成樂高速兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染及潛在生態(tài)危害評價

楊 樂，王春森，夏建國

（四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，成都 611130）

土壤不僅是自然環(huán)境的構(gòu)成要素，更是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)最重要的自然資源。隨著工業(yè)、交通以及城市化的快速發(fā)展，土壤重金屬污染已成為一個長久而非常嚴(yán)峻的環(huán)境問題，已引起科學(xué)界越來越多的關(guān)注[1]。近年來，我國耕地土壤環(huán)境質(zhì)量日趨下降，土壤重金屬污染日趨嚴(yán)重，相當(dāng)數(shù)量的農(nóng)田土壤受到重金屬污染。公路交通污染是土壤重金屬污染的重要原因之一，高速公路的交通活動具有車流量大、擴(kuò)散面廣和流動性強(qiáng)等特點(diǎn)，對道路兩側(cè)土壤和農(nóng)作物造成嚴(yán)重的重金屬污染[2-3]。環(huán)境中70%以上的重金屬排放量將被土壤接納[4]。高速公路運(yùn)營產(chǎn)生的土壤重金屬污染具有高毒性、累積性、生物富集和不易降解性[5]，不僅影響土壤生態(tài)結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)定性[6-7]，更會通過食物鏈對人體健康構(gòu)成威脅[8-9]。

對高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤的重金屬污染開展監(jiān)測和評價，有助于揭示土壤中重金屬的殘留和累積動態(tài)，對保護(hù)高速公路路域周邊生態(tài)環(huán)境和無公害農(nóng)產(chǎn)品生產(chǎn)基地的規(guī)劃與建設(shè)具有重要意義[10-11]。高速公路兩側(cè)土壤重金屬污染已引起高度的關(guān)注，已成為眾多學(xué)者的重點(diǎn)研究課題，研究內(nèi)容主要集中在土壤重金屬的含量測定和污染分布特征方面，表明高速公路兩側(cè)的土壤受到不同程度的Pb、Cd、Zn、Cu和Cr等重金屬的污染，多數(shù)研究表明，重金屬污染以公路為中心在其兩側(cè)呈帶狀順公路延伸，自公路向兩側(cè)強(qiáng)度逐漸減弱[10-16]。此外，高速公路兩側(cè)土壤中重金屬的污染還受到交通流量、主導(dǎo)風(fēng)向、地形、土地覆被類型等的影響[17-19]。

成樂高速公路是四川省境內(nèi)的黃金旅游高速公路，北起于成都市，經(jīng)眉山市青龍場，止于樂山市，沿線經(jīng)彭山區(qū)、東坡區(qū)、青神縣和夾江縣4個區(qū)縣，于1999年12月28日建成通車，全長86.834 km，瀝青混凝土路面。成樂高速公路建成通車近20年，對促進(jìn)四川旅游業(yè)的快速發(fā)展具有重要作用，同時，成樂高速公路的營運(yùn)對沿線兩側(cè)農(nóng)田的土壤重金屬污染也應(yīng)引起相關(guān)部門的重視。本文根據(jù)國家《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB15618-2018）[20]，對成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬 Cd、Zn、Pb、Cu 和 Cr進(jìn)行測定，評價其重金屬污染現(xiàn)狀及其潛在生態(tài)危害，為成樂高速公路沿線的農(nóng)田保護(hù)及其重金屬污染的治理修復(fù)提供依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 樣品采集

樣品采集執(zhí)行HJ/T166等相關(guān)技術(shù)規(guī)定要求。在成樂高速公路的彭山區(qū)、東坡區(qū)、青神縣和夾江縣段設(shè)置4個采樣路段，每個路段設(shè)置5個采樣斷面。采樣斷面要求與高速公路垂直，地勢相對開闊，路旁一般無防護(hù)林帶，盡量避開周邊居民的人為干擾，盡可能選擇沒有明顯固體垃圾，不施或少施化肥、農(nóng)藥的地塊作為采樣點(diǎn)。在采樣斷面上，分別在距離公路路基 10、20、40、80和 160 m的地點(diǎn)布設(shè)采樣點(diǎn)，公路兩側(cè)對稱布設(shè)采樣點(diǎn)，每個采樣點(diǎn)平行布置3個1 m2面積的采樣單元。在每個采樣單元內(nèi)采集0～20 cm的表層土壤，每個采樣路段的5個采樣斷面距離路基相同距離的采樣單元的土樣混合均勻，按“四分法”獲得4個采樣路段5個不同距離共20個土樣，每個樣品1 kg左右。

