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新疆博斯騰湖西岸湖濱帶土壤剖面重金屬分布特征及來源分析

2019-12-24 06:47:18阿提姑吐爾洪李新國李志劉彬麥麥提吐爾遜艾則孜
生態(tài)科學(xué) 2019年6期
關(guān)鍵詞:博斯騰湖貢獻(xiàn)率剖面

阿提姑·吐爾洪, 李新國, 李志, 劉彬, 麥麥提吐爾遜·艾則孜

新疆博斯騰湖西岸湖濱帶土壤剖面重金屬分布特征及來源分析

阿提姑·吐爾洪1,2, 李新國1,*, 李志1,2, 劉彬1,2, 麥麥提吐爾遜·艾則孜1,2

1. 新疆師范大學(xué)地理科學(xué)與旅游學(xué)院, 烏魯木齊 830054 2. 新疆干旱區(qū)湖泊環(huán)境與資源實(shí)驗(yàn)室, 烏魯木齊 830054 3. 新疆師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院, 烏魯木齊 830054

采集研究區(qū)耕地、未利用地75個(gè)土壤剖面樣品, 分析其Cr、Ni、Pb、Zn、Cd含量, 利用地累積指數(shù)、Hankason潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)、PCA/APCS受體模型進(jìn)行分析。研究結(jié)果表明: (1)土壤中Cd、Cr、Ni、Pb、Zn含量的總超標(biāo)率依次為89.00%、25.30%、14.70%、30.70%、29.33%, 其中Cr、Zn分別在耕地10—20 cm、20—30 cm層超過新疆土壤背景值的1.04、1.03倍。(2)Cd在耕地20—30 cm層、未利用地10—20 cm、20—30 cm層為輕度污染水平、中度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), 其余剖面層Cr、Ni、Pb、Zn、Cd為無污染水平、輕度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。(3)土壤母質(zhì)對(duì)Cr、Ni、Pb、Zn、Cd的平均貢獻(xiàn)率依次為69.90%、78.80%、63.15%、70.68%、24.64%, 交通污染源對(duì)Pb、Cd的平均貢獻(xiàn)率依次為22.38%、47.39%, 農(nóng)業(yè)活動(dòng)污染源對(duì)Cr、Ni、Cd的平均貢獻(xiàn)率依次為14.30%、6.86%、20.35%。(4)研究區(qū)耕地、未利用地綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)均小于150, 為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

土壤重金屬; 土壤剖面; 地累積指數(shù); APC/APCS受體模型; 湖濱帶

0 前言

隨著我國工農(nóng)業(yè)的發(fā)展, 土壤重金屬污染日益嚴(yán)重, 已成為當(dāng)下熱點(diǎn)問題, 2015年中國耕地地球化學(xué)調(diào)查報(bào)告表明, 全國受重金屬污染耕地面積為11387萬畝, 占調(diào)查耕地面積的8.2%, 其中西北區(qū)占2.6%[1]。重金屬元素具有難降解、遷移速率慢、生態(tài)效應(yīng)復(fù)雜等特點(diǎn), 可通過作物的選擇性吸收, 從而間接危害生態(tài)環(huán)境及人體健康。累積在土壤表層的重金屬元素在自然因素、人類活動(dòng)影響下不斷向下遷移, 導(dǎo)致不同土壤剖面層遭受污染[2], 耕地土壤是農(nóng)業(yè)發(fā)展的基礎(chǔ), 未利用地是濕地恢復(fù)工程的重點(diǎn)對(duì)象之一, 干旱區(qū)內(nèi)陸濕地對(duì)平衡其生態(tài)環(huán)境具有重要意義。

