(2)Cd單因子污染指數(shù)為輕微污染, 地累積指數(shù)反映As屬于未受污染與輕微污染之間, 各重金屬元素均無潛在生態(tài)風險; 以國標和土壤背景值為標準, 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)表明瑪曲未受到重金屬污染; (3)主成分和相關(guān)性分析表明瑪曲土壤中Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb等元素具有相同或相似的來源, Ni和Pb的來源優(yōu)先順序最大, Cr和Hg含量呈現(xiàn)弱相關(guān)。

高寒草甸; 重金屬污染; 污染指數(shù); 潛在生態(tài)風險; 主成分分析

0 前言

土壤是巖石圈、水圈、大氣圈和生物圈物質(zhì)循環(huán)和能量流動的緊密過渡地帶, 是人類賴以生存和發(fā)展的重要資源之一, 是陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分, 具有重要的生態(tài)意義[1]。重金屬作為典型的累積性污染物, 其污染效果具有持久性、隱蔽性和難降解性, 近年來土壤生態(tài)不斷受到重金屬污染導致土壤穩(wěn)定性降低、生產(chǎn)力下降, 造成地表植被覆蓋率降低, 水土流失、環(huán)境惡化等一系列問題, 并且重金屬易進入食物鏈, 影響農(nóng)作物質(zhì)量和安全, 危害人體健康, 引起了社會廣泛關(guān)注[2]。

瑪曲縣地處青藏高原東北緣, 土壤以亞高寒草甸土和泥炭土為主, 主要植被類型為亞高寒草甸, 平均海拔3700 m。退化高寒草甸是草地生態(tài)學研究的重點, 草地退化最直接的表現(xiàn)是草地群落類型的轉(zhuǎn)變, 造成雜草入侵, 生物量下降等。由于獨特的地理位置和有限的工農(nóng)業(yè)活動, 瑪曲退化草地重金屬污染輕, 但隨著自然資源的開發(fā)與利用, 青藏高原土壤生態(tài)系統(tǒng)已遭受一定程度的重金屬污染[3,4]。有研究表明青藏高原東北部湖泊汞含量顯著增加[7], 青藏高原路基兩側(cè)受重金屬污染最為嚴重[5,6]。由于重金屬污染的隱蔽性和不可逆性, 預防輸入成為控制重金屬污染的主要手段[8]。本研究對8種重金屬(Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb)進行分析, 探討瑪曲高寒退化草甸重金屬污染狀況, 評價重金屬污染潛在生態(tài)風險, 以期為瑪曲高寒退化草甸重金屬污染防控提供科學依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)概況

瑪曲縣地處青藏高原東北緣, 位于甘肅省甘南藏族自治州西南部, 甘、青、川三省交界處, 黃河第一彎曲部, 地處東經(jīng)100°45′45″—102°29′00″, 北緯33°06′30″—34°30′15″之間?，斍h總面積10190 km2, 平均海拔3700 m。該區(qū)域冬春季漫長, 嚴寒多風; 夏秋季短, 多雨潮濕; 年均氣溫1.2 ℃, 年均降雨量 600 mm, 年際降水量呈下降趨勢, 年蒸發(fā)量1352.4 mm, 年均風速2.5 m·s–1, 地表部分被沙土覆蓋, 土壤以亞高寒草甸土和泥炭土為主, 草地類型為亞高寒草甸。

1.2 樣品采集與分析

于2017年7月赴甘肅省瑪曲縣歐拉鄉(xiāng), 該鄉(xiāng)為退化草地生態(tài)修復試驗示范地, 主要針對禿斑地采用人工撒播、施肥和輕耙處理, 補播牧草種子包括同德垂穗披堿草、青海草地早熟禾、青海中華羊茅三種, 針對退化草地生態(tài)修復測定重金屬污染水平, 布設16個樣條, 調(diào)查草地植物群落特征, 采集植物生物量, 同時, 取深度為0—20 cm的土壤樣品, 帶回實驗室晾干, 挑出植物根莖等, 將土研磨后過100目篩, 稱取0.1000 g樣品, 加入7 mLHNO3, 1mL HF及0.5 mLHClO4, 進行微波消解[9], 同時做試劑空白; 消解完成后, 將樣品轉(zhuǎn)移至坩堝中, 在電熱板上100 ℃條件下趕酸, 完全冷卻后, 以超純水定容至50 mL, 用ICP-MS[10]測定重金屬含量。