1.2 樣品制備

將樣品放置于風(fēng)干盤中攤成2～3 cm的薄層自然風(fēng)干，適時壓碎，去除土樣中的礦石、塑料和動植物殘渣等異物。通過20目尼龍篩，混勻后用瑪瑙研缽將樣品磨碎，過100目尼龍篩，研磨混勻后的樣品保存?zhèn)溆肹12-13]。

1.3 樣品的處理與測定

土樣采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸消解后制備測定試液，用去離子水作空白對照。采用石墨爐原子吸收分光光度法測定Pb和Cd的含量，采用火焰原子吸收分光光度法測定Cu、Zn和Cr的含量。重復(fù)測定3次取平均值。

1.4 土壤pH的測定

取10 g土樣，用蒸餾水將土壤樣品溶解，用經(jīng)過標(biāo)準(zhǔn)緩沖溶液校正酸度計直接測定土壤樣品的pH。

1.5 土壤污染評價

分別采用單項(xiàng)污染指數(shù)和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)對土壤重金屬污染程度進(jìn)行評價。

1.5.1 單項(xiàng)污染指數(shù)

Pi=Ci/Si，其中，Pi為土壤中某污染物的單項(xiàng)污染指數(shù)；Ci為某重金屬的實(shí)測值；Si為評價標(biāo)準(zhǔn)。本文中的Si采用GB15618-2018標(biāo)準(zhǔn)（表1）。

1.5.2 綜合污染指數(shù)

內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)（P綜合）的計算公式如下：

式中，P綜合為土壤的綜合污染指數(shù)；P最大為土壤中單項(xiàng)污染物的最大污染指數(shù)；P平均為土壤中各污染物單項(xiàng)污染指數(shù)的平均值。

單項(xiàng)污染指數(shù)和內(nèi)梅羅指數(shù)的土壤污染等級劃分標(biāo)準(zhǔn)見表 2[12-13，21]。

1.6 潛在生態(tài)危害評價

1980年，L.Hakanson[22]根據(jù)重金屬的性質(zhì)以及環(huán)境行為特點(diǎn)，從沉積學(xué)的角度提出了對土壤重金屬污染進(jìn)行評價的潛在生態(tài)危害指數(shù)法。該方法將重金屬含量和環(huán)境生態(tài)效應(yīng)、毒理學(xué)有效聯(lián)系到一起，不僅反映了某一特定環(huán)境中各種污染物的影響，也考慮了不同種金屬對環(huán)境產(chǎn)生的綜合生態(tài)危害，能夠全面評價土壤重金屬的污染程度，并對潛在危害的程度進(jìn)行定量分析，因此該方法在國際上廣泛應(yīng)用于土壤重金屬污染潛在生態(tài)危害評價[23]。

潛在生態(tài)危害指數(shù)計算公式如下：

式中，Cif為單一重金屬污染系數(shù)；Ci為土壤樣品的實(shí)測含量；Cin為背景參考值，本文采用GB15618-2018的標(biāo)準(zhǔn)（表1）作為背景參考值；Cd為多金屬污染度；Eir為單一重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)；Tir為不同金屬生物毒性相應(yīng)因子，各重金屬的生物毒性因子分別為：Cd=30，Pb=Cu=5，Cr=2，Zn=1[23]；RI為多金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)，評價標(biāo)準(zhǔn)見表3。

表1 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險篩選值Table 1 Risk control standard for soil contamination of agricultural land mg·kg-1

表2 土壤污染等級劃分標(biāo)準(zhǔn)Table 2 The standard for soil contamination

表3 重金屬潛在生態(tài)危害指數(shù)（Eir、RI）與生態(tài)風(fēng)險的關(guān)系Table 3 The relationship between the potential ecological risk and index of potential ecological hazard

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬含量

成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤中Pb、Cd、Cu、Zn和Cr的含量測定值見表4。結(jié)果表明，不同路段農(nóng)田土壤中重金屬的含量有一定差異。

彭山段農(nóng)田土壤中Pb、Cd和Cr的平均含量分別為108.46、0.80和66.45 mg/kg，比其他3個路段略高；夾江段農(nóng)田土壤中Cu的平均含量為136.56 mg/kg，明顯高于東坡段，是東坡段的近3倍；東坡段農(nóng)田土壤中Zn的含量最高，平均為270.58 mg/kg，顯著高于青神段（約1.7倍）。

