杨波

摘要 以祁连山康乐自然保护区栗钙土、山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土4种土壤为研究对象，分析了不同土层重金属Cd、Cr、Pb、Cu和Zn分布特征，结果表明：4种土壤剖面0～40 cm土层Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值变化顺序为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土。4种土壤剖面0～40 cm土层Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值低于土壤环境质量标准。0～40 cm土层重金属均值与中国土壤相比，山地栗钙土Cd、Cr和Cu均值高于中国土壤，Pb和Zn均值低于中国土壤;山地灰褐土Cd、Cr和Cu均值高于中国土壤，Pb和Zn均值低于中国土壤;亚高山灌丛草甸土Cd和Cr均值高于中国土壤，Pb、Cu和Zn均值低于中国土壤;高山草甸土Cd均值与中国土壤相吻合，Cr均值高于中国土壤，Pb、Cu和Zn均值低于中國土壤。0～40 cm土层重金属均值与甘肃背景值相比，山地栗钙土Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值高于甘肃背景值;山地灰褐土Cd均值与甘肃背景值相吻合，Cr均值高于甘肃背景值，Pb、Cu和Zn均值低于甘肃背景值;亚高山灌丛草甸土和高山草甸土Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值低于甘肃背景值。祁连山康乐自然保护区重金属Cd、Cr、Pb、Cu和Zn主要富集在0～20 cm土层，随着土壤剖面垂直深度的增加而递减，各土层之间差异达到显著和极显著水平。

关键词祁连山;土壤;重金属;分布特征

中图分类号：S714.9文献标识码：Adoi：10.13601/j.issn.1005-5215.2022.03.003

Distribution Characteristics of Heavy Metals of Four Types Soil Profiles in Qilian Mountain Kangle Nature Reserve

Yang Bo

（Sidalong Nature Conservation Station， Management and Conservation Center of Qilian Mountain National Nature Reserve， Zhangye 734000， Gansu）

AbstractIn this paper， the distribution characteristics of 5 heavy metals including Cd， Cr， Pb， Cu and Zn at different soil layers were analyzed from chestnut soil， mountain gray-cinnamon soil， subalpine shrub meadow soil and alpine meadow soil in Qilian Mountain Kangle Nature Reserve. The results showed that the mean values of 5 heavy metals at 0-40 cm soil layers of four soil profiles were mountain chestnut soil > mountain cinnamon soil > subalpine shrub meadow soil > alpine meadow soil， which were lower than those of soil environmental quality standard. The mean values of Cd， Cr and Cu in mountain chestnut soil were higher than those in Chinese soil， while the mean values of Pb and Zn were lower than those in Chinese soil. The mean values of Cd， Cr and Cu in mountain cinnamon soil were higher than those in Chinese soil， while the mean values of Pb and Zn were lower than those in Chinese soil. The mean values of Cd and Cr in subalpine shrub meadow soil were higher than those in Chinese soil， while the mean values of Pb， Cu and Zn were lower than those in Chinese soil. The mean values of 5 heavy metals in alpine meadow soil were higher than those in Chinese soil， while the mean values of Cd， Cu and Zn in alpine meadow soil were consistent with those in Chinese soil. The mean values of 5 heavy metals in 0-40 cm soil layer were higher than those in Gansu background. The mean value of Cd in mountain gray-cinnamon soil was consistent with Gansu background value， the mean value of Cr was higher than Gansu background value， and the mean value of Pb， Cu and Zn was lower than Gansu background value. The mean values of 5 heavy metals in subalpine shrub meadow soil and alpine meadow soil were lower than those in Gansu province. Five heavy metals were mainly enriched at 0-20 cm soil layer in Qilian Mountain Kangle Nature Reserve， and decreased with the increasing of vertical depth of soil profile. The differences among different soil layers were significant and extremely significant.

