AUTHOR: XIANG HUANG

Water Quality in The Tibetan Plateau 

Chemical Evaluation of the Headwaters of Four Major Asian Rivers 

Publications of the University of Eastern Finland Dissertations in Forestry and Natural Sciences 

2  

University of Eastern Finland Faculty of Science and Forestry 

Department of Environmental Science Kuopio 2010 

                   

      

Kopijyvä Kuopio, 2010 

Editor Prof. Pertti Pasanen Distribution: 

Eastern Finland University Library / Sales of publications P.O.Box 107, FI‐80101 Joensuu, Finland 

tel. +358‐50‐3058396 http://www.uef.fi/kirjasto 

 ISBN 978‐952‐61‐0019‐7 (Paperback); ISSNL 1798‐5668; ISSN 1798‐5668 

ISBN 978‐952‐61‐0020‐3 (PDF); ISSNL 1798‐5668; ISSN 1798‐5676     

 

Authorʹs address:  

University of Eastern Finland  Department of Environmental Science Laboratory of Applied Environmental Chemistry Patteristonkatu 1 FI‐50100 MIKKELI, FINLAND Tel. +358 40 355 3709 Fax +358 15 336 013 E‐mail: xiang.huang@uef.fi   

Supervisors:  

Professor Mika Sillanpää, Dr. Tech. University of Eastern Finland Department of Environmental Science Laboratory of Applied Environmental Chemistry Patteristonkatu 1 FI‐50100 MIKKELI, FINLAND E‐mail: mika.sillanpaa@uef.fi  Professor Emeritus Egil Gjessing, Ph.D. University of Oslo Department of Chemistry P.O. Box 1033 OSLO 0315, NORWAY  E‐mail: egil.gjessing@kjemi.uio.no   

Reviewers:  

Senior Research Scientist / Adjunct Professor,  Thorjørn Larssen, Ph.D. Norwegian Institute for Water Research (NIVA) / University of Oslo NIVA address: Gaustadalléen 21, NO‐0349 OSLO, NORWAY E‐mail: thorjorn.larssen@niva.no  Professor Igor M. Villa, Ph.D. University of Berne, Switzerland / University of Milan, Italy  Switzerland address:  Institute of Geological Sciences, Baltzerstrasse 3  3012 BERN, SWITZERLAND  E‐mail: igor@geo.unibe.ch   

Opponent:  

Senior Lecturer Albert Galy, Dr. University of Cambridge Department of Earth Sciences  Downing Street, Cambridge  CAMBIRDGESHIRE, CB2 3EQ UNITED KINGDOM albert00@esc.cam.ac.uk  

ABSTRACT:

Information on water quality of Asian major  rivers draining Tibetan Plateau  is  limited, even though these rivers play a significant role in lives of more than one third of world’s population. The purpose of this study was to contribute to the knowledge of the chemical quality of  these major rivers on  the Plateau,  to address major natural  factors governing the spatial variation and to identify possible sources for contamination. 

Water  samples  from a  total of 159  sampling  sites along  the Yangtze River, Mekong River, Salween River, and Yarlung Tsangpo (Brahmaputra) in the Plateau were collected during spring 2006, later summer 2007 and early autumn 2008. Included in this work are also a case study of the drinking‐water quality in Lhasa city and a study of influence of a natural heavy metal enriched subsurface water and mining activity on the surface water quality  in  the  central  Tibet.  Samples were  subjected  to  a  total  of  34  physicochemical quality parameters, including major cations, anions, trace elements, and nutrients. 

The  solutes  in  the  Tibetan  rivers were  dominated  by Ca2+  and HCO3‐and  that  the dissolved matter  is  on  average  the  double  of  that  of  rivers  in  other  parts  of world. Elevated concentrations of Na+, Cl‐, and SO42‐, being largely influenced by evaporites and drainage from saline lakes/geothermal waters, are a significant contributor to these high concentrations of solutes. Oxidation of sulfides is in addition an important source for the high SO42‐ in these waters. The spatial distributions of these major solutes in these waters are relatively homogenous. Multivariable analysis shows that geology and climate are the major factors governing the spatial variation. In spite of alkaline nature of these waters, the  average  levels of dissolved  trace  elements  in  the Tibetan  rivers  are high  and  their concentrations varied  considerably. Nevertheless,  the  levels of Ag, Cd, Co, Cr, and Hg are negligible in all studied waters. 

The  headwaters  of  these  Asian  major  rivers  in  the  Plateau  can  be  considered undisturbed. However,  rapidly  increased mining  activities  pose  a  high  risk  of  heavy metal pollution for the local environment and a potential threat to the downstream water quality.   Universal Decimal Classification: 502.51, 504.61, 543.33, 543.34, 556.114.6, 556.53 CAB  Thesaurus:  water  quality;  river  water;  rivers;  Asia;  Tibet;  physicochemical properties; chemical composition; chemical analysis; ions; cations; anions; heavy metals; trace  elements;  nutrients;  multivariate  analysis;  spatial  distribution;  spatial  variation; geology;  climate;  climatic  factors;  climatic  change;  mining;  contamination;  water pollution   

 

                         

 

  

                   

 Cover picture: Yarlung Tsangpo at its headwater region, western T.A.R., Oct. 2008.  

Above:  Salween in Pasho, eastern T.A.R., Aug. 2009. 

    

Right:  Mekong River in Markham, eastern T.A.R., 18 Aug. 2009.  

 

                                     

 

     

   

   

Dedicated to people I love To the Land of  Snow  and its rivers Over which the Sun will always shine 

                       

 

                                  

  

 

Acknowledgments 

The  research  work  for  this  PhD‐thesis  was  carried  out  at  the Laboratory of Applied Environmental Chemistry  in Mikkeli.  I am highly grateful to Kone Foundation of Finland and the Network for University  Co‐operation  Tibet‐Norway  in  Norway  for  research grant. Special  thanks  to my home university, Tibet University  for supporting me to carry out this thesis work abroad.   

It is truly a difficult task for me to put my emotions into words to  thank  for  all  the  help  I  have  received  from  so many  people during my working on  this  thesis.  “Thank you very much” does not seem sufficient, but it is said from the bottom of my heart!   

I  want  to  express  my  sincere  gratitude  and  respect  to  my supervisor,  Professor  Mika  Sillanpää  for  he  has  shared  his animated  energy  on Tibet  and  its water  environment. My hearty appreciations  to  him  for  he  has  kindly  provided  the  research funding and superb laboratory facilities and office working space. I also  deeply  appreciate  for  his  encouragements  during  the whole course of this work. My warmest gratitude also goes to him for his constructive  suggestions  and  comments  on  sampling  practice during the field trips. 

I am deeply grateful to my co‐supervisor, Professor Emeriti Egil Gjessing  and my papers  co‐author, Professor Rolf D. Vogt  at  the Department  of Chemistry, University  of Oslo  (UiO), Norway  for their  expert  advice  on  this work.  I have  always been  amazed by their time efficient and detailed comments on the manuscripts. It is such  a  luxury  experience  to work  on  these  comments  and  their inspirational  input  to  the manuscripts. These  experiences will  be greatly beneficial  to me  for  the years  to  come.   My appreciations also to them for providing excellent working space for me in Oslo University at  the Department of Chemistry during my short  time research visiting.  I am  indebted also  to Prof. Rolf D. Vogt  for his valuable  comments  and  revision  of  the  English  language  of  the thesis manuscript. 

 

My  sincere  thanks  are due  to  the official pre‐examiners of  the thesis, Professor  Igor M. Villa  (University of Berne, Switzerland  / University  of Milan,  Italy)  and Dr. Thorjørn Larssen  (Norwegian Institute for Water Research, NIVA / University of Oslo, Norway), for their encouraging and constructive comments. 

I also want  to express my profound appreciations  to Professor Yngvar Gjessing  (University  of  Bergen, Norway)  for  his  endless support during my stay abroad; hosting every year Christmas Eve Party for me and my Tibetan fellows easing loneliness in these cold and  dark  winters. Ms  Bente  E.  Bjørknes  (University  of  Bergen, Norway)  is warmly  thanked  for sharing her energetic  thoughts  to solve  the  problems  in  some  difficult  time  of  life.  My  sincere appreciations are also due  to  the  supervisor of my Master  thesis, Professor Otto Grahl‐Nielsen  (University  of Bergen, Norway)  for his endless encouragements. 

I  am  grateful  to  Professor  Emeriti  Hans  Martin  Seip  at  the University  of  Oslo,  Norway;  Professor  Gunnhild  Riise  and Professor Jan Mulder at the Norwegian University of Life Sciences, Norway; Dr Marja‐Liisa Räisänen  at  the  Finnish Geology  Survey (GTK) for  their  insightful discussions and comments on  the  thesis work. Mr Håvard Hovind  at  the Norwegian  Institute  for Water Research  is thanked for his advice on sampling preparation at the starting of this work; Mr Martti Pouru, Ms Sari Seppäläinen at the Mikkeli University of Applied Sciences (MAMK), Finland, and MSc (Tech.)  Eveliina  Repo  at  Laboratory  of  Applied  Environmental Chemistry (LAEC), Kuopio University are thanked for their skillful assistances  in GFAAS and ICP analyses. I want also  to  thanks Dr. Stanislav Rapant at the Geological Survey of Slovak Republic, and Professor Kang Shichang, Professor Zhu Liping and their research group  at  the  Institute  of  Tibetan  Plateau  Research,  Chinese Academy of Sciences for the useful discussions. My thanks are also conveyed to the articles co‐author senior assistant Sirpa Peräniemi at the Department of Biosciences, University of Kuopio. 

Many thanks go to my friends in Tibet for being, at one time or another, with me  on  the  phone  during my  stay  abroad.  Special credit  goes  to my  dear  friends  Yangzom  and  Tseyang  for  their efforts  making  the  sampling  trips  in  Tibet  possible.  I  am  also 

 

thankful  to my  colleagues  at  LAEC  and my  friends  in  Finland. People come and people go, yet the link remains and finally comes my  time  to  leave. Special  thanks  to Heikki Särkkä  for his endless help in my stay in Mikkeli. 

My hearty thanks to my mother, Lhadroma, and my late father for  their understanding and endless  love, which have blessed me throughout my whole  life. My  large  family  is  thanked  for  taking care of my children during my  leave  for working abroad. Special thanks to Lhagchong for her sacrifice and taking care of my family. My unlimited appreciation goes  to Pasang for his  loving supports and  encouragements  during  all  these  years.  Finally, my  dearest two  daughters,  Dezhun‐la  and  Pemu,  I  can  not  ask  them  for understanding  of  being  away  from  them  for  years,  but  they  are thanked for being an inspiration of my hard research life and they are loved by my soul!                                                                                                                                                              Mikkeli, November 2009 

                                                                                        Huang Xiang 

      

 

                                    

 

 

Abbreviations   

a.s.l.  above sea level AAS  Atomic Absorption Spectrometry  BG  Borosilicate Glass  CV ‐ AFS  Cold Vapor‐ Atomic Fluorescence Spectrometry  DOM  Dissolved Organic Matter  EC  Electrical Conductivity  FI ‐ AAS  Flow Injection – Atomic Absorption Spectrometry  GB  Chinese National Standards GFAAS  Graphite Furnace Atomic Absorption     

Spectrometry HF  High Flow HPLC  High Performance Liquid Chromatography IC  Ion Chromatography ICP  Inductively Coupled Plasma ICP ‐ AES   Inductively Coupled Plasma – Atomic Emission 

Spectrometry ICP ‐ OES  Inductively Coupled Plasma – Optical Emission 

Spectrometry LF  Low Flow LOD  Limit of Detection  LOQ  Limit of Quantification LSI  Langelier Saturation Index MEP  Ministry of Environmental Protection of the 

People’s Republic of China MOH  Ministry of Health of the People’s Republic of 

China MOH & SAC  Ministry of Health of the People’s Republic of 

China & Standardization Administration of the People’s Republic of China 

PC  Principal Component PCA  Principal Component Analysis PE  Polyethylene  PMB  Phosphormolybdenum Blue  PP  Polypropylene  QPs  Quality Parameters 

 

RSI  Ryznar Stability Index SEPA  State Environment Protection Administration of 

the People’s Republic of  China SM  Suspended Material St.  Sampling Site  T.A.R.   Tibet Autonomous Region TDN  Total Dissolved Nitrogen TDP  Total Dissolved Phosphorus TDS  Total Dissolved Solid TPRWHS  Three Parallel River World Heritage Site   WHO  World Health Organization  

                         

 

 

LIST OF ORIGINAL PUBLICATIONS

This thesis consists of a summarizing review including some unpublished data and the following original research papers, which are referred to in the text by their respective Roman numbers given below.    

    

I Huang, X., Sillanpää, M., Bu‐duo & Gjessing, E.T., 2008. Water quality in the Tibetan Plateau: metal contents of four selected rivers. Environmental Pollution, 156 (2), pp.270‐277. 

 II Huang, X., Sillanpää, M., Gjessing, E.T. & Vogt, R.D., 2009. 

Water quality in the Tibetan Plateau: major ions and trace elements in the headwaters of four major Asian rivers. Science of the Total Environment, 407 (24), pp.6242‐6254.  

 III Huang, X., Sillanpää, M., Gjessing, E.T., Peräniemi, S. & Vogt, 

R.D., 2010. Water quality in the Southern Tibetan Plateau: chemical evaluation of the Yarlung Tsangpo (Brahmaputra). River Research and Applications, In Press. DOI: 10.1002/rra.1332. 

 IV Huang, X., Sillanpää, M., Gjessing, E.T., Peräniemi, S. & Vogt, 

R.D., 2010. Environmental risk assessment of mining activities on the surface water quality in Tibet: Gyama valley. Under review.   

  

       

 

                                    

 

Contents 

1. Introduction....................................................................................... 19 2. Study background ............................................................................. 21 2.1 WATER RESOURCES OF THE TIBETAN PLATEAU .............. 21 2.2 WATER QUALITY ASSESSMENTS IN THE TIBETAN 

PLATEAU ....................................................................................... 22 2.3  CONTROLLING FACTORS OF WATER QUALITY IN THE 

TIBETAN PLATEAU..................................................................... 24 2.3.1  Natural processes ‐ weathering and erosion................................. 24 2.3.2  Mining activities .......................................................................... 24 2.3.3  Municipal wastes.......................................................................... 25 2.3.4  Climate changes............................................................................ 26 2.4  GEOLOGY AND CLIMATIC ENVIRONMENT OF THE 

TIBETAN PLATEAU..................................................................... 26 2.5  MAJOR RIVER CATCHMENTS .................................................. 28 2.5.1  Yangtze River ............................................................................... 28 2.5.2  Mekong River ............................................................................... 29 2.5.3  Salween River ............................................................................... 30 2.5.4  Yarlung Tsangpo.......................................................................... 31 2.6 WATER QUALITY GUIDELINES ............................................... 32 2.6.1  WHO guidelines........................................................................... 32 2.6.2  China’s standards ......................................................................... 33 3. Objectives of this study ................................................................... 35 4. Materials and methods .................................................................... 37 4.1  SAMPLING PROCEDURE ........................................................... 37 4.2  SAMPLE HANDLING AND PRESERVATION ........................ 38 4.3  IN‐SITU MEASUREMENTS ......................................................... 39 4.4  LABORATORY ANALYSES......................................................... 39 4.4.1  Major cations and trace elements ................................................. 39 4.4.2  Mercury........................................................................................ 40 4.4.3  Anions and NH4+.......................................................................... 41 4.4.4  Total dissolved sulfur ................................................................... 41 4.4.5  TDP, TDN and silica ................................................................... 41 

 

4.5  STATISTIC METHODS AND DATA ANALYSIS ..................... 42 5. Results and discussion ..................................................................... 45 5.1  DATA COLLECTION.................................................................... 45 5.2 WATER CHEMISTRY OF THE TIBETAN RIVERS ................... 45 5.3  RIVER WATER QUALITY............................................................ 51 5.3.1  Yangtze River ............................................................................... 51 5.3.2  Mekong River ............................................................................... 52 5.3.3  Salween River ............................................................................... 53 5.3.4  Yarlung Tsangpo.......................................................................... 53 5.4  MAJOR CONTROLLING FACTORS OF THE TIBETAN RIVER 

CHEMISTRY................................................................................... 54 5.5  DRINKING WATER QUALITY – A CASE STUDY IN LHASA 

CITY ................................................................................................. 56 5.6  MINING IMPACT ON THE SURFACE WATER QUALITY – A 

CASE STUDY IN GYAMA VALLEY........................................... 57 6. Conclusions and further research ................................................... 59 7. References ........................................................................................... 63 8. Appendices ......................................................................................... 69  

           

 

19 

1. Introduction 

The Tibetan Plateau is called the “Water Tower of Asia” as it is the source  of  the  eight  largest  rivers  in  Asia.  These  rivers  have perennial flow throughout the year and operate as essential lifeline of the people on the Plateau and the downstream nations. Access to adequate amount and quality of water is a major limiting factor for the development in many parts of these countries (Kruawal, et al., 2005; Shinkai, et al., 2007). 