成樂高速公路4個測試路段農(nóng)田土壤中Pb、Cd、Cu、Zn 和 Cr的平均含量分別為 100.81、0.70、96.02、226.53和58.03 mg/kg。各個采樣點(diǎn)的土壤pH均在6.5～7.5之間，參照 GB15618-2018標(biāo)準(zhǔn)（表 1），成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤中Cd的平均含量超過風(fēng)險篩選值，彭山段中，距離路基20 m采樣點(diǎn)的農(nóng)田土壤Cd平均含量達(dá)到0.98 mg/kg，其中一份樣品的Cd含量達(dá)到1.02 mg/kg，是風(fēng)險篩選值的1.7倍。Zn的含量臨近風(fēng)險值，在彭山段，距離路基10 m采樣點(diǎn)的一份樣品的Zn含量達(dá)到385.11 mg/kg，是風(fēng)險篩選值的1.5倍多。Cu的含量低于風(fēng)險值，但彭山段中，距離路基10 m采樣點(diǎn)有一份樣品的Cu含量達(dá)到268.03 mg/kg，是風(fēng)險篩選值的1.3倍多。Pb的含量低于風(fēng)險值；Cr的含量明顯低于風(fēng)險值。

表4 成樂高速兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬含量統(tǒng)計表Table 4 Heavy metal contents of farmland soils alongside Chengle highway

2.2 污染評價

從單項(xiàng)污染指數(shù)（表5）來看，成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤5種重金屬在4個測試路段污染情況如下。

表5 成樂高速兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染指數(shù)Table 5 Heavy metal pollution indexes of farmland soils alongside Chengle highway

Pb的平均污染指數(shù)為0.72，總體處于清潔狀態(tài)。4個測試路段的污染程度為彭山段＞東坡段＞夾江段＞青神段。

Cd污染相對嚴(yán)重，其平均污染指數(shù)為1.16，總體處于輕度污染狀態(tài)。4個測試路段的污染程度為彭山段＞東坡段=青神段＞夾江段，除夾江段臨近輕度污染外，其他3個路段均為輕度污染。

Cu的平均污染指數(shù)為0.48，總體處于清潔狀態(tài)。4個測試路段的污染指數(shù)順序?yàn)閵A江段＞彭山段＞青神段＞東坡段。

Zn的平均污染指數(shù)為0.91，總體處于臨近輕度污染狀態(tài)。4個測試路段的污染程度為東坡段＞彭山段＞夾江段＞青神段，其中，東坡段和彭山段表現(xiàn)為輕度污染，青神段和夾江段處于清潔狀態(tài)。

Cr的平均污染指數(shù)為0.19，4個測試路段均表現(xiàn)清潔狀態(tài)。4個測試路段的污染指數(shù)為彭山段＞東坡段＞夾江段=青神段。

5種重金屬的單項(xiàng)污染指數(shù)順序?yàn)镃d＞Zn＞Pb＞Cu＞Cr。

以GB15618-2018的標(biāo)準(zhǔn)作參照，評價了成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤中5種重金屬污染情況。由表5可知，成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬綜合污染指數(shù)為0.96，表明成樂高速兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染處于警戒狀態(tài)，臨近輕度污染，其中，距離成都較近的彭山段已處于輕度污染狀態(tài)。4個測試路段的綜合污染指數(shù)的大小順序?yàn)榕砩蕉危?.09）＞東坡段（0.97）＞青神段（0.95）＞夾江段（0.82）。

成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染與公路縱向距離之間關(guān)系如圖1所示。由圖1可知，所測的Pb、Cd、Cu、Zn和Cr的含量隨著距離的增加總體上呈下降趨勢，表明成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染與農(nóng)田距離路基的垂直距離呈負(fù)相關(guān)關(guān)系，距離公路路基兩側(cè)的污染強(qiáng)度隨距離增加而逐漸減弱。但隨著離路基距離的增大，5種重金屬含量的減小趨勢不盡相同?？傮w來看，Cu和Zn污染強(qiáng)度隨距離增大而減弱的趨勢比較明顯，Pb和Cr污染的呈緩慢減弱的趨勢。