Key wordsQilian Mountains; soil; heavy metals; distribution characteristics

土壤是地球重要的生态系统，土壤中的重金属物质以其毒性强、降解难、滞后期长，可通过食物链危害人类生命安全[1]。重金属进入食物链富集后导致儿童血铅超标[2]、农作物重金属超标[3]。目前重金属是国内外学者研究的热点问题之一。王德高等[4]对采煤塌陷区周边土壤样品进行重金属 Cu、Zn、Ni 等含量测定和土壤污染指数评价，结果表明，土壤中重金属来源相似，土壤重金属含量二级超标，单因子 Cd污染指数属重度污染;陈为峰等[5]对山东中部多个城市功能区绿地土壤重金属含量测定，并评价土壤污染特征和生态风险，结果表明，各个功能区土壤绿地表层土壤重金属含量高于当地自然背景值，Cd 元素严重超标，该地区绿地土壤处于轻微生态污染;张英英等[6]对民勤绿洲耕层土壤理化性状及重金属含量的研究表明，免耕会增加重金属含量，深松会降低重金属 Cd 含量;胡昱欣等[7]对北京市海淀区重点企业周边表层土壤样品中 8 项重金属元素全含量进行污染、累积与生态风险评价，结果表明，Cr、Cu、Zn、Hg、As 为主要累积元素，Cu、 Zn、Pb、Hg、Ni 两两之间存在极显著相关性，Cr与其他元素相关性相对较弱;邹建美等[8] 对北京近郊耕作土壤的研究中发现，Cr、Cu、Cd、Pb、As 和 Hg均有一定的累积，其中 Cr的累积污染效应最大;张又文等[9] 对天津市郊农田土壤的研究发现 Cd 污染处于警戒限水平;张云芸等[10] 研究表明，浙江省典型农田土壤中Cr、Ni 和 As 处于轻微污染水平，Pb、Hg、Cu 和 Zn 处于轻度污染水平，Cd处于重度污染水平;董达诚等[11] 对云南省陆良县菜地研究发现，受交通源和农业源影响的多种重金属浓度均高于云南省的土壤环境背景值，Cd污染尤为突出;张大元[12] 指出，重庆市蔬菜基地土壤中Cd和Hg存在不同程度超标;张晓平[13] 对西藏土壤环境背景值研究发现，西藏土壤中的V、Hg、Cu、Se和Co等多种重金属含量基本符合正态分布，低于国内平均水平;阎海等[14]研究表明，Zn、Cu、Mn 等重金属超过一定质量浓度会抑制蓝藻生长;张灿等[15] 也报道了重金属对鱼类危害的影响;Vallee 等[16] 研究表明，重金属随着外来水中颗粒物迁移，最终进入沉积物中，而在沉积物中不仅可以吸收重金属，也可以向水体进行释放，形成二次污染;Stead-dexter 等[17] 研究表明，各种途径进入水体的重金属能快速迁移至沉积物与悬浮物中， 悬浮物随着水流迁移，当负荷量超过迁移能力时，其也将变成沉积物，且重金属在沉积物中的量要比水中的量大许多倍。目前我国大多数学者对矿区（煤）、城市绿地、农田土壤、菜地土壤的重金属元素进行了大量研究，但涉及祁连山康乐自然保护区4种土壤重金属分布特征尚少见报道。随着祁连山康乐自然保护区旅游业的发展，汽车等交通工具及外部大气灰尘颗粒物的沉降和冰川积雪中的重金属在气候变暖影响下随着冰雪融水被释放到土壤中，土壤系统已遭受到一定程度的重金属污染。本文以祁连山康乐自然保护区4种土壤为研究对象，对4种土壤剖面不同土层重金属镉（Cd）、铬（Cr）、铅（Pb）、铜（Cu）、锌（Zn）分布特征进行了评述，旨在为祁连山康乐自然保护区的治理和恢复提供科学依据。

1自然概况

研究地点位于祁连山北麓中段康乐自然保护区（99°42′—100°11′ E， 38°41′—38° 59′ N），年日照时数2 200 h，≥10 ℃的积温1 630  ℃，平均气温 3.6 ℃ ，极端最低温-27.6 ℃，极端最高气温32.4 ℃ ，年均降水量523 mm，年均蒸发量1 828 mm，无霜期124 d[18]。

海拔2 300～2 600 m是山地荒漠草原植被带，代表性植被是鹅冠草（Roegneria kamoji）、 雀麦草（Bromus japonicus）、绣线菊 （Spiraea salicifolia） 、鬼箭锦鸡儿（Caragana jubata）、 针茅（Stipa spp.） 、扁穗冰草（ Agropyron cristatum）、醉马草（Achnatherum inebrians）、赖草（Leymus secalinus）等，植被覆盖度40%～50%，枯落物积累厚度3.80 cm。土壤类型是山地栗钙土，有效土层厚度为63～68 cm。巖石类型是石灰岩、砂岩、板岩和超基性岩，成土母质是坡积物。

