綏滿公路沿線不同植被區(qū)土壤表層重金屬污染狀況1)

溫 瑀 穆立薔

(東北林業(yè)大學，哈爾濱，150040)

公路建設(shè)一方面促進了經(jīng)濟和社會的發(fā)展，同時也引起了一系列的環(huán)境問題［1］。機動車輛對道路兩側(cè)的土壤和植被帶來了嚴重的污染。其中有各種燃油尾氣排放產(chǎn)生的重金屬物質(zhì)，例如，Pb、Cr和Zn［2－3］，以及車輛制動襯面磨損和道路路面表層磨損產(chǎn)生的重金屬物質(zhì)，例如，As、Cd、Cu、Ni及PAHs［4］。土壤重金屬的污染成為許多國內(nèi)外學者關(guān)注的焦點。研究結(jié)果普遍認為，土壤中重金屬的質(zhì)量分數(shù)距離道路的遠近呈反比［2－4］。道路兩側(cè)土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)還受到其他條件的影響，例如，風向、降水、交通量以及土壤理化性質(zhì)。

目前，國內(nèi)學者對土壤重金屬的研究，多集中在重金屬對土壤微生物的影響［5］、公路兩側(cè)植被體內(nèi)重金屬的積累以及植被對重金屬毒害的生理生態(tài)效應(yīng)的研究［6］，以及污染物的種類，污染范圍等方面［7－11］，但是針對公路沿線不同土地利用方式、不同植被條件以及不同交通量下土壤重金屬污染情況的差異研究較少。

文中通過對綏滿公路黃牛場至勝利段公路沿線土壤表層6種重金屬(Cd、Cr、Cu、Ni、Pb、Zn)的空間分布特征及其與公路路側(cè)不同植被類型、不同土地利用方式及不同交通量的關(guān)系研究，從宏觀角度上為揭示公路建設(shè)的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)提供理論依據(jù)，并為治理公路重金屬污染及其相關(guān)研究提供可借鑒的研究思路和方法。

1 研究區(qū)概況

以綏滿公路黃牛場至勝利段為研究區(qū)(圖1)。綏滿公路為綏芬河至滿洲里的高速公路，東西走向。黃牛場至勝利段位于黑龍江省西部松嫩平原的林甸縣境內(nèi)，黃牛場至齊齊哈爾段原有一級公路長103.47 km，于2002年9月份建成通車，2007—2009年利用原有一級公路擴建成雙向四車道標準高速公路。研究區(qū)地理位置在東經(jīng)124°02'～124°58'，北緯46°58'～47°22'。路線東北部略高，向西南部緩降，地形開闊，起伏不大。屬北溫帶大陸季風區(qū)，其特點春季干旱多風，夏季溫熱多雨，四季分明，春秋短，冬寒期長。年平均氣溫3℃，最高氣溫39.8℃，最低氣溫－39.2℃，最大凍土深度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，春季多偏西北風。黃牛場至勝利路段公路兩側(cè)主要以黑土、黑鈣土為主，期間也有部分草甸土和堿土。沿線兩側(cè)300 m范圍內(nèi)主要土地利用類型為耕地(旱田)、草地，在此區(qū)間耕地外側(cè)、公路兩旁約為20 m防護林帶。旱田種植品種主要為大豆和玉米，草甸草原原生植被以羊草和星星草為主的雜類草組成。

根據(jù)公路路側(cè)不同生態(tài)系統(tǒng)類型及交通量，將公路主線自南向北，將公路分為南、中、北3段。其中南段為黃牛場立交至花園立交(K670+480～K683+600)，中段為花園立交至林甸立交(K683+600～K706+050)，北段為林甸立交至勝利立交(K706+050～K735+350)(表1)。

圖1 研究區(qū)位置

表1 研究區(qū)概況

2 材料與方法

于2012年6月上旬至7月初，在研究區(qū)南、中、北三段公路沿線(南起黃牛場立交，北至勝利立交)垂直于公路的方向布設(shè)樣線，每段公路均選取地勢平坦且具代表性位置，在公路下風向一側(cè)，布設(shè)樣點。根據(jù)有關(guān)研究認為公路下風向一側(cè)土壤污染更為嚴重［9－10］。每段公路布設(shè)4條相互平行的樣線，平行樣線之間相隔5 m。在每條樣線上第0、10、20、30、50、100、200、300 m上布設(shè)樣點。每個樣點采集0～20 cm的表層土，去除植被、草根以及石礫。將鮮質(zhì)量約為2.0 kg的土壤收集在紙袋中，共采集96個樣品，樣品涵蓋了不同的土壤類型。