在彭山段，距離公路路基10 m的Pb、Cd、Cu和Zn這4種重金屬均表現(xiàn)為輕度污染狀態(tài)；在距離公路路基20 m處，Pb、Cd和Zn表現(xiàn)為輕度污染；Cd在160 m處仍呈臨近輕度污染狀態(tài)。在東坡段，Pb、Cd和Zn這3種重金屬在距離公路路基10 m處表現(xiàn)為輕度污染狀態(tài)，其中，Cd在160 m處接近輕度污染。在青神段，Pb、Cd和Cu這3種重金屬在距離公路路基10 m處均表現(xiàn)為輕度污染狀態(tài)，Cd污染與彭山段和東坡段類似，在160 m處仍呈臨近輕度污染狀態(tài)。在夾江段，Cd在20 m以內(nèi)表現(xiàn)為輕度污染，Cu在10 m內(nèi)為輕度污染，其他元素及其余距離都處于清潔狀態(tài)。

2.3 潛在生態(tài)危害評價

以GB15618-2018的標(biāo)準(zhǔn)為參照，采用潛在生態(tài)危害系數(shù)法[22]對成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染的潛在生態(tài)危害評價的結(jié)果見表4，因?yàn)椴捎猛瑯拥膮⒖贾担鋯雾?xiàng)污染指數(shù)Cif與前面的單項(xiàng)污染指數(shù)Pi值相同。

5種重金屬的潛在生態(tài)危害單項(xiàng)指數(shù)Eir的平均值分別為 Pb=3.60，Cd=34.88，Cu=2.40，Zn=0.91，Cr=0.38（表 6）。表明，Cd、Pb、Cu、Cr和 Zn 這 5 種重金屬污染均表現(xiàn)為輕微生態(tài)風(fēng)險，5種重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險依次為 Cd＞Pb＞Cu＞Zn＞Cr。在 4 個測試路段中，彭山段的農(nóng)田土壤Cd污染已達(dá)到中等生態(tài)危害污染程度，值得高度關(guān)注。

圖1 重金屬含量與公路縱向距離之間的關(guān)系Figure 1 The relationship between the contents of heavy metals and the longitudinal distance of Chengle highway

把5種重金屬的單因子潛在生態(tài)危害指數(shù)相加，可得潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)RI=42.17（表6），表明成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染的潛在生態(tài)危險為輕微風(fēng)險。4個測試路段的潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)的大小順序?yàn)榕砩蕉危?7.89）＞青神段（42.07）＞東坡段（42.02）＞夾江段（36.63）。

3 討論

3.1 不同重金屬污染程度差異

在高速公路營運(yùn)過程中，車輛排放的尾氣，輪胎摩擦產(chǎn)生的灰塵和碎屑，機(jī)動車零部件的老化，車身的磨損掉漆，機(jī)動車發(fā)動機(jī)機(jī)油和運(yùn)輸貨物的泄漏和揮發(fā)是導(dǎo)致其兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染的主要原因。同時，在種植農(nóng)作物時使用含有鎘、鈾的磷肥，使用含有銅、錳、鉛和鋅的農(nóng)藥，使用含有重金屬的污水灌溉，周邊工廠的工業(yè)排放以及周邊居民的家庭排放等也會加重其重金屬污染。有研究表明Pb和Zn為交通主要污染元素[24]，也有研究表明高速公路兩側(cè)土壤的重金屬污染物主要是Pb和Cd[10-11]。路邊土壤Cd和Zn污染物主要來源于機(jī)動車發(fā)動機(jī)潤滑油的燃燒和輪胎的磨損[25]，防腐鍍鋅汽車板的廣泛使用所產(chǎn)生的大量含鋅粉塵也是Zn污染的來源之一。單項(xiàng)污染指數(shù)分析表明，成樂高速公路兩側(cè)的農(nóng)田土壤5種重金屬污染的強(qiáng)度順序?yàn)镃d＞Zn＞Pb＞Cu＞Cr。Cd 污染比較嚴(yán)重，總體表現(xiàn)為輕度污染；Zn的污染也臨近輕度污染，應(yīng)當(dāng)引起高度重視。Pb長期被認(rèn)為是最重要的交通污染之一，汽車尾氣的排放是公路兩側(cè)土壤Pb污染的主要來源。D.R.Smith等[26]的研究表明，公路邊土壤Pb含量普遍較高，有的公路邊土壤Pb含量高達(dá)100～500 mg/kg。成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤的Pb平均含量為100.81 mg/kg，污染系數(shù)為0.72，總體處于清潔狀態(tài)，這可能是由于無鉛汽油的使用，但距離路基10 m內(nèi)的Pb含量基本都超過GB15618-2018的風(fēng)險值（140 mg/kg），個別地點(diǎn)的Pb含量高達(dá)164.74 mg/kg，也應(yīng)引起注意。剎車?yán)镆r和鍍銅零部件的磨損是導(dǎo)致Cu污染的主要原因[27]，成樂高速公路總體路面平坦，車輛在行駛過程中剎車制動較少，所以，其兩側(cè)農(nóng)田土壤的Cu污染總體處于清潔狀態(tài)，夾江段的Cu污染相對較重與該路段的路況有關(guān)。