研究表明, 博斯騰湖濕地邊緣農(nóng)田土壤遭受了不同程度的Pb、Cd污染, 也是濕地西岸累積程度較高的重金屬元素[2-4]。濕地邊緣的主要農(nóng)作物類型包括番茄、小麥、油菜等, 不同作物在耕作層的根系深度不同。以對(duì)Cd的積累量來看, 水稻、小麥等屬于中等積累性作物, 油菜、番茄等屬于高積累性作物, 蔬菜的富集能力相比于禾谷類較強(qiáng), 農(nóng)業(yè)土壤較易受到向下遷移重金屬的影響, 因此對(duì)土壤剖面重金屬分布及富集狀況的研究是治理的前提[5] [6]。李雪等利用地累積指數(shù)、潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)了瓊北高背景區(qū)農(nóng)田土壤重金屬的累積狀況及潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)程度[7]。車?yán)^魯?shù)壤脻撛谏鷳B(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)價(jià)了甌江下游流域沉積物重金屬的風(fēng)險(xiǎn)程度[8]。陳丹青等利用PCA/APCS受體模型定量估算各重金屬污染源的平均貢獻(xiàn)量[9]。

目前, 針對(duì)研究區(qū)的研究主要集中在土壤表層重金屬污染狀況及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)方面, 缺少對(duì)土壤剖面重金屬分布特征及定量化其污染來源方面的研究[2-4]。以博斯騰湖西岸湖濱帶典型耕地與未利用地土壤剖面為研究對(duì)象, 運(yùn)用地累積指數(shù)、Hankason潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)分析土壤剖面重金屬富集狀況及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), PAC/APCS受體模型定量研究污染元素平均貢獻(xiàn)率, 為土壤重金屬污染防控與管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

新疆博斯騰湖西岸湖濱濕地位于新疆焉耆盆地博湖縣境內(nèi), 位于82°28′—87°52′E, 42°06′—43°33′N之間, 其年均氣溫9.03℃, 年均降水量83.5 mm,年蒸發(fā)量大于2000 mm, 呈現(xiàn)典型大陸荒漠性氣候[10]。湖區(qū)總面積約為1097.6 km2, 湖周分布約26條農(nóng)田排污渠、約8條S206、X295等路段。研究表明[11], 博湖縣農(nóng)田土壤重金屬污染程度最高、其南部潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)最大、北部基本呈現(xiàn)輕度風(fēng)險(xiǎn), Cd、Pb的污染程度較高。研究區(qū)地下水平均埋深為2.0—3.0 m, 土壤成土母質(zhì)來源較為復(fù)雜, 質(zhì)地以粉砂粒為主[12], 其粒度從西北向東南逐漸減小, 從山前至博斯騰湖土壤類型依次為棕漠土—灌耕棕漠土—灌耕土—潮土—潮土草甸土—灌耕草甸土—典型鹽土。研究區(qū)主要農(nóng)作物為番茄、辣椒、玉米、小麥、向日葵等, 發(fā)展辣椒、番茄加工業(yè), 礦產(chǎn)資源豐富, 由于經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平的不斷提高, 其經(jīng)濟(jì)開發(fā)活動(dòng)不斷增多。

1.2 樣品采集與分析

根據(jù)研究區(qū)地形地貌、植被類型現(xiàn)狀, 結(jié)合野外調(diào)研情況, 分別以地勢(shì)平坦區(qū)域的油葵地、打瓜地、玉米地、辣子地、番茄地、檉柳地、蘆葦?shù)?種不同植被類型土壤剖面樣地為研究對(duì)象, 將長(zhǎng)期未利用裸地作為對(duì)照, 每種植被類型下設(shè)置6個(gè)10×10 m的樣區(qū), 以“S型”曲線隨機(jī)采樣, 樣區(qū)間距大于10 m, 每個(gè)樣區(qū)重復(fù)采集3個(gè)土壤剖面, 不同樣區(qū)、地類編號(hào)分別為1—6、a—e,詳細(xì)記錄樣區(qū)地形地貌類型及土壤剖面特征。土壤剖面由上而下每隔10 cm逐層取樣, 將每個(gè)樣區(qū)同一剖面層土樣混合均勻并去除殘?jiān)? 以四分法取約200 g帶回實(shí)驗(yàn)室晾干, 共計(jì)樣品75份, 研磨通過100目尼龍篩裝入自封袋置于干燥處備用。處理及分析過程參考土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范(HJ/T 166—2004)[13]。