In  spite  of  these  rivers’  significance,  knowledge  and understanding  of  the water  quality  of  these water  resources  are limited. This is partially because of the environment in the Tibetan Plateau  has  traditionally  been  considered  pristine.  In  addition, limited accessibility to these rivers and their tributaries in this high mountain  range  of  the Plateau  has  led  to  a  restricted  number  of studies  on  the  rivers. There  is  growing public  concern  about  the potential effects of rapid economic development and demographic changes on the Plateau’s fragile environment (e.g. Lin, et al., 2007, p.  240;  Sun,  2007). One  of  these major  concerns  is  related  to  the potential  impact of  the  rapidly  increased mining activities on  the Plateau’s  ecosystem  (Lin,  et  al.,  2007).  Furthermore,  there  is  a concern  to  the  effect of  climate  change  (global warming)  and  the resulting changes  in hydrological conditions on  the availability of the water from the Plateau (Barnett, et al., 2005; Chen, et al., 2007; Immerzeel,  2007).  As  weathering  and  erosion  in  the  Plateau  is related  to  the  climatic  condition  (Liu,  et  al.,  2005;  Tipper,  et  al., 2006a),  climate  change  may  also  play  a  significant  role  in controlling major chemical fluxes of the rivers draining the Tibetan Plateau. In order to assess future changes in the water quality, due especially  to  the  increasing mining activity and urbanization,  it  is important  to  conduct  a  systematic  assessment  to  establish  a chemical database of quality state of  these rivers. Furthermore,  in order  to  predict  effects  of  a  changing  environment  on  the water 

 20 

quality there is a need to assess the main factors governing spatial and temporal variation in water chemistry.  

In  this  work,  water  quality  of  the  headwaters  of  four major Asian rivers, i.e. the Yangtze River, the Mekong River, the Salween River  and  the  Yarlung  Tsangpo  (Brahmaputra)  draining  the Tibetan  Plateau was  disclosed  and  evaluated,  and major  factors controlling the chemistry of these waters were identified (Papers I‐III). An assessment of potential  impact of mining activities on the regional  surface  water  quality  in  the  central  Tibet  was  also conducted  (Paper  IV). A  simple evaluation of  the drinking‐water quality  in  the  largest city of  the Plateau, Lhasa,  the capital city of the Tibet Autonomous Region (T.A.R.), is included (supplementary data  in  the  thesis  summary).  The  results  presented  here  provide new  information on the current chemical characteristics of surface water and drinking‐water  in  the “Water Tower of Asia” and offer background and reference for future studies.     

                    

21 

2. Study background 

2.1 WATER RESOURCES OF THE TIBETAN PLATEAU

Within the Tibetan Plateau there are more than 100 rivers that have catchments area larger than 2 000 km2, and there are 20 rivers that have drainage areas above 10 000 km2  (Guan & Chen, 1980; He & Feng, 1996). The Plateau is called the “Water Tower of Asia” as it is the source for the eight largest rivers in Asia: 1. The Huang He, 2. The Yangtze River, 3. The Mekong River, 4. The Salween River, 5. The  Irrawaddy,  6.  The  Brahmaputra  (Yarlung  Tsangpo),  7.  The Ganges, and 8. The Indus (Figure 1). These eight rivers are among the 25 largest rivers in the world (Meade, 1996), flowing through to the most populous regions on earth, constituting the water sources for about one third of the world’s population. 

  

5. Irrawaddy

1. Huan

g He

8. Indus

7. Ganges

1 000 miles

Tibetan Plateau

2.Yangtze River• April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• 36 sampling sites• Main stream: > 800 km

3. Mekong River• April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• 21 sampling sites• Main stream: > 500 km

4. Salween River• April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• 17 sampling sites• Main stream: < 20 km

6. Yarlung Tsangpo • April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• Sep.-Oct. 2008• 85 sampling sites• Main stream: > 1600 km©2009 Microsoft Corporation ©2009 NAVTEQ

5. Irrawaddy

1. Huan

g He

8. Indus

7. Ganges

1 000 miles

Tibetan Plateau

2.Yangtze River• April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• 36 sampling sites• Main stream: > 800 km

3. Mekong River• April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• 21 sampling sites• Main stream: > 500 km

4. Salween River• April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• 17 sampling sites• Main stream: < 20 km

6. Yarlung Tsangpo • April-May 2006• Aug.-Sep. 2007• Sep.-Oct. 2008• 85 sampling sites• Main stream: > 1600 km©2009 Microsoft Corporation ©2009 NAVTEQ  

 Figure 1: The eight  largest Asian rivers originating  from the Tibetan Plateau. Sampling information of the four rivers studied in the present work is listed at the right.      

 22 

The  Tibetan  Plateau  is  also  endowed  with  more  than  1  600 natural lakes with surface area above 1 km2 and almost 40 lakes of area larger than 50 km2. There are five lakes having a surface area above 1 000 km2. Notably, more than 350 are saline lakes of various types,  representing  42%  of  the  total  area  of  lakes  in  the  Plateau, with  salinities  from  less  than  3  to  over  500  parts  per  thousand (Zheng,  1997,  p.  xiii).  These  saline  lakes  are  of  great  interest  for both scientific research and economic development owing to  their unique and abundant mineral resources.  

2.2 WATER QUALITY ASSESSMENTS IN THE TIBETAN PLATEAU

There is very little information available on the chemical properties of  these world’s  large  rivers draining  the Tibetan Plateau. This  is mainly because of  limited accessibility to these rivers and that the Plateau’s  environment  has  traditionally  been  considered  as pristine. On the other hand, the quality of these rivers downstream from the Plateau has received attention, to various degrees, due to severe  deterioration  of  the  water  quality  relating  to  the  large population  and  rapid  economic development  in  the downstream countries.  

To  the  south  in  India,  70%  of  surface water  resources  and  a growing percentage of groundwater reserves are contaminated by organic and inorganic micropollutants and microorganisms. These pollutions are mainly due to discharge of untreated municipal and industrial  wastes  (Girija,  et  al.,  2007;  MoEF,  2009;  Goldar  & Banerjee, 2004). A number of studies have shown that discharges of untreated  wastewater  into  the  large  rivers  in  India  are  also responsible for heavy metal contaminations in both the river water and  bed  sediments  (Purushothaman &  Chakrapani,  2007;  Singh, V.K.,  et  al.,  2005).  In  spite  of  the  severe water  problems  in  the country,  the water  quality monitoring  program  seems  not  to  be followed up satisfactorily (Goldar & Banerjee, 2004 and references therein).  In  addition,  unsafe  groundwater,  with  detrimental concentrations  of  F‐  and As,  poses  a  great  risk  for more  than  80 million people in the country (MoEF, 2009). 

23 

To  the  east  in  China,  despite  sophisticated  surface  water monitoring  program  (consists  of  109  quality  control  parameters) and environmental standards, currently 90 million people have no access  to  clean  drinking  water  (Li,  2009)  and  about  50%  of country’s major river watersheds are severely polluted by domestic and  industrial  effluents. A  total of  557 billion  tones of municipal wastes  and  industrial wastewater were  generated  nationwide  in 2007  (MEP,  2008),  amongst,  57%  of  that was discharged  into  the Yangtze River basin alone. This has  led to about 15% of the water in this river basin has a quality that fails to reach the criteria of the lowest water grade (V Grade) (CWRC, 2008). Recent measurements of some trace elements (As, Pb, Cd, Cr, Cu, Ni, Hg and Zn) in the middle  and  lower  reaches  of  the  Yangtze  river,  showed  that  all these elements, in both their dissolved and particulate phases had a higher  concentrations  today  than  estimates  made  20  years  ago (Müller, et al., 2008; Zhang, 1995).   

Water pollution  is  also  one  of  the most  critical  environmental problems in the countries downstream from the Plateau and access to  adequate water  is  a major  limiting  factor  for  development  in many parts of these countries (Kruawal, et al., 2005; Shinkai, et al., 2007).  The  quality  statue  of  the  runoff  water  from  the  Tibetan Plateau to the downstream areas is therefore significant. 

One  of  the  earliest  studies  on  water  chemistry  of  the  rivers draining  in  the  Tibetan  Plateau  was  by  Hu,  et  al.  (1982).  This publication,  however,  based  on  four  samples  from  the  Yarlung Tsangpo and  its tributaries near Lhasa,  included only  information on major  ions  (i.e. Na+, K+, Mg2+, Ca2+, Cl‐,  and SO42‐)  and  silicon. Since then a number of studies on the Yarlung Tsangpo and other major  rivers  have  been  conducted  both  at  the  Plateau  and downstream  (Chetelat,  et  al.,  2008; Galy &  France‐Lanord,  1999; Hren, et al., 2007; Singh, S.K., et al., 2005; Wu, et al. 2008a, 2008b). However,  these  have  also  focused  on  contributing  knowledge  of major ion composition and related to weathering/erosion processes in the river catchments and to the sediment transportation.  

To date, a systematic assessment of the effect of natural process as well  as  the present anthropogenic  factors governing  the water quality in the Plateau has not been conducted.  In fact, the present 

 24 

chemical  state  of  these major  Asian  rivers  draining  the  Tibetan Plateau  is not  yet defined. This  lack  of  knowledge  is  compelling considering these rivers’ major role as the water sources for most of Asia’s  population.  This makes  it  urgent  to  establish  a  database showing the present quality of these enormous water resources as a reference for future changes. 

2.3 CONTROLLING FACTORS OF WATER QUALITY IN THE

TIBETAN PLATEAU

2.3.1 Natural processes ‐ weathering and erosion The Himalayan  region has a high  rate of weathering and erosion (e.g. Hren, et al., 2007; Singh, S.K., et al., 2005). An early estimation has stated that half the world’s river sediment is derived from the Himalayan  region  and  its  environs  (Meade,  1996),  owing  to  the unique tectonic uplift feature of the Plateau and steep slopes along the  river  courses.  In  relatively  undisturbed  continental environments,  the  surface  water  chemistry  is  to  a  large  extent reflected  by  the  soil  constituents  in  the  catchments.  Soils  on  the Plateau  are  weakly  developed  and  the  content  of  soil  organic matter is scarce (Zhang, et al., 2002). Weathering and erosion of the soil parent materials, as well as  the underlying  lithologies within the river catchments, provide,  therefore, a key contribution  to  the chemical  loading  of  these  Tibetan waters  (e.g. Hren,  et  al.,  2007; Singh, S.K., et al., 2005; Tian, et al., 1993; Wu, et al., 2008b; Zhang, et al., 2002).  

2.3.2 Mining activities The Tibetan Plateau is further renowned for its large ore resources. Beginning from early 1950s, several large mineral deposit belts and over 100 sorts of mineral resources, including over 45% of China’s chromite  deposit  and  significant  deposition  of  copper,  lithium, iron, boron and gold have been identified in the region (Lin, et al., 2007,  p.  21‐69).  Amongst  these,  in  the  central  Tibet  along  the northern  bank  of  the  Yarlung  Tsangpo,  the  Gandise  porphyry copper belt  (600 km  × 120 km)  is believed  to be one of  the  three 

25 

largest  porphyry  belts  in  the  world  (Zheng,  et  al.,  2007).  The Plateau  is  furthermore believed  to have a significant potential  for further  future  discoveries  of  large  mineral  deposits,  since  the Plateau’s geological history is favorable for mineralization (Zheng, et  al.,  2007; Zhong,  2002). Encouraged  by  the  convenience  of  the newly  operated  railway,  in  addition  to  accelerating  economic growth  in Tibet and  the general supply shortage  in whole China, the mining  industry  in the Plateau has received high priority and, hence,  started  playing  significant  role  in  the  regional  industrial development. 

Mining  and  its waste  disposal  is  an  important  environmental threat  worldwide.  Nearly  20  years  of  industrial  scale  mining operations  have  been  carried  out  on  the  Plateau.  The  ongoing operations  are  lacking  adequate  management  and  operating experience causing poor planning and waste management  (Lin et al., 2007). Furthermore, since environmental regulations are poorly implemented over the Plateau, there is also a lack of knowledge on the apparent and potential impact of these mining activities on the environment.  This  is  of  particular  concern  with  regards  to  the Plateau’s  vast  supply  of  freshwater.  Accelerated  with  the established  central  China‐Tibet  railway,  large  scale  mining operations  are  launched  and more  are  to  come  on  the  Plateau. Mineral  processing  factories  are  located  within  the  major  river catchments  in  the  Plateau.  Apparently,  the  huge  amounts  of mining  wastes  that  are  generated  by  these  activities  pose  a significant  threat  to  the  region’s  surface  water  and  the  fragile environment.       

2.3.3 Municipal wastes  The  Tibetan  Plateau,  within  the  T.A.R.  hosts  a  population  of 2,840,000.  In  spite  of  that  the  majority  of  this  population  is concentrated  within  the major  river  basins;  no municipal  waste treatment  facility  exists  in  the  region.  Municipal  wastes  have traditionally been dumped  into the rivers and solid waste  is piled in  landfills  near  the  settlements without  adequate management. Studies on the characteristics of municipal wastes, landfill leachate and proper disposal and treatment in the region are limited (Jiang, 

 26 

et  al.,  2009).  Along  with  the  rapid  economic  development  and dramatic demographic change in the region, Jiang and co‐workers (2009) estimated that the total municipal solid waste generation in 2020 in T.A.R. will be 37% higher than that in 2006. This will pose an additional threat to the quality of water in the Plateau.         

2.3.4 Climate changes   Climate  change  is well documented  to  have  a  negative  effect  on seasonal water availability on  the Tibetan Plateau  (Barnett,  et al., 2005; Chen, X.P., et al., 2001; Chen, Z.Y., et al., 2001a; Guo, et al., 2007;  Immerzeel,  2007).  It  is  also  a  potential  threat  to  the water quality, because it affects the intensity of weathering/erosion in the river basins  (Liu, et al., 2005; Tipper, et al., 2006a). Meteorological studies have demonstrated  that over  the past 40 years  the climate in most part of the Tibetan Plateau is changing from cold and dry to warmer and more moist weather conditions (Du, 2001; Du & Ma, 2004;  You,  et  al.,  2007).  The  air  temperature  increase  over  the Plateau is higher than in other parts of the world (Du, 2001; Du, et al.,  2004).  This  increased  air  temperature  is,  in  particular, pronounced  in  the major  river basins on  the Plateau  (You,  et  al., 2007; Wang,  et  al.,  2001). While  the  mean  annual  precipitation (from 1770s  to 1990s) has  increased at a  rate of about 20 mm per decade (Du & Ma, 2004; Zhang & Tang, 2000) in these river basins. Climate change together with land‐use changes and degradation of grassland on the Plateau are major factors affecting the intensity of the weathering and erosion (Wang, et al., 2007; Zhang, et al., 2007). These  factors  are  consequently  of  importance  for  the  chemical quality of the water.    

2.4 GEOLOGY AND CLIMATIC ENVIRONMENT OF THE TIBETAN

PLATEAU

The  Tibetan  Plateau  covers  an  area  of  2.4  million  km2.  It  is renowned  for  its  numerous  high  mountains,  with  the  Kunlun Mountains in the north, the Tanggulha Mountains in the northeast, the Hengduan Mountains in the east, the Gangdies Mountains and 

27 

the  Nyenchentangla Mountains  stretching  from  the  west  across centre towards southeast, and finally the famous Himalayas on far south margin of the Plateau. The Plateau has an average elevation of more than 4 000 m above sea level (a.s.l.), gradually sloping from the northwest downwards to the southeast. This is coincident with the typical weather type on the Plateau that gradually varies from arid  to semi‐arid  in  the upper northwest  to  the central part of  the Plateau,  to  subtropics  in  the  lower  southeast part  of  the Plateau. The  dominant  vegetation  along  the  same  gradient  are  alpine creeping dwarf semi‐shrubby sand‐gravelly deserts, alpine steppes, alpine meadows, and subtropical forest, respectively (ISSAS, 1986).  