3.2 重金屬污染與路況及土壤的關(guān)系

公路交通對公路兩側(cè)農(nóng)田土壤造成的重金屬污染受各種因素的影響，如公路路面結(jié)構(gòu)、路面材料和營運(yùn)時間長短，交通工具的類型、數(shù)量和行駛速度，公路所處的地形生態(tài)因子和氣候生態(tài)因子，土壤的類型以及公路兩旁的植被覆蓋等[17，21]。高速公路運(yùn)行時間越長，車流量越大，其兩側(cè)土壤的重金屬含量越高，影響就越重；山區(qū)公路比平原公路更容易造成公路兩側(cè)土壤的重金屬污染，并且影響范圍更大，污染更重[18]。有研究表明，公路兩側(cè)綠化帶能在一定程度上阻擋汽車排放的尾氣、輪胎摩擦產(chǎn)生的灰塵及機(jī)油的揮發(fā)，從而有效減輕交通對兩側(cè)農(nóng)田土壤及作物的重金屬污染，并縮小污染范圍[19]。成樂高速兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬處于臨近輕度污染狀態(tài)（綜合污染指數(shù)為0.96），4個測試路段的綜合污染指數(shù)的大小順序?yàn)榕砩蕉危緰|坡段＞青神段＞夾江段，這與成樂高速的基本情況有關(guān)。成樂高速是一條黃金旅游高速公路，沿途經(jīng)過彭山區(qū)、東坡區(qū)、青神縣、夾江縣4個行政區(qū)縣，路上除了大量的客運(yùn)車輛外，還有各式各樣的運(yùn)輸車輛，車流量大，成樂高速雖然屬于平原公路，但其公路兩邊基本無綠化帶（尤其是彭山段和東坡段）。

公路交通的重金屬污染一部分直接沉積在路面，一部分飄散在空氣中或通過干濕沉降沉積到公路兩側(cè)土壤中，對公路灰塵和兩側(cè)土壤造成一定程度的重金屬污染。同一路段不同種類重金屬含量存在差異的原因主要是不同污染物的排放量存在較大的差異，同時也與土壤的性質(zhì)有關(guān)，如土壤中有的微生物能有效降低某些重金屬的污染，還與栽培植物的種類有關(guān)，不同植物對不同重金屬的富集程度存在差異。此次評價的5種重金屬中，除Cd處于輕度污染外，Pb、Cu、Zn和Cr都處于相對清潔的狀態(tài)，可能與采樣地的土壤自身性質(zhì)相關(guān)，關(guān)于土樣的松散度、顆粒輕重、有機(jī)質(zhì)含量和微生物情況等性質(zhì)以及栽培作物的重金屬富集有待繼續(xù)研究。

3.3 重金屬污染與公路兩側(cè)農(nóng)田距離的關(guān)系

公路旁土壤重金屬污染為線狀污染源，汽車尾氣排放、輪胎摩擦產(chǎn)生的灰塵、油料的揮發(fā)將以公路為中心在其兩側(cè)呈帶狀順公路擴(kuò)散，隨著距離公路路基距離的增加，公路兩側(cè)土壤中重金屬含量呈遞減趨勢[10-12，19]。國外的類似研究也表明，公路旁土壤重金屬濃度同距離公路兩邊的垂直距離有明顯的負(fù)相關(guān)關(guān)系，自公路向其兩側(cè)強(qiáng)度逐漸減弱[28-29]。本研究結(jié)果表明，成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染與農(nóng)田距離路基的垂直距離之間存在明顯的負(fù)相關(guān)關(guān)系，5種重金屬的污染強(qiáng)度均從公路向其兩側(cè)逐漸減弱，Cu和Zn污染強(qiáng)度隨距離增大而減弱的趨勢比較明顯，Pb和Cr污染的減弱的趨勢比較平穩(wěn)。