預(yù)處理后的土壤樣品采用HNO3-HCl-HF- HClO4加熱消解法, 等離子體質(zhì)譜儀(ICP—MS)測(cè)定Cr、Ni、Pb、Zn、Cd五種重金屬濃度。其工作原理為將霧處理后的樣品溶液送至ICP矩管內(nèi)發(fā)生蒸發(fā)、解離、原子化等反應(yīng)后, 按照質(zhì)荷比分離重金屬元素, 最終以質(zhì)譜峰面積的大小來表示待測(cè)元素的濃度[14]。評(píng)價(jià)過程參考國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—2018)[15]。采用GBW系列國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)控制測(cè)試過程中的精密度, 被測(cè)重金屬的回收率均在90%以上, 測(cè)試結(jié)果符合質(zhì)量控制要求。每批土樣均做試劑空白樣, 計(jì)算后的重金屬含量數(shù)據(jù)經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后通過了K-S、KOM檢驗(yàn)。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析方法

參考新疆土壤背景值[4,16]、國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級(jí)標(biāo)準(zhǔn)[15],采用地累積指數(shù)()[17]評(píng)價(jià)耕地及未利用地土壤剖面重金屬污染程度:

I=log 2C/(*)

式中,污染為土壤重金屬含量實(shí)測(cè)值,是常數(shù)其值為1.5,為當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸?。其評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)為:≦ 0屬于無污染, 0 <≦ 1為輕度污染, 1 <≦ 2為偏中度污染, 2 <≦ 3為中度污染, 3 <≦ 4為偏重度污染。

采用潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)()[18]評(píng)價(jià)其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),

式中:為單一重金屬污染指數(shù),為重金屬i的實(shí)測(cè)濃度值,為土壤重金屬的參比值, 以國家土壤背景值作為參比值;為重金屬的潛在危險(xiǎn)系數(shù),為土壤重金屬的毒性響應(yīng)系數(shù);為多種金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù),潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指標(biāo)及分級(jí)見表1。

PAC/APCS受體模型是在基礎(chǔ)上定量確定源對(duì)重金屬的平均貢獻(xiàn)量和每個(gè)采樣點(diǎn)的貢獻(xiàn)量[19],其中其為標(biāo)準(zhǔn)化后的濃度, (Z)為零濃度樣本的因子分?jǐn)?shù), APCSp為調(diào)整后的因子分?jǐn)?shù),源對(duì)重金屬元素的回歸系數(shù), 詳細(xì)步驟見文獻(xiàn)[19]。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤剖面重金屬含量特征

由表2可知, 0—50 cm各剖面層Cr、Ni、Pb、Zn、Cd含量變化幅度較大, 其中耕地10—20 cm、20—30 cm層Cr、Zn均值依次為51.20 mg·kg-1、50.94 mg·kg-1、72.87 mg·kg-1、72.91 mg·kg-1, 分別超過新疆土壤背景值的1.04、1.03倍, Ni、Pb、Cd在耕地五個(gè)剖面層含量變化范圍依次為13.95—31.95 mg·kg-1、17.58—36.22 mg·kg-1、19.77—31.55 mg·kg-1、16.03—29.51 mg·kg-1、16.52—26.78 mg·kg-1、9.52—52.39 mg·kg-1、11.23—23.05 mg·kg-1、14.07—23.08 mg·kg-1、10.00—17.59 mg·kg-1、8.49—17.25 mg·kg-1、0.15—0.19 mg·kg-1、0.13— 0.22 mg·kg-1、0.13—0.25 mg·kg-1、0.13—0.31 mg·kg-1、0.09—0.26 mg·kg-1。耕地Cd在五個(gè)剖面層依次超出新疆土壤背景值 1.42、1.42、1.58、1.5、1.42倍。未利用地土壤剖面Ni、Pb含量變化幅度較小, 均接近新疆土壤背景值, 五個(gè)剖面層Cd含量均值依次超過新疆土壤背景值1.50、1.58、1.67、1.75、1.42倍。耕地、未利用地五種重金屬含量均未超過國家土壤背景值。變異系數(shù)在25%—50%之間, 為中等變異, 大于50%為高度變異, 表明其空間分布不均勻, 可能存在點(diǎn)污染源[20]。耕地0—10 cm剖面層Pb的變異系數(shù)為72.55%, 未利用地20—30 cm、30—40 cm層分別為52.26%、70.46%, 為高度變異, 未利用地20—30 cm剖面層Cr、Ni、Zn的變異系數(shù)為依次為37.96%、46.50%、40.12%, 為中度變異, 表明耕地表層、未利用地20—40 cm層存在Pb的局部污染, 20—30 cm層存在Cr、Ni、Zn的局部污染。