The  Southeast  and  Southwest  monsoon,  with  abundant moisture and high temperature, sweeps up into the region through the major valleys at the east and southeast margins of the Plateau. However, the west and northwest parts of the Plateau are shielded by  the  high  mountains  (Shi  &  Yang,  1985)  and  are  mainly dominated by the continental recycling and the westerlies (Yao, et al., 2008). Mean annual air temperature of the Plateau differs from ‐2.9 °C in the northwest to 11.9 °C in the southeast, and mean annual diurnal  temperature varies  from 17.5  °C  in  the north  to 10.0  °C  in the south. The mean annual precipitation varies from 74 mm in the northwest to 802 mm in the southeast. This uneven distribution of precipitation  is due  to  both  the  impact  of  the monsoons  and  the topography. More  than  80%  of  the  rain  falls  between May  and September  (ECLCT,  2005).  The  Plateau  is  subjected  to  a  high amount of  solar  radiation  compared  to other  regions at  the  same latitude. Annual total amount of global radiation is in the range of 4 000  to 8 000 MJ/m2 and annual  sunshine duration  is between 1 500  and  3  500  h  on  the  Plateau.  This  causes  evaporation  to significantly  exceed  rainfall  on  the  Plateau.  The  annual  total evaporation varies from 2 800 mm to 1 186 mm from the northwest to the southeast part of the Plateau (ECLCT, 2005).  

The  combination  of  the  indeed  complex  topography  and  the nature  of  the monsoonal  climate  has  also  endowed  the  Plateau with  both  large  continental  and  monsoon  maritime  mountain glaciers (Shi & Yang, 1985). In terms of mass, this is then the third largest ice cover on earth (Barnett, et al., 2005). The distribution of 

 28 

these  numerous mountain  glaciers  is  of  great  significance  to  the water resources.    

2.5 MAJOR RIVER CATCHMENTS

In  this work, water quality  in  the headwaters of four major Asian rivers draining in the Tibetan Plateau has been studied. These four rivers,  from  the  eastern  margin  of  the  Plateau  to  the  southern Plateau,  are:  the  Yangtze  River,  the Mekong  River,  the  Salween River and  the Yarlung Tsangpo  (Brahmaputra)  (Figure 1). Details on these rivers are described below.  

2.5.1 Yangtze River  The Yangtze River  is known  as  the Changjiang  (the  long  river)  in China and Drichu in Tibetan. The river upper reaches in the Tibetan Plateau and downstream including the stretch through Sichuan are referred as Jinsha‐Jiang in Chinese. It is the longest river in Asia and the third longest in the world. It ranks fourth in the world in terms of total water discharge to the sea (Chen, et al., 2002; Chen, Z.Y., et al., 2001b). Yangtze River drains nearly 20% of China, and nearly 10%  of  the  world’s  population  is  living  within  its  river  basin (Meade, 1996). The river starts from the Geladandong glacier (more than  6  000 m  a.s.l.)  at  the  Tanggulha Mountains  and  flows  first southwards on the Tibetan Plateau, then north and northeast, and finally  east  until  it  runs  out  in  the  East China  Sea  of  the  Pacific Ocean. The importance of the Yangtze River is not only because of its size, but also due to the significant role that the river plays in the historical and socioeconomic development of China.  

The  river  source  area  lies  close  to  the  transition  zone between alpine steppes and the arid region to the north and west. Of strong significance to the water chemistry  is the dominance of evaporite‐bearing Quaternary  fluvial  deposits,  clastic  rocks  and  limestones bedrocks  in  the upper part  of  the  catchments  (Chen,  et  al.,  2002; Hu, et al., 1982; Wu, et al., 2008a, 2008b). Along the river down to Shigu  town  in west Yunnan  the  river basin  is  comprised of  low‐grade metamorphic rocks, clastic rocks, intermediate‐basic volcanic 

29 

rocks,  granitoid  intrusive  rocks  and  some  fractions  of  ophiolitic melanges  (ISSAS, 1986; Wu, et al., 2008b).  In  the river catchments above Shigu town, the mean annual precipitation is about 470 mm (CWRC,  2008),  though  more  important  is  that  the  annual evaporation  loss  is  two  to  six  times  higher  than  annual precipitation (Zheng, 1997, p. 55). The vegetation types  in most of the Yangtze River basin on the Plateau are alpine meadow, alpine shrub and forest.  

The Yangtze River  is  fed by a number of  large  tributaries. The Yalong River  (1640 km  long and draining 128 000 km2  in area)  is the largest contributor to the main river in its headwaters region. It causes  the  water  discharge  of  the  Yangtze  River  to  double downstream of Panzhihua, one of the heaviest industrialized cities in  Sichuan  Province,  where  it  merges  into  the  main  river.  The source area of  this  tributary  is  composed of  clastic‐ and, volcanic rocks  overlain  by Quaternary  deposits, while  ophiolites,  granites and  volcanic  rocks  are  exposed  along  the  upstream  and middle reaches of the river (Wu, et al., 2008a).  

2.5.2 Mekong River Mekong River  is known  as Lancang‐jiang  in China  and Dzachu  in Tibetan. It  is the 12th  longest river  in the world and the 7th longest river  in Asia.  It  is  ranked  8th  in  terms  of mean water  discharge (Gupta,  2007).  Although  the  actual  source  of  the  river,  in  the eastern Plateau at an elevation of over 5 000 m a.s.l.,  is still under debate (Zhou, et al., 1996; Zhou & Guan, 2001), the headwaters of Mekong  river  bare  the  name  Dzachu  (river  of  rock)  in  Tibetan, reflecting the river’s appearance. Another headwater to Mekong is the Ngomchu. The Dzachu and Ngomchu are some 518 km and 364 km long, respectively, and merge in Chamdo county town into the Mekong River (Lanchang‐jiang) (Chamdo in Tibetan means “join of water”).  From  its  sources,  the Mekong  River  flows  on  rock  in  a steep narrow valley for nearly 80% of its length (Gupta, 2007) and finally ends up in the South China Sea of the Pacific Ocean. As the majority of the catchments of Mekong River are on the Plateau, the watershed is mainly located within the semi‐arid monsoon climate zone.  The  dominant  forms  of  vegetation  are  alpine  steppes  and 

 30 

meadows in the north, and alpine shrub and subtropical forests in the  south  (ISSAS, 1986). Low‐grade metamorphic  rocks, granitoid intrusive  rocks,  clastic  rocks  and  limestones  are  exposed  in  the river catchment from Chamdo along most of the river course on the Plateau. The headwater catchment  is clastic rocks,  limestones and volcanic rocks (ISSAS, 1986; Wu, et al., 2008a). 

The Mekong River  is closely bounded by  the Salween River  to the west and  the Yangtze River  to  the east  (Figure 1). These  three rivers  run  in  parallel  in  the  south‐eastern  Plateau  to  the west  of Yunnan  Province  of  China,  where  they  form  the  Three  Parallel Rivers World Heritage Site  (TPRWHS), which  is known  to be one of the ecologically richest temperate regions of the world. The river downstream  from  China  flows  through Myanmar  (Burma),  Lao PDR, Thailand, Cambodia and Vietnam. At the low reaches of the river, the fishery of the river basin is one of the most productive in the world, owing also high diversity of fishery resources (Coates, et al., 2003).   

2.5.3 Salween River Salween River is known as Nu‐jiang in China and Nakchu or Gyalmo Ngulchu in Tibetan. It is the second longest river in Southeast Asia and  it  is one of only  two  remaining  large non‐regulated  rivers  in China. The river originates from the northern Tibetan Plateau and ends up in its delta at the Andaman Sea of the Indian Ocean. While the  river  source area  is dominated by  rather poor alpine  steppes, alpine meadows  and  arid  shrubs,  the  river  runs  through  a  very lush  ecologically diverse  region  at  its  low  reach  in  the TPRWHS area in western Yunnan province of China. The river drains a vast, flat alpine grassland at its source area. However, it virtually has no floodplain along most of its length and runs instead through deep narrow gorges (Bird, et al., 2008). The upstream river basin consists of  a  very  mixed  geology  with  low‐grade  metamorphic  rocks, granitoid intrusive rocks, Paleozoic clastic rocks and notably some limestones. The soils in the head source area consist of Quaternary fluvial  deposits  and  small  portion  of  ophiolitic  and  undivided ultrabasic rocks  (ISSAS, 1986; Wu, et al., 2008a). The Yuchu  is  the largest  contributor  to  the  Salween  River  on  the  Plateau.  It  runs 

31 

parallel to the Salween River through the vast Pomda pasture until they merge.  

2.5.4 Yarlung Tsangpo Yarlung Tsangpo (Tsangpo in Tibetan means large river) is known as Brahmaputra downstream in India. It is the largest river both in terms  of  length  and drainage  areas  at  the northern  slopes  of  the Himalayan ranges on the southern Tibetan Plateau (Guan & Chen, 1980). Yarlung Tsangpo  is  the only major river with an East‐West course  in  the  region,  and  it  remains  as  the  second non‐regulated large river  left  in China. It starts at the Jemayangdrung glacier near Mount Kailash, at an elevation above 5 200 m a.s.l.,  in  the  south‐west and runs through the Gandise ‐ Himalayan Tectonic Region in the southern Plateau (Figure1). The uppermost reaches of the river, known  as Dachok  Tsangpo,  run  some  270  km  through  nomadic sandy  pastures.  Further  downstream,  along  most  of  its  length (~1 300 km)  it shifts between running  through narrow gorges and wide open  fluvial valleys. On route  it passes  through some of  the most  fertile  plains  and  major  cities  and  towns  on  the  Plateau. Along  its  lower  reaches  in  Tibet  the  river  runs  some  500  km through  deep  canyons  in  a  densely  forested  area.  At  the easternmost part of the Himalayas the river turns southwards and finally flows into the Bay of Bengal of the Indian Ocean.  

As can be  inferred  from above,  the southern Tibetan Plateau  is generally dominated by Palaeozoic‐Mesozoic carbonate and clastic sedimentary  rocks  (Galy  &  France‐Lanord,  1999).  Though  the bedrock in the Yarlung Tsangpo river basin on the Plateau consists mainly  of  igneous  granite/granitic  gneiss,  schist/other  felsic volcanic  and  mafic  volcanic  rock,  some  sedimentary  and metamorphosed  sedimentary  units  (including  silt,  clay  and sandstone units) exists. In other words, little or no carbonate rocks are found in the upper and middle parts of the catchments (Hren, et  al.,  2007). Rock  outcrops  of  ophiolites  and  ophiolitic melanges are  commonly  found along  the entire  river  course  (GMRT, 1993). Evaporites can be found throughout the watershed (Hu, et al., 1982 and reference therein).  

 32 

The Yarlung Tsangpo has five major tributaries with a drainage area larger than 10 000 km2 (Guan & Chen, 1980; Liu, 1999). Lhasa River  (Kyichu), Nyangchu  (Ch: Nianchu He)  and  Raga  Tsangpo (Dokzhung  Tsangpo)  are  the  major  contributing  streams  in  the upper  and  middle  reaches  of  the  river.  Parlung  Tsangpo  and Nyangchu (Ch: Nyiyang He) are the major tributaries in the lower reaches of the river in the Plateau. Of these the Parlung Tsangpo is the  largest contributor  in  terms of water discharge  to  the Yarlung Tsangpo (Guan & Chen, 1980), while the Lhasa River, draining an area of 32 471 km2, has the largest catchments (He & Feng, 1996).  

The Yarlung Tsangpo valley is the historical, cultural, economic and political  centre of Tibet. More  than half of  the population  in this  region  is  living  in  the valley and  the  river and  its  tributaries supply the main agriculture region on the Plateau with water. The rapid  economic  development  in  Tibet  has  also  been  centered within the river catchments.  

2.6 WATER QUALITY GUIDELINES

River water  in  the most part of  the Tibetan Plateau  serves as  the drinking  water  sources  for  the  public.  Chemical  quality  of  the headwaters  of  the  four  major  rivers  were,  therefore,  evaluated against  the  criteria  of  the  World  Health  Organization  (WHO) guidelines  for  drinking‐water  quality  and  Chinese  national standards  for  drinking  water  quality  and  surface  water  quality (first two grades, suitable as source for drinking water). 

2.6.1 WHO guidelines WHO Guidelines  for Drinking‐water Quality  are  generally  adopted worldwide  for  water  quality  assessment  and  management.  The third edition (WHO, 2004) of the guidelines included 125 chemical quality parameters. Among  these 21 are considered  in  the present study (Appendix I).        

  

33 

2.6.2 China’s standards  Standards for Drinking Water Quality (GB 5749) were established by the Ministry of Health  (MOH)  in China  for  the  first  time  in 1985. The first revision of this standard was made in 2006. The standard is addressed to regulate the water quality for drinking water both from  central  water  supply,  and  small/non‐central  water  supply. According to this standard, a total of 38 quality parameters, mainly inorganic chemicals, are categorized as regular indices, indicating a general state of drinking water quality. Among them, a total of 16 (i.e. As, Cd, Cr(VI), Pb, Hg, F‐, NO3‐(N), pH, Al, Fe, Mn, Cu, Zn, Cl‐, SO42‐, and TDS) were considered in the present study (Appendix I). Environmental Quality Standards for Surface Water (GB 3838) were 

established  in  1983  by  the Ministry  of  Environmental  Protection (MEP)  in  China  (former  SEPA:  State  Environmental  Protection Administration of  the P.R. China). The present  edition  (GB  3838‐2002)  is  the  third revision made  in 2002. The standard categorizes surface  water  into  five  grades  according  to  different  ecosystem services of surface water:  Grade I: Headwaters and national nature reserves;  Grade II: First level preservation areas for central supply drinking water sources; habitats of rare aquatic life; spawning zones for fish and shrimps;  Grade  III:  Second  level  reservation  areas  for  drinking  water sources; reservation zones for fishes; swimming areas;  Grade  IV: General  industrial water  supply;  recreational waters  in which there is no direct human contacts with the water;  Grade V: Agricultural water supply and general landscape. 

A  total of 24 quality parameters,  including water  temperature, pH, NH3‐N, Total‐P, Total‐N, Cu, Zn, F‐, As, Hg, Cd, Cr, and Pb measured  in  the  present  study,  are  listed  as  fundamental requirement  for  the  assessment  of  all  grades  of water  quality.  In additions, 85 parameters (e.g. SO42‐, Cl‐, NO3‐, Fe, Mn, Mo, Co, Ni, and Ti)  are  required  for  quality  control  of  surface water used  as water source for central drinking water supply. In general, Grades I and II are considered potable. Since surface waters at the Plateau, with  few  exceptions  (e.g.  in  Lhasa City),  are  commonly  used  as drinking  water  in  the  region,  the  stream  water  quality  in  the 

 34 

Tibetan Plateau has been assessed mainly based on the criteria for these  two grades. Details on  the  risk  limits  from  these  standards are listed in Appendix I.         

                                

35 

3. Objectives of this study 

This  thesis  is  the  first systematic  study on chemical evaluation of the  water  quality  of  the  “Water  Tower  of  Asia”.  The  overall objective  of  this work was  to  contribute  to  defining  the  present chemical quality of these headwaters in the Tibetan Plateau, and to increase  the  knowledge  about  detrimental  environmental degradation  caused  by  the  rapid  economic  development  on  the abundant fresh water resources on the Tibetan Plateau.   Specifically, the aims were: 1. To  assess  temporal  and  spatial  variations  of  chemical 

compositions of the headwaters of four major Asian rivers, i.e. the Yangtze River,  the Mekong River,  the Salween River and the Yarlung Tsangpo in the Tibetan Plateau  (Papers I‐IV);  

2. To address possible mechanisms governing the spatial variation of  the water  chemical  compositions  in  these  rivers  (Papers  II and III);  

3. To identify potential sources of contaminants (Papers I‐IV); 4. To evaluate the present chemical quality of the drinking water 

and identify potential sources for contaminations (supplement unpublished data); 

5. To assess  the present and  future potential  risks of  the mining operations on the stream water quality and to the downstream aquatic environment (Paper IV). 

         

 36 

                              

37 

4. Materials and methods 

4.1 SAMPLING PROCEDURE

A  systematic  water  quality  study  is  presented  in  this  thesis. Temporal  variation  was  assessed  by  collecting  water  samples before  the  rain  season  (in  April‐May)  and  after  the  heavy  rain season (in Aug.‐Sep.). The study of spatial variation was performed by  collecting  water  samples  at  the  Tibetan  Plateau  along  the Yangtze River, Mekong River, Salween River and Yarlung Tsangpo river courses in T.A.R., Sichuan Province, and Yunnan Province of China. Sampling sites (St.), located both in remote and urban areas were  selected with  the aim  to  cover  the water  course of  the  four main  rivers  and  their  major  tributaries. Water  flowing  through major  cities  and  towns was  covered by  the  sampling program  to evaluate  the  potential  urban  impact.  An  important  selection criterion was also  to obtain samples which could be compared  to earlier studies. Water samples were collected approximately 30 cm below  the water  surface  and  from  the main water masses  of  the stream. 