公路兩側(cè)土壤重金屬污染受諸多因素影響，有的研究表明，公路兩側(cè)土壤重金屬污染與路基的垂直距離沒有規(guī)律。谷蕾[17]的研究結(jié)果表明公路兩側(cè)土壤重金屬含量隨距離路基距離的遠(yuǎn)近而不同，有的重金屬含量隨距離路基距離的增加先增加再減少，有的重金屬含量在距路基0～5 m范圍內(nèi)較高，之后隨距離的增加先減少再增加，之后再減少。徐海等[14]認(rèn)為如果高速路面比兩側(cè)農(nóng)田地面高，通過大氣擾動可能將汽車所排放出的重金屬污染物擴(kuò)散到更遠(yuǎn)的距離。王會鎮(zhèn)等[13]的研究則表明，高速公路兩側(cè)土壤中重金屬污染與公路的距離之間無明顯的線性關(guān)系，其原因與采樣點(diǎn)數(shù)目、土壤栽培不同的植物、公路兩側(cè)復(fù)雜的環(huán)境條件有關(guān)。

3.4 重金屬污染的潛在生態(tài)危害

重金屬是土壤“化學(xué)定時炸彈”的重要污染源[30]。土壤中的重金屬積累到一定數(shù)量，將導(dǎo)致土壤成分、結(jié)構(gòu)、性質(zhì)和功能的變化。重金屬污染具有潛在的生態(tài)危害，有害重金屬通過多種方式進(jìn)入土壤，將使土壤的肥力下降；當(dāng)土壤中重金屬積累到一定程度時，將被農(nóng)作物富集，從而引起植物代謝失調(diào)，生長發(fā)育受阻或?qū)е逻z傳變異，糧食產(chǎn)量降低；農(nóng)產(chǎn)品中富集的重金屬通過食物鏈進(jìn)入人體，在人體內(nèi)蓄積，將對人類健康造成嚴(yán)重危害。

潛在生態(tài)危害系數(shù)法是L.Hakanson于1980年提出的一種評價重金屬污染程度的方法，它結(jié)合環(huán)境化學(xué)、生物毒理學(xué)和生態(tài)學(xué)等相關(guān)方面的內(nèi)容，定量計算土壤中重金屬危害的程度，是目前最為常用的評價重金屬潛在生態(tài)危害的方法。以GB15618-2018的標(biāo)準(zhǔn)為參照，采用L.Hakanson法對成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染的潛在生態(tài)危害評價，結(jié)果表明，成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染的潛在生態(tài)危害指數(shù)RI=42.17，具有輕微的生態(tài)危害風(fēng)險；所檢測的5種重金屬潛在生態(tài)危害順序?yàn)镃d＞Pb＞Cu＞Zn＞Cr。Cd 污染的潛在生態(tài)危害相對較大，4 個測試路段中，彭山段Cd的潛在生態(tài)危險相對較大，已達(dá)到中等生態(tài)危害污染程度。Cd易于積累，其生物富集率達(dá)到75.96%[31]，Cd的毒性很大，可在人體內(nèi)積蓄，Cd中毒會使骨骼嚴(yán)重軟化，骨頭寸斷，會引起胃臟功能失調(diào)，將干擾人體內(nèi)鋅的酶系統(tǒng)，導(dǎo)致高血壓癥上升。因此，成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤Cd污染的潛在生態(tài)危害應(yīng)當(dāng)值得有關(guān)部門的高度重視。

4 結(jié)論

成樂高速公路不同路段的兩側(cè)農(nóng)田土壤中5種重金屬（Cd、Pb、Cu、Zn 和 Cr）含量存在一定差異，Cd的平均含量超過風(fēng)險篩選值，Zn的平均含量臨近風(fēng)險值。

成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染處于警戒狀態(tài)，臨近輕度污染。Cd和Zn是主要的污染元素，Cd污染比較嚴(yán)重，處于輕度污染狀態(tài)，Zn處于臨近輕度污染狀態(tài)；Pb、Cu和Cr相對處于清潔狀態(tài)。

成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染與農(nóng)田距離路基的垂直距離存在明顯的負(fù)相關(guān)關(guān)系。

成樂高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤重金屬污染具有輕微的生態(tài)危害風(fēng)險，其中，Cd污染的潛在生態(tài)危害相對較大，有關(guān)部門應(yīng)高度重視。