绥满公路沿线不同植被区土壤表层重金属污染状况1)

温 瑀 穆立蔷

(东北林业大学，哈尔滨，150040)

公路建设一方面促进了经济和社会的发展，同时也引起了一系列的环境问题［1］。机动车辆对道路两侧的土壤和植被带来了严重的污染。其中有各种燃油尾气排放产生的重金属物质，例如，Pb、Cr和Zn［2－3］，以及车辆制动衬面磨损和道路路面表层磨损产生的重金属物质，例如，As、Cd、Cu、Ni及PAHs［4］。土壤重金属的污染成为许多国内外学者关注的焦点。研究结果普遍认为，土壤中重金属的质量分数距离道路的远近呈反比［2－4］。道路两侧土壤重金属质量分数还受到其他条件的影响，例如，风向、降水、交通量以及土壤理化性质。

目前，国内学者对土壤重金属的研究，多集中在重金属对土壤微生物的影响［5］、公路两侧植被体内重金属的积累以及植被对重金属毒害的生理生态效应的研究［6］，以及污染物的种类，污染范围等方面［7－11］，但是针对公路沿线不同土地利用方式、不同植被条件以及不同交通量下土壤重金属污染情况的差异研究较少。

文中通过对绥满公路黄牛场至胜利段公路沿线土壤表层6种重金属(Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn)的空间分布特征及其与公路路侧不同植被类型、不同土地利用方式及不同交通量的关系研究，从宏观角度上为揭示公路建设的生态环境效应提供理论依据，并为治理公路重金属污染及其相关研究提供可借鉴的研究思路和方法。

1 研究区概况

以绥满公路黄牛场至胜利段为研究区(图1)。绥满公路为绥芬河至满洲里的高速公路，东西走向。黄牛场至胜利段位于黑龙江省西部松嫩平原的林甸县境内，黄牛场至齐齐哈尔段原有一级公路长103.47 km，于2002年9月份建成通车，2007—2009年利用原有一级公路扩建成双向四车道标准高速公路。研究区地理位置在东经124°02'～124°58'，北纬46°58'～47°22'。路线东北部略高，向西南部缓降，地形开阔，起伏不大。属北温带大陆季风区，其特点春季干旱多风，夏季温热多雨，四季分明，春秋短，冬寒期长。年平均气温3℃，最高气温39.8℃，最低气温－39.2℃，最大冻土深度2.3 m。年平均降水量430 mm，全年分布不均，多集中在6—9月份，春季多偏西北风。黄牛场至胜利路段公路两侧主要以黑土、黑钙土为主，期间也有部分草甸土和碱土。沿线两侧300 m范围内主要土地利用类型为耕地(旱田)、草地，在此区间耕地外侧、公路两旁约为20 m防护林带。旱田种植品种主要为大豆和玉米，草甸草原原生植被以羊草和星星草为主的杂类草组成。

根据公路路侧不同生态系统类型及交通量，将公路主线自南向北，将公路分为南、中、北3段。其中南段为黄牛场立交至花园立交(K670+480～K683+600)，中段为花园立交至林甸立交(K683+600～K706+050)，北段为林甸立交至胜利立交(K706+050～K735+350)(表1)。

图1 研究区位置

表1 研究区概况

2 材料与方法

于2012年6月上旬至7月初，在研究区南、中、北三段公路沿线(南起黄牛场立交，北至胜利立交)垂直于公路的方向布设样线，每段公路均选取地势平坦且具代表性位置，在公路下风向一侧，布设样点。根据有关研究认为公路下风向一侧土壤污染更为严重［9－10］。每段公路布设4条相互平行的样线，平行样线之间相隔5 m。在每条样线上第0、10、20、30、50、100、200、300 m上布设样点。每个样点采集0～20 cm的表层土，去除植被、草根以及石砾。将鲜质量约为2.0 kg的土壤收集在纸袋中，共采集96个样品，样品涵盖了不同的土壤类型。

