朱夢(mèng)杰，湯 琳，劉丹青

上海市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，上海 200235

交通干道是城市道路網(wǎng)的骨架，對(duì)推動(dòng)城市的經(jīng)濟(jì)發(fā)展和促進(jìn)城市間貿(mào)易交流具有十分重要的作用。但是，交通干道的快速發(fā)展也帶來(lái)了一系列環(huán)境污染問(wèn)題，尤其造成了交通干道沿線(xiàn)土壤受重金屬和多環(huán)芳烴等污染物的嚴(yán)重影響。隨著影響程度的逐漸加深，可能會(huì)進(jìn)一步引發(fā)農(nóng)田污染、地下水水質(zhì)惡化及食品安全等一系列生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題。Nabulo等［1］研究發(fā)現(xiàn)，高速公路兩側(cè)土壤和葉菜類(lèi)蔬菜中存在重金屬累積和污染。王初等［2］研究結(jié)果也顯示在長(zhǎng)期運(yùn)營(yíng)的前提下，即使交通量不大的公路兩側(cè)也會(huì)出現(xiàn)較嚴(yán)重的鉛(Pb)、鎘(Cd)污染，并且公路兩側(cè)蔬菜鋅(Pb)平均含量高于無(wú)公害食品標(biāo)準(zhǔn)(NY 5089—2005)。如何科學(xué)地對(duì)交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬進(jìn)行監(jiān)測(cè)和評(píng)價(jià)就顯得十分重要?；诖?，本文主要探討了交通干道沿線(xiàn)重金屬的分布格局及其影響因素，為今后交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬調(diào)查評(píng)估與污染防治提供理論依據(jù)。

以往研究表明，影響交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬含量及其分布格局的因素很多，包括交通干道的交通流量、車(chē)輛類(lèi)型、地形與路況、綠化帶分布等交通狀況，當(dāng)?shù)啬纲|(zhì)、土地利用類(lèi)型等地理因素，當(dāng)?shù)仫L(fēng)力、風(fēng)速、盛行風(fēng)向、降雨量、徑流量等氣候、氣象條件的影響［3-7］。影響交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬含量及其分布格局的因素很多。結(jié)合交通干道所處的環(huán)境條件及人文因素，因地制宜地制定監(jiān)測(cè)方案將有利于開(kāi)展交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬污染調(diào)查與評(píng)估工作。本文在前人研究的基礎(chǔ)上，對(duì)交通干道沿線(xiàn)土壤中重金屬濃度的分布格局、影響因素及評(píng)估方法進(jìn)行了綜述，為未來(lái)制訂更加科學(xué)、合理的土壤監(jiān)測(cè)方案提供科學(xué)依據(jù)。

1 交通干道沿線(xiàn)土壤主要重金屬及污染來(lái)源

汽油是一種重要燃料，中國(guó)90%以上的汽車(chē)主要使用汽油為燃料。據(jù)檢測(cè)，汽車(chē)尾氣中主要含有5種重金屬。重金屬按含量高低依次為Pb＞Ni＞Cr＞Cd＞Mn，其中 Pb含量占 37%［7］。除此之外，汽車(chē)輪胎的磨損、潤(rùn)滑油的燃燒、剎車(chē)?yán)镆r的機(jī)械磨損、汽車(chē)制動(dòng)系統(tǒng)和散熱系統(tǒng)等也是造成交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬(包括Cd、Zn、Cu)累積的重要因素。交通干道沿線(xiàn)關(guān)注土壤重金屬污染物及其來(lái)源，見(jiàn)表1。

表1 交通干道兩側(cè)關(guān)注重金屬的主要來(lái)源及傳播途徑匯總

1.1 重金屬Pb及其污染來(lái)源

汽車(chē)尾氣是環(huán)境中Pb污染的主要污染源之一。據(jù)估計(jì)，75%的Pb會(huì)以顆粒態(tài)的形式隨汽車(chē)尾氣進(jìn)入環(huán)境。但是自1999年《車(chē)用無(wú)鉛汽油國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)》(GB 17930—1999)實(shí)施后(車(chē)用汽油含Pb量應(yīng)低于或等于0.005 g/L)，汽車(chē)尾氣Pb排放量有所改觀(guān)。使用無(wú)鉛汽油后，上海市汽車(chē)尾氣對(duì)大氣中Pb顆粒物的貢獻(xiàn)率僅為20%［8］。但是，在交通運(yùn)輸中，Pb除了曾被大量用于汽油中外，還作為合金元素、電器電子材料等用于發(fā)動(dòng)機(jī)零件、電池電極等汽車(chē)部位。當(dāng)輪胎、剎車(chē)片等零部件與路面發(fā)生摩擦?xí)r，會(huì)產(chǎn)生重金屬顆粒物，通過(guò)粉塵的自然沉降和地面徑流逐漸造成周邊土壤中的重金屬累積。