表1 各評(píng)價(jià)指標(biāo)及分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)

表2 博斯騰湖西岸湖濱帶土壤剖面重金屬含量統(tǒng)計(jì)

2.2 土壤剖面重金屬地累積指數(shù)

由表3可知, 耕地20—30 cm層Cd的地累積指數(shù)為0.02, 未利用地10—20 cm、20—30 cm層Cd的地累積指數(shù)分別為0.06、0.11, 均為輕度污染程度, 其余剖面層Cr、Ni、Pb、Zn、Cd的地累積指數(shù)均小于零, 為無污染狀態(tài), 表明Cd于耕地20—30 cm層富集、未利用地10—20 cm、20—30 cm層富集, 耕地、未利用地土壤分別在30—50 cm、40—50 cm層處于清潔狀態(tài), 未利用地Cd污染應(yīng)引起重視。

3 土壤剖面重金屬來源分析及貢獻(xiàn)率估算

3.1 土壤剖面重金屬來源分析

由表3、表4可知, 各剖面層累計(jì)方差貢獻(xiàn)率依次為93.48%、96.96%、99.09%、96.24%、98.12%, 均能解釋分析指標(biāo)絕大部分信息。0—10 cm剖面層PC1貢獻(xiàn)率為58.47%, 在Zn上的載荷最高, 為0.96, 根據(jù)表2所示, Zn含量并未超過新疆土壤背景值, 且與CrNi之間顯著相關(guān)(0.76、0.91,<0.05), 說明Cr、Ni、Zn來源相同,因此認(rèn)為PC1代表土壤母質(zhì)來源; Pb的總超標(biāo)率為14.70%, PC2貢獻(xiàn)率為24.96%, 在Pb上的載荷最高, 為0.76, 且與Cd之間顯著正相關(guān)(0.54,<0.01), 即以54%的濃度同時(shí)存在, 受自然、人為因素共同控制,已有研究表明[20-23], Pb主要來源于汽油燃燒、農(nóng)藥、化肥使用等, 因此認(rèn)為PC2代表交通污染源; Cd的超標(biāo)率為89%, 10—20 cm、30—40 cm剖面層PC3上所占載荷分別為0.53、0.40, 30—40 cm層Pb為復(fù)合來源, 與Cd無相關(guān)性??勺鳛檗r(nóng)業(yè)活動(dòng)的標(biāo)識(shí)元素[24-26], 結(jié)合上述統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果, 認(rèn)為PC3為農(nóng)業(yè)污染源。

表3 土壤剖面重金屬地累積指數(shù)