樣品處理方法:土壤樣品經(jīng)風干、研磨，過100目篩，準確稱取0.1 g，用HF－HClO4－HNO3法消解。用法國JY－ULTIMA型ICP－AES電感耦合等離子光譜儀測定Pb、Cd、Cr、Ni、Zn、Cu等6種重金屬元素的質(zhì)量分數(shù)，重復(fù)測定3次，取平均值。

數(shù)據(jù)分析運用軟件SPSS16.0和EXCEL。

重金屬污染評價標準及方法:以黑龍江省松嫩平原黑土背景值［12］作為評價標準，評價方法采用國內(nèi)普遍應(yīng)用的單因子指數(shù)法(式1)、潛在生態(tài)危害單項系數(shù)(式2)及潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)RI(式3)［13］。

單因子指數(shù)法計算公式為:

式中，Pi為土壤中污染物i的污染系數(shù);Ci為污染物i的實測質(zhì)量分數(shù);Si為污染物i在當?shù)赝寥赖谋尘爸?。根?jù)單因子污染指數(shù)分級標準［4］，Pi≤1為非污染，1＜Pi≤2為輕污染，2＜Pi≤3為中污染，Pi＞3為重污染。

潛在生態(tài)危害單項指數(shù):

污染系數(shù)。采用HaKanson制定的標準化重金屬毒性系數(shù)為評價依據(jù)。毒性系數(shù)為:Cd=30;Pb=Cu=Ni=5，Cr=2;Zn=1。

潛在生態(tài)危害綜合指數(shù):

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)

公路沿線土壤表層6種重金屬質(zhì)量分數(shù)的相關(guān)性分析結(jié)果顯示(表2)，研究區(qū)中土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)除Cr以外，均高于背景值，但低于國家二級標準值。公路南段重金屬質(zhì)量分數(shù)的實測平均值除Cr以外，均高于中段和北段。中段重金屬Cr實測平均值略高于南北兩段?？傮w上看，沿線土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)自南向北逐漸降低。

方差分析和多重比較的結(jié)果顯示，三段公路路段的表層土壤重金屬Ni和Zn質(zhì)量分數(shù)有顯著差異(P＜0.05)，其他4種重金屬，在三段公路路段中無差異。

表2 公路不同路段土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)分析結(jié)果

從3段公路沿線土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)變化的結(jié)果看，土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)值(除Cr)總體上由大到小的排序為南段、中段、北段。根據(jù)相關(guān)研究表明，土壤重金屬分布主要由兩種因素決定，確定性因素和隨機性因素。其中確定性因素包括母質(zhì)、氣候、土壤類型等自然因素，具有相對穩(wěn)定的特點，通常在大尺度空間發(fā)生作用。由于公路作用時間較長并且性質(zhì)較穩(wěn)定，具有相對穩(wěn)定性，因此可被視為確定性因素。隨機性因素主要包括農(nóng)藥、化肥、灌溉、污泥施肥、固體廢棄物、廢水污染等［15］。前者使重金屬分布呈現(xiàn)較強的空間相關(guān)性，后者則使相關(guān)性減弱，朝均一化方向發(fā)展［16］。方差分析和多重比較的結(jié)果顯示，三段公路路段的表層土壤重金屬Ni和Zn質(zhì)量分數(shù)有顯著差異，說明土壤中這兩種重金屬元素受上述確定性因素的影響較大。三段研究區(qū)在母質(zhì)、土壤類型、交通量上均有顯著差異。南段公路路側(cè)土壤類型為黑土，土地利用類型以農(nóng)田為主，中段土壤類型為黑鈣土，土地利用類型為農(nóng)田，農(nóng)田外側(cè)公路兩旁為20 m的楊樹防護林帶，北段土壤類型為草甸土，主要植被為羊草和星星草。雖然，中段和南段土地利用方式類似，但是中段的防護林帶可能降低了土壤中的一部分重金屬質(zhì)量分數(shù)，這與阮宏華等［17］研究一致。相關(guān)研究還表明，土壤中的Ni質(zhì)量分數(shù)受土壤性質(zhì)的影響［18］，與土壤中的有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)相關(guān)性顯著。

3.2 重金屬污染評價

根據(jù)單因子污染指數(shù)分級標準，南段和中段的土壤表層重金屬污染指數(shù)排序相同，由大到小的順序均為Cd、Zn、Cu、Pb、Ni、Cr，其中Cd為重污染，Zn、Cu、Pb和Ni為輕污染，Cr為非污染;北段由大到小的順序為Cd、Zn、Pb、Cu、Ni、Cr，其中Cd為重污染，Zn、Cu、Pb和Ni為輕污染，Cr為非污染。從潛在生態(tài)危害單項指數(shù)排序看，南段和中段的表層重金屬污染指數(shù)也遵循相同的順序，由大到小的順序均為Cd、Cu、Pb、Ni、Zn、Cr;北段由大到小的排序為Cd、Pb、Cu、Ni、Zn、Cr，其中Cd為強生態(tài)危害，其余均為輕微生態(tài)危害。潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)由大到小的順序為南段、中段、北段，均為輕微生態(tài)危害，但南段潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)已接近中等生態(tài)危害。