1.2 重金屬Cr及其污染來(lái)源

重金屬Cr除了來(lái)自汽車(chē)尾氣排放外，還是汽車(chē)上防銹膜和防銹顏料的主要成分之一。普遍存在于汽車(chē)上制動(dòng)器中制動(dòng)管路、皮帶輪、門(mén)鎖、鍍鉻螺釘?shù)忍帯Ｔ谄?chē)的不銹鋼成分中 Cr占12%，經(jīng)過(guò)一段時(shí)間的積累，會(huì)形成含有Cr粉末的物質(zhì)，物質(zhì)進(jìn)入空氣、土壤中，進(jìn)而會(huì)對(duì)周?chē)h(huán)境構(gòu)成污染。

1.3 重金屬Cd、Zn、Cu及其污染來(lái)源

為了提高輪胎的彈性和膠料的加工性能，鋅皂類(lèi)加工助劑被引用于橡膠加工。除此之外，汽車(chē)輪胎中還含有二乙基鋅鹽或二甲基鋅鹽等抗氧化劑，潤(rùn)滑油中通常含有二硫代磷酸鋅鹽等抗氧化劑及分散劑。因此，汽車(chē)輪胎磨損和潤(rùn)滑油燃燒是交道干道Zn污染的主要來(lái)源。此外，鎘鹽主要作為含鋅添加劑的雜質(zhì)存在于汽車(chē)輪胎和潤(rùn)滑油中。剎車(chē)?yán)镆r的磨損不僅造成公路Cd、Zn的污染，而且會(huì)導(dǎo)致Cu的污染。

1.4 汽車(chē)貨物攜帶的重金屬

在汽車(chē)運(yùn)輸?shù)恼麄€(gè)過(guò)程中，不免會(huì)遇到一些突發(fā)情況，如貨物中含有的重金屬物質(zhì)，可能會(huì)因?yàn)榈缆奉嶔ど⒙湓诘缆穬膳?，成為路邊的沉積物，尤其是拉礦石的汽車(chē)，攜帶的沉積物最為嚴(yán)重。路邊沉積物隨時(shí)會(huì)通過(guò)大風(fēng)揚(yáng)塵、雨水等進(jìn)入周?chē)髿狻⑼寥篮退w，對(duì)公路周邊環(huán)境造成污染［9］。

2 交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬濃度分布格局

自20世紀(jì)60年代開(kāi)始，很多學(xué)者對(duì)交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬的來(lái)源、分布、污染狀況等進(jìn)行了大量研究，在交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬空間分布研究方面，不同學(xué)者所得結(jié)論有很大差異。交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬濃度分布格局一般可以分為指數(shù)分布、偏態(tài)分布、指數(shù)和偏態(tài)分布兩種形式并存等3種格局。

2.1 指數(shù)分布

有研究表明，交通干道兩側(cè)土壤中重金屬含量隨著距公路距離的增加呈指數(shù)形式下降［12-13］。重金屬一般會(huì)沉積在路基附近，只有當(dāng)受到公路所處的地理位置、當(dāng)?shù)貧夂颉庀蟮绕渌麠l件影響顯著時(shí)，公路交通排放的含重金屬顆粒物可以擴(kuò)散到公路周邊更遠(yuǎn)的區(qū)域。如Fakayode等［14］發(fā)現(xiàn)，車(chē)流量大的公路兩側(cè)土壤中重金屬含量高，且重金屬含量隨著距公路距離的增加呈指數(shù)形式下降;Pb、Cd、Cu在距公路50 m處基本達(dá)到背景值水平，Zn在30 m處趨于背景值水平。郭廣慧等［13］采用距公路的垂直距離(W)與其相應(yīng)土壤中Pb污染指數(shù)(Pi)的平均值(Pi)進(jìn)行擬合計(jì)算得出，公路兩側(cè)的土壤中Pb含量隨垂直距離的外延呈指數(shù)形式下降。公路交通對(duì)道路兩側(cè)土壤中產(chǎn)生嚴(yán)重和輕度Pb污染的范圍分別為距公路0～10 m、10～65 m。