样品处理方法:土壤样品经风干、研磨，过100目筛，准确称取0.1 g，用HF－HClO4－HNO3法消解。用法国JY－ULTIMA型ICP－AES电感耦合等离子光谱仪测定Pb、Cd、Cr、Ni、Zn、Cu等6种重金属元素的质量分数，重复测定3次，取平均值。

数据分析运用软件SPSS16.0和EXCEL。

重金属污染评价标准及方法:以黑龙江省松嫩平原黑土背景值［12］作为评价标准，评价方法采用国内普遍应用的单因子指数法(式1)、潜在生态危害单项系数(式2)及潜在生态危害综合指数RI(式3)［13］。

单因子指数法计算公式为:

式中，Pi为土壤中污染物i的污染系数;Ci为污染物i的实测质量分数;Si为污染物i在当地土壤的背景值。根据单因子污染指数分级标准［4］，Pi≤1为非污染，1＜Pi≤2为轻污染，2＜Pi≤3为中污染，Pi＞3为重污染。

潜在生态危害单项指数:

污染系数。采用HaKanson制定的标准化重金属毒性系数为评价依据。毒性系数为:Cd=30;Pb=Cu=Ni=5，Cr=2;Zn=1。

潜在生态危害综合指数:

3 结果与分析

3.1 土壤中重金属质量分数

公路沿线土壤表层6种重金属质量分数的相关性分析结果显示(表2)，研究区中土壤表层重金属质量分数除Cr以外，均高于背景值，但低于国家二级标准值。公路南段重金属质量分数的实测平均值除Cr以外，均高于中段和北段。中段重金属Cr实测平均值略高于南北两段。总体上看，沿线土壤表层重金属质量分数自南向北逐渐降低。

方差分析和多重比较的结果显示，三段公路路段的表层土壤重金属Ni和Zn质量分数有显著差异(P＜0.05)，其他4种重金属，在三段公路路段中无差异。

表2 公路不同路段土壤表层重金属质量分数分析结果

从3段公路沿线土壤表层重金属质量分数变化的结果看，土壤重金属质量分数值(除Cr)总体上由大到小的排序为南段、中段、北段。根据相关研究表明，土壤重金属分布主要由两种因素决定，确定性因素和随机性因素。其中确定性因素包括母质、气候、土壤类型等自然因素，具有相对稳定的特点，通常在大尺度空间发生作用。由于公路作用时间较长并且性质较稳定，具有相对稳定性，因此可被视为确定性因素。随机性因素主要包括农药、化肥、灌溉、污泥施肥、固体废弃物、废水污染等［15］。前者使重金属分布呈现较强的空间相关性，后者则使相关性减弱，朝均一化方向发展［16］。方差分析和多重比较的结果显示，三段公路路段的表层土壤重金属Ni和Zn质量分数有显著差异，说明土壤中这两种重金属元素受上述确定性因素的影响较大。三段研究区在母质、土壤类型、交通量上均有显著差异。南段公路路侧土壤类型为黑土，土地利用类型以农田为主，中段土壤类型为黑钙土，土地利用类型为农田，农田外侧公路两旁为20 m的杨树防护林带，北段土壤类型为草甸土，主要植被为羊草和星星草。虽然，中段和南段土地利用方式类似，但是中段的防护林带可能降低了土壤中的一部分重金属质量分数，这与阮宏华等［17］研究一致。相关研究还表明，土壤中的Ni质量分数受土壤性质的影响［18］，与土壤中的有机质质量分数相关性显著。