海拔2 600～3 300 m是山地森林草原植被带，代表性植被是青海云杉（Picea crassifolia）、祁连圆柏（sabina przewalskii）、山杨（Populus davidiana）、吉拉柳（Salix gilashanica ）、柠条（Caragana korshinskii）、高山绣线菊（Spiraea alpina）、紫菀（Aster tataricus）、长筒马先蒿（Pedicularis longiflora var. tubiformis）、金露梅（Dasiphora fruticosa）、银露梅（D. davurica ） 、蔷薇（Rosa multiflora）、 鬼箭锦鸡儿、 早熟禾（Poa annua）、 苔藓（Bryophyta） 、 珠芽蓼（Polygonum viviparum） 、刚毛忍冬（Lonicera hispida）、小檗（Berberis aridocaikda）、 唐松草（Thalictrum squarrosum）、香青（Anaphalis sinica）等，植被覆盖度90%～100%，枯落物积累厚度7.40 cm，土壤类型是山地灰褐土，有效土层厚度为83～89 cm，岩石类型是石灰岩、砂岩、页岩和花岗岩，成土母质是坡积物。

海拔3 300～3 500 m是亚高山灌木植被带，代表性植被是鬼箭锦鸡儿、小叶锦鸡儿（Caragana microphylla）、狭叶锦鸡儿（C.stenophylla）、柠条锦鸡儿（C.korshinaskii）、沙棘（Hippophae rhamnoides）、肋果沙棘（H. neurocarpa）、吉拉柳、杜鹃（Rhododendron simsii）、高山绣线菊、 金露梅 、矮火绒草（Leontopodium nanum）、黄花绿绒蒿（Meconopsis georgei）、飞燕草（Consolida ajacis）等，植被覆盖度70%～90%，枯落物积累厚度6.10 cm。土壤类型是亚高山灌丛草甸土，有效土层厚度为76～81 cm。岩石类型是石灰岩、花岗岩、蛇绿岩和斑岩，成土母质是坡积物。

海拔3 500～3 800 m是高山荒漠草甸草原植被带，代表性植被是嵩草（Kobresia myosuroides）、矮生嵩草（K. humilis ）、西藏嵩草（K. tibetica） 、 高山嵩草（Carex parvula）、高山唐松草（Thalictrum alpinum）、龙胆（Gentiana scabra）、高山早熟禾（Poa alpina）、风毛菊（Saussurea japonica）、疏花针茅（Stipa penicillata）、香青（Anaphalis sinica）、火绒草（Leontopodium leontopodioides）、珠芽蓼、 委陵菜（Potentilla bifurca）、高山绣线菊、 莎草（Cyperus rotundus）、苔状蚤缀（Arenaria musciformis）、垫状点地梅（Aodrosace tapete）等，植被覆盖度60%～80%，枯落物积累厚度4.80 cm。土壤类型是高山草甸土，有效土层厚度为67～73 cm。岩石类型是花岗岩、石英岩、蛇绿岩和石灰岩，成土母质是坡积物。

2研究方法

2.1样品采集

2020年7月，在祁连山北麓中段康乐自然保护站，选择典型的山地栗钙土（海拔2 300～2 600 m，100°07′ E， 38°57′ N）、山地灰褐土（海拔2 600～3 300 m，99°58′ E， 38°53′ N）、亚高山灌丛草甸土（海拔3 300～3 500 m，99°49′ E， 38°46′ N）和高山草甸土（海拔3 500～3 800 m，99°42′ E， 38°42′ N）阴坡为样品采集区。按照典型选样的方法[19]，分别在4个样品采集区内设置 50 m×50 m的样方，每个样方按对角线布置5个样点，从地表垂直向下挖掘土壤剖面，每个剖面点按照0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm间距自下而上逐层采集土样各3 kg，用四分法留1 kg土样风干过1 mm筛，室内测定金属离子。

