陳霈嘉 ,王 訓 ,王定勇 ,2* (.西南大學資源環(huán)境學院,重慶 40075；2.重慶市農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境研究重點實驗室,重慶40076)

鉛(Pb)是聯(lián)合國環(huán)保署發(fā)布的全球共同關(guān)注的優(yōu)先控制污染物,在環(huán)境中具有持久性、不可降解性和生物累積性,會對生態(tài)環(huán)境、糧食安全和人類健康產(chǎn)生極大的影響[1].土壤、植被和徑流中的異常鉛含量水平主要受到來自人為活動產(chǎn)生的鉛排放與大氣沉降輸入的影響[2].青藏高原被稱為地球的“第三極”,雖然人類活動較少,但毗鄰人口數(shù)量眾多且發(fā)展迅速的中國東部以及南亞,這些區(qū)域人為排放的鉛可能會吸附在大氣顆粒物上,通過長距離遷移傳輸進入青藏高原生態(tài)系統(tǒng)中造成鉛的累積,產(chǎn)生系列的環(huán)境風險[3-4].

近年來全球氣候變暖進程加快,冰川與凍土加速消融,這為青藏高原重金屬污染相關(guān)的環(huán)境問題增添了新的變數(shù).一方面,冰川與凍土累積的重金屬隨冰川凍土的消融過程快速進入到下游的水生生態(tài)系統(tǒng)中,對野生動物與人類健康造成潛在的環(huán)境威脅[5];另一方面,快速變化的生態(tài)環(huán)境也為研究鉛等重金屬在生態(tài)系統(tǒng)中的累積提供一個較好的研究窗口.冰川消融后,使得原本被冰川覆蓋多年的區(qū)域重新暴露在大氣中,隨后的植被演替而形成的冰川退縮區(qū)會從天然背景值開始,逐漸地累積來自大氣中的重金屬沉降[6-8].考慮到冰川退縮區(qū)植被的良好時空序列,與局地基本一致的氣候條件,在連續(xù)相鄰的樣地上同時開展相關(guān)研究,比較各自樣地研究結(jié)果的差異性,建立時間序列的變化情況,從而反演歷史大氣沉降鉛的大致速率(精準速率反演還應(yīng)考慮鉛在環(huán)境的遷移)與在環(huán)境中的遷移歸趨,解析鉛在退縮區(qū)植被演替序列中土壤～植被系統(tǒng)中的關(guān)鍵生物地球化學過程.這為認識鉛在陸地生態(tài)系統(tǒng)中累積速率、遷移方式及分配機制提供數(shù)據(jù)支撐與理論基礎(chǔ);同時也為未來探究全球變化～植被格局改變對鉛的生物地球化學循環(huán)的影響提供經(jīng)典案例與理論探索.

本研究通過位于青藏高原東部邊緣的貢嘎山冰川退縮區(qū)植被演替序列這一天然實驗平臺,定量評估貢嘎山海螺溝在不同歷史時期所形成的冰川退縮區(qū)土壤和植物中鉛的含量與儲量的分布格局差異,闡明鉛在土壤和植被中遷移、分配與累積過程,解析鉛在退縮區(qū)的來源貢獻與歷史沉降鉛的累積速率,為理解全球變化對青藏高原重金屬的生物地球化學循環(huán)環(huán)境影響評估提供經(jīng)典范例與基礎(chǔ)數(shù)據(jù),特別是為未來全球變化對鉛的環(huán)境地球化學過程影響提供了經(jīng)典案例與數(shù)據(jù)理論支撐.