1.3 重金屬污染評價方法

1.3.1 單因子指數(shù)法

單因子污染指數(shù)是指土壤中某一重金屬的含量與土壤環(huán)境質(zhì)量評價標準之比, 計算方式為[11]:

P=C/S

式中:P為污染因子的污染指數(shù),C為污染因子的實測濃度,S為污染物的標準值。

1.3.2 內(nèi)梅羅污染指數(shù)法

內(nèi)梅羅指數(shù)法涉及單因子污染指數(shù)的平均值和最大值, 可以反映各重金屬對土壤的綜合作用, 計算公式如下[12]:

綜合=[(平均+Pmax)／2]1/2

式中:綜合為內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù),平均為所有單項污染指數(shù)的平均值,Pmax為各單項污染指數(shù)中的最大值。

1.3.3 地累積指數(shù)法

地累積指數(shù)(geo)又稱 Muller 指數(shù), 反映了單一重金屬元素的污染水平, 在計算過程中加入了巖石地質(zhì)及其他因素的修正指數(shù), 充分考慮到人為活動對重金屬污染的影響, 其公式為[13]:

表1 采樣點位置

式中,C和B分別為第種重金屬的實測值和土壤中該重金屬的地化學背景值。

1.3.4 潛在生態(tài)風險指數(shù)法

潛在生態(tài)風險指數(shù)法由瑞典科學家Hakanson在1980年創(chuàng)立, 適用于對沉積物或土壤重金屬元素危害的程度以及生態(tài)風險進行評價。該方法是應用沉積學原理, 并結(jié)合其他生物、化學領(lǐng)域的理論知識, 對重金屬危害程度進行定量的劃分, 計算公式如下[14]:

式中,為土壤中重金屬的潛在生態(tài)風險指數(shù),E為重金屬的潛在生態(tài)風險系數(shù),T為重金屬的毒性系數(shù),C為重金屬實測值,C為重金屬的背景值。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 25.0軟件和Excle2016對所測數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析; 采用單因素方差分析(One-Way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)比較不同數(shù)據(jù)組間的差異, 采用Spearman相關(guān)系數(shù)對各指標間相關(guān)性進行分析, 顯著性采用雙尾檢驗; 采用Origin2018作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 瑪曲高寒退化草甸植物群落特征

對植物群落結(jié)構(gòu)調(diào)查結(jié)果顯示研究區(qū)草地有22個物種, 隸屬13科21屬。禾本科(Gramineae)和菊科(Compositae)最多, 各有4種植物, 各占總種數(shù)的17%。垂穗披堿草優(yōu)勢度為10.94, 生物量為80.56g·m–2, 矮嵩草(優(yōu)勢度為1.71, 生物量為11.45g·m–2, 雜草類生物量占112.40g·m–2。

高寒草甸發(fā)生的主要演替過程可以分為禾草-矮嵩草群落、矮嵩草群落、小嵩草群落、雜類草“黑土型”次生裸地４個典型過程[15]。本研究區(qū)中, 群落優(yōu)勢種為露蕊烏頭(優(yōu)勢度為16.67%, 科優(yōu)勢度為雜類草>禾本科>菊科>莎草科>豆科, 生物量大小為雜類草>禾本科>莎草科, 雜類草的優(yōu)勢度、生物量大于禾草, 且雜草種類多, 研究區(qū)草地呈現(xiàn)一定程度的退化。

2.2 土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計

瑪曲高寒草甸重金屬質(zhì)量分數(shù)的描述性統(tǒng)計見表4。背景值采用青海省土壤環(huán)境背景值[16], 與土壤背景值相比, 瑪曲As、Cd的質(zhì)量分數(shù)高于背景值, 均值與背景值之比分別是5.38和1.82, 表明瑪曲As和Cd的含量高, Cr、Cu、Zn、Hg、Pb質(zhì)量分數(shù)相近, 而Ni的質(zhì)量分數(shù)偏低。土壤重金屬的變異系數(shù)由大到小的順序為Cr> Hg> Cd> Cu> As> Ni> Zn> Pb, 其中Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb屬于弱變異(CV≤0.1), 說明其含量在空間上變化小, 受人為活動影響弱, Cr和Hg屬中等變異(0.1