Samples  from mining  sites within  the  Yarlung  Tsangpo  river catchments  and  drinking water  (groundwater  supplied)  samples from  the  capital  city  of  T.A.R.,  Lhasa,  were  also  collected.  For details  on  each  year’s  surface  water  sampling  stations  and protocols  see Papers  I‐IV. Sampling of  suspended materials  (SM) with  a  hand  vacuum  pump  filtration  system  was  prepared. However,  the  actual  sampling was  not  possible  due  to  the  low atmospheric pressure on  the Plateau. A portable  filtration  system that works  properly  at  high  elevation  (above  4 000 m  a.s.l.)  for collecting of SM samples would be needed for future especially in remote areas.  

 38 

4.2 SAMPLE HANDLING AND PRESERVATION

Sample  handling  and  preservation  were  carried  out  with considerations  of  both  the  guidance  of  international/national standards  (ISO,  1985;  SEPA,  1991)  and  the  requirements  of  the applied  analytical methods.  A  two  liter  colorless  polypropylene plastic  (PP) bottle was used  for water sample collection; A 15 mL colorless  PP  bottle with  polyethylene  (PE)  plastic  screw  cap was used  for  storing  sample  fraction  for metal  ions measurements; A colorless 100 mL PP/PE bottle  (deionized water pre‐washed) with PE screw cap was applied for collecting sample for anion and other parameter measurements; A 16 × 125 mm size colorless borosilicate glass  (BG)  bottle  with  a  Teflon  screw  cap  was  used  to  storing sample  that was preserved  for Hg  analysis. These  sample bottles were  laboratory  pre‐washed  with  nitric  acid  (10%,  v/v,  65% Suprapure®,  MERCK,  Germany)  and  deionized  water  prior  to sampling. 

Sample filtration, using a 0.45 μm pore size filter, is required for the determination of dissolved constituents in water quality study. A  filtration  step  removes  two  types of materials:  (1) bacteria and phytoplankton  (which may  alter  the  concentration  of  measured content by uptake, breakdown of organic/polymeric  fractions);  (2) particulate  materials  (which  may  adsorb  or  release  the  analyte during  storage).  Filtration  is,  in  particular,  an  essential  pre‐treatment process for water samples collected in remote sites where immediate accessing to a laboratory is not feasible. In this study, all water  samples  subjected  to  a  laboratory  instrumental  analysis  of dissolved  contents  were  filtered  through  a  0.45  μm  disposable cellulose acetate syringe membrane  filter  (33 mm diameter, white rim,  Whatman  GmbH,  Germany)  immediately  after  collections. Sample bottles were all filled with the filtrate to the top, leaving no airspace,  and  capped  immediately.  Sampled  bottles  were  then stored in double PE bags and kept at 4 °C until analysis.   

39 

4.3 IN-SITU MEASUREMENTS

Labile quality parameters, such as pH, electrical conductivity (EC), water temperature and turbidity, have to be measured in the field. 

A portable pH meter with automatic temperature compensation and  accuracy  of  ±  0.02  pH  units  was  used  for  in  situ  pH measurements. Together with  the pH meter, a portable EC meter (accuracy: ± 1% of full scale) with temperature sensor (accuracy: ± 0.5 °C) was used for EC and water temperature measurements. An unfiltered  sample  collected  in  a  15 mL  glass  sample  vessel was subjected  to  turbidity  measurements  using  a  portable  turbidity meter (accuracy: ± 2%) on site.   

4.4 LABORATORY ANALYSES

4.4.1 Major cations and trace elements  Major  elements  and  trace  elements  are  present  in  the  aquatic system in both dissolved and particulate forms. They can originate from both natural  sources  (e.g.  from  the weathering of  rocks and erosion  within  the  sediment)  and  anthropogenic  (e.g.  mining discharge, industrial and domestic waste disposals, and long‐range transported pollutants) inputs. Elevated levels of trace elements in environmental  compartments  are  usually  caused  by  human activities  (Gaillardet,  et  al.,  2003).  Among  a  wide  variety  of pollutants effecting water quality, some trace elements (e.g. Ag, As, Cd, Cr, Hg, Mo, Ni,  and  Pb)  receive  particular  attention  due  to their  toxicity even at  low concentrations. Some of  these have also bioaccumulation‐ and biomagnifications‐ properties.  

Among  the  analytical  methods  that  have  been  used  in determination  of  metal  concentrations  in  water,  the  atomic spectrophotometric  method  combined  with  inductively  coupled plasma  (ICP)  has  become  the  most  extensively  used.  This  is because  the  ICP  techniques  are  the most  accurate,  sensitive,  and reliable  methodologies  for  water  analysis  (Marcovecchio,  et  al., 2007,  p.  287),  and  they  allow  simultaneous  multiple  elements determination. Typically, a water sample aliquot is aspirated into a 

 40 

nebuliser, and a proportion of aerosol generated by the nebuliser is passed  into  an  argon  plasma  torch  that  has  a  very  high temperature (6 000‐8 000 K); the sample is then efficiently atomized within the plasma. The atoms are excited by the high temperature to an electronic  level whereupon  they emit  light when  they  relax back  to  ground  state;  the  emission  at  an  element  characteristic wavelength  is  detected.  The  intensity  of  emission  recorded  is proportional  to  the  number  of  atoms  and molecules  undergoing the  transition  and provides  quantitative  information. Only  a  few molecular species are stable at such high temperatures as generated by  the plasma and  interference  from molecular emission  is hence minimized.  

For the ICP determinations, samples were acidified using conc. nitric  acid  to  <  pH  2  prior  to  the  analysis.  Filtered water  (water soluble  fraction)  samples  for most  of metal  concentrations were determined  by  an  ICP‐optical  emission  spectrometry  (ICP‐OES, Papers  I  and  IV,  2006  samples)  and  an  ICP‐atomic  emission spectrometry  (ICP‐AES,  Papers  II‐IV).  ICP‐AES  operating conditions are present in Appendix II, while chosen wavelength in ICP‐AES  for  each  element  and  corresponding  limit  of  detection (LOD)  are  listed  in  Appendix  III.  The  accuracy  of  the  ICP‐AES method was revealed by recovery percentage of the quality control analysis, and precision of  the method was evaluated by duplicate analysis  of  the  standard  reference  materials  (see  details  on validation of  ICP‐AES  in Paper  II). Data presented  in Paper  I  for Cu, Ag, Mo, Cr, Cd and Ni were determined by using a graphite furnace  atomic  absorption  spectrometry  (GFAAS) due  to  its high sensitivity and low detection limits available at the time of analysis.  

4.4.2 Mercury  Dissolved mercury (Hg) is in natural waters believed to be mainly present in its inorganic form (Hg2+) (WHO, 2004).   Hg is of special concern  due  to  its  high  toxicity  even  at  very  low  concentration. However, duo to its high volatility and general low concentrations most  analytical  techniques  do  not  have  sufficient  sensitivity  to produce significant results for Hg concentrations in natural water. In  this  study,  total  dissolved Hg  concentration  in water  samples 

41 

collected  in  2006  (Paper  I)  and  2007  (Papers  II  and  IV)  were analyzed using  flow  injection‐atomic absorption spectrometry  (FI‐AAS), with a LOD value of 0.001 mg Hg/L. While samples collected in 2008 (Papers III and IV) were subjected to a cold vapor‐ atomic fluorescence spectrometry  (CV‐AFS) analysis  (SFS, 2008), giving a limit of quantification (LOQ) of 2 ng Hg/L. For all  the Hg content determination  samples were  acidified using  conc. nitric  acid  to  < pH 2 prior to the analysis.    

4.4.3 Anions and NH4+ All  inorganic  ions  contributing  significantly  to  the anionic  charge can be separated and determined by  ion chromatography  (IC).  IC application  in  water  analysis  has  been  accepted  as  standard method  for anion determination worldwide  (e.g. EPA, 1993). The principal  and  instrumentation  used  for  IC  is  analog  of  that  for HPLC  using  an  ion  exchange  resin  as  the  stationary  phase.  The separation  of  ionic  species  takes  place  depending  on  their  ion exchanging  affiliation  with  the  resin,  when  sample  is  eluted through  the column with a mobile phase. A conductivity detector is commonly used for measuring the electrical conductivity of this eluting  mobile  phase.  Details  on  IC  instruments  and  operating conditions  in  this  study,  for  both  major  anions  and  NH4+,  are presented in Appendix IV.  

4.4.4 Total dissolved sulfur Total  dissolved  sulfur  (S)  in  the  water  sample  was  quantified together  with  metal  analyses,  using  the  ICP‐AES  method  as described above (in section 4.4.1).   

4.4.5 TDP, TDN and silica Total dissolved phosphorus (TDP) is measured in 0.45 μm filtered samples  using  the  phosphormolybdenum  blue  (PMB)  method, following  a  strong‐acid  digestion.  This  digestion  process  is intended  to decompose organic P, polymeric and  colloidal P  into orthophosphate. When phosphate is mixed with molybdate ions in an acid solution, 1,2‐molybdophosphoric acid  is  formed, which  is reduced to the PMB complex in a presence of a reducing agent (e.g. 

 42 

ascorbic acid). The intensity of this blue color is proportional to the amount  of  orthophosphate  ions  in  the  complex  hence  it  can  be determined spectrophotometrically.    

In  this  study  data  for  TDP  were  partially  obtained  from measurement  based  on  a  formation  of  antimony‐phosphomolybdate complex  reduced by ascorbic acid after nitric‐perchloric  acid  (HNO3‐HClO4)  digestion  (Papers  II  and  IV,  2007 samples).  This  method  is  adapted  as  Chinese  state  standard method for TDP analysis  in natural water and wastewater (SEPA, 2002). Other part of data  (Papers  III and  IV, 2008  samples) were obtained  spectrophotometrically  based  on  a  formation  of  PMB complex  reduced  by  ascorbic  acid,  followed  after  a  persulphate (potassium  peroxydisulphate,  K2S2O8)  autoclaving  digestion process in the presence of sulphuric acid (SFS, 2004).  

Natural  river waters  in  the Tibetan Plateau have  in general an oligotrophic  characteristic.  Monitoring  the  changes  of  TDP concentration is therefore a proxy for sewage inputs to the aquatic environment in the region, especially downstream from the rapidly expanded cities and industrial sites.      

Total  dissolved  nitrogen  (TDN)  concentration  in  samples collected  in  2007  (Paper  II) were  quantified  by  a  non‐dispersive infrared  detector,  following  oxidation  of  nitrogen  to  nitrogen oxides (SFS, 2003). In this method the nitrogen in the water sample is  converted  to  nitrogen  oxides  by  catalytic  (cerium  oxides) combustion in an oxygen atmosphere at 800 °C.   

The concentration of total dissolved SiO2 in samples collected in 2007  (Paper  II) was measured  directly  using  an  ICP‐OES, while atomic absorption spectrometry (AAS) was applied for the samples collected in 2008 (Papers III and IV).  

4.5 STATISTIC METHODS AND DATA ANALYSIS

Mathematical  and  statistical  computations  and  graphical presentations  were  made  using  Excel  2003  and  SigmaPlot. Multivariate  analysis was  conducted  using  principal  component analysis (PCA), available in Minitab.   

43 

In  the  PCA,  each  object  (sample)  is  positioned  in  a  multi‐dimensional  space  described  by  the  variables,  i.e.  quality parameters (QPs), the two coordinates (principal components, PCs) that represent the largest (PC1) and second (PC2) largest variances among the samples are computed simultaneously. In this way the interrelationship  between  the  samples  can  be  described  in  two dimensions without considerable loss of the total original variance. In  the  resulting  PCs‐loading  plots  (PC2  vs  PC1),  the  original variances, i.e. QPs, are displayed in the coordinate system and the correlation among these QPs are shown. In the plot, QPs with high (positive or negative) values along  the PC have great  importance for  that  PC  accordantly,  and  QPs  located  closely  together  are positively correlated, and vice versa.  

In  this  study,  only  samples  with  relatively  complete measurements  were  included  in  the  computation.  For  some important QPs, missing data,  i.e. measured value below LOD was replaced with [(LOD)/2] value. QPs with more than half of the data below LOD value were omitted from the PCA analysis. 

                   

 44 

                                

45 

5. Results and discussion  

5.1 DATA COLLECTION

A total of 34 physiochemical quality parameters were measured in water samples  in this study (described  in Chapter 4 and Papers I‐IV). Spatial variation of these parameters in the Tibetan rivers was shown by data obtained from a total of 159 sampling sites, with a topographic relief from 4 800 m a.s.l. to 1 700 m a.s.l., along the four major  Asian  rivers  draining  in  the  Tibetan  Plateau.  Temporal variation  was  studied  by  comparing  data  obtained  in  the  2006 sampling campaign  (mainly  trace elements data)  representing  the water chemistry at  low flow (sampled  in spring before rain starts) and data from samples obtained at the same sampling sites in 2007 and 2008 (sampled just after the rainy season). The latter are given as average values  representing chemical  load  in  the  rivers during high flow.   

5.2 WATER CHEMISTRY OF THE TIBETAN RIVERS

Tibetan  rivers have a  fairly high buffering capacity.  It  is  reflected by  their  average pH  values, which  range  from  8.4  to  8.7. This  is higher than that of the global average (between 6 and 8.2, Meybeck, 2003).  

The distribution of major ions in the Tibetan rivers is somewhat different  from  that of other pristine  rivers  in  the world  (Table 1). Despite  considerable  variation  in  geology,  lithology  and  climate among  individual  rivers  and  along  these  large  river  catchments, the  distributions  of  ionic  contents  in  the  Tibetan  rivers  are relatively  homogenous.  The  similarities  are  indicated  by  a  low percentile  ratio  (Q99/Q1),  ranging  from 5  to 16. The exceptions are for Na+  and Cl‐, which  is due  to  the  influence  of  evaporites  and drainage from saline lakes in the region.   

 46 

 Table  1: Major  ion  distribution  in  the Tibetan  rivers  (the Yangtze River,  the Mekong River,    the  Salween  River,  the  Yarlung  Tsangpo  and  their  tributaries  in  the  Tibetan Plateau, n = 124) compared to that of the World’s rivers.  

Ca2+ Mg2+ Na+ K+ SO42- Cl- HCO3

- SiO2 ∑+

Major ion contents in Tibetan rivers a

Q99 2 751 1 575 3 325 147 1 977 3 743 3 027 168 7 547

Q1 520 149 39 9 189 39 271 32 744

Q99/Q1 5 11 86 16 10 96 11 5 10

Ionic proportions (%) of Tibetan rivers a

Q99 81 36 44 3 49 50 84 - -

Q1 34 11 3 0 9 2 20 - -

Upper

quartile

69 23 15 1 35 11 70 - -

Major ion contents in World's rivers b

Q99 9 300 5 900 14 500 505 14 500 17 000 5 950 680 32 000

Q1 32 10 18 4 5 4 47 3 128

Q99/Q1 291 590 806 129 2 900 4 595 127 206 250

Ionic proportions (%) of World's rivers b

Q99 84 48 72 19.5 67 69 96 - -

Q1 11 0.1 1 0.1 0.1 0.1 9 - -

a The present study;  b Meybeck, 2003. Note:  Ion contents are  in μeq/L, except SiO2  is  in μmol/L; ∑+ is the sum of cationic contents; Ionic proportion (%): proportion of ions in the sum  of  total  cations  or  anions;  Q1  and  Q99:  the  lowest  and  highest  percentiles  of distributions.   Mean value  (in mg/L) of  the major  solutes  in  the  rivers  in  the 

Tibetan Plateau is given in Appendix V. These are compared with similar  data  from  other  parts  of  the  world.  The  illustration presented  in Figure 2 shows  that  the major solutes  in  the Tibetan rivers  (given  as  mean  values  of  four  river  catchments)  are  on average two times higher than mean values of waters from the rest of  the  world  (Wetzel,  1975).  The  exception  here  is  for  SiO2.  In general,  the  concentration of  SiO2  in Tibetan  rivers  is only  1/3 of that of other  rivers  in  the world  and  account  for  less  than  5% of TDS.  This  is  significantly  lower  than  that  of  the world’s  rivers. According to Meybeck and Carbonnel (1975 and references therein) 

47 

the SiO2 contributes about 10% of the TDS. Elevated concentrations of Na+ and Cl‐, along with SO42‐,  in  these rivers are  largely due  to strong evaporation caused by a negative water balance, dissolution of evaporites and some drainage from saline lakes. Contribution of atmospheric sea salt to the Tibetan waters can be disregarded. An important  source of SO42‐  in  the Tibetan  rivers  is  the oxidation of sulfides  present  in  the  catchments.  This  has  also  been demonstrated  in other studies on  the Plateau (e.g. Galy & France‐Lanord,  1999; Hren,  et  al.,  2007).  In  general  the  ionic  contents  of Tibetan rivers are comparable with waters  in Europe with respect to the other parameters which are not mentioned above (e.g. Ca2+, Mg2+, and HCO3‐, see Appendix V).  