2.2 偏態(tài)分布

有研究表明，交通干道兩側(cè)土壤中重金屬含量隨著距路基距離的增加，先不斷增加至某個(gè)峰值，然后再逐漸下降至背景值或?qū)φ罩担势珣B(tài)分布;土壤中的重金屬并不是越靠近公路含量越高，而是在距公路一定距離的區(qū)域含量最高，污染最重。其原因可能是受到地面植被、地形和賦存顆粒大小的影響，道路交通活動(dòng)釋放的重金屬隨大氣沉降擴(kuò)散，經(jīng)地面灌叢和地形坡度的阻擋，賦存在較大顆粒上，往往會(huì)在較近的距離累積。有報(bào)道稱(chēng)，公路兩側(cè)土壤中Pb含量主要分布在距公路0～50 m內(nèi)，在距離公路70～150 m以外基本達(dá)到當(dāng)?shù)赝寥赖谋尘八剑?4］。劉世梁等［5］研究結(jié)果表明，無(wú)論是在農(nóng)田土壤還是自然土壤條件下，總體趨勢(shì)是靠近路邊的重金屬含量較大，隨著距離的增加重金屬含量下降。農(nóng)田土壤的變化存在較強(qiáng)的相似性，即峰值均出現(xiàn)在距公路20 m范圍內(nèi)，遠(yuǎn)離公路后測(cè)定值呈現(xiàn)平穩(wěn)狀態(tài);而自然土壤中重金屬的含量差異幅度較大，重金屬的變化并不是有規(guī)律的呈下降趨勢(shì)，這說(shuō)明自然土壤中重金屬的空間變化受到更多因素的影響。王初等［2］研究認(rèn)為，道路兩側(cè)防護(hù)林的差異會(huì)影響重金屬的分布格局，防護(hù)林稀疏的道路兩側(cè)土壤Pb、Cd含量呈指數(shù)下降，Pb、Cd峰值出現(xiàn)在距路肩20 m范圍內(nèi);防護(hù)林稠密的道路兩側(cè)重金屬峰值出現(xiàn)在距路肩20～50 m。由于防護(hù)林稀疏，機(jī)動(dòng)車(chē)尾氣或部件磨損釋放的重金屬微?？梢韵虻缆穬蓚?cè)自由擴(kuò)散，其含量分布隨距路肩距離的增加呈現(xiàn)明顯減少。秦瑩等［15］研究認(rèn)為，汽車(chē)尾氣的擴(kuò)散方式會(huì)影響重金屬的分布，Pb含量先升高達(dá)到一個(gè)峰值(出現(xiàn)在距路肩20～40 cm)，然后降低。認(rèn)為汽車(chē)尾氣排放是無(wú)線(xiàn)型煙源，其擴(kuò)散模型遵從無(wú)線(xiàn)線(xiàn)源正態(tài)分布式，汽車(chē)尾氣擴(kuò)散至距公路一段距離后才能到達(dá)地面。造成偏態(tài)分布的另一種解釋是對(duì)于主要賦存于較小顆粒物上的重金屬來(lái)說(shuō)，由于汽車(chē)行駛造成的路面空氣湍流等原因，不易在路基處沉降，而在離開(kāi)路基一段距離后，空間動(dòng)力條件的減弱發(fā)生大量沉降，從而出現(xiàn)偏態(tài)分布形式。

2.3 指數(shù)分布、偏態(tài)分布兩種形式并存

受區(qū)域環(huán)境條件、土地利用方式和重金屬累積機(jī)制的影響，不同重金屬的分布形式和變化規(guī)律往往不同，有些重金屬呈指數(shù)分布，有些呈偏態(tài)分布。馮金飛［16］研究表明，Cd、Cr、Zn、Cu 含量整體上隨著與公路距離的增加而逐漸降低，而Pb總量和有效態(tài)Pb含量均呈現(xiàn)隨著與公路距離的增加先增加后逐漸降低的趨勢(shì)，其中路北側(cè)Pb總量的高值區(qū)分布于10～323 m，而路南側(cè)有效態(tài)Pb含量高值分布于10～285 m。仝致琦等［17］研究揭示了，旱旱輪作的路旁土壤重金屬含量在空間上呈顯著正自相關(guān)，土壤Cr、Cu分布在公路兩側(cè)呈指數(shù)遞減分布模式，土壤 Pb、Cd、Zn、Ni呈偏態(tài)分布模式，其峰值位置出現(xiàn)在距路基30～50 m。