三個路段在交通量上存在明顯差異。南段黃牛場立交—花園立交車流量最大，因此，來自燃油尾氣，車胎磨損產(chǎn)生的重金屬污染物也較多，而北段林甸立交—勝利立交車流量最小，且建設(shè)時間最短，因此，公路沿線重金屬污染相對北段和中段較輕。

研究結(jié)果還表明，沿線土壤中Cr實測平均值，在三段中均低于背景值，而除Cr以外的5種金屬均高于背景值。有關(guān)研究［19］顯示在自然條件，質(zhì)量分數(shù)在正常范圍內(nèi)的重金屬元素，主要來源于母質(zhì)，高于背景質(zhì)量分數(shù)的重金屬可能來源于人為排放。根據(jù)這一結(jié)論，土壤中Cr的來源受到外源因素影響較少，即受公路建設(shè)的影響較低。

3.3 重金屬相關(guān)性分析

研究土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)的相關(guān)性可以推測重金屬的來源是否相同［8］，如果重金屬質(zhì)量分數(shù)有顯著的相關(guān)性，說明其同源的可能性很大，否則其來源可能不止一個。3個路段的土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)相關(guān)性分析結(jié)果如表3。

表3 公路沿線表層土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)相關(guān)性

南段中Cu與Cd、Pb，Zn與Cd、Pb差異顯著;中段中Pb與Cu、Zn，Zn與Cd差異極顯著;北段中Zn與Pb、Cd，Pb與Cd差異極顯著?？梢钥闯鲞@3個路段中，Cu、Cd、Zn、Pb具有較強的相關(guān)性，說明這4種重金屬來源可能相同，與交通污染和公路建設(shè)有關(guān)，這與林健等［8］、朱建軍等［14］研究結(jié)果一致，這主要是由車輛磨損、燃燒產(chǎn)物、催化式排氣凈化裝置和制動襯墊損耗以及無法燃燒的燃料添加劑引起的。有關(guān)文獻表明，汽車尾氣是造成公路路域土壤Pb污染的主要因素，汽車輪胎磨損及潤滑油燃燒是公路Zn和Cd污染的主要來源［20－21］，而Cu來自剎車里襯的磨損［22］。因此，Pb、Zn、Cd污染直接受車流量的影響，而Cu則受路況影響較大。

3.4 土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)與距公路距離的關(guān)系

通過研究樣線中重金屬質(zhì)量分數(shù)隨距公路垂直距離的變化，分析公路對土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)的影響。不同路段，土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)隨距離的分布狀況也有所不同(圖2)。各重金屬元素質(zhì)量分數(shù)分布規(guī)律如下:Cd:南段和中段主要污染區(qū)均為距公路200 m之內(nèi)，南段最大值出現(xiàn)在50 m處;中段最大值出現(xiàn)在30 m處;北段主要污染區(qū)在100 m之內(nèi)，最大值出現(xiàn)在30 m處。Cr:3個路段的Cr質(zhì)量分數(shù)均在背景值以下，其中南段最大值出現(xiàn)在10 m處;中段最大值出現(xiàn)在0 m處;北段最大值出現(xiàn)在50 m處。Cu:南段主要污染區(qū)為距公路200 m之內(nèi)，最大值出現(xiàn)在20 m處;中段和北段主要污染區(qū)在100 m之內(nèi)，中段最大值出現(xiàn)在30 m處;北段最大值出現(xiàn)在10 m處。Ni:3段公路主要污染區(qū)均為距公路200 m之內(nèi)，南段和北段最大值出現(xiàn)在30 m處;中段最大值出現(xiàn)在20 m處。Pb:南段主要污染區(qū)為距公路200 m之內(nèi)，最大值出現(xiàn)在50 m處;中段和北段主要污染區(qū)在100 m之內(nèi)，中段最大值出現(xiàn)在20 m處;北段最大值出現(xiàn)在10 m處。Zn:3段主要污染區(qū)均為距公路300 m之內(nèi)，南段最大值出現(xiàn)在50 m處;中段最大值出現(xiàn)在10 m處，北段最大值出現(xiàn)在20 m處。