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

mg/

L (E

C in

mS/

m

Water quality of Tibetan rivers compared to the "rest of the world"

Tibetan PlateauWorld

Mg2+Ca2+ Na+ K+ NO3- HCO3

- SiO2SO42- Cl- EC

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

mg/

L (E

C in

mS/

m

Water quality of Tibetan rivers compared to the "rest of the world"

Tibetan PlateauWorld

Mg2+Ca2+ Na+ K+ NO3- HCO3

- SiO2SO42- Cl- EC

 Figure 2: Major ion concentrations in the Tibetan rivers, given as mean values, and compared to the world’s average (Wetzel, 1975). Data source: Appendix V.  

Mean  values  of  TDS  for  the  four  rivers  studied  here  are illustrated  in  Figure  3,  and  compared  with  similar means  from other parts of the world. In general, easily weatherable carbonates are  the dominant  source  of major  ions  in  these  rivers  (Figure  2), even  when  only  small  amounts  are  present  in  the  catchments (Hren, et al., 2007; Singh, S.K., et al., 2005). In addition, dissolution of  evaporites,  some  drainage  from  brackish/saline  lakes  and 

 48 

geothermal waters are  important  contributors  to  the high TDS  in the Tibetan rivers (Wu, et al., 2008b). Silicate weathering plays also a  significant  role  in  contributing  major  solutes  in  these  rivers (Tipper, et al., 2006b; Wu, et al., 2008a, 2008b). TDS in these rivers decrease downstream  in  the river courses. This  is coincident with the  annual  aridity  (annual  aridity  =  annual  evaporation  loss/ annual  precipitation), which  declines  about  10  times  from  these rivers’ headwater regions in the west and north parts of the Plateau to the east and southeast (Zheng, 1997, p. 55).  

0

50

100

150

200

250

300

350

TDS

(mg/

L)

SalweenRiver

Mekong River

YangtzeRiver

AfricaAsiaEuropeYarlungTsangpo

NorthAmerica

SouthAmerica

World0

50

100

150

200

250

300

350

TDS

(mg/

L)

SalweenRiver

Mekong River

YangtzeRiver

AfricaAsiaEuropeYarlungTsangpo

NorthAmerica

SouthAmerica

World 

Figure 3: TDS  in the Tibetan rivers, compared to TDS of other rivers around the world (Wetzel, 1975). Data source: Appendix V.    

Like the other rivers studied around the world (Meybeck, 2003; Wetzel,  1975), Ca2+  and HCO3‐  are  the dominant  ions  also  in  the Tibetan  rivers  (Papers  I‐III).  This  is  illustrated  in  Figure  4  and indicated by the upper quartile in the Table 1. Sulfate also plays a significant role in the Tibetan rivers, while Cl‐ is about as important as HCO3‐ in the Yangtze River samples.  

49 

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

Mekong River Salween RiverYangtze River Yarlung Tsangpo

µeq/

L

Ca2+

Mg2+

Na+

K+

HCO3-

SO42-

Cl-

NO3-

Left bar Right bar

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

Mekong River Salween RiverYangtze River Yarlung Tsangpo

µeq/

L

Ca2+

Mg2+

Na+

K+

Ca2+Ca2+

Mg2+Mg2+

Na+Na+

K+K+

HCO3-

SO42-

Cl-

NO3-

HCO3-HCO3-

SO42-SO42-

Cl-Cl-

NO3-NO3-

Left bar Right bar

    Figure 4: Chemical compositions of Tibetan rivers, given as mean values of all samples in the catchments.     

 Natural  levels  of  dissolved  trace  elements  in  river  water  are 

thoroughly  studied  in  the  North  America  and  Europe  (e.g. Gaillardet, et al., 2003).  In contrast  there  is very  little  information on the background levels of these elements in Asian rivers. This is rationalized to be due to a low abundance of the trace elements in the rivers as a result of their high pH value (Gaillardet, et al., 2003). Average values, based on all data collected in this study (Papers I‐III), are presented in the Table 2 and are compared with the world average (Gaillardet et al., 2003). The data suggest that the levels of trace elements in the rivers on the Plateau are rather high, although the waters are alkaline  (Table 2). A comparison of  the data  in  the Table  2  should  be  interpreted  carefully  as  the dissolved  contents are strongly dependant on the filtration procedure. The data for the world  average,  reported by Gaillardet  et  al.  (2003), was obtained after  filtration using either 0.2 μm or 0.45 μm filters. The 0.45 μm pore  size  was  used  throughout  the  present  study.  It  should  be pointed out that the elevated  levels of,  in particular of Fe, Al, and Pb, were mainly found in samples collected before the rain seasons (Paper I). In‐situ turbidity measurements showed that the Tibetan rivers, especially the main river streams during the high flow (just after heavy rain season) were rich in particulate matters (turbidity 

 50 

>  1 000 NTU). As  the  rivers  in  the  Plateau  are  low  in  dissolved organic  matter  (DOM),  these  elements  will  not  be  present  in significant  amounts  as  organic  complexes, which may  be  rather common elsewhere in the world. One may speculate, however, that there might be some inorganic complexes of Fe, Al or Pb present in these turbid waters that keep these heavy metals in a non filterable state.  Temporal  variation  of  these  elements  is  discussed  in  next section. 

 Table 2: Trace elements  levels  in the Tibetan rivers (i.e. the Yangtze River, the Mekong River,  the  Salween  River,  the  Yarlung  Tsangpo  and  their  tributaries  in  the  Tibetan Plateau), compared to that of the world average. All the elements are in unit μg/L  

Tibetan rivers a World b

Range Average Upper

quartile Range Average

pH 7.7 - 9.2 8.5 8.6 4.6 - 8.3 -

Ag < 0.001 - 0.15 0.02 0.02 - -

Al 1.4 - 2320 95.5 41.0 0.50 - 1080 32

As < 2.0 - 262 18.2 15.6 0.11 - 2.71 0.62

Cd < 0.02 - - 0.001 - 0.42 0.08

Co < 0.02 - 31 1.9 1.1 0.01 - 0.43 0.148

Cr < 0.05 - 2.7 0.7 0.8 0.24 - 11.46 0.7

Cu < 0.01 - 14.6 3.1 3.7 0.23 - 3.53 1.48

Fe < 3.4 - 6680 164.7 30.5 1.40 - 739 66

Li 0.01 - 298 37.4 54.2 0.16 - 10 1.84

Mn 0.2 - 242 12.7 10.8 0.41 - 114 34

Mo < 0.6 - 20.1 3.4 3.1 0.04 - 2.31 0.42

Ni < 0.02 - 104 11.1 4.7 0.12 - 10.39 0.801

Pb < 0.1 - 781 56.5 15.2 0.01 - 4.10 0.079

Ti < 0.2 - 3.1 0.7 0.7 0.001 - 5.81 0.489

Zn 0.03 - 29.2 4.4 5.0 0.04 - 27 0.6

a The present study (data used from Papers I‐III); b Gaillardet, et al., 2003.  

Nutrients, measured  as  TDN  and  TDP  in  the  Tibetan  rivers, were  at  the  level  of  0.3  ±  0.2  (mg N/L)  and  0.04  ±  0.03  (mg P/L) (Paper  II). The  level  of dissolved  F‐, PO43‐  and NH4+ were  below LOD values (Papers II and III).   

It should also be noted that the relatively high average  level of As was mainly due  to  the very high  concentrations  in  the upper 

51 

part  of  the  Yarlung  Tsangpo  (avg.  95  μg  As/L,  Paper  III).  The concentration  level  ranged  from  <  2.0  to  73  μg As/L  (avg.  9.5  μg As/L)  in  the most of  the  river  reaches. On  the other hand,  from a drinking‐water quality point of view, it is important to emphasize that  the  concentrations of Ag, Cd, Co, Cr, and Hg  in  the Tibetan rivers are negligible in both seasons (Papers I‐III). 

5.3 RIVER WATER QUALITY

Temporal  variation  of  some  quality  parameters  in  the  Tibetan rivers is presented in the Table 3. The concentrations of Al and Fe varied  considerably  in  all  the  rivers, being on  average  16  and  24 times higher  in  the  low  flow  season  (Paper  I) compared with  the high  flow  season  (Papers  II  and  III).  The  values  of  pH  and  EC remained relatively constant. The level of Zn, however, was lower during spring time.  

5.3.1 Yangtze River The content of TDS in the Yangtze River was clearly different from the three other rivers (Figure 3). Na+ and Cl‐, from the influence of evaporites  and  drainage  from  saline  lakes  in  the  region,  are  the major cause for the high TDS (Figure 4). This is especially the case at the upper reaches of the river. In addition carbonate weathering contributes  significant  to  the  contents  of  Ca2+  and  HCO3‐.  The tributaries  of  the  river  had  lower  contents  of  salts,  causing  the major water quality parameters in the main stream to show a clear dilution 800 km downstream with elevation decline of about 1 400 m (Paper II). It should be noted that a relatively high concentration of Li,  found  in  the  river catchments during  the high  flow  season, was  not  observed  in  the  low  flow  season. Ni  level  in  the  river showed the opposite trend. Concentrations of Pb were low in both seasons (Table 3).     

 52 

Table  3: Seasonal  variations  of  some  quality  parameters  of  the Tibetan Rivers  (i.e.  the Yangtze River,  the Mekong River,  the  Salween River,  the Yarlung  Tsangpo  and  their tributaries  in  the  Tibetan  Plateau). Comparison  is made  in  the  same  part  of  the  river catchments that was sampled in both seasons 

  Yangtze River Mekong River Salween River Yarlung Tsangpo

LF HF LF HF LF HF LF HF

pH 8.5-9.2 8.4-8.5 8.5-8.7 8.5-8.5 8.6-8.8 8.3-8.5 8.4-9.0 7.7-8.5

EC 19-120 17-71 29-67 39-43 20-39 15-28 9-34 8-24

Mg 11-79 3-19 26-58 14-16 18-51 3-13 5-35 2-8

Al 80-600 9-37 160-220 9-16 130-400 5-31 80-2320 13-80

Co 0.04-1.2 <0.7 <0.02-1.6 <0.7 0.2-4.8 <0.7 <0.02-31 <0.7

Cr 0.4-1.1 <0.8 0.3-1.4 <0.8 0.3-0.9 <0.8 <0.05-2.7 <0.8

Cu <0.01-3.9 <1.8-4.3 0.5-2.2 <1.8-7.3 <0.01-1.2 <1.8-1.8 <0.01-13 <1.8-6.2

Fe <60-890 <3.4-38 <60-130 <3.4-12 110-410 11-29 <60-6680 <3.4-61

Li 0.3-41 2.2-70 17-39 16-21 3.7-32 3.7-13 3.2-93 2.5-42

Mn 14-64 0.6-15 13-61 1.4-5.8 11-34 3.5-6.2 0.5-242 0.5-154

Mo 5.1-11 <0.6-1.7 11-13 0.7-1.2 4.5-20 <0.6-2.0 5.2-17 <0.6-2.0

Ni 0.7-64 <0.9 0.8-3.6 <0.9 0.5-18 <0.9 <0.02-104 <0.9

Pb <0.1-2.9 <4.2 2.5-15 <4.2 <0.1-781 <4.2 <0.1-130 <4.2

Zn 0.7-2.8 2.0-5.0 0.8-3.6 3.1-5.4 0.5-18 2.7-7.8 <0.02-29 2.0-21

LF:  low  flow  (April‐May); HF:  high  flow  (late  Aug.‐early Oct.).    EC  in  unit mS/m, concentrations of Mg in mg/L and others are in μg/L.  

 

5.3.2 Mekong River The content of TDS in the Mekong River is high and comparable to that  of  the  Yangtze  River  (Figure  3).  Notable  is  the  large contribution of SO42‐ to the anionic charge (Figure 4). This is mainly from gypsum evaporites and oxidation of  sulfide minerals. There were only  15%  to  about  20% decrease  in  levels of EC, SO42‐, Ca2+ and TDS in the river main stream along a 500 km distance, with an elevation decline of more than 1 500 m (Paper II). The main reason for  this was  that  the quality  of  the  two main  tributaries, Dzachu and Ngomchu, was  only  slightly different  from  that  of  the main stream.  Influence  of  sewage  effluents  from  the Chamdo  town  on the  level  of  dissolved  nitrogen  was  observed  (Paper  II). Concentrations of Pb were fairly low also at low flow (Table 3).   

53 

5.3.3 Salween River  The Salween River, with  the  lowest TDS  (Figure 3), seemed  to be the most dilute water among all studied rivers despite the existence of some limestone in the catchment. However, it should be kept in mind that in this work only a small part of the main Salween River was  included.  It  should be noted  that  two  tributaries Yuchu  and Lengchu had  even  lower  levels  of TDS, with  less Ca2+, Mg2+  and HCO3‐, relative  to  the main steam. Furthermore,  the concentration level of SO42‐  is about half of what was  found  in  the main stream (Paper  II).  Elevated  concentration  of  Pb was  found,  both  in  the main river and  its tributary Lengchu, during the  low flow. This  is partly  explained  by  vehicle  emissions  from  the  highway  (G318) and possibility due to atmospheric deposition (Paper I).    

5.3.4 Yarlung Tsangpo  A  relatively  intensive sampling  (n = 85) was performed along  the Yarlung  Tsangpo  river,  including  all  five major  tributaries: Raga Tsangpo,  Nyangchu  (in  the  middle  reaches  of  the  river catchments), Lhasa River, Nyangchu  (in  the  lower  reaches of  the river in the southeast Plateau) and Parlung Tsangpo.  

The  chemical  composition  of  the  Yarlung  Tsangpo  and  its tributaries is, with regards TDS, rather similar to the quality of the European  rivers  (Figure  3).  The  lack  of  easily  weatherable carbonate  rocks  in  the  majority  part  of  Yarlung  Tsangpo catchments (Hren, et al., 2007) can be the cause for the lower TDS. This  is particular  the case when Yarlung Tsangpo  is compared  to the  Yangtze  River  and  the  Mekong  River.  The  river  and  its tributaries  are  also  of  the  calcium  carbonate  type.  SO42‐  is  the second most abundant anion in the river (Figure 4). Na+ and Cl‐ are significant only at the river headwater areas. The concentrations of most  major  ions  in  the  headwaters  section  of  the  main  stream increased  slightly  as more  salt‐rich waters merged  into  the main stream,  and  reached  the highest values before  the Raga Tsangpo confluence  (Paper  III).  Below  this  tributary  there  is  a  general tendency of a decreasing ion‐content (Papers II and III).  

It should be emphasized that the headwaters had also elevated concentrations  of  SiO2, Li, Mo,  and  especially As  (avg.  95  μg/L), 

 54 

indicating  a  silicate weathering  source  of  these  solutes. The high levels of As  in  the headwaters result  in elevated As concentration 1 200 km downstream, with a  linear decrease  in  the concentration due to overall dilution along the river course (Paper III). Nyangchu (in  the middle  reaches  of  the  river  catchments)  had  higher  TDS than  other  tributaries  to  the Yarlung  Tsangpo  (Paper  III).  Lhasa River, which is the largest contributor to Yarlung Tsangpo, exhibits some  anthropogenic  influence  on  the  level  of  dissolved  nitrogen and  heavy  metals  from  domestic,  agricultural  and  industrial (mining)  activity  (Papers  II  and  III).  This  tributary,  the  Lhasa River,  and  thereby  also  Yarlung  Tsangpo,  is  under  high  risk  of heavy metal pollutions, due to poor managements and the rapidly increased mining activities in the river catchments (Paper IV).  