表2 污染指數(shù)評價等級

表3 重金屬毒性系數(shù)

2.3 重金屬污染狀況評價

以瑪曲土壤重金屬背景值分析, 瑪曲高寒草甸單因子污染指數(shù)由大到小為Cd(1.78)>As(1.50)>Pb (1.02)>Hg(1.00)>Ni(0.97)>Cu(0.94)>Zn(0.91)>Cr(0.40)(圖1), As和Cd含量如前文所述, 含量較高, 使用單因子評價方法As和Cd為輕度污染, 其他重金屬元素均為無污染清潔水平。以國標分析, 單因子指數(shù)污染大小為Cd(1.19)>Ni(0.77)>As(0.75)> Zn(0.36)>Cu(0.33)>Hg(0.30)>Pb(0.12)>Cr(–0.02), Cd輕度污染外其余重金屬元素均處于正常水平。

內(nèi)梅羅指數(shù)法是一種綜合考慮各種污染元素極值的計權(quán)型多因子環(huán)境質(zhì)量評價指數(shù), 涉及單因子污染指數(shù)的平均值和最大值, 可以反映各重金屬對土壤的綜合作用, 以瑪曲土壤重金屬背景值和國標分析, 瑪曲重金屬內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)分別是為0.37和0.25(P<0.7), 表明瑪曲未受到重金屬污染, 屬清潔水平(表5)。

圖2反映了重金屬地累積指數(shù)范圍和平均值, 與瑪曲土壤背景值相比, 重金屬污染強度為AS>Cd>Cr>Pb>Zn> Hg>Cu>Ni, 土壤中As的累積程度高, 平均值為1.84, 屬于中度污染, 其余重金屬都屬于未污染, 其中Cd的平均值為0.27, 其余重金屬geo指數(shù)都為負值, 表現(xiàn)出健康無污染水平, 與單因子指數(shù)評價結(jié)果一致。與國標相比, As的平均累積指數(shù)為0.84, 屬于未受污染與輕度污染之間, 瑪曲高寒草地重金屬累積程度程度均小于0, 表現(xiàn)為未受污染。

2.4 潛在生態(tài)風險分析

各重金屬的潛在生態(tài)風險系數(shù)計算結(jié)果見圖3(a)。以土壤背景值為標準, 重金屬潛在生態(tài)風險程度大小順序為Cd>Hg>As>Pb>Ni>Cu>Zn>Cr, 土壤Cd的E平均值為53.53, 屬中等風險, 其余重金屬元素潛在生態(tài)風險系數(shù)均小于40, 生態(tài)風險等級較低, 屬輕微風險。和國標相比, 各元素風險大小為Cd>Hg>As>Ni>Cu> Pb> Zn> Cr, 其Eir值均小于40, 表現(xiàn)為無風險或輕微風險。

圖3(b)是各采樣點綜合風險指數(shù), 以土壤背景值為標準, 除14、16號點位綜合生態(tài)風險指數(shù)在145以上外, 其余點位綜合生態(tài)風險指數(shù)均為低風險水平, 在12、15、4、3、19點位綜合生態(tài)風險指數(shù)低,

表4 土壤重金屬含量描述性統(tǒng)計

注: 背景值采用青海省土壤環(huán)境背景值[16]。

均在111以下。和國標相比, 各樣點綜合生態(tài)風險指數(shù)均小于80, 其生態(tài)風險指數(shù)低, 表現(xiàn)為無風險或輕微風險。

2.5 土壤重金屬同源性分析

2.5.1 土壤重金屬相關(guān)性分析

土壤重金屬元素相關(guān)性分析見表6。其中Cr與Zn、Ni、Hg、Pb、Cd、AS無顯著相關(guān), Hg與Cu、Ni、Pb、Cd、As、Zn無顯著相關(guān), 但是Cr與Zn, Cd與As顯著相關(guān)(< 0.05), 其余重金屬兩兩之間呈現(xiàn)極顯著相關(guān)(< 0.01)。顯著相關(guān)的重金屬, 可能具有共同或相似的來源, 重金屬之間存在不顯著相關(guān), 則可能存在多種重金屬來源。