1 材料與方法

1.1 樣地介紹與樣品采集

以青藏高原東部的貢嘎山海螺溝冰川退縮區(qū)(29.6°N, 102.0°E,海拔 2600～2920m)為研究對象.海螺溝冰川屬于季風海洋性冰川,年平均氣溫為 4.2℃,年降水量為1800～2000mm[9],水熱條件好,冰川消融速度快,土壤有連續(xù)成土過程,其冰川退縮區(qū)存在自小冰期以來形成的完整植被演替序列.自 19世紀中期以來,海螺溝冰川退縮明顯,無冰進過程,在距 2012年底的冰川末端形成了長達2km的完整植被原生演替序列,該小區(qū)域氣候和水文條件差異不大,來自大型動物的干擾很小.根據(jù)前期的樣帶調(diào)查,海螺溝冰川退縮區(qū)的植被演替規(guī)律是以柳樹、沙棘和冬瓜楊的先鋒樹種向冷杉或云杉頂極樹種演替的過程.利用不同樣地的優(yōu)勢木(冬瓜楊)與原生裸地的關(guān)系,可確定近百年內(nèi)樣地年代,進而確定當時冰川末端的位置;大于 80年的樣地,應(yīng)用原生演替過程中種間替代關(guān)系,采用峨眉冷杉優(yōu)勢木確定年代[6-7].詳細有關(guān)冰川退縮區(qū)年代的確定與各時期植被群落關(guān)系,見前人研究資料[5-7].簡言之,1980～2005年形成的冰川退縮區(qū)是各先鋒植物發(fā)展時期;1958～1980年樣地,冬瓜楊在競爭中處于優(yōu)勢,柳樹和沙棘逐漸枯萎而亡;1958～1930年形成的冰川退縮區(qū)樣地處于先鋒植被向頂級群落(云冷杉)過渡時期;1890～1860年樣地,形成了云冷杉為頂極群落的高山暗針葉林生態(tài)系統(tǒng)[10].

于 2016～2018年間采集了冰川退縮年代為1860～2005年的站點土壤和植物樣品,其中土壤的采樣點為9個(退縮時間分別為1990年、1985年、1980年、1973年、1966年、1958年、1936年、1890年和1860年),植被的采樣點為12個(退縮時間分別為2000年、1990年、1985年、1980年、1973年、1970年、1966年、1958年、1936年、1930年、1890年和1860年).在各樣地站點設(shè)置面積為10m×10m樣方,每個樣地有3個重復樣方.

按照土壤層次分層采集土壤樣品.由于退縮區(qū)百年尺度的演替,無明顯的礦質(zhì)層土壤發(fā)育,土壤層次主要為森林有機土壤(Oi, Oe與Oa)及C層冰磧沉積物.對于植被樣品,由于冰川退縮區(qū)組成群落的樹種簡單,將分別采集所有的樹種.枝、葉、樹皮、樹干按不同方位、不同部位按比例采集混合樣;按照不同的方位采集細根、中根和粗根.對于地表草本、苔蘚和地衣,每個樣方取3個1m×1m的代表性小方框采集;此外還采集樣方 0～2m 處樹上苔蘚與地衣.詳細記錄各樣方基本土壤(如pH值、采樣體積等)與植被群落參數(shù),并利用之前研究得到的解析木方程[11],結(jié)合樹胸徑與冠層參數(shù)估算植被生物量.

1.2 樣品處理和測定

土壤樣品在黑暗無塵室中風干,然后用瑪瑙研磨過 200目(74μm)的篩;植物樣品用電動研磨機研磨.在研磨前,記錄所有土壤風干樣品的重量,以便計算土壤容重.采用電感耦合等離子體質(zhì)譜法(ICP-MS)測定土壤和植物樣品中微量元素的含量,測量的元素為: Pb、Cr、Zn、As、Sr、Mo、Cd、Ba、U、Li、Be、V、Mn、Co、Ni、Cu、Ga、Rb、Cs和Tl共21種,方法步驟參照美國EPA方法6020B(EPA方法6020B)[12].植被和土壤的標準物質(zhì)均來自國家質(zhì)量技術(shù)監(jiān)督局(土壤標準物質(zhì)為 GBW07405,植被標準物質(zhì)為GBW10020),每10個樣品測量一次標準物質(zhì),土壤標準物質(zhì)的平均回收率為 102%～107%,植被標準物質(zhì)的平均回收率為 88%～103%.此外,每30個樣品中有3個空白樣品進行了分析,以確保樣品在測量過程中沒有受到污染,空白樣品中微量元素含量均小于被測樣品的1‰值.