5.4 MAJOR CONTROLLING FACTORS OF THE TIBETAN RIVER

CHEMISTRY

Mechanisms governing  the water  chemistry  of  the Tibetan  rivers were  assessed  by  identifying  inter‐correlation  of  the  quality parameters, using the PCA. The results show that the composition of dissolved chemical constituents of the Tibetan rivers is strongly influenced by carbonate weathering (Papers II and III). The results also illustrate that the level of some other ions, such as Na+, K+, Li, Cl‐ and SO42‐, are  strongly  controlled by up‐concentration, due  to evaporation  in  the  headwater  areas,  and  dilution  downstream. Dissolution of evaporites and some drainage from saline lakes and geothermal  springs  play  also  a  significant  role  in  controlling  the level of these ions in the rivers (Papers II and III). It is believed that 90% of dissolved Li loads in the Himalayan rivers are derived from silicate weathering  (Kısakűrek, et al., 2005). However,  input  from saline  lakes, geothermal  springs and dissolution of evaporites are likely  to  be  the main  source  of  the  Li  found,  in  particular,  the Yangtze  River  in  the  Tibetan  Plateau. High  concentrations  of  Li were not observed  in  the  spring period due  to  the  low  flow  and consequently  less  input  of  these  ions  from  the  lakes  and geothermal  waters.  The  data  obtained  in  this  study  shows  that 

55 

primary  source  of  SO42‐  in  the  Yangtze  River  catchments  and  a major  tributary  of  the  Yarlung  Tsangpo,  the  Nyangchu  in  the middle reaches of the main river, is evaporites (Papers II and III). However,  SO42‐  in  the  Yarlung  Tsangpo  is mainly  derived  from sulfide oxidation (Paper II).  

The  levels  of  trace  elements  in  surface  water  are  strongly governed  by  the  pH  through  its  influence  on  the  solubility (Gaillardet,  et  al.,  2003; Dupré,  et  al.,  1996). This was  not  clearly shown for the Tibetan rivers (Table 2; Papers II and III). The reason for this might be complex and partly due to input from drainage of metal‐ions enriched saline lakes (Tian, et al., 2002; Yu, 1992; Zheng, 1997)  (Papers  II  and  III).  Furthermore,  elevated  heavy  metal concentrations found in the rivers during low flow season might be due to the melting snow and  ice,  in which  long‐range transported pollutants  have  accumulated  and  released  (Paper  I).  It  is  indeed important  to  emphasize  that  only  the  dissolved  phase  has  been considered  in  the present study. The elements  that are commonly associated with particles, e.g. Al, Fe, Cu, and Pb, were  filtered off through the filtration procedure and, therefore, not detected by the applied methods.  

In  summary,  the  major  controlling  factors  for  the  spatial variation of water quality of  the Tibetan rivers are  the differences in  lithology  and  changes  in  climatic  environment  along  the  river course. This is in agreement with the relatively homogenous water quality as  indicated by  the  low Q99/Q1 ratio. A  short  term quality monitoring, such as  the present study,  is,  therefore,  indeed useful for  an  overall  understanding  of  the  chemical  properties  of  these rivers  in the Tibetan Plateau. An  impact of discharge of untreated municipal  wastewater  and  mining  effluents  is  detected,  in particular, in the Yarlung Tsangpo catchments (Papers I‐IV).    

 

 56 

5.5 DRINKING WATER QUALITY – A CASE STUDY IN LHASA

CITY

Lhasa city (3 650 m a.s.l.), with 180 000 inhabitants, is located in the north bank of the Lhasa River. Centralized water supply from deep groundwater well  (30‐50 m) was established  in 1979. To date,  the system consists of four supplies that are located in four sections of the  city.  In  total,  it  has  a  serving  capacity  of  260 000 m3/d  and covers water  supply  for  87%  of  the  city  usage.  So  far  no major water‐related  health  effects  have  been  reported  in  the  city, nevertheless,  the  water  is  recommended  to  be  boiled  prior  to consumption.  

A  total  of  34  tap  water  samples  were  collected  from  ten households (A‐J), representing the water supply in the west section (WWS),  centre  section  (CWS‐A)  and  north  section  (NWS)  of  the city. Three samples through a day (i.e. morning first portion of the tap  water  sample,  midday  sample,  and  evening  sample)  were collected  from each household. All water  samples were  subjected to  same analysis as described above. Chlorine  residuals were not included in the analytical program as the water treatment is limited to  filtration. The results are present  in  the Appendix VI. The data shows  that  in  general  the  drinking  water  quality  of  the  city  is acceptable  relative  to  the  chemical  quality  standards  set  by  both WHO  (2004)  and MOH &  SAC  (2006). Common  drinking water problems with  F‐ and As  found  in  neighboring  countries  (MoEF, 2009  among  others)  were  not  observed  in  Lhasa  city  drinking‐water. Like the surface water in the region, Ca2+ and HCO3‐ are also the dominant  ions  in  the drinking‐water, while  the  concentration levels of most heavy metals are below detection  limits  (Appendix VII). However,  the  levels  of  Fe  and Zn were  in  some  samples  a cause  for  concern.  The  high  concentration  levels  of  Fe  and  Zn, especially  in  the morning  samples, are due  to  corrosion  from  the pipelines. The Langelier saturation index (LSI) and Ryznar stability index  (RSI)  (Tchobanoglous  &  Schroeder,  1987)  (Appendix  VIII) values confirm corrosion conditions and potential scale  formation of the drinking water in the city.    

 

57 

5.6 MINING IMPACT ON THE SURFACE WATER QUALITY – A

CASE STUDY IN GYAMA VALLEY

Gyama  valley,  situated  south  of  the  Lhasa  River,  about  70  km upstream  from Lhasa  city,  is  one  of  the most  intensively mining exploited areas in T.A.R. The work presented here, is based on the chemical  evaluation  of  the  stream, Gyamaxung‐chu, draining  the valley.  It  is  the  first  study  of  surface water quality  and  chemical impact assessment of mining activities in the entire region, despite the fact that industrial scale mining operations have been ongoing for nearly 20 years.  

Chemical  characterization  of  dissolved  constituents  in  the stream  water  of  Gyamaxung‐chu  and  wastewater  treatment facilities  in  the  Gyama  valley  identified  a  severe  heavy  metal contamination  locally. The  contents  of  heavy metals,  such  as Pb, Cu, Cd and Zn, represent a high risk for the environment. In spite of  low pH  and high dissolved heavy metal  concentrations  in  the upper  reaches of  the  stream,  the  reduced  levels of pollution pose probably no risk only 10 km  further downstream.   This  is mainly due  to  the  natural  high  buffering  capacity  of  ground  water seepage,  causing  the  pH  to  increase  and  the  heavy  metals  to precipitate  or  adsorb  to  the  streambed  sediments.  The  many mining activities and processing deposits  in the valley, containing large amounts of heavy metals, such as Pb, Cu, Zn and Mn, are of considerable  environmental  concern. These deposits  are prone  to leak  its  contaminants  through  seepage  water  and  erosion  of particulates,  and  pose  therefore  a  future  risk  for  the  local environment  and  a  potential  threat  to  the  downstream  water quality.  Changing  climate,  causing  increased  frequency  and intensity  of  runoff,  will  likely  cause  enhanced  transport  of contaminated  particles  from  the  tailings  and  streambed  in  the future. Furthermore, the changes that have occurred in recent years demonstrate  clearly  that  deposited  heavy  metals  in  the  river sediments may readily be re‐mobilized if the water becomes more acidified due  to enhanced mining activities. The characteristics of the tailings containing gangue material and  low grade ore as well as  finely milled material  from  the  processed  ore  have  not  been 

 58 

properly  studied.  Any  further  operation,  prior  to  a  proper assessment, should therefore be carefully considered before taking action.  

                               

  

 

59 

6. Conclusions and further research 

This study provides an overview of the water quality of four of the world’s large rivers draining the Tibetan Plateau.   

The  results show  that  the spatial distributions of major solutes in  these Tibetan  rivers are  relatively homogenous and are mainly controlled by the differences in lithology and differences in climatic conditions  along  the  river  courses.  The  amounts  of  dissolved solutes  in  the  Tibetan  rivers  are  on  average  twice  that  of  rivers elsewhere  in  the world. The generally high content of TDS  in  the Tibetan waters is, as commonly found, mainly due to high levels of Ca2+ and HCO3‐, derived from carbonates weathering. Contributing additionally to the total ionic loading are elevated concentrations of Na+  and Cl‐,  largely due  to  the  influence of  evaporites  and  some drainage from saline lakes and geothermal springs on the Plateau. Sulfate,  mainly  from  oxidation  of  sulfides  present  in  the catchments,  is also  contributing  significantly  to  the high  levels of TDS.  

This  study  reveals  that  in  spite of  the  alkaline nature of  these waters,  the  average  levels  of  dissolved  trace  elements  in  the Tibetan  rivers are  rather high  relative  to  that of  rivers  from other parts  of world. Notable  is  that  this  is  referring  to  the  dissolved fraction  only.  Since  particulate  transport  of  contaminants,  and especially heavy metals,  is known  to be  important  in  such  turbid and  alkaline  waters,  the  filtration  procedure,  employed  in  this study, may play a significant role in influencing the actual values. A  considerable  temporal  variation  between  low‐  and  high  flow seasons  was  found  for  Mg  and  14  trace  elements.  This  is  in particular the case for Al and Fe, being on average about 20 times higher  during  the  low  flow  season  compared  to  the  high  flow period. The Tibetan rivers, especially the main streams, are highly turbid  (turbidity  >  1  000  NTU)  during  the  high  flow  period.  It 

 60 

should be pointed out that the particulate fraction of the elements, such  as Al  and Fe,  commonly  associated with particulate matter, were excluded in this study due to the field filtration procedures. 

The  results  show  that  the  headwaters  of  these  Asian  major rivers  in  the  Tibetan  Plateau  can  in  general  be  considered  as pristine, with negligible levels of Ag, Cd, Co, Cr, and Hg in regards to  established  standard  for  drinking‐water  quality. Nevertheless, the inputs from saline lakes and geothermal springs are important sources  for  especially  Pb  and As.  Influence  of municipal wastes, identified in some locations by elevated concentration of dissolved nitrogen, is still below any ecological concern. However, this study identifies  severe  heavy  metal  pollution  in  one  particular  major tributary  of  the  Yarlung  Tsangpo.  This  is  partly  due  to,  and influenced by,  the poorly  regulated mining operations within  the area.  

It  is  utmost  important  to maintain  the  quality  of  the  Tibetan rivers as  it  is vital  for  the  lives of more  than one  third of world’s populations. Our present work has contributed to an overall view and understanding of the chemical state of the environment in the headwaters of  four major Asian rivers. The most  important needs for future studies are addressed below: 1. The  content  of  particulate  matter  is  considerable  in  all  the 

studied  rivers.  Future  research  on  contaminant  levels  and fluxes must put efforts on  the role of  their particulate  fraction suspended  in  the  water  as  well  as  contaminated  river sediments. By this manner, total chemical fluxes in these rivers can be assessed and factors controlling the concentration levels of trace elements in difference phases may be identified. 

2. As  mining  industry  starts  playing  a  prominent  role  in  the region’s  economic  development,  studies  are  required  that provide  better understanding  of  the  environmental  impact  of the mining effluent, especially their tailings of gangue and ore processing  material.  Environmental  regulations  are  poorly implemented on  the Plateau and  the present mining activities are also inadequately managed. Large amounts of heavy metals in  their  freely  exposed  tailings  are  prone  to  leak  through seepage  water  and  erosion  of  particulates,  and  constitute  a 

61 

potential  threat  to  both  groundwater  and  downstream water quality.  A  water  quality  monitoring  program  targeting  the effect of the rapidly increased mining activities over the whole Plateau  should  also  be  implemented  in  order  to  ensure  the public safe water in the future.  

3. Future  changes  in  water  quality  on  the  Tibetan  Plateau  as consequences  of  enhanced  weathering  and  erosion  due  to climate change need also be addressed. In addition, evaluation of  the  contribution  of  brackish/saline  lakes  and  geothermal springs to the chemical flux of the Tibetan rivers should also be considered.  These  studies,  if  carried  out,  would  enhance  the  present 

knowledge and understanding of water chemical properties in the region.  Essential  information  on  the  quality  state  and  possible future change can also be provided to the public. 

                      

 62 

                                  

63 

7. References  

Barnett,  T.P.,  Adam,  J.C.  &  Lettenmaier,  D.P.,  2005.  Potential  impacts  of  a warming climate on water availability in snow‐dominated regions. Nature, 438, pp.303‐309.  

Bird, M.I., Robinson, R.A.J., Win Oo, N., Maung Aye, M., Lu, X.X., Higgitt, D.L., Swe, A., Tun, T., Lhaing Win, S., Sandar Aye, K., Mi Mi Win, K. & Hoey, T.B., 2008. A preliminary estimate of organic carbon transport by the Ayeyarwady (Irrawaddy)  and  Thanlwin  (Salween)  Rivers  of  Myanmar.  Quaternary International, 186, pp.113‐122.  

Chen, G.D., Ding, Y.J., Liu, S.Y., Zhao, L., Zhang, Y., Wang, G.X. & Li, D.L., 2007. Hydrological environment changes and  their  impacts  in  the source  region of the Yangtze River. In: H.L. Sun, ed. 2007. Ecological and environmental problems in the upper Yangtze Rive. Beijing: China Environmental Science Press. Ch.2. (In Chinese).  

Chen, J.S., Wang, F.Y., Xia, X.H. & Zhang, L.T., 2002. Major element chemistry of the Changjiang (Yangtze River). Chemical Geology, 187, pp.231‐255.  

Chen, X.P., Zong, Y.Q., Zahng, E.F., Xu, J.G. & Li, S.J., 2001. Human impacts on the Changjiang (Yangtze) River basin, China, with special reference to the impacts on the dry season water discharges into the sea. Geomorphology, 41, pp.111‐123.  

Chen,  Z.Y.,  Li,  J.F.,  Shen, H.T. & Wang,  Z.H.,  2001a.  Yangtze  River  of  China: historical  analysis of discharge variability and  sediment  flux. Geomorphology, 41, pp.77‐91.  

Chen,  Z.Y.,  Yu,  L.Z.  &  Gupta,  A.,  2001b.  The  Yangtze  River:  an  introduction. Geomorphology, 41, pp.73‐75.  

Chetelat, B., Liu, C.Q., Zhao, Z.Q., Wang, Q.L., Li, S.L., Li, J. & Wang, B.L., 2008. Geochemistry  of  the  dissolved  load  of  the  Changjiang  Basin  rivers: anthropogenic  impacts  and  chemical weathering. Geochimica  et Cosmochimica Acta, 72, pp.4254‐4277.  

Coates, D., Ouch Poeu, Ubolratana Suntornratana, N. Thanh Tung & Sinthavong Viravong, 2003. Biodiversity and fisheries in the Lower Mekong Basin. In: Paul Delia, ed. 2003. Mekong Development Series No. 2. Phnom Penh: Mekong River Commission.  

CWRC (Changjiang Water Resources Commission, Ministry of Water Resources of the  People’s  Republic  of  China),  2008.  Changjiang &  Southwest Rivers Water Resources Bulletin  (2007). Z.S. Liu,  ed.  [Online]  (Published 2008) Available at: http://www.cjw.gov.cn/wawr/2008gb/index.htm [Accessed 16 November 2009]. (In Chinese).  

Du,  J.,  2001. Change of  temperature  in Tibetan Plateau  from  1961  to  2000. Acta Geographica Sinica, 56, pp.682‐690. (In Chinese with English abstract).   

 64 

Du, J. & Ma, Y.C., 2004. Climatic tread of rainfall over Tibetan Plateau from 1971 to  2000.  Acta  Geographica  Sinica,  59,  pp.375‐382.  (In  Chinese  with  English abstract). 

Du, M.Y., Kawashima, S., Yonemura, S., Zhang, X.Z. & Chen, S.B., 2004. Mutual influence between human activities and climate change in the Tibetan Plateau during recent years. Global and Planetary Change, 41, pp.241‐249.  

Dupré,  B.,  Gaillardet,  J.,  Rousseau,  D.  &  Allègre,  C.J.,  1996.  Major  and  trace elements of river‐borne material: The Congo Basin. Geochimica et Cosmochimica Acta, 60, pp.1301‐1321.  

ECLCT (Editorial Committee of Local Chronicle, Tibet Autonomous Region), 2005. Local Chronicles of Tibet Autonomous Region: Climography, 1st ed. pp.12‐29. Beijing: China Tibetology Press. (In Chinese). 

EPA (U.S. Environmental Protection Agency), 1993. EPA Method 300 Determination of  inorganic anions by  Ion Chromatography, revision 2.1 by  J.D. Pfaff.   Cincinnati: EPA.  

Gaillardet,  J., Viers,  J. & Dupré, B.,  2003. Trace  elements  in  river waters.  In:  J.I. Drever, ed. Surface and Ground water, Weathering, and Soils. In: H.D. Holland & K.K. Turekian, eds. 2005. Treatise on Geochemistry Volume 5. Oxford: Elsevier ‐ Pergamon. Ch. 5.09, pp. 225‐272.  