3.2 重金属污染评价

根据单因子污染指数分级标准，南段和中段的土壤表层重金属污染指数排序相同，由大到小的顺序均为Cd、Zn、Cu、Pb、Ni、Cr，其中Cd为重污染，Zn、Cu、Pb和Ni为轻污染，Cr为非污染;北段由大到小的顺序为Cd、Zn、Pb、Cu、Ni、Cr，其中Cd为重污染，Zn、Cu、Pb和Ni为轻污染，Cr为非污染。从潜在生态危害单项指数排序看，南段和中段的表层重金属污染指数也遵循相同的顺序，由大到小的顺序均为Cd、Cu、Pb、Ni、Zn、Cr;北段由大到小的排序为Cd、Pb、Cu、Ni、Zn、Cr，其中Cd为强生态危害，其余均为轻微生态危害。潜在生态危害综合指数由大到小的顺序为南段、中段、北段，均为轻微生态危害，但南段潜在生态危害综合指数已接近中等生态危害。

三个路段在交通量上存在明显差异。南段黄牛场立交—花园立交车流量最大，因此，来自燃油尾气，车胎磨损产生的重金属污染物也较多，而北段林甸立交—胜利立交车流量最小，且建设时间最短，因此，公路沿线重金属污染相对北段和中段较轻。

研究结果还表明，沿线土壤中Cr实测平均值，在三段中均低于背景值，而除Cr以外的5种金属均高于背景值。有关研究［19］显示在自然条件，质量分数在正常范围内的重金属元素，主要来源于母质，高于背景质量分数的重金属可能来源于人为排放。根据这一结论，土壤中Cr的来源受到外源因素影响较少，即受公路建设的影响较低。

3.3 重金属相关性分析

研究土壤中重金属质量分数的相关性可以推测重金属的来源是否相同［8］，如果重金属质量分数有显著的相关性，说明其同源的可能性很大，否则其来源可能不止一个。3个路段的土壤表层重金属质量分数相关性分析结果如表3。

表3 公路沿线表层土壤重金属质量分数相关性

南段中Cu与Cd、Pb，Zn与Cd、Pb差异显著;中段中Pb与Cu、Zn，Zn与Cd差异极显著;北段中Zn与Pb、Cd，Pb与Cd差异极显著。可以看出这3个路段中，Cu、Cd、Zn、Pb具有较强的相关性，说明这4种重金属来源可能相同，与交通污染和公路建设有关，这与林健等［8］、朱建军等［14］研究结果一致，这主要是由车辆磨损、燃烧产物、催化式排气净化装置和制动衬垫损耗以及无法燃烧的燃料添加剂引起的。有关文献表明，汽车尾气是造成公路路域土壤Pb污染的主要因素，汽车轮胎磨损及润滑油燃烧是公路Zn和Cd污染的主要来源［20－21］，而Cu来自刹车里衬的磨损［22］。因此，Pb、Zn、Cd污染直接受车流量的影响，而Cu则受路况影响较大。

3.4 土壤表层重金属质量分数与距公路距离的关系

通过研究样线中重金属质量分数随距公路垂直距离的变化，分析公路对土壤重金属质量分数的影响。不同路段，土壤表层重金属质量分数随距离的分布状况也有所不同(图2)。各重金属元素质量分数分布规律如下:Cd:南段和中段主要污染区均为距公路200 m之内，南段最大值出现在50 m处;中段最大值出现在30 m处;北段主要污染区在100 m之内，最大值出现在30 m处。Cr:3个路段的Cr质量分数均在背景值以下，其中南段最大值出现在10 m处;中段最大值出现在0 m处;北段最大值出现在50 m处。Cu:南段主要污染区为距公路200 m之内，最大值出现在20 m处;中段和北段主要污染区在100 m之内，中段最大值出现在30 m处;北段最大值出现在10 m处。Ni:3段公路主要污染区均为距公路200 m之内，南段和北段最大值出现在30 m处;中段最大值出现在20 m处。Pb:南段主要污染区为距公路200 m之内，最大值出现在50 m处;中段和北段主要污染区在100 m之内，中段最大值出现在20 m处;北段最大值出现在10 m处。Zn:3段主要污染区均为距公路300 m之内，南段最大值出现在50 m处;中段最大值出现在10 m处，北段最大值出现在20 m处。