2.2测定项目

Cd、Pb、Cr、Cu和Zn全量采用石墨炉原子吸收分光光度法、火焰原子吸收分光光度法、原子吸收分光光度法[20] 测定。

2.3数据处理

采用Excel2003和SPSS统计软件进行数据统计分析。

3结果与分析

3.1Cd含量变化特征

由表1可知，4种土壤剖面0～40 cm土层Cd均值变化为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土，山地栗钙土与山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土比较，增加16.67%、27.27%和55.56%（P<0.01）。山地栗钙土0～40 cm土层Cd均值为0.14 mg·kg，对照表2，高于地壳丰度、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值，低于中国环境质量标准和世界土壤;山地灰褐土0～40 cm土层Cd均值为0.12 mg·kg，高于地壳丰度、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤和青海土壤，低于中国环境质量标准和世界土壤，与甘肃背景值相吻合;亚高山灌丛草甸土0～40 cm土层Cd均值为0.11 mg·kg，高于地壳丰度、中国土壤、西藏高原土壤，低于中国环境质量标准、世界土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值;高山草甸土0～40 cm土层Cd均值为0.09 mg·kg，高于西藏高原土壤，低于中国环境质量标准、地壳丰度、世界土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肅背景值，与中国土壤吻合（表2）。4种土壤剖面不同层次Cd含量由大到小依次为0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地栗钙土0～10 cm土层Cd含量为0.16 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加6.67%（P<0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加23.08%和33.33%（P<0.01）;山地灰褐土0～10 cm土层Cd含量为0.14 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加7.69%（P<0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加40.00%和55.56%（P<0.01）;亚高山灌丛草甸土0～10 cm土层Cd含量为0.13 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加8.33%（P<0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加30.00%和62.50%（P<0.01）;高山草甸土0～10 cm土层Cd含量为0.11 mg·kg，与>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加10.00%、37.50%和57.14%（P<0.01）。

3.2Cr含量变化特征

由表1可知，4种土壤剖面0～40 cm土层Cr均值变化为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土，山地栗钙土与山地灰褐土比较，增加7.31%（P<0.05），与山亚高山灌丛草甸土和高山草甸土比较，增加12.71%和14.06%（P<0.01）。山地栗钙土0～40 cm土层Cr均值为78.23 mg·kg，高于地壳丰度、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值，低于中国环境质量标准;山地灰褐土0～40 cm土层Cr均值为72.90 mg·kg，高于地壳丰度、世界土壤、中国土壤和甘肃背景值，低于中国环境质量标准和西藏高原土壤;亚高山灌丛草甸土和高山草甸土0～40 cm土层Cr均值为69.41和68.59 mg·kg，高于地壳丰度和中国土壤，低于中国环境质量标准、世界土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值（表2）。4种土壤剖面不同层次Cr含量由大到小依次为0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地栗钙土0～10 cm土层Cr含量为89.43 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加0.77%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加26.74%和39.36%（P<0.01）;山地灰褐土0～10 cm土层Cr含量为80.48 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加1.54%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加15.63%和29.31%（P<0.01）;亚高山灌丛草甸土0～10 cm土层Cr含量为76.24 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加2.05%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加14.54%和26.81%（P<0.01）;高山草甸土0～10 cm土层Cr含量为74.35 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加1.49%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加10.66%和27.44%（P<0.01）。

3.3Pb含量变化特征

由表1可知，4种土壤剖面0～40 cm土层Pb均值变化为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土，山地栗钙土与山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土比较，增加11.00%、25.11%和40.97%（P<0.01）。山地栗钙土0～40 cm土层Pb均值为19.68 mg·kg，高于地壳丰度和甘肃背景值，低于中国环境质量标准、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤和青海土壤;山地灰褐土0～40 cm土层Pb均值为17.73 mg·kg，高于地壳丰度，低于中国环境质量标准、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值;亚高山灌丛草甸土和高山草甸土0～40 cm土层Pb均值为15.80和13.96 mg·kg，低于中环境质量标准、地壳丰度、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值（表2）。4种土壤剖面不同层次Pb含量由大到小依次为0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地栗钙土0～10 cm土层Pb含量为22.90 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加4.61%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加31.61%和38.62%（P<0.01）;山地灰褐土0～10 cm土层Pb含量为19.85 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加7.82%（P<0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加17.60%和25.87%（P<0.01）;亚高山灌丛草甸土0～10 cm土层Pb含量为17.91 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加6.99%（P<0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加25.68%和27.84%（P<0.01）;高山草甸土0～10 cm土层Pb含量为15.40 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加2.87%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加18.37%和23.70%（P<0.01）。