Galy,  A.  &  France‐Lanord,  C.,  1999.  Weathering  processes  in  the  Ganges–Brahmaputra basin  and  the  riverine  alkalinity budget. Chemical Geology,  159, pp.31‐60.  

Girija, T.R., Mahanta, C. & Chandramouli, V., 2007. Water quality assessment of an  untreated  effluent  impacted  urban  stream:  the  Bharalu  tributary  of  the Brahmaputra  River,  India.  Environmental  Monitoring  and  Assessment,  130, pp.221‐236.  

GMRT (Bureau of Geology and Mineral Resources of Xizang (Tibet) Autonomous Region),  1993.  Regional Geology  of  Xizang  (Tibet) Autonomous  Region.  In: Peopleʹs Republic  of China Ministry  of Geology  and Mineral Resources‐Geological Memoirs, Series 1, Number31. Beijing: Geological Publishing House. 707pp.  (In Chinese with English summary). 

Goldar,  B. &  Banerjee, N.,  2004.  Impact  of  informal  regulation  of  pollution  on water  quality  in  rivers  in  India.  Journal  of  Environmental  Management,  73, pp.117‐130. 

Guan, Z.H. & Chen, C.Y., 1980. River water resources in Tibet (Xizang). Resources Science,  Issue 2,  pp.25‐35.  (In Chinese)  [Online] Available  free  download  at: http://www.resci.cn/ch/reader/view_abstract.aspx?flag=1&file_no=19800203. [Accessed 20 November 2009]. 

Guo, L.P., Ye, Q.H., Yao, T.D., Chen, F. & Chen, W.M., 2007. The glacial landforms and the changes of glacier and lake area in the Mapam Yumco basin in Tibetan Plateau based on GIS.  Journal of Glaciology and Geocryology, 29, pp.517‐524.  (In Chinese with English abstract).   

Gupta, A., 2007. The Mekong River: Morphology, Evolution, Management. In: A. Gupta,  ed.  2007.  Large  Rivers:  Geomorphology  and Management.  The  Atrium, Southern Gate, Chichester, England:  John Wiley & Sons, Ltd. Ch. 20, pp.435‐455.  

65 

He, X.W. & Feng, X.H., 1996. Rivers in Tibet (Xizang). China Tibet (Chinese version), Issue 4, pp.48‐50. (In Chinese).  

Hren, M.T., Chamberlain, C.P., Hilley, G.E., Blisniuk, P.M. & Bookhagen, B., 2007. Major  ion  chemistry  of  the  Yarlung  Tsangpo–Brahmaputra  river:  Chemical weathering,  erosion,  and CO2  consumption  in  the  southern  Tibetan  plateau and  eastern  syntaxis  of  the  Himalaya.  Geochimica  et  Cosmochimica  Acta,  71, pp.2907‐2935.  

Hu, M.H., Stallard, R.F. & Edmond, J.M., 1982. Major ion chemistry of some large Chinese rivers. Nature, 298, pp.550‐553.  

Immerzeel, W.W., 2007. The effects of global warming on the Brahmaputra River basin.  In: F. Elizabeth, ed. Mountain Forum Bulletin, VII  (2), July 2007  (Melting Mountains). Published by the Mountain Forum Secretariat in cooperation with regional  nodes  in  Africa,  Asia‐Pacific,  Europe,  Latin  America  and  North America.  pp.7‐8.  [Online]    Available  at: http://www.mountainforum.org/rs/bul.cfm  

ISO (International Standards Office), 1985. ISO 5667‐3 Guidance on the preservation and handling of samples. Reference number ISO 5667‐3: 1985 (E), Geneva: ISO. 

ISSAS (Institute of Soil Science, Academia Sinica), 1986. The soil atlas of China. 1st ed. Y. Hsueng, ed. Beijing: Cartographic Publishing House.  

Jiang,  J.G., Lou, Z.Y., Ng, S., Luobu‐Ciren & Duo‐Ji, 2009. The current municipal solid waste management  situation  in  Tibet. Waste Management,  29,  pp.1186‐1191.  

Kısakűrek, B., James, R.H. & Harris, N.B.W., 2005. Li and δ7Li in Himalayan rivers: Proxies for silicate weathering?. Earth and Planetary Science Letters, 237, pp.387‐401.  

Kruawal, K.,  Sacher,  F., Werner, A., Müller,  J. & Knepper, T.P.,  2005. Chemical water quality in Thailand and its impacts on the drinking water production in Thailand. Science of the Total Environment, 340, pp.57‐70.  

Li,  J.,  2009. Official warns  against heavy metal pollution. China Daily,  [Internet] (updated 28 Oct. 2009) Available at: http://www.chinadaily.com.cn/china/2009‐10/28/content_8858872.htm [Accessed 20 November 2009]. 

Lin,  D.Z.,  Yan,  X.Q.  &  Zhang,  Y.D.,  2007.  Tibetan  Plateau  mineral  resources exploration and  regional  sustainable development. Beijing: Metallurgical  Industry Press. 274 pp. (In Chinese).  

Liu,  T.C.,  1999.  Hydrological  characteristics  of  Yalungzangbo  River.  Acta Geographica  Sinica,  54  (Supplement),  pp.157‐164.  (In  Chinese  with  English abstract). 

Liu, Z.F., Colin, C., Trentesaux, A., Siani, G., Frank, N., Blamart, D. & Farid, S., 2005.  Late  Quaternary  climatic  control  on  erosion  and  weathering  in  the eastern Tibetan Plateau and the Mekong Basin. Quaternary Research, 63, pp.316‐328.  

Marcovecchio,  J.E., Botté, S.E. & Freije, R.H.,  2007. Heavy metals, Major metals, Trace elements.  In: Leo M.L. Nollet, ed. 2007. Handbook of water analysis. Boca Raton, London, New York: CRC Press, Taylor & Francis Group. Ch.11.  

 66 

Meade, R.H., 1996. River‐sediment inputs to major deltas. In: J.D. Milliman & B.H. Haq,  eds.  1996.  Sea‐level  rise  and  costal  subsidence:  Causes,  Consequences,  and Strategies. Dordrecht: Kluwer Academic Publications. pp.63‐85. 

MEP  (Ministry  of  Environment  Protection  of  the  P.R.  China),  2008.  China Environmental Statistical Yearbook 2007. [Online] (Uploaded 24 September 2008) Available  at:  http://zls.mep.gov.cn/hjtj/qghjtjgb/200809/t20080924_129355.htm [Accessed 20 November 2009]. (In Chinese).   

Meybeck, M. & Carbonnel,  J.P.,  1975. Chemical  transport  by  the Mekong  river. Nature, 255, pp.134‐136. 

Meybeck, M., 2003. Global occurrence of major elements  in rivers. In: J.I. Drever, ed.  Surface  and Ground water, Weathering,  and Soils.  In: H.D. Holland & K.K. Turekian,  eds.  2005.  Treatise  on  Geochemistry  Volume  5.  Oxford:  Elsevier  ‐ Pergamon. Ch. 5.08, pp.207‐223.  

MoEF  (Ministry of Environment & Forests, Government of  India),  2009. State of Environment  Report  (SoE),  India‐2009.  [PDF]  [Accessed  20  November  2009]. Available at: http://moef.nic.in/downloads/home/home‐SoE‐Report‐2009.pdf 

MOH  &  SAC  (Ministry  of  Health  of  the  Peopleʹs  Republic  of  China  & Standardization  Administration  of  the  People’s  Republic  of  China),  2006. GB5749‐2006:  Standards  for  drinking  water  quality.  [PDF]  (Published  2006,  in Chinese)  Available  at: http://www.moh.gov.cn/publicfiles/business/cmsresources/zwgkzt/wsbz/new/20070628143525.pdf [Accessed 26 October 2008].  

Müller, B., Berg, M., Yao, Z.P., Zhang, X.F., Wang, D. & Pfluger, A., 2008. How polluted  is  the  Yangtze  river? Water  quality  downstream  from  the  Three Gorges Dam. Science of the Total Environment, 402, pp.232‐247.   

Purushothaman, P. & Chakrapani, G.J., 2007. Heavy metals fractionation in Ganga River  sediments,  India. Environmental Monitoring and Assessment, 132, pp.475‐489. 

SEPA  (State  Environmental  Protection Administration  of  the  P.R. China),  1991. GB12999‐91  (Chinese  National  Standards):  Water  quality  sampling‐Technical regulation of the perseveration and handling of samples. (In Chinese). 

SEPA  (State  Environmental  Protection Administration  of  the  P.R. China),  2002. Monitoring and analytical methods on water and wastewater. 4th ed. Beijing: China Environmental Science Press. (In Chinese). 

SEPA & AQSIQ (State Environmental Protection Administration of the P.R. China & General Administration of Quality Supervision, Inspection and Quarantine of  the  P.  R.  China),  2002.  GB3838‐2002  (Chinese  National  Standards): Environmental quality standards for surface water. (In Chinese). 

SFS  (Finnish  Standards Association),  2003. SFS‐EN 12260:2003 European  standard EN  12260 Water  quality  –  Determination  of  nitrogen  –  Determination  of  bound nitrogen (TNb), following oxidation to nitrogen oxides. Helsinki: SFS.  

SFS (Finnish Standards Association), 2004. SFS‐EN ISO 6878 (English version) Water quality – Determination of phosphorus ‐ Ammonium molybdate spectrometric method (ISO 6878:2004). Helsinki: SFS.  

67 

SFS  (Finnish  Standards  Association),  2008.  SFS‐EN  ISO  17852  (English  version) Water  quality  ‐  Determination  of  mercury  ‐  Method  using  atomic  fluorescence spectrometry (ISO 17852:2006). Helsinki: SFS. 

Shinkai, Y., Van Truc, D., Sumi, D., Canh, D. & Kumagai, Y., 2007. Arsenic and other  metal  contamination  of  groundwater  in  the  Mekong  River  Delta, Vietnam. Journal of Health Science, 53, pp.344‐346.  

Singh,  S.K.,  Sarin,  M.M.  &  France‐Lanord,  C.,  2005.  Chemical  erosion  in  the eastern  Himalaya: Major  ion  composition  of  the  Brahmaputra  and  δ13C  of dissolved inorganic carbon. Geochimica et Cosmochimica Acta,  69, pp.3573‐3588.  

Singh, V.K., Singh, K.P. & Mohan, D., 2005. Status of heavy metals  in water and bed  sediments  of  river  Gomti  ‐  a  tributary  of  the  Ganga  River,  India. Environmental Monitoring and Assessment, 105, pp.43‐67. 

Shi, Y.F. & Yang, Z.N., 1985. Water resources of glaciers  in China. GeoJournal, 10, pp.163‐166. 

Sun, H.L. ed., 2007. Ecological and environmental problems in the upper Yangtze Rive. Beijing: China Environmental Science Press. (In Chinese with English abstract).  

Tchobanoglous, G. & Schroeder, E.D., 1987. Water quality ‐ Characteristics, Modeling, Modification. USA & Canada: Addison‐Wesley Publishing Company, Inc.  

Tian,  J.L.,  Liu,  P.L.  &  Li,  Y.Q.,  1993.  The  application  of  INAA  in  a  study  of environment  geochemistry  on  the  Xizang  (Tibet)  Plateau,  China.  Journal  of Radioanalytical and Nuclear Chemistry, Articles, 168, pp.93‐100.  

Tian,  L.D.,  Li,  Y.F.  &  Yao,  T.D.,  2002.  Preliminary  study  on  the  arsenic concentration in surface water on the Tibetan Plateau. Journal of Glaciology and Geocryology, 24, pp.98‐101. (In Chinese with English abstract).  

Tipper, E.T., Bickle, M.J., Galy, A., West, A.J., Pomiès, C.  & Chapman, H.J., 2006a. The short term climatic sensitivity of carbonate and silicate weathering fluxes: insight from seasonal variations in river chemistry. Geochimica et Cosmochimica Acta, 70, pp.2737‐2754.  

Tipper, E.T., Galy, A. & Bickle, M.J., 2006b. Riverine evidence  for a  fractionated reservoir of Ca and Mg on the continents: Implications for the oceanic Ca cycle. Earth and Planetary Science Letters, 247, pp.267‐279. 

Wang, G.X., Li, Q., Cheng, G.D. & Shen, Y.P., 2001. Cimate change and its impact on the eco‐environment in the source regions of the Yangtze and Yellow Rivers in recent 40 years. Journal of Glaciology and Geocryology, 23, pp.346‐352.  

Wang,  G.X.,  Wang,  Y.B.,  Li,  Y.S.  &  Cheng,  H.Y.,  2007.  Influences  of  alpine ecosystem  responses  to  climatic  change  on  soil  properties  on  the Qinghai–Tibet Plateau, China. Catena, 70, pp.506‐514.  

Wetzel, R.G., 1975. Limnology. Philadelphia  (USA), Eastbourn  (England), Toronto (Canada): W.B. Saunders Company. 

WHO (World Health Organization), 2004. Guidelines for Drinking‐Water Quality, 3rd ed. Volume 1, Recommendations.  [PDF]  (Published  2004, Geneva) Available  at:  http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/GDWQ2004web.pdf [Accessed 18 November 2009]. 

Wu, W.H., Xu, S.J., Yang,  J.D. & Yin, H.W.,  2008a. Silicate weathering  and CO2 

consumption  deduced  from  the  seven  Chinese  rivers  originating  in  the Qinghai‐Tibet Plateau. Chemical Geology, 249, pp.307‐320.  

 68 

Wu, W.H., Yang, J.D., Xu, S.J. & Yin, H.W., 2008b. Geochemistry of the headwaters of  the Yangtze River, Tongtian He and  Jinsha  Jiang: Silicate weathering and CO2 consumption. Applied Geochemistry, 23, pp.3712‐3727.  

Yao, T., Duan, K., Xu, B., Wang, N., Guo, X. & Yang, X., 2008. Precipitation record since AD 1600 from ice cores on the central Tibetan Plateau. Climate of the Past, 4, pp.175‐180.   

You,  Q.L.,  Kang,  S.C., Wu,  Y.H.  &  Yan,  Y.P.,  2007.  Climate  change  over  the Yarlung Zangbo River Basin during 1961‐2005. Journal of Geographical Sciences, 17, pp.409‐420.  

Yu, S.S.,  1992. Trace  elements  in  salt  lakes  and water  systems  in Xizang  (Tibet) Plateau.  Oceanologia  et  Limnologia  Sinica,  23,  pp.407‐414.  (In  Chinese  with English abstract). 

Zhang, C.L., Zou, X.Y., Yang, P., Dong, Y.X., Li, S., Wei, X.H., Yang, S. & Pan, X.H., 2007. Wind tunnel test and 137Cs tracing study on wind erosion of several soils in Tibet. Soil and Tillage Research, 94, pp.269‐282.  

Zhang,  H.Z.  &  Tang,  X.P.,  2000.  Analysis  of  changes  in  air  temperature  and precipitation in Tibet from 1961 to 1998. Tibet’s Science & Technology, 89, pp.62‐67. (In Chinese).   

Zhang, J., 1995. Geochemistry of trace metals from Chinese river/estuary systems: an overview. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 41, pp.631‐658.  

Zhang, X.P., Deng, W. & Yang, X.M., 2002. The background concentrations of 13 soil trace elements and their relationships to parent materials and vegetation in Xizang (Tibet), China. Journal of Asian Earth Sciences, 21, pp.167‐174.  

Zheng, M.P., 1997. An introduction to saline lakes on the Qinghai‐Tibet Plateau. In: H.J. Dumont  & M.J.A. Werger,  eds. Monograghiae  Biologicae,  Vol.  76.  Dordrecht, Boston, London: Kluwer Academic Publishers.  

Zheng, Y.Y., Duo‐Ji, Cheng, S.B., Gao, S.B. & Dai F.H., 2007. Progress in porphyry copper  exploration  from  the  Gangdise  belt,  Tibet,  China.  Frontiers  of  Earth Science in China, 1, pp.226‐232.  

Zhong, Z.R., 2002. The Chinese western development initiative: new opportunities for mineral investment. Resources Policy, 28, pp.117‐131. 

Zhou,  C.J.  &  Guan,  Z.H.,  2001.  The  source  of  Lancangjiang  (Mekong)  River. Geographical Research, 20, pp.184‐190. (In Chinese with English abstract).  

Zhou, C.J., Tao, B.X. & Jin, C.X., 1996. The source of Lanchangjiang and its water chemistry  in  the  upper  and middle  reaches.  Progress  in Geography,  Issue  3, pp.53‐58. (In Chinese). 