1.3 統(tǒng)計計算和分析

富集因子可用于分析元素富集程度,為后續(xù)鉛的源解析結(jié)果判別提供一定參考[13].選取土壤中主要來源于風化殼且含量較為恒定的 Li元素作為參比因子,計算土壤和植物體中鉛的富集因子[14]:

式中: EF是富集因子,C是植物、土壤和巖石樣品中的Pb含量,R是Li元素含量.根據(jù)前人的研究結(jié)果[15],對Pb的累積程度按以下方法分級:EF＜1,無/低累積,元素主要來自地殼源;1≤EF＜3,中度累積;3≤EF＜6,高度累積;6≤EF,極度累積.結(jié)合測量所得的土壤和植被中含量與樣地土壤容重和植被生物量信息,估計每個樣點鉛儲量如下:

將鉛的來源分為冰磧沉積物風化來源和大氣沉降來源,并利用主成分分析(PCA)方法,辨析相應(yīng)來源貢獻的百分比[16].進行PCA分析前,需進行相關(guān)統(tǒng)計預分析.根據(jù)相關(guān)分析的結(jié)果,擬選取的元素包括 Cr、As、Sr、Ba、U、Li、V、Mn、Co、Ni、Cu、Ga、Rb、Cs、Tl、Pb、Cd、Mo 及 Zn.其中 KMO統(tǒng)計檢驗表明,有機土壤(包括Oa, Oe及Oi層)相關(guān)重金屬元素集合的KMO值為0.882,因而本研究的數(shù)據(jù)結(jié)果十分適合進行PCA分析.在PCA分析方法中,采用凱撒正態(tài)化最大方差法進行旋轉(zhuǎn).最后在PCA 分析基礎(chǔ)上,通過載荷因子的權(quán)重,估計不同來源的百分比貢獻(C%)如下:

式中: j為該元素在成分矩陣中的載荷因子.考慮到鉛儲量大小幾乎與冰川消退時間呈線性關(guān)系(1890年樣地站點除外),利用冰川退縮時間與鉛儲量大小的斜率以及大氣沉降的貢獻比例,進而估算大氣來源鉛在退縮區(qū)的平均累積速率(V):

式中: a為系統(tǒng)中Pb庫對時間的一階微分斜率; C為大氣來源的貢獻率.

2 結(jié)果與討論

2.1 冰川退縮區(qū)中鉛的含量變化特征

圖1a表明退縮時間為1860年～1990年的樣地土壤平均鉛含量為(28.46±14.77) mg/kg,各層的鉛含量: Oa 層[(41.02±16.58) mg/kg] ＞ Oe 層[(32.88±14.79) mg/kg] ＞ C 層[(22.94±5.11) mg/kg] ＞ Oi層[(17.00±7.30) mg/kg] (P＜0.05,單因素方差分析).隨著樣地退縮時間增加,大氣沉降來源的鉛的累積效應(yīng)愈為顯著,故而土壤鉛含量隨時間遞增(圖1),O層土壤鉛含量以1936年樣地最高(Oi層29.61 mg/kg,Oe層52.03 mg/kg, Oa層68.52 mg/kg),為1990年樣地的 5.2倍;C層土壤鉛含量以 1860年樣地最高(32.69 mg/kg),為1990年樣地的2.1倍.

圖1 海螺溝冰川退縮區(qū)土壤與苔蘚地衣的鉛含量變化趨勢Fig.1 Variation of Pb concentration in organic soil profiles,moss and lichen at Hailuogou glacial retreat area

各樣地土壤中鉛含量的動態(tài)變化是大氣～植被～土壤系統(tǒng)相互作用的綜合結(jié)果[17].冰川消融前,冰川將其下方的基巖和大氣隔絕,冰川運動的研磨和粉碎作用,導致基巖形成冰磧物,故冰磧物鉛含量受控于基巖中含量.冰川退縮之后,退縮區(qū)的土壤開始接受來自大氣的鉛沉降.大氣沉降的鉛與土壤中許多的組分發(fā)生吸附絡(luò)合作用,包括鐵錳氧化物、碳酸鹽、粘土、有機質(zhì)和硫酸鹽等[18].O層為土壤的表層,由枯枝落葉和生物殘體堆積分解而成,其鉛含量隨著土壤腐質(zhì)化程度的增加而增高.因為土壤有機質(zhì)對重金屬元素具有強吸附絡(luò)合作用[19],可顯著促進鉛的累積[20];土壤中 Oa層分解最完全,故有機質(zhì)與鉛含量均最高.此外,退縮區(qū)形成的時間越久遠,鉛與有機質(zhì)相互作用時間也越明顯,其有機土壤累積的大氣沉降來源鉛也越高.C層土壤不易受外部環(huán)境干擾,鉛含量顯著低于 O 層(P＜0.05,單因素方差分析),冰川前緣土壤鉛含量在一定程度上反映了當?shù)氐耐寥辣尘爸?海螺溝冰川前緣土壤鉛含量為25.7±2.9 mg/kg[3],與中國大陸土壤的鉛含量背景值[(26.0±12.37) mg/kg]相近[21].C層中鉛含量隨著土壤發(fā)育和植被演替而增加,但其含量在整個植被空間序列中的變異性小于 O層土壤的變異性.其相關(guān)原因是由于大氣沉降來源的鉛小部分淋溶至 C層[22],增加C層鉛含量.