3.4Cu含量变化特征

由表1可知，4种土壤剖面0～40 cm土层Cu均值变化为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土，山地栗钙土与山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土比较，增加16.01%、35.29%和40.76%（P<0.01）。山地栗钙土0～40 cm土层Cu均值为27.18 mg·@kg，高于地壳丰度、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值，低于中国环境质量标准和世界土壤;山地灰褐土0～40 cm土层Cu均值为23.43 mg·kg，高于地壳丰度、中国土壤、西藏高原土壤和青海土壤，低于中国环境质量标准、世界土壤、青藏高原土壤和甘肃背景值;亚高山灌丛草甸土和高山草甸土0～40 cm土层Cu均值为20.09和19.31 mg·@kg，高于地壳丰度，低于中国环境质量标准、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏高原土壤、青海土壤和甘肃背景值（表2）。4种土壤剖面不同层次Cu含量由大到小依次为0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地栗钙土0～10 cm土层Cu含量为29.35 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加1.28%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加12.63%和20.68%（P<0.01）;山地灰褐土0～10 cm土层Cu含量为26.41 mg·kg，与>10～20 cm土层比较，增加2.01%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加24.17%和31.13%（P<0.01）;亚高山灌丛草甸土0～10 cm土层Cu含量为22.51 mg·kg，與>10～20 cm比较，增加3.35%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加20.70%和29.22%（P<0.01）;高山草甸土0～10 cm土层Cu含量为21.34 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加3.14%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加17.19%和25.68%（P<0.01）。

3.5Zn含量变化特征

由表1可知，4种土壤剖面0～40 cm土层Zn均值变化为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土，山地栗钙土与山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土比较，增加10.85%、22.02%和27.46%（P<0.01）。山地栗钙土0～40 cm土层Zn均值为52.92 mg·kg，高于地壳丰度，低于中国环境质量标准、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏土壤、青海土壤和甘肃背景值;山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土0～40 cm土层Zn均值分别为47.74、43.37和41.52 mg·kg-1，低于中国环境质量标准、地壳丰度、世界土壤、中国土壤、西藏高原土壤、青藏土壤、青海土壤和甘肃背景值（表2）。4种土壤剖面不同层次Zn含量由大到小依次为0～10 cm、>10～20 cm、>20～30 cm和>30～40 cm。山地栗钙土0～10 cm土层Zn含量为56.43 mg·kg，与>10～20 cm土层比较，增加1.46%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加12.34%和14.21%（P<0.01）;山地灰褐土0～10 cm土层Zn含量为51.61 mg·kg，与>10～20 cm比较，增加1.52%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加14.97%和18.32%（P<0.01）;亚高山灌丛草甸土0～10 cm土层Zn含量为48. 39mg·kg，与>10～20 cm土层比较，增加1.15%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加21.46%和29.32%（P<0.01）;高山草甸土0～10 cm土层Zn含量为46.37 mg·kg，与>10～20 cm土层比较，增加1.09%（P>0.05），与>20～30 cm和>30～40 cm土层比较，增加23.46%和27.85%（P<0.01）。

4结论

4.1祁连山康乐自然保护区4种土壤剖面0～40 cm土层Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值变化顺序为山地栗钙土>山地灰褐土>亚高山灌丛草甸土>高山草甸土。山地栗钙土与山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土比较，Cd均值增加16.67%、27.27%和55.56%，Cr均值增加7.31%、12.71%和14.06%，Pb均值增加11.00%、25.11%和40.97%，Cu均值增加16.01%、35.29%和40.76%，Zn均值增加10.85%、22.02%和27.46%，差异达显著和极显著水平。究其原因是山地栗钙土海拔高度低，居民和游客活动频繁，交通排放量大。

4.2山地栗钙土、山地灰褐土、亚高山灌丛草甸土和高山草甸土4种土壤剖面0～40 cm土层Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值低于土壤环境质量标准。

4.30～40  cm土层重金属均值与中国土壤相比，山地栗钙土Cd、Cr和Cu均值高于中国土壤，Pb和Zn均值低于中国土壤;山地灰褐土Cd、Cr和Cu均值高于中国土壤，Pb和Zn均值低于中国土壤;亚高山灌丛草甸土Cd和Cr均值高于中国土壤，Pb、Cu和Zn均值低于中国土壤;高山草甸土Cd均值与中国土壤相吻合，Cr均值高于中国土壤，Pb、Cu和Zn均值低于中国土壤。

4.40～40  cm土层重金属均值与甘肃背景值相比，山地栗钙土Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值高于甘肃背景值;山地灰褐土Cd均值与甘肃背景值相吻合，Cr均值高于甘肃背景值，Pb、Cu和Zn均值低于甘肃背景值;亚高山灌丛草甸土和高山草甸土Cd、Cr、Pb、Cu和Zn均值低于甘肃背景值。