圖1 土壤重金屬背景值(a)與國標(b)單因子污染評價

Figure 1 Soil heavy metal background value(a) and national standard(b) single factor pollution assessment

表5 土壤重金屬單因子和內(nèi)梅羅污染指數(shù)

圖2 土壤重金屬地累計指數(shù)

Figure 2 Accumulation index of soil heavy metals

2.5.2 主成分分析(PCA)

主成分分析和聚類分析是判別重金屬來源的有效方法。利用SPSS25對土壤重金屬含量進行KMO檢測, 得到的統(tǒng)計量值為0.661(0.661>0.5), 說明數(shù)據(jù)適用于主成分分析。對Kaiser標準化后的因子進行Varimax正交旋轉(zhuǎn), 得到了2個特征值大于1的主成分, 累計方差貢獻率為79.508%, 可解釋土壤重金屬元素的大部分信息(表7)。

第一主成分(F1)的貢獻率是63.296%, 載荷較高的元素是Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb, 前文分析已知, Ni、Cu、Zn、As、Pb的變異系數(shù)小, 屬弱變異, 受人為活動因素的影響小, 且Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb之間存在極顯著正相關(guān)(<0.01), 推斷這6種重金屬具有相同或相似的來源, 有較強的同源性。第二主成分(F2)的貢獻率是16.212%, 載荷較高的元素是Hg、Cr, Hg和Cr屬中等變異, 均值與土壤背景值之比高于1, 受到一定的人為因素干擾。Hg和Cr的相關(guān)系數(shù)為0.243, 無顯著相關(guān), 可能有不同的來源。

主成分分析僅能反映各個重金屬元素歸屬于某一主成分因素, 而不能說明各重金屬元素對主成分的貢獻率。各重金屬元素對兩個主成分的貢獻率如圖4, 對F1來說, 貢獻率大小順序為Ni> Cu >Cd> Zn> Pb> As> Cr> Hg, 在F2中, 重金屬貢獻率為Hg> Cr> As> Pb> Zn> Cd> Cu> Ni, 其中Ni對F1的貢獻率最高, 貢獻率82%, Hg對F2貢獻率最大, 達到98%, As對F1和F2的貢獻率均高, 分別是36%和64%。

圖3 土壤重金屬潛在生態(tài)風險(a)與各樣點綜合生態(tài)風險(b)評價

Figure 3 Assessment of potential ecological risk of soil heavy metals(a) and comprehensive ecological risk of various points(b)

表6 土壤重金屬相關(guān)性矩陣

注: *表示在0.05水平(雙尾)相關(guān)性顯著; **表示在0.01水平(雙尾)相關(guān)性顯著。

表7 土壤重金屬主成分分析

以8種重金屬元素均值標準化后的質(zhì)量分數(shù)作為分類指標, 對樣本點進行聚類分析, 結(jié)果如圖5所示, 當組間距離為1時, Ni和Pb聚為一類, 距離為2時Zn加入, 距離為4時Cu加入, 聚類為5時As加入, 聚類為6時Cd加入, Ni、Pb、Zn、Cu、As、Cd聚為一類; 當組間距離為16時Cr和Hg聚為一類。8種元素共分為兩大類, 結(jié)果與主成分分析中2個主成分的元素構(gòu)成一致, 聚類分析在主成分分析結(jié)果的基礎上, 進一步提供了同源污染物的優(yōu)先順序。

3 討論

3.1 瑪曲高寒退化草甸重金屬含量分布

瑪曲退化高寒草甸重金屬含量整體處于較低水平, 重金屬含量較低, 本研究區(qū)不同采樣點重金屬含量存在顯著差異?，斍嘶莸橥寥繟s、Cd質(zhì)量分數(shù)高于背景值, Ni含量偏低, 土壤Cr和Hg屬中等變異(0.1< CV< 1), 可能存在點源污染。