本研究中云冷杉頂極群落(海拔 2780～2900m)處于退縮時間為 1860～1936年的樣地,發(fā)育成熟,O層 含 量 為 (41.33±15.19) mg/kg (19.99～68.52mg/kg),C 層含量為(27.76±4.40) mg/kg (24.22～32.69mg/kg),土壤平均鉛含量為(37.94±14.45) mg/kg. Luo等[3]2013年在貢嘎山不同海拔處采集的樣品中,海拔為2780m的針葉林中O層的鉛含量為(64.3±3.8) mg/kg,C層鉛含量為(29.4±6.9) mg/kg,海拔為 3200m的針葉林中O層的鉛含量為(50.9±3.5) mg/kg, C層鉛含量為(31.4±5.1) mg/kg.該采樣地為原生針葉林,發(fā)育時間更長,土壤鉛含量和本研究1860～ 1936年的樣地相近,這說明海螺溝冰川退縮區(qū)百年尺度的鉛沉降累積,可使得植被演替序列中土壤鉛濃度與當?shù)氐牡貛灾脖粎^(qū)域相當.柏建坤等[23]2007年在可可西里采集的 25個表層土壤樣品中,平均鉛含量為16.54mg/kg.楊安等[24]2013年 7～8月沿青藏高原東北～西南方向在表層土壤(0～20cm)采集的樣品中,平均鉛含量為 29.08mg/kg.通過比較可以得出,上述非森林土壤的鉛含量與本研究1860年～ 1936年樣地的土壤C層土壤相當,但較O層土壤含量偏低.其主要的差異是因為森林土壤具有較高的有機質(zhì),對大氣沉降的鉛具有強累積作用.這也進一步證實了森林有機層土壤是大氣鉛的重要匯集區(qū)[25-27].

在植被系統(tǒng)中(圖 2),地下部鉛含量:細根[(1.73±1.81) mg/kg] ＞ 中根[(0.69±0.65) mg/kg] ＞粗根[(0.45±0.35) mg/kg] (P ＜ 0.05,單因素方差分析).之前的研究也表明,細根中有較高的鉛含量[28].這是因為細根是功能性根,是植物吸收水分和養(yǎng)分的主要途徑[29],根系產(chǎn)生的有機分泌物不但能活化土壤中的鉛,還能與鉛形成有機絡(luò)合物,改變鉛在土壤中的流動性和生物有效性[28].在本研究中,細根和O層鉛含量相關(guān)系數(shù)為0.89(P ＜ 0.05,T檢驗),這充分說明 O層土壤中的鉛會被細根吸附累積[30].植物地上部鉛含量:樹枝[(2.10±1.13) mg/kg] ＞ 樹皮[(1.19±0.79) mg/kg] ＞ 樹葉[(0.78±0.17) mg/kg] ＞ 樹干[(0.27±0.32) mg/kg](P ＜ 0.05,單因素方差分析).樹干中的鉛含量最低,歸因于鉛在植物體中較難的遷移傳輸[31].因多孔結(jié)構(gòu),樹皮能直接吸附大氣干濕沉降的鉛,故樹皮鉛含量較高.由于植物的解毒機制,大多數(shù)重金屬傾向于儲存在生物活性較弱的組織和代謝不活躍的細胞器中[32].和樹葉相比,枝條生物活性較弱,造成枝條具有一定的鉛積累特征[3].隨著退縮時間的推移,植被的鉛含量變化趨勢和生長趨勢相關(guān),處于生長期的植被吸收鉛的能力大,鉛含量升高,演替競爭過程中植被逐漸死亡,吸收鉛的能力下降,鉛含量降低.植物地上部的鉛含量變化趨勢與土壤不一致,整個時間序列樣地中土壤平均鉛含量約為植物平均鉛含量的28倍,這是由于土壤中的鉛生物可利用性較低,難以大量直接被植物吸收[33]所致.