4.5祁连山康乐自然保护区重金属Cd、Cr、Pb、Cu和Zn主要富集在0～20 cm土层，随着土壤剖面垂直深度的增加而递减，各土层之间差异达到显著和极显著水平。

4.6本文只研究了重金属含量分布特征，有关重金属来源、形态、污染指数、风险评价有待进一步研究。

参考文献：

[1] 赵锁志，刘丽萍，王喜宽，等.黄河内蒙古段上覆水、悬浮物和底泥重金属特征及生态风险研究[J].现代地质，2008，22（2）：304-312

[2] 吕玉桦.我国儿童血铅水平现状及对策研究[D].衡阳：南华大学，2014：1-3

[3] 袁学军.大地之殇：“镉米”再敲污染警钟[J].生态经济，2013（9）：14-17

[4] 王德高，李江涛，梁文勖.采煤塌陷区周边土壤典型重金属元素调查与评价[J].煤炭科学技术，2019，47（2）：194-202

[5] 陈为峰，孙其远，宋希亮，等.不同城市功能区绿地土壤重金属分布及其生态风险评价[J].水土保持研究，2019，26（3）：148-153

[6] 张英英，施志国，李彦荣，等.不同耕作方式对民勤绿洲耕层土壤理化性状及重金属含量的影响[J].生态环境学报，2019，28（1）：207-214

[7] 胡昱欣，宋炜，周瑞静.北京市海淀区某些重点企业周边表层土壤重金属污染风险评價与变化趋势研究[J].城市地质，2021，47（2）：194-202

[8] 邹建美，孙江，戴伟，等.北京近郊耕作土壤重金属状况评价分析[J].北京林业大学学报，2013，35（1）：132-138

[9] 张又文，韩建华，涂棋，等.天津市郊农田土壤重金属积累特征及评价[J].生态与农村环境学报，2019，35（11）：1445-1452

[10] 张云芸，马瑾，魏海英，等.浙江省典型农田土壤重金属污染及生态风险评价[J].生态环境学报，2019，28（6）：1233-1241

[11] 董达诚，胡梦淩，罗昱，等.陆良县菜地土壤重金属的污染评价及来源解析[J].环境污染与防治，2021，43（6）：732-737，790

[12] 张大元.重庆市蔬菜基地土壤环境质量状况及对策措施[J].四川环境，2010，29（3）：57-61

[13] 张晓平.西藏土壤环境背景值的研究[J].地理科学，1994，14（1）：49-55，100

[14] 阎海，王杏君，林毅雄，等.铜、锌和锰抑制蛋白核小球藻生长的毒性效应[J].环境科学，2001，22（1）：23-26

[15] 张灿.重金属对鱼类危害及污染防治[J].科技经济导刊，2017（11）：114

[16]  VALLEE B L， ULMER D D. Biochemical effects of mercury， cadmium， and lead[J]. Annual Review of Biochemistry， 1972， 41（10）： 91-128

[17]  STEAD-DEXTER K， WARD N I. Mobility of heavy metals within freshwater sediments affected by motorway stormwater[J]. Science of the Total Environment， 2004， 334/335： 271-277

[18] 赵天雪.康乐林区祁连圆柏大痣小蜂发生及防治[J].林业科学，2020，40（13）：62-63

[19] 魏淑莲.祁连山寺大隆林区4种森林树种土壤酶活性变化特征[J].防护林科技，2021（4）：42-45

[20] 中国科学院南京土壤研究所.土壤理化分析[M].上海：上海科学技术出版社，1978：110-218

[21] 生態环境部，国家市场监督管理总局.GB15618-2018 土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）[S].北京：中国标准出版社，2018

[22] Wedepohl KH.The Compositi on of thecontinen tol crust[J].Geochimica et Cofmochomoca Acta ，1995，59（7）：1217-1232

[23]  中国环境监测中心.中国土壤背景值图集[M].北京：中国环境科学出版社，1990

[24]  中国环境监测总站.中国土壤元素背景值[M].北京：中国环境科学出版社，1990

[25]  成延鏊，田均良.西藏土壤元素背景值及其分布特征[M].北京：科学出版社，1993

[26] 杨安，王艺涵，胡健，等.青藏高原表土重金属污染评价与来源解析[J].环境科学，2020，41（2）：886-894

[27] Cnemc.Background Values of ELements in Soils of China[M].Beijing：China Environmental Science Phina Environmental Scienc PRESS，1990

[28] 张玉琪，张德罡，孙斌，等.天祝不同退化梯度高寒草甸土壤重金属污染及风险评价[J].生态环境学报，2020，29（10）：2102-2109