      

 

69 

8. Appendices 

Appendix I: Guideline values in water quality; except pH, all units are in mg/L   WHOa Remark GB5749b Remark GB3838c Remark

Grade I Grade

II

pH No Optimum:

6.5-9.5

6.5-8.5 6-9 6-9

Ammonia No 0.5 Determined

as N

0.15 0.5 Determined

as N

Cl- No 250 - 250

F- 1.5 1.0 1.0 1.0

NO3- 50 For short time

exposure

10 Determined

as N

- 10 Determined

as N

SO42- No 250 - 250

Na No 200 - -

TDS No 1 000 - -

Ag No 0.05 - -

Al 0.2 Practicable level 0.2 - -

As 0.01(P) 0.01 0.05 0.05

Cd 0.003 0.005 0.001 0.005

Co - - - 1.0

Cr 0.05(P) For total

chromium

0.05 For Cr(+6) 0.01 0.05 For Cr(+6)

Cu 2 1.0 0.01 1.0

Fe No 0.3 - 0.3

Hg 0.001 For total

mercury

0.001 0.00005 0.00005

Mn 0.4 (C) 0.1 - 0.1

Mo 0.07 0.07 - 0.07

Ni 0.02(P) 0.02 - 0.02

Pb 0.01 0.01 0.01 0.01

Ti - - - 0.1

Zn No 1.0 0.05 1.0

To be continued

 70 

Appendix I continued

Total P - - 0.02 0.1

Total N - - 0.2 0.5

a WHO, 2004; b MOH & SAC, 2006; c SEPA & AQSIQ, 2002;  No = no health based guideline value is provided; P = provisional guideline value, as there is  evidence  of  a  hazard,  but  the  available  information  on  health  effects  is  limited; C  = concentrations of the substance at or below the health based guideline value may affect the appearance, taste or odor of the water, leading to consumer complaints; Hyphen indicates there is no information provided.   

      

Appendix II: ICP‐AES operating conditions  

Instrument iCAP 6300Duo, Thermo Electron Corporation

RF power 1150 W

Plasma gas 12 L/min, argon

Nebuliser type Concentric glass nebuliser

Nebuliser gas pressure 200 kPa

Auxiliary gas flow 0.5 L/min

Nebuliser pump tubing type Tygon® Orange/White

Nebuliser pump flush rate 50 rpm

Nebuliser pump analysis rate 50 rpm

Sample flush time 30 s

Rinse time 30 s

Replicates 2

Calibration method External

Detector High performance CID86 chip

Data treatment iTEVA (software)

     

71 

  

Appendix  III:  ICP‐AES: wavelength used  for  each  element  and  corresponding  limit  of detection (LOD)  

Element Wavelength

(nm)

LOD

(µg/L) Element

Wavelength

(nm)

LOD

(µg/L)

Al 1670 0.5 Mg 2802 0.3

As 1890 2.0 Mn 2576 0.1

Ca 3158 30.7 Mo 2020 0.6

Cd 2288 0.4 Na 5889 77.1

Co 2286 0.7 Ni 2316 0.9

Cr 2677 0.8 Pb 2203 4.2

Cu 3247 1.8 S 1820 3.4

Fe 2599 3.5 Ti 3349 0.2

K 7664 40.0 Zn 2138 1.5

Li 6707 1.5

  

 Appendix IV: IC operating conditions  

Instrument Metrohm 790 Personal IC

Measured ion NH4+ Cl-, NO3

-, SO42-

Column type 6.1010.000 METROSEP

Cation 1-2

6.1005.320 Anion column

Metrosep A Supp 3

Column size 4.0 x 125 mm 4.6 x 250 mm

Eluent 4 mM tartaric acid / 1mM

dipicolinic acid

1.7 mM NaHCO3 / 1.8 mM

Na2CO3

Eluent flow 1.00 mL/min 0.70 mL/min

Detector Conductivity detector

Instrument Metrohm 761 Compact IC

Measured ion Cl-, F-, HCO3-, NO3

-, PO43-, SO4

2-

Column Type AllsepTM Anion A-51207

Column size 4.6 x 100 mm

Eluent 4 mM p-hydroxybentzoic acid (pH 7.50, adjusted with LiOH)

Eluent flow 1.0 mL/min

Detector Conductivity detector

 72 

    Appendix V*: Mean values  (all  samples  in  the  catchments)  of  ionic  concentrations  (in mg/L) of  the Tibetan  rivers  (the Yangtze River, Mekong River, Salween River, Yarlung Tsangpo and  their  tributaries  in  the Tibetan Plateau) compared  to river and  lake waters around the world. Here, TDS = ∑ (Ca2+ + Na+ + K+ + Mg2+ + Cl‐ + NO3‐ + SO42‐ + HCO3‐ + SiO2 in mg/L). EC is in mS/m  

Rivers Ca2+ Mg2+ Na+ K+ SO42- Cl- NO3

- HCO3- SiO2 TDS EC

Yangtze River 40 12 38 2 53 64 0 108 5 324 44

Mekong River 49 14 12 1 69 14 0 138 4 302 37

Salween River 24 7 3 1 31 5 0 66 4 141 18

Yarlung Tsangpo 29 5 7 1 32 6 1 95 6 183 22

Tibetan Plateau 33 7 13 1 40 18 1 100 5 220 28

Europe 31 6 5 2 24 7 4 95 8 182 31

Asia 18 6 6 4 8 9 1 79 12 142 24

Africa 13 4 11 - 14 12 1 43 23 121 21

North America 21 5 9 1 20 8 1 68 9 143 25

South America 7 2 4 2 5 5 1 31 12 69 12

World 15 4 6 2 11 8 1 58 13 120 20

* Table modified after Table 2 in Paper II.               

  

73 

Appendix VI: Chemical characteristics of tap water in Lhasa City. Numbers indicate samples collected at different time of day, i.e., 1: morning first portion of the tap water; 2: midday sample; 3: evening sample. TDS = ∑ (Ca2+ + Mg2+ + Na+ + K+ + HCO3‐ + Cl‐ + NO3‐ + SO42‐ + SiO2)  

Temp. pH EC Turb. Ca2+ Mg2+ Na+ K+ HCO3- Cl- NO3

- SO42- SiO2 TDS Al As Fe Mn Zn Li

0C mS/m NTU mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/Lµg/L µg/L µg/Lµg/L µg/L µg/L

A-1 17.6 7.65 24.6 1.47 33.2 4.8 8.3 2.06 134 7.6 5.9 21.5 10.1 227 1.8 <2.0 543 10.6 <1.5 50

A-2 18 7.57 24.6 0.18 33.5 5.0 8.0 1.42 137 7.3 20.3 20.2 11.2 244 <0.5 4.8 14.2 0.7 <1.5 47

A-3 17.1 7.54 25.1 0.09 33.8 5.0 8.0 1.46 136 20.6 17.5 21.1 12.1 255 <0.5 4.4 13.2 0.8 <1.5 45

B-1 16.2 7.7 37.4 1.1 58.9 4.1 9.0 1.07 146 14.0 29.0 23.1 9.9 295 <0.5 4.3 26 7 3 10

B-2 16.3 7.82 39.2 0.12 65.8 3.4 8.6 0.91 186 13.9 31.7 22.0 11.0 344 <0.5 3.7 25.6 3.5 2.2 2

B-3 16.6 7.59 29.7 0.18 41.4 5.5 10.5 1.55 109 9.2 26.6 24.2 11.6 239 1.2 <2.0 26.1 3.4 2.9 45

C-1 17 7.72 25.4 0.84 33.8 5.1 10.2 2.17 141 8.2 6.5 25.2 10.6 243 2.3 4.8 112 5.4 25.4 49

C-2 17.2 7.58 28.3 0.21 39.1 5.8 11.8 2.80 173 8.3 11.6 20.9 12.8 286 1.5 3.3 <3.5 7.6 8.2 51

C-3 17 7.47 30.2 0.38 39.9 5.9 12.0 3.01 170 9.1 13.3 21.3 12.0 286 2.4 5.3 12.3 7.3 8.9 50

D-1 - 7.76 21.4 0.54 27.7 4.3 7.8 1.32 97 7.9 2.8 21.0 7.7 177 <0.5 4.5 197 9 50 46

D-2 17.6 7.73 20.1 0.28 26.1 4.2 7.3 1.23 112 6.6 2.5 19.8 6.5 187 2.6 <2.0 11.3 6.7 30 46

D-3 17.6 7.8 20.5 0.27 27.2 4.2 7.4 1.26 116 6.2 2.4 19.7 7.8 192 2 2.4 17 3.8 30 46

E-1 18.6 7.5 31.7 1.11 40.7 5.9 12.5 3.25 171 25.3 15.1 26.4 12.3 312 <0.5 3.8 72 3.8 4 50

E-2 18.1 7.47 31.6 0.59 42.7 6.1 13.0 3.43 182 9.6 15.2 24.1 12.4 309 0.9 4.5 12.1 1.8 1.7 52

E-3 18.1 7.48 31.2 0.47 42.1 6.1 12.7 3.26 175 9.9 16.4 23.1 13.0 302 1 5.8 5.5 1.9 1.8 50

F-1 17.9 7.64 23.1 0.44 32.1 4.5 6.4 1.17 119 4.2 9.5 16.7 9.8 203 <0.5 <2.0 13 1.3 45 43

F-2 19.2 7.72 20.3 0.2 31.7 4.4 6.0 1.16 128 3.1 6.2 14.4 8.7 204 8.6 6.8 <3.5 <0.1 12.2 44

F-3 17.9 7.78 21.4 0.2 31.2 4.3 6.0 1.12 127 3.2 7.9 13.0 11.1 205 1.5 6.5 <3.5 0.2 12.1 43

G-1 18 7.46 33 4.46 43.4 6.1 13.1 2.13 159 11.6 27.8 24.5 12.5 300 6.2 2.8 70 5.2 386 54

G-2 19.4 7.45 32.6 0.28 42.4 6.0 12.9 2.08 150 12.4 31.1 22.8 10.9 290 1.8 5.7 9.4 3.5 267 53

G-3 20.6 7.4 32.5 0.2 42.4 6.0 12.4 2.07 138 11.3 27.2 24.7 10.3 275 2.2 <2.0 5.1 3.5 285 50

To be continued

74

Appendix VI continued

H-1 17.4 7.75 23.5 1.57 33.7 4.4 5.5 1.18 135 3.8 10.3 19.8 11.5 226 2.1 2.4 12 2.6 96 44

H-2 17.7 7.75 22.7 0.28 34.0 4.4 5.6 1.16 135 3.5 12.1 24.5 11.6 232 <0.5 4 <3.5 <0.1 6 42

H-3 18.2 7.74 22.7 0.04 34.9 4.5 5.7 1.16 137 3.3 10.6 22.1 12.1 231 1.4 3.2 3.2 0.2 9.2 44

I-1 15.9 7.9 21.8 0.6 28.1 4.4 7.6 1.39 117 8.2 3.4 22.6 6.9 200 6.6 3.6 <3.5 1.5 122 46

I-2 20 7.89 21.1 0.11 29.4 4.4 7.3 1.41 113 6.0 <1.0 22.9 7.9 192 7.3 2.3 9.5 0.9 11.2 48

I-3 19.4 7.89 20.6 0.37 27.6 4.3 6.6 1.33 120 5.6 3.6 20.7 7.1 197 6 5.1 13.3 0.9 40 46

J-1 14.7 7.53 30.4 0.21 39.2 5.7 11.0 2.08 146 9.6 20.3 21.5 10.2 265 2.7 4.3 114 5.1 6.3 50

J-2 16.5 7.6 28.1 0.11 39.4 5.5 10.7 2.00 133 8.7 18.9 20.6 10.5 250 1.9 2.9 <3.5 1.1 13.2 49

J-3 17.7 7.69 27.3 0.08 36.8 5.3 10.1 1.83 149 7.5 14.1 19.9 11.0 255 2.5 3.9 5.3 1.2 1.5 47

CWS-A 18.7 7.48 29.1 0.76 39.0 5.7 11.4 2.76 182 8.6 19.5 20.9 13.2 303 <0.5 5 <3.5 0.4 <1.5 49

CWS-B 18.5 7.55 28.7 0.44 39.5 5.7 11.5 2.78 185 8.3 17.6 20.7 12.7 303 0.8 2.1 3.6 4.8 347 50

NWS 14.1 7.75 24.4 0.05 34.2 4.9 8.7 1.36 146 6.9 14.5 17.6 11.2 246 3.7 2.3 <3.5 0.2 3.3 41

WWS 15.9 8.04 20.4 0.13 26.8 4.2 7.8 1.26 114 7.5 4.4 18.9 8.7 194 <0.5 <2.0 <3.5 <0.1 <1.5 44

WHO (2004) - 6.5-9.5 - - - - - - - - 50 - - 1000 200 10p - 400 - -

MOH & ASC

(2006) - 6.5-8.5 - - - - 200 - - 250 - 250 - 1000 200 10 300 100 1000 -

 Appendix VII: Information on some chemical quality parameters (apart from Appendix VI) of tap water in Lhasa City  

Parameter State Remark Parameter State Remark

F- < 0.2 mg/L Cu < 1.8 µg/L Except H-1, 30 µg Cu/L

PO43- < 4.0 mg/L Hg 0.002-0.03 µg/L

TDP < 0.01 mg/L Except A and B, about 0.02 mg P/L Mo < 0.6 µg/L

Cd < 0.4 mg/L Ni < 0.9 µg/L Except H-1, 2.9 µg Ni/L

Co < 0.7 µg/L Pb < 4.2 µg/L

Cr < 0.8 µg/L Ti < 0.2 µg/L

75

Appendix VIII:  LSIa, RSIa  and measured water pH value  (in  the present  study)  of  tap water in Lhasa City  

Sample pH LSI State RSI State Sample pH LSI State RSI State

A-1 7.65 -0.05 C 7.8 C Continued from the left side

A-2 7.57 -0.12 C 7.8 C F-3 7.78 0.04 SF 7.7 C

A-3 7.54 -0.15 C 7.8 C G-1 7.46 -0.07 C 7.6 C

B-1 7.70 0.26 SF 7.2 C G-2 7.45 -0.12 C 7.7 C

B-2 7.82 0.52 SF 6.8 No

difficulties

G-3 7.40 -0.20 C 7.8 C

B-3 7.59 -0.11 C 7.8 C H-1 7.75 0.06 SF 7.6 C

C-1 7.72 0.05 SF 7.6 C H-2 7.75 0.06 SF 7.6 C

C-2 7.58 0.05 SF 7.5 C H-3 7.74 0.07 SF 7.6 C

C-3 7.47 -0.06 C 7.6 C I-1 7.90 0.08 SF 7.7 C

D-1 7.76 -0.15 C 8.1 C I-2 7.89 0.07 SF 7.7 C

D-2 7.73 -0.14 C 8.0 C I-3 7.89 0.07 SF 7.7 C

D-3 7.80 -0.04 C 7.9 C J-1 7.53 -0.07 C 7.7 C

E-1 7.50 -0.03 C 7.6 C J-2 7.60 -0.04 C 7.7 C

E-2 7.47 -0.01 C 7.5 C J-3 7.69 0.07 SF 7.5 C

E-3 7.48 -0.02 C 7.5 C CWS-A 7.48 -0.04 C 7.6 C

F-1 7.64 -0.12 C 7.9 C CWS-B 7.55 0.05 SF 7.5 C

F-2 7.72 -0.01 C 7.7 C NWS 7.75 0.10 SF 7.6 C

To be continued at the right side WWS 8.04 0.19 SF 7.7 C

a Tchobanoglous & Schroeder, 1987; LSI: Langelier saturation index; RSI: Ryznar stability index; LSI = pHmeasured – pHsat; RSI = 2pHsat – pHmeasured;  pHsat = pH of the water in equilibrium with solid CaCO3  

         = ‐ log ([ ] [ ]

)sp

HCOCa

K

HCOCaK −+−+ 3

22

32 γγ

 

Where,  +2Caγ and  −

3HCOγ is the activity coefficients for Ca2+ and HCO3‐, respectively. 

 When, LSI > 0 water is scale‐forming (SF) (supersaturated with respect to CaCO3) LSI = 0 water is neutral  LSI < 0 water is corrosive (C) (undersaturated with respect to CaCO3) 

 

 When, RSI < 5.5 heavy scale will form 5.5 < RSI < 6.2 scale will form  6.2 < RSI < 6.8 no difficulties  6.8 < RSI < 8.5 water is corrosive (C) RSI > 8.5 water is very corrosive