3 影響交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬濃度分布的主要因素

3.1 交通流量

交通流量是影響公路兩側(cè)土壤中重金屬含量及其分布的主要因素之一。有研究表明，車(chē)流量與道路邊際重金屬的積累一般成正相關(guān)。Ideriah等［18］研究發(fā)現(xiàn)，車(chē)流量大的公路兩側(cè)Pb含量顯著高于車(chē)流量小的公路兩側(cè)，且差異性顯著(P＜0.05)。王天巍等［19］在實(shí)地采樣的基礎(chǔ)上，應(yīng)用MLP神經(jīng)網(wǎng)絡(luò)模型和GIS技術(shù)，對(duì)現(xiàn)代黃河三角洲3類(lèi)不同道路兩側(cè)邊際50 m帶狀區(qū)域內(nèi)的土壤重金屬含量進(jìn)行了逐柵格模擬。研究表明，不同道路類(lèi)型的土壤重金屬含量高速公路(RG)＞省道(RS)＞縣鄉(xiāng)公路(RX)(除 Pb外)。RG車(chē)流量最大，RS通車(chē)時(shí)間最長(zhǎng)，有利于路邊重金屬的積累。RX車(chē)流量較小，且近一半分布在自然保護(hù)區(qū)中，重金屬累積水平不高。馮金飛［16］采用不同路段土壤中重金屬累積指數(shù)(各路段公路旁土壤中重金屬含量/對(duì)照點(diǎn)土壤重金屬含量)與車(chē)流量的關(guān)系來(lái)分析交通流量對(duì)高速公路沿線(xiàn)土壤中重金屬累積的影響。結(jié)果表明，除Cr外，交通流量越大的路段土壤中Pb、Cd、Zn、Cu的累積指數(shù)較高，沿線(xiàn)農(nóng)田土壤的重金屬污染較重。

但也有例外，在王天巍等［19］的研究中，東青高速(三角洲境內(nèi))路邊RG土壤鉛的含量低于省道RS。東青高速是三角洲境內(nèi)僅有的一條高速公路，雖然車(chē)流量大，但通車(chē)時(shí)間較晚，通車(chē)時(shí)，山東省已經(jīng)在全省范圍內(nèi)推廣無(wú)鉛汽油，同時(shí)，車(chē)輛以大型載重貨車(chē)為主，多使用含Pb量較小的柴油為燃料。

常衛(wèi)民等［20］在對(duì)各路段車(chē)流量與土壤重金屬污染指數(shù)進(jìn)行K-S檢驗(yàn)，結(jié)果表明，車(chē)流量與土壤中各種重金屬的污染程度呈正相關(guān)，即車(chē)流量越大，道路兩旁土壤的重金屬污染就越嚴(yán)重。但是研究認(rèn)為他們之間并未呈現(xiàn)顯著相關(guān)，車(chē)流量只是影響因素之一［20］。由此可以看出，交通流量、通車(chē)時(shí)間與車(chē)輛類(lèi)型等交通狀況是影響交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬濃度分布的重要因素，共同影響著交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬濃度分布。

3.2 地形及路況

道路所在的地形及路況直接影響道路兩側(cè)土壤中重金屬的含量及其分布格局。在山區(qū)或丘陵地帶，空氣流動(dòng)較緩慢，機(jī)動(dòng)車(chē)排放的重金屬顆粒物不易被大氣稀釋或擴(kuò)散，而是滯留在道路兩側(cè);在地形平坦地區(qū)，重金屬顆粒物易于擴(kuò)散、稀釋?zhuān)自斐纱蠓秶奈廴荆?3］。在盤(pán)旋路或路況較差的地區(qū)，車(chē)流量大、剎車(chē)現(xiàn)象頻繁、輪胎磨損嚴(yán)重也會(huì)促使道路兩側(cè)重金屬污染更嚴(yán)重。綠化帶既可以作為景觀(guān)欣賞，又可以通過(guò)滯留、吸附和過(guò)濾等方式凈化空氣，有效阻止重金屬顆粒物向遠(yuǎn)處進(jìn)一步擴(kuò)散，對(duì)道路兩側(cè)土壤的重金屬污染防治具有很好的作用。