As含量較高可能是由于青藏高原廣泛分布著富含As的頁巖, 導致As的質(zhì)量分數(shù)大于土壤背景值[19], 而且使用含As肥料, 過量使用殺蟲劑和除草劑等, 都會引As含量增加[20]。江濤等[21]研究發(fā)現(xiàn), 重金屬元素遷移能力為: Cd> Pb> Zn> Cu> Ni> Cr, 其中Cd的遷移能力強, Ni的遷移能力弱, 重金屬含量可能受到不同元素遷移能力的影響, 遷移能力強的元素會大量進入土壤造成富集, 遷移能力弱的元素難以進入土壤導致其含量低于土壤背景值。青藏高原廣布由超鎂鐵巖發(fā)育而來的土壤, Cr和Ni含量豐富[4], Ni多以無機和有機絡合物的形式溶解于水流失, 所以Ni含量會降低, Cr、Cd不易被植物被吸收或在土壤中沉淀[22]。

圖4 重金屬對主成分的貢獻率

Figure 4 Contribution rate of heavy metals to principal components

圖5 聚類分析譜系圖

Figure 5 Genealogy diagram of cluster analysis

有研究表明青藏高原表層土壤中Cd含量較高主要受交通因素的影響[18], 通過汽車燃料的不完全燃燒及輪胎的磨損、撕裂等釋放Cd[3,4], Zhang等[17]研究表明青藏公路沿線表層土壤中Cd、Pb和Zn含量較高。Cr由含超鎂鐵巖的土壤發(fā)育而來[4], 含量豐富, 研究區(qū)西側(cè)為瑪曲縣X417西扎段公路, 重金屬含量可能受到交通運輸因素的影響。本研究中潛在生態(tài)風險分析表明Cd屬于中等風險, 結(jié)果與國內(nèi)其他研究的結(jié)果一致[23]。

3.2 瑪曲高寒退化草地重金屬可能來源分析

一般而言, Cr和Ni在土壤中的含量主要受成土母質(zhì)的含量影響[24], 這兩種重金屬元素在表生地球化學過程中均為親鐵元素, 在土壤中的聚集與含量極有可能由成土過程主導, 并且Cu含量受成土母質(zhì)的影響大, Cu在F1的載荷高達0.9以上, 在本研究中Cr在F1和F2上均有較高載荷。土壤中Zn的累積主要與有色金屬加工等工業(yè)及牲畜糞便有關(guān)[25], 研究區(qū)以高寒草甸牦牛養(yǎng)殖為主, 對草地使用農(nóng)藥、化肥、牦牛產(chǎn)生的糞便等也可能成為Zn、As元素污染的重要來源。

相比其他重金屬, Hg的人為污染來源相對集中, 主要來源于燃煤燃燒、城市生活垃圾焚燒、建筑材料生產(chǎn)等[18]。Hg主要是通過燃煤、電廠和焦化廠等向大氣中排放, 大氣中的Hg很穩(wěn)定, 通過大氣干濕沉降的方式進入土壤并累積[26]。土壤重金屬富集的重要途徑是大氣沉降[27], 隨著顆粒物的遠距離飄散, Hg, Cr可分布整個研究區(qū), 造成區(qū)域污染。研究發(fā)現(xiàn)[28], 畜禽糞便是農(nóng)田土壤Hg的主要來源。由此可見, Hg, Cr的累積可能來自于大氣沉降。

化肥農(nóng)藥不合理施用也是造成土壤污染的途徑之一[29], 化肥農(nóng)藥中通常含有微量Cd、Zn、Cu、As和Hg等重金屬元素, 即使是符合國家標準的化肥農(nóng)藥, 在長期施用的過程中農(nóng)田土壤也會不斷富集重金屬。有機肥料中重金屬的殘留的增加, 在土壤中會累積形成不同的污染情況, 導致植被污染或不能正常生長[30]?，斍吆莸橹饕糜谀撩穹拍羀31], 草地施加了大量的氮磷等營養(yǎng)物質(zhì), 導致人為因素影響重金屬含量。研究顯示[32]中國土壤 Cd、Cu、Pb和Zn的年大氣輸入量分別為0.4、10.67、20和64.08 mg·m–2, 汽車尾氣排放、垃圾焚燒以及建筑材料粉塵等因素產(chǎn)生的重金屬微粒通過特定途徑沉降到土壤環(huán)境中, 進一步加劇土壤重金屬富集和污染。