表4 土壤剖面重金屬元素主成分矩陣

3.2 土壤重金屬PCA/APCS分析

由表5可知, 研究區(qū)0—50 cm剖面層5種重金屬元素的三個(gè)主要排放源的相對(duì)貢獻(xiàn)率如表5所示。由對(duì)主成份分?jǐn)?shù)(APCS)的多元回歸結(jié)果可以看出, 五種重金屬元素對(duì)土壤母質(zhì)源的平均貢獻(xiàn)依次為69.90%、78.80%、63.15%、70.68%、24.64%,Cd對(duì)交通污染源的平均貢獻(xiàn)率分別為22.38%,47.39%, Cr、Ni、Cd對(duì)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)源的平均貢獻(xiàn)為14.30%、6.86%、20.35%, 其中Cr、Ni、Cd、Pb為復(fù)合來源, Zn為土壤母質(zhì)來源, 應(yīng)重視交通污染所導(dǎo)致的重金屬污染。從圖1與圖2可知, 耕地潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)大小依次為Cd(17.77)、Zn(1.30)、Pb(0.69)、Cr(0.42)、Ni(0.23), 未利用地潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)大小依次為Cd(19.27)、Zn(1.17)、Pb(0.58)、Cr(0.36)、Ni(0.21), 其綜合潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)依次為20.40、21.59, 耕地、未利用地重金屬污染均屬于輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)水平, 其中Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)最高, 表明Cd是研究區(qū)最主要的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)因子, 應(yīng)加強(qiáng)對(duì)Cd的監(jiān)測(cè)與防治。

表5 土壤剖面重金屬元素相關(guān)性分析

表6 重金屬元素的相對(duì)貢獻(xiàn)源

圖1 耕地潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)箱線圖

Figure1 Potential ecological risk index of cultivated land

圖2 未利用地潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)箱線圖

Figure2 Potential ecological risk index of unused land

4 結(jié)論

阿吉古麗·馬木提[2]等利用因子分析對(duì)焉耆縣耕地表層重金屬來源進(jìn)行解析, 結(jié)果表明, Ni、Pb、Zn等主要受人為活動(dòng)影響, Cr為復(fù)合來源。本研究中Zn主要受自然因素影響, 結(jié)果產(chǎn)生差異的原因極有可能是Zn存在局部污染, 描述統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果表明, 研究區(qū)耕地Zn含量均值在10—20 cm、20—30 cm層超過新疆土壤背景值, Zn的總超標(biāo)率為29.33%, 地累積指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果表現(xiàn)為無富集狀態(tài), 其準(zhǔn)確來源還有待進(jìn)一步研究。

麥麥提吐爾遜·艾則孜等[3]對(duì)邊緣濕地土壤重金屬來源的研究結(jié)果表明, Cr、Ni等主要為地質(zhì)來源, 呈現(xiàn)輕度污染, Cd為自然、人為因素共同控制。本研究中, 研究區(qū)Pb主要來源于交通污染, Cd受母質(zhì)、交通、農(nóng)業(yè)活動(dòng)三重來源影響, Cr、Ni受母質(zhì)、農(nóng)業(yè)活動(dòng)共同影響, 其總超標(biāo)率依次為25.30%、14.70%, 對(duì)土壤母質(zhì)來源的平均貢獻(xiàn)率依次為69.90%、78.80%, 所得結(jié)論與麥麥提吐爾遜·艾則孜等研究結(jié)果基本一致。

從來源分析來看, 前人對(duì)于研究區(qū)重金屬來源的分析并未定量化, 本文在前人研究的基礎(chǔ)上, 采用APC/APCS受體模型定量化其來源, 為該區(qū)域土壤重金屬治理檢測(cè)提供科學(xué)依據(jù)。

5 結(jié)論

(1)研究區(qū)耕地、未利用地不同土壤剖面層土壤重金屬有一定程度的積累, 直接威脅生態(tài)環(huán)境。耕地10—20 cm、20—30 cm層Cr、Zn分別超過新疆土壤背景值的1.04、1.03倍, Cd在五個(gè)剖面層依次超出 1.42、1.42、1.58、1.50、1.42倍。未利用地五個(gè)剖面層含量均值依次超過新疆土壤背景值1.50、1.58、1.67、1.75、1.42倍。