3.3 盛行風(fēng)向

風(fēng)速和風(fēng)向是影響污染物擴(kuò)散的重要因素。一般認(rèn)為，風(fēng)速較小時(shí)，風(fēng)的作用以對(duì)污染物的水平輸送為主，下風(fēng)向污染物濃度往往高于上風(fēng)向;當(dāng)風(fēng)速較大時(shí)，大氣稀釋擴(kuò)散作用超過(guò)水平輸送作用時(shí)，下風(fēng)向污染物濃度低于上風(fēng)向。王天巍等［19］的重金屬濃度模擬研究結(jié)果表明，道路上風(fēng)向污染物的平均濃度和峰值濃度往往高于下風(fēng)向，峰值濃度出現(xiàn)的位置比下風(fēng)向更靠近道路，這可能與研究區(qū)域大氣稀釋擴(kuò)散作用超過(guò)水平輸送作用有關(guān)。但有研究表明，從全年來(lái)看，由于風(fēng)向的交替變化，對(duì)高速公路兩側(cè)土壤中重金屬累積的影響也就不顯著［7］。馮金飛［16］研究表明，受主導(dǎo)風(fēng)向(西風(fēng))的影響，公路東側(cè)土壤中重金屬的平均含量比西側(cè)土壤高。分路段兩側(cè)土壤中Pb、Cd、Zn、Cu存在一定差異，但差異并不顯著。主要是因?yàn)榻K省屬于亞熱帶季風(fēng)氣候，夏季盛行東南風(fēng)，冬季盛行西北風(fēng)，春秋兩季為季風(fēng)轉(zhuǎn)換的交替季節(jié)。

3.4 土地利用類(lèi)型及覆蓋植被

除了交通流量、地形路況以及盛行風(fēng)向等自然地理?xiàng)l件外，土地利用類(lèi)型也會(huì)影響重金屬的擴(kuò)散過(guò)程和截留、吸附特性。劉世梁等［5］在研究公路沿線(xiàn)土壤中重金屬含量分布時(shí)，將公路沿線(xiàn)的土地利用類(lèi)型分為7類(lèi)，分屬于水田、旱田、草地、原始林、次生林、人工林、灌叢類(lèi)型。結(jié)果表明，不同土地覆蓋類(lèi)型下重金屬含量存在較大的差異，草地重金屬污染最為嚴(yán)重，而次生林、原始林重金屬含量較低。阮宏華［21］對(duì)南京城郊312國(guó)道兩側(cè)的主要森林類(lèi)型(松、杉、櫟、茶)林木及土壤中Pb含量與分布規(guī)律進(jìn)行了一些初步研究。研究結(jié)果表明，有林地的土壤由于有林木及林下植被的覆蓋，其Pb含量(尤其是表層0～20 cm)明顯降低，說(shuō)明林木可有效地降低土壤中Pb的污染程度。林木不同器官對(duì)Pb塵的吸附率在18.0% ～28.1%，以葉片吸附能力最強(qiáng);不同樹(shù)種比較，以松樹(shù)吸附率為高?；鹁嫠蓪?duì)Pb污染的凈化能力強(qiáng)于杉木、櫟樹(shù)。由此可見(jiàn)，有林地及有林下植被的覆蓋下，土壤中重金屬含量往往較低，這不僅與林地具有阻擋擴(kuò)散的作用，也可能與植物本身的吸收、吸附與截留作用有關(guān)。

4 交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬調(diào)查方法

4.1 調(diào)查對(duì)象

綜合歷史資料與實(shí)際操作可行性分析，確定典型調(diào)查路段。在條件允許的情況下，可以將典型路段沿線(xiàn)土壤、灰塵、具有代表性的植物(包括作物)、底泥、降雨以及大氣顆粒物同時(shí)作為調(diào)查對(duì)象。

4.2 采樣點(diǎn)布設(shè)