圖2 海螺溝冰川退縮區(qū)柳樹、沙棘的鉛含量、冬瓜楊與云冷杉的鉛含量Fig.2 Pb concentration in willow, sea buckthorn, big leaf poplar, dragon spruce and fir at Hailuogou glacial retreat area

苔蘚地衣沒有根部和角質(zhì)層系統(tǒng),與土壤等基質(zhì)接觸少,幾乎完全從大氣干濕沉降中吸收鉛[22,27].苔蘚地衣鉛含量均值為(15.26±4.89) mg/kg (7.49～20.23mg/kg,圖1b),是演替序列喬木整體平均鉛含量的3.9倍.這是因為苔蘚地衣生理結(jié)構(gòu)簡單、比表面積大,重金屬跨細胞壁較為容易,可在整個表面進行交換吸收[34-36].1860～1936年的樣地中苔蘚地衣鉛含量比 1973年后的樣地低 1～2倍,可能的原因是1860～1936年的樣地為云冷杉頂極群落,而與晚于1973年樣地的闊葉林相比,針葉林的林冠對大氣沉降鉛顆粒的截留更大[37],致使早于1936年的樣地中苔蘚地衣鉛含量相對較低.

鋰被認為是地殼的重要組成部分,背景土壤中的鋰含量與硅酸鹽風化過程高度相關(guān)[38-39],隨著冰川的消退,Li庫的大小并沒有隨著時間的增加而明顯變化 (C層平均鋰含量為(43.32±9.75) mg/kg,其中1936年之前樣地鉛含量為(34.29±4.90)mg/kg, 2015年樣地含量為(34.26±10.91)mg/kg; P ＞ 0.05,獨立樣本t-檢驗).因此,表土植被中鉛和鋰含量的比值可反映是鉛相比于冰磧物的累積程度.圖 3中,隨著冰川退縮時間的推移,有機土壤富集因子增大(2.33～17.45),在1936年樣地達到峰值(Oa=17.45,Oe=12.80和Oi=8.68)(EF＞6),說明大氣沉降的鉛在有機土壤中有較大富集.圖 4的植被富集因子中,云冷杉(EF=13.04±9.63)＞冬瓜楊(EF=13.00±18.00)＞沙棘(EF=9.53±13.69)＞柳樹(EF=5.69±6.71),說明云冷杉和冬瓜楊吸收鉛的能力較柳樹和沙棘大.不同組織器官之間富集因子相差較大,以1990年樣地沙棘中根最小(EF=0.63), 1990年冬瓜楊枝最大(EF=52.98).云冷杉頂極群落時期(早于 1936年的樣地),冬瓜楊細根和樹干的富集因子是其他樣地的 4～5倍.這是因為隨著冰川退縮時間的推移,大氣累積鉛的效應(yīng)愈發(fā)明顯,土壤鉛的含量顯著升高,故而植被樹根與樹干中鉛含量也隨之增加.

圖3 海螺溝冰川退縮區(qū)有機土壤的富集因子Fig.3 Enrichment factor of organic soil at Hailuogou glacial retreat area

圖4 海螺溝冰川退縮區(qū)柳樹、沙棘、冬瓜楊與云冷杉的富集因子Fig.4 Enrichment factor of willow, sea buckthorn big leaf poplar, dragon spruce and fir at Hailuogou glacial retreat area

2.2 冰川退縮區(qū)中鉛的儲量變化

圖5描述了貢嘎山1860～2005年樣地有機土壤和植被中的鉛儲量動態(tài)變化.有機土壤鉛儲量:Oa層(6461.25mg/m2)＞Oe 層(1388.94mg/m2)＞Oi層(400.57mg/m2);植被鉛儲量:云冷杉(81.64mg/m2)＞冬瓜楊(35.66mg/m2)＞柳樹(7.16mg/m2)＞沙棘(4.49mg/m2).有機土壤鉛儲量于 1936年樣地最高(2663.25mg/m2), 植被鉛儲量于 1890年樣地最高(31.91mg/m2).在晚于1936年的樣地中,鉛儲量隨著樣地年齡的增加而增大,與鉛含量在時間序列上的變化規(guī)律一致.冰川退縮時間早于1936年的樣地鉛儲量較小,且鉛儲量隨著退縮時間的推移而減少.可能的原因:一是,早于1936年的樣地主要為多年生針葉林,其凋落物的分解速度緩慢,不能迅速將鉛從樹葉或樹枝快速釋放到土壤中[22],晚于1936年的樣地以闊葉林為主,枯枝落葉更多,由于其較快的分解速度,凋落物鉛的歸還速率較快;二是,早于1936年的樣地土壤發(fā)育成熟,有機腐殖酸高,使土壤中的 pH 值降低,使得部分惰性鉛轉(zhuǎn)化為鉛離子,從土壤中流失;三是1936年左右的樣地苔蘚生物量很大,其固定大氣沉降鉛的能力顯著,致使1936年有機土壤和植被總系統(tǒng)中鉛儲量最大.