在本研究中，考虑到公路沿线土地利用类型的差异，可将3段公路沿线土壤类型概化为人工土壤和自然土壤2类。由图2可知，北段农田土壤的重金属峰值集中出现在20～50 m，远离公路50 m后呈现下降趋势。但Cd和Ni在100～200 m处又有所上升，原因可能是由于在100～200 m附近农田的边界地带，受到施肥及污溉等随机因素影响较大。当公路样线处于自然土壤类型下，即研究区北段，土壤的重金属质量分数随公路距离的变化趋势有较大差异，其峰值集中出现在10～30 m，且重金属的变化并不是呈有规律的下降趋势。与人工土壤类型相比，峰值出现距离公路较近，其主要原因可能是受到地面植被的影响，公路释放的重金属随大气扩散沉降，在较近的距离积累，其重金属质量分数的波动可能说明自然土壤中重金属的空间变化会受到更多因素的影响。这与刘世梁［23］等研究结果一致。

在中段，土壤表层所有重金属质量分数的峰值均出现在30 m以内，50 m处迅速下降，这可能与中段农田外侧20 m处的防护林带有效的阻止重金属污染物向外扩散，缩小公路污染的影响范围有关。

虽然土壤中6种重金属质量分数值大小决定于土壤类型、土地利用等因素，但不同的土壤类型之间，重金属的横向空间分布规律基本是一致的，即公路影响带宽度一般在200 m范围之内，峰值通常出现在距公路50 m以内，距公路越远，这种影响逐渐降低。因此，可以说公路建设及运营是沿线土壤表层重金属横向空间分异的决定因素。许多研究认为，公路交通造成的金属污染影响范围在距离公路100 m以内［24］。但在本研究中，其污染范围达到距公路干线200 m远的地方，这可能是由于土壤表面植被覆盖类型及盛行风向等因素的不同而发生变化。有关研究也表明，在草原系统中，重金属污染范围会更远［25］。

从公路沿线土壤表层重金属质量分数与距公路距离的变化趋势上看，不同的土地利用方式和土壤类型中，农田的重金属值高于草甸草原土壤，这与耕种土对来自公路污染地表水的蓄积和农田中化肥农药的使用也有关。

图2 土壤表层重金属质量分数与距公路距离的关系

4 结束语

3段公路沿线土壤重金属质量分数与背景值相比，除Cr以外，质量分数均高于背景值。从单因子污染指数分级标准看，其中，Cd在南段和中段为重污染，在北段为中度污染;Zn、Cu、Pb和Ni在3段中均为轻污染。从潜在生态危害单项指数看，其中Cd为强生态危害，其余均为轻微生态危害。潜在生态危害综合指数由大到小排序为南段、中段、北段，均为轻微生态危害。公路建设对公路沿线土壤表层重金属的空间分异存在一定影响。

研究区不同路段、不同土地利用类型下土壤表层重金属元素的质量分数存在较大差异，以南段农田重金属污染最为严重，其次是中段农田+防护林，两者都属于人工土壤，而北段草地重金属污染最低，属于自然土壤。结果说明，耕作土的重金属污染与农田中的农药、化肥的施用有关，土地覆被的变化也影响重金属在土壤表层的积累。

土壤表层重金属质量分数值受多种因素的影响，但是其横向空间分布差异性是由确定性因素——公路建设及交通引起的，所有重金属质量分数峰值基本出现在距公路50 m范围之内，超过50 m，质量分数基本呈下降趋势。公路影响带宽度基本在200 m范围之内，距公路越远，这种影响逐渐降低。

文中仅对绥满公路黄牛场至胜利路段沿线下风向一侧不同植被区土壤表层重金属污染状况及分布规律进行了分析讨论，结果具有一定的可靠性。但是，由于自然条件的复杂性和多变性，以及采样密度和范围的限制，公路沿线不同的土地利用方式和土壤类型如何影响重金属在土壤表层的积累尚需进一步深入研究。

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