由于自然條件的難控制性和人為活動干擾的多樣性, 重金屬元素在環(huán)境中的遷移、富集和轉(zhuǎn)化較為復雜, 某一個地區(qū)的重金屬元素可能受到多種因素的共同作用, 包括本研究未涉及的其他重金屬元素, 同時, 重金屬元素之間也存在相互影響, 今后對土壤重金屬含量應當予以長期監(jiān)測, 進一步探究各元素之間的相互關(guān)系, 為某一地區(qū)重金屬污染來源進行系統(tǒng)評價和分析。

4 結(jié)論

1.地累積指數(shù)反映As屬于未受污染與輕微污染之間, 各重金屬元素均無潛在生態(tài)風險; 以國標和土壤背景值為標準, 內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)表明瑪曲未受到重金屬污染。

2. 土壤中Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb等元素具有相同或相似的來源, Ni和Pb的來源優(yōu)先順序最大, Cr和Hg含量呈現(xiàn)弱相關(guān)。

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Risk assessment of heavy metal pollution in degraded alpine meadow in Maqu County

Sun Jiancai1, BAI Hongtao1, XIONG Zenglian3, ZHANG Jiexue2, QUAN Xiaolong2, DENG Deting1, SHI Huilan1,*

1. College of Eco-Environmental Engineering, Qinghai University, Xining 810016, China 2. The State Key Laboratory of Plateau Ecology and Agriculture, Qinghai University, Xining 810016, China 3.Qinghai Provincial Natural Resources Survey and Monitoring Institute, Qinghai 810016, China

To analyze the risk assessment of heavy metal pollution in maqu alpine meadow, we collected the surface soil samples (0-20 cm) of degraded alpine meadow in maqu county to determining the contents of eight heavy metals in soil, including Cr, Ni, Cu, Zn, As, Cd, Hg and Pb. Single factor pollution index, Nemerow pollution index and geoaccumulation index were used to evaluate the pollution degree of heavy metals and analyze the potential ecological risk. We used correlation analysis, principal component analysis and cluster analysis to characterize the homologous heavy metals. The results showed that :(1) Therewas greater mass fraction of As and Cd than the background value in soil, while there was lower mass fraction of Ni than the background value in soil. The ranking of variation coefficient was Cr> Hg> Cd> Cu> As> Ni> Zn> Pb. (2) The single factor pollution index of Cdwas slight pollution, the ground accumulation index reflects that As was between unpolluted and slight pollution. Each heavy metal element was no potential ecological risk. Based on the national standard and soil background value, Nemerow composite pollution index showed that maqu was not contaminated by heavy metals. (3) Principal component analysis and correlation analysis showed that Ni, Cu, Zn, As, Cd, Pbin Maqu soil had the same or similar sources.The Ni and Pb had the highest priority order, while Cr and Hg contents showed a weak correlation.

Alpine meadow; Heavy metal pollution; Pollution index; Potential ecological risk; Principal component analysis

10.14108/j.cnki.1008-8873.2024.01.021

X825

A

1008-8873(2024)01-177-09

2021-05-25;

2021-07-13

青海省科技廳基礎研究項目(2021-ZJ-715); 國家自然科學基金項目(C170201); 國家重點研發(fā)項目(2017YFC0504800); 2021年促進與加澳新 及拉美地區(qū)科研合作與高層次人才培養(yǎng)項目(留金美[2021]109號)

孫建財(1997—), 男, 青海樂都人, 碩士研究生, 主要從事草地生態(tài)學研究. E-mail: 2267290531@qq.com

通信作者:史惠蘭(1977—), 女, 在職博士, 副教授, 主要從事草地生態(tài)學研究. E-mail: hlshi7701@126.com

孫建財, 白紅桃, 熊增連,等. 瑪曲高寒退化草甸土壤重金屬污染風險評價[J]. 生態(tài)科學, 2024, 43(1): 177–185.

Sun Jiancai, BAI Hongtao, Xiong Zenglian, et al. Risk assessment of heavy metal pollution in degraded alpine meadow soil in Maqu[J]. Ecological Science, 2024, 43(1): 177–185.