圖5 海螺溝冰川退縮區(qū)Oi層、Oe層、Oa層、有機土壤、植物與有機土壤和植被總系統(tǒng)中的鉛儲量動態(tài)變化Fig.5 Variations of Pb pool size in Oi, Oe, Oa, organic soil,vegetation, organic soil and vegetation at Hailuogou glacial retreat area

各個時間序列上退縮的樣地中(圖 6),相應(yīng)階段樹種鉛儲量最高值為:1980年樣地的柳樹(1.04mg/m2),1990年樣地的沙棘(1.53mg/m2),1966年樣地的冬瓜楊(6.146mg/m2)與 1890年樣地的云冷杉(28.66mg/m2).在早于 1930年的樣地中,云冷杉是主要儲存鉛的樹種,在 1958年～2005年樣地中,冬瓜楊的鉛儲量達到了植被總系統(tǒng)鉛儲量的70%.這是因為植被的鉛儲量變化趨勢和生長趨勢相關(guān),在植被生長期,鉛儲量因生物量增加而不斷升高,并在植被生長最旺盛的時期達到最大,隨后隨著演替過程中植被的死亡而降低.在整個時間序列上的不同的樹種中,植被整體(包括根、樹干、樹皮、枝條和葉片)的總鉛儲量:云冷杉(81.64mg/m2)＞冬瓜楊(35.66mg/m2)＞柳樹(7.16mg/m2)＞沙棘(4.49mg/m2).考慮到不同樹種間鉛的含量變異性遠小于生物量的變異性,云冷杉與冬瓜楊較大的總鉛儲量因為具有顯著更高水平的生物量所致.對于不同的植被器官中,植物地下部中:粗根的鉛儲量較細根和中根大;地上部:枝條、樹皮和樹干的鉛儲量較大,葉片的鉛儲量較少.粗根、樹干和葉片的鉛儲量分布與含量不一致,是因為鉛儲量受植物組織的鉛含量,特別是生物量的共同影響.在整個植物體中,粗根和樹干的生物量占比很大,而樹葉的生物量相對少.

圖6 海螺溝冰川退縮區(qū)柳樹、沙棘、冬瓜楊與云冷杉的鉛儲量Fig.6 Variations of Pb pool size in willow, sea buckthorn, big leaf poplar, dragon spruce and fir at Hailuogou glacial retreat area

2.3 海螺溝冰川退縮區(qū)中鉛的來源和累積速率分析

有機土壤 PCA分析結(jié)果中,共提取了兩個主成分,解釋了原始數(shù)據(jù)89.61%的變異度.其中成分1具有Li、Co、Ni、Cu等高載荷值的元素,成分2具有Cd、Zn、As等高載荷值的元素.考慮到有機土壤中的 Li、Be、V、Co、Ni、Ga、Cs、Sr、Ba 等元素主要為殼源[40],受地殼物質(zhì)的自然風化和侵蝕等[41]等地質(zhì)過程的影響更大,所以成分 1反映冰磧沉積物風化過程;而環(huán)境中的Cd, As和Zn大部分來自于冶煉、采礦、鋼鐵鑄造廠、化石燃料的燃燒等人為活動排放[40,42-44],所以成分2反映人為排放源的大氣沉降過程.通過 Eq.(3)計算,退縮區(qū)有機土壤中,冰磧沉積物風化過程和大氣沉降過程對鉛的貢獻百分比分別為2.79%和57.15%. 值得注意的是,鉛在有機土壤中有 40.06%的變異性沒有得到解釋,本研究暫且歸于其他自然過程(如冰河相關(guān)的水土遷移過程等),并期望未來予以進一步研究. Bing等[4]2012年在海螺溝冰川退縮區(qū)采集的樣品中,利用鉛同位素比值建立的二元混合模型表明,人為源的鉛對 O層的貢獻率為 45.2%～61.3%,這與本研究的源解析值相近.大氣沉降過程的高貢獻百分比說明人為排放鉛的大氣沉降是貢嘎山有機土壤中鉛的主要來源.之前的研究[4]通過混合單粒子拉格朗日積分軌跡模型(HYSPLIT)計算后向軌跡發(fā)現(xiàn),貢嘎山的鉛沉降會受到來自云南西北部、四川東北部[3]及南亞地區(qū)長距離跨境傳輸?shù)臍鈭F影響(印度、孟加拉國等[45-46])[4].