(2)在耕地20—30 cm層、未利用地10— 20 cm、20—30 cm層為輕度污染水平, 其余剖面層Cr、Ni、Pb、Zn、Cd為無污染。研究區(qū)Cd為中度潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn), Pb、Cr、Ni存在局部污染, 受自然、人為因素共同影響, 其中Pb在0—10 cm層與Cd正相關(guān), 30—40 cm層與Cd不相關(guān), 相關(guān)系數(shù)分別為0.54、0.25。Cr、Ni、Zn有相同來源, 土壤母質(zhì)對(duì)Cr、Ni、Pb、Zn、Cd的平均貢獻(xiàn)率分別為69.90%、78.80%、63.15%、70.68%、24.64%, 汽油燃燒對(duì)Pb、Cd的平均貢獻(xiàn)率依次為22.38%、47.39%, 農(nóng)業(yè)活動(dòng)對(duì)Cr、Ni、Cd的平均貢獻(xiàn)率依次為14.30%、6.86%、20.35%。

(3)以綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)值來看, 研究區(qū)耕地、未利用地均值分別為19.91、21.18, 表現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)態(tài)勢(shì), 土壤Cd對(duì)的貢獻(xiàn)率為89.79%, 因此需加強(qiáng)防范土壤Cd的污染風(fēng)險(xiǎn), 以期維護(hù)研究區(qū)生態(tài)安全。

[1] 中國耕地地球化學(xué)2015年度調(diào)查報(bào)告[R]. 國土資源部中國地質(zhì)調(diào)查局, 2016.

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Distribution characteristics and sources of heavy metals in soil profile of lakeside zone on the west bank of Boston lake, Xinjiang

ATIGUL Turgun1,2, LI Xinguo1,*, LI Zhi1,2, LIU Bin1,2, Mamattursun Eziz1,2

1. College of Geographic Sciences and Tourism, Xinjiang Normal University, Urumqi 830054, China 2. Xinjiang Laboratory of Lake Environment and Resources in Arid Zone, Urumqi 830054, China 3. College of Life Sciences, Xinjiang Normal University, Urumqi 830054, China

This paper studied the effects of two greening technologies on maintaining and greening of slope, and try to find the optimum method for slope protection. Two slopes were made green by using Hydromulching System and Soil Crete System, respectively. The greening index of two slope including total coverage, biomass, density of plant, and pH value, the substrate thickness of soil were observed in 2005, 2009 and 2014. From 1999 beginning of the experiment, the results showed that after 15 years of natural evolution, the slopes kept high vegetation coverage by using two ecological governance methods, where vegetation cover rate was more than 80.6%. Compared with the Hydromulching System, the technology of Soil Crete System was a more advantage method for greening and protection slope, which could keep higher vegetation coverage, plant density, and less base material loss. The Soil Create System had more long-term ecologicalmaintenance, protection, and greening effect. Moreover, the key factor of maintaining long-term vegetative greening for slope using technology of the Hydromulching System was by engineering technology to prevent and control the loss of slope base material.

ecological slope protection; spray technique; vegetation advantage; matrix fiber soil stability

10.14108/j.cnki.1008-8873.2019.06.008

X825

A

1008-8873(2019)06-053-07

2018-10-08;

2018-11-17

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41661047, 41561073)

阿提姑·吐爾洪(1993—), 女, 碩士研究生, 主要從事干旱區(qū)土壤資源變化及其遙感應(yīng)用研究, E-mail: atigu626@163.com

李新國, 男, 教授, 主要從事干旱區(qū)資源環(huán)境及其遙感應(yīng)用研究, E-mail: onlinelxg@sina.com

阿提姑·吐爾洪, 李新國, 李志, 等. 新疆博斯騰湖西岸湖濱帶土壤剖面重金屬分布特征及來源分析[J]. 生態(tài)科學(xué), 2019, 38(6): 53–59.

ATIGUL Turgun, LI Xinguo, LI Zhi, et al. Distribution characteristics and sources of heavy metals in soil profile of lakeside zone on the west bank of Boston lake, Xinjiang[J]. Ecological Science, 2019, 38(6): 53–59.

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