在本研究中，考慮到公路沿線土地利用類型的差異，可將3段公路沿線土壤類型概化為人工土壤和自然土壤2類。由圖2可知，北段農(nóng)田土壤的重金屬峰值集中出現(xiàn)在20～50 m，遠離公路50 m后呈現(xiàn)下降趨勢。但Cd和Ni在100～200 m處又有所上升，原因可能是由于在100～200 m附近農(nóng)田的邊界地帶，受到施肥及污溉等隨機因素影響較大。當公路樣線處于自然土壤類型下，即研究區(qū)北段，土壤的重金屬質(zhì)量分數(shù)隨公路距離的變化趨勢有較大差異，其峰值集中出現(xiàn)在10～30 m，且重金屬的變化并不是呈有規(guī)律的下降趨勢。與人工土壤類型相比，峰值出現(xiàn)距離公路較近，其主要原因可能是受到地面植被的影響，公路釋放的重金屬隨大氣擴散沉降，在較近的距離積累，其重金屬質(zhì)量分數(shù)的波動可能說明自然土壤中重金屬的空間變化會受到更多因素的影響。這與劉世梁［23］等研究結(jié)果一致。

在中段，土壤表層所有重金屬質(zhì)量分數(shù)的峰值均出現(xiàn)在30 m以內(nèi)，50 m處迅速下降，這可能與中段農(nóng)田外側(cè)20 m處的防護林帶有效的阻止重金屬污染物向外擴散，縮小公路污染的影響范圍有關(guān)。

雖然土壤中6種重金屬質(zhì)量分數(shù)值大小決定于土壤類型、土地利用等因素，但不同的土壤類型之間，重金屬的橫向空間分布規(guī)律基本是一致的，即公路影響帶寬度一般在200 m范圍之內(nèi)，峰值通常出現(xiàn)在距公路50 m以內(nèi)，距公路越遠，這種影響逐漸降低。因此，可以說公路建設(shè)及運營是沿線土壤表層重金屬橫向空間分異的決定因素。許多研究認為，公路交通造成的金屬污染影響范圍在距離公路100 m以內(nèi)［24］。但在本研究中，其污染范圍達到距公路干線200 m遠的地方，這可能是由于土壤表面植被覆蓋類型及盛行風向等因素的不同而發(fā)生變化。有關(guān)研究也表明，在草原系統(tǒng)中，重金屬污染范圍會更遠［25］。

從公路沿線土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)與距公路距離的變化趨勢上看，不同的土地利用方式和土壤類型中，農(nóng)田的重金屬值高于草甸草原土壤，這與耕種土對來自公路污染地表水的蓄積和農(nóng)田中化肥農(nóng)藥的使用也有關(guān)。

圖2 土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)與距公路距離的關(guān)系

4 結(jié)束語

3段公路沿線土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)與背景值相比，除Cr以外，質(zhì)量分數(shù)均高于背景值。從單因子污染指數(shù)分級標準看，其中，Cd在南段和中段為重污染，在北段為中度污染;Zn、Cu、Pb和Ni在3段中均為輕污染。從潛在生態(tài)危害單項指數(shù)看，其中Cd為強生態(tài)危害，其余均為輕微生態(tài)危害。潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)由大到小排序為南段、中段、北段，均為輕微生態(tài)危害。公路建設(shè)對公路沿線土壤表層重金屬的空間分異存在一定影響。

研究區(qū)不同路段、不同土地利用類型下土壤表層重金屬元素的質(zhì)量分數(shù)存在較大差異，以南段農(nóng)田重金屬污染最為嚴重，其次是中段農(nóng)田+防護林，兩者都屬于人工土壤，而北段草地重金屬污染最低，屬于自然土壤。結(jié)果說明，耕作土的重金屬污染與農(nóng)田中的農(nóng)藥、化肥的施用有關(guān)，土地覆被的變化也影響重金屬在土壤表層的積累。

土壤表層重金屬質(zhì)量分數(shù)值受多種因素的影響，但是其橫向空間分布差異性是由確定性因素——公路建設(shè)及交通引起的，所有重金屬質(zhì)量分數(shù)峰值基本出現(xiàn)在距公路50 m范圍之內(nèi)，超過50 m，質(zhì)量分數(shù)基本呈下降趨勢。公路影響帶寬度基本在200 m范圍之內(nèi)，距公路越遠，這種影響逐漸降低。

文中僅對綏滿公路黃牛場至勝利路段沿線下風向一側(cè)不同植被區(qū)土壤表層重金屬污染狀況及分布規(guī)律進行了分析討論，結(jié)果具有一定的可靠性。但是，由于自然條件的復(fù)雜性和多變性，以及采樣密度和范圍的限制，公路沿線不同的土地利用方式和土壤類型如何影響重金屬在土壤表層的積累尚需進一步深入研究。

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