利用冰川退縮時間與鉛儲量的斜率以及有機土壤來自人為源的鉛沉降比值,初步估算了冰川退縮區(qū)的有機土壤中鉛的大氣累積速率(式 4).同時也必須指出,該假設(shè)存在較大的不確定性,這是因為基于統(tǒng)計學的源解析方法,其本身存在較為明顯的不確定性,會導致估算的大氣來源鉛累積速率產(chǎn)生未知誤差.在冰川退縮時間為 1890～1990年的有機土壤中,大氣來源鉛的總累積速率為(8.87±3.55)mg/(m2·a),土壤各層的累積速率:Oa 層[(5.01±2.01)mg/(m2·a)] ＞ Oe 層[(1.64±0.66) mg/(m2·a)] ＞ Oi層[(0.56±0.22) mg/(m2·a)].Oa 層最高的累積速率再次反映了有機質(zhì)對鉛的強吸附絡(luò)合作用.

考慮到鉛在土壤中強吸附固定作用,大氣來源鉛在生態(tài)系統(tǒng)中累積速率理論上略小于大氣鉛沉降速率,可看作是大氣鉛沉降的近似.通常鉛在工業(yè)和城市地點的累積速率最高,其次是農(nóng)業(yè)、郊區(qū)和偏遠地區(qū),這種空間格局與當?shù)嘏欧琶芮邢嚓P(guān)[47].例如,鉛在中國北方的大氣總沉降通量平均為 26.5mg/(m2·a),在城市和工業(yè)地區(qū),鉛沉降通量可達到45.8mg/(m2·a),農(nóng)業(yè)用地和偏遠地區(qū)的鉛沉降通量分別為 16.2mg/(m2·a)和 14.1mg/(m2·a)[47].貢嘎山為偏遠山區(qū),當?shù)責o工業(yè)排放、人類活動遠低于上述區(qū)域,所以大氣沉降的鉛累積速率明顯低于中國大部分經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)域.表 1展示了部分世界發(fā)達國家地區(qū)以及一些欠發(fā)達地區(qū),這些地區(qū)鉛的累積速率普遍＜4.2mg/(m2·a),僅有 Tokyo Bay [9.9mg/(m2·a)]高于貢嘎山,主要原因是這些地區(qū)產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)發(fā)展完善,以第三產(chǎn)業(yè)為主,本國和鄰近地區(qū)無重工業(yè)發(fā)展,外源污染的大氣沉降少[14].與世界其它地區(qū)的比較中可以得出,貢嘎山雖為偏遠山區(qū),但存在一定的鉛污染.這印證了中國西南地區(qū)和南亞的人為排放的鉛會通過長距離遷移傳輸,沉降進入青藏高原東部的高山地區(qū),造成生態(tài)系統(tǒng)的鉛含量升高.

表1 世界上部分地區(qū)總沉降的鉛累積速率[47]Table 1 Accumulation rate of total Pb deposition in parts of the world

3 結(jié)論

3.1 土壤各層鉛含量隨著冰川退縮時間增加,O層含量最高.植被鉛含量以樹枝、細根和樹皮最高,樹干最低.整個冰川退縮區(qū)中,大氣沉降的鉛都有較大的富集.

3.2 有機土壤鉛儲量隨著樣地年齡和土層深度增大,植物對鉛的吸收相對有限,不同種類植物累積鉛的能力具有差異性;鉛儲量變化與植被演替規(guī)律、植被鉛含量及生物量相關(guān).

3.3 人為排放污染的大氣沉降是貢嘎山中鉛的重要來源.在冰川退縮時間為1890～1990年的有機土壤中,大氣沉降鉛的平均累積速率為(8.87±3.55)mg/(m2·a),顯著低于我國大部分經(jīng)濟發(fā)達區(qū)域的速率.