4.2.1 采樣段面的選擇

根據(jù)交通干道道路的走向和長(zhǎng)度考慮在道路兩側(cè)均勻設(shè)置斷面，并將各路段的自然環(huán)境條件(氣候、地形、土壤、植被等)和道路狀況(車(chē)流量、車(chē)輛種類(lèi)、路基高度、走向及路旁防護(hù)林狀況等)等因素都納入考慮，在可能重污染路段進(jìn)行加密監(jiān)測(cè)。使采樣段面具有代表性與綜合性，既能全面揭示整個(gè)交通干道沿線(xiàn)的土壤污染狀況，又能對(duì)重度污染路段進(jìn)行有效識(shí)別。在同一交通干道內(nèi)，設(shè)置典型采樣段面時(shí)可以考慮包含高、中、低車(chē)流量3種類(lèi)型。一般采樣斷面選擇在地勢(shì)比較開(kāi)闊的路段，道路兩側(cè)1 500 m之間沒(méi)有明顯的地勢(shì)起伏。除此之外，布設(shè)的采樣段面最好遠(yuǎn)離人為污染源。設(shè)置對(duì)照段面(一般設(shè)在距采樣段面1 000 m處，對(duì)照采樣段面的土地利用類(lèi)型及采樣方法應(yīng)與對(duì)應(yīng)的監(jiān)測(cè)段面保持一致。大氣顆粒物、作物和降雨的采樣斷面與土壤的某一采樣斷面相重合，便于公路源重金屬在不同環(huán)境介質(zhì)中的遷移轉(zhuǎn)化分析。

4.2.2 點(diǎn)位布設(shè)

雖然不同重金屬含量隨距離變化趨勢(shì)不一，但重金屬污染分布主要集中在0～100 m，且不同重金屬達(dá)峰值的距離不一，300 m以外污染往往較低，基本可以達(dá)到當(dāng)?shù)赝寥赖谋尘爸邓?。因此，采樣點(diǎn)布設(shè)可以考慮在0～50 m密集布設(shè)采樣點(diǎn)位，在50～300 m適量布設(shè)采樣點(diǎn)位。

4.3 樣品采集和分析方法

一般條件下，土壤、蔬菜樣、作物籽粒、大氣顆粒物和水樣可同時(shí)采集。蔬菜樣與土壤樣品采集可以同步進(jìn)行，主要選取綠葉類(lèi)蔬菜，采集地上可食用部分;公路灰塵用塑料鏟和塑料刷進(jìn)行采集，土壤、灰塵與蔬菜樣品均置于密實(shí)聚乙烯采樣袋中保存待測(cè)。在進(jìn)行土壤樣品采集時(shí)，可以在一條與公路平行、長(zhǎng)約50 m的線(xiàn)段上等距布設(shè)5個(gè)面積為1～2 m2的采樣單元，在采樣單元內(nèi)按梅花形、蛇形或網(wǎng)格形布點(diǎn)法采集多個(gè)土壤表層樣;最后將所有樣品充分混合，按四分法舍棄多余樣品，獲得1 kg左右的土壤分析樣品。

4.4 測(cè)定指標(biāo)與分析方法

以往研究往往測(cè)定土壤、水體和大氣各介質(zhì)中的重金屬含量，而土壤中的有效態(tài)重金屬含量往往研究較少。但有效態(tài)重金屬作為易被作物吸收的一種有效形態(tài)，是決定作物體內(nèi)重金屬含量的關(guān)鍵因素。有研究揭示了高速公路兩側(cè)農(nóng)田土壤中重金屬有效態(tài)含量和總量的空間分布存在較大差異，重金屬總量高的區(qū)域，有效態(tài)含量并不一定高［16］。因此，今后有必要將重金屬總量與有效態(tài)含量均作為主要測(cè)定指標(biāo)進(jìn)行分析。

4.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析軟件

一般用到的分析軟件包括 EXCEL、SPASS、ArcGIS及相關(guān)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估軟件。

5 交通干道沿線(xiàn)重金屬污染分析與評(píng)價(jià)

為了全面揭示交通干道兩側(cè)土壤重金屬的分布格局和影響因素，一般首先進(jìn)行土壤重金屬含量分析，利用空間插值方法探討土壤重金屬面狀分布格局，然后進(jìn)行重金屬的判源分析，并采用單項(xiàng)指數(shù)、內(nèi)梅羅指數(shù)和地質(zhì)累積指數(shù)評(píng)價(jià)路旁土壤重金屬污染狀況，最后進(jìn)行土壤重金屬的潛在生態(tài)、健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。

5.1 交通干道沿線(xiàn)重金屬污染的含量分析

采用描述性統(tǒng)計(jì)分析、直方圖、Q-Q圖、數(shù)據(jù)變換、異常值探測(cè)、累積概率分布圖(CDF圖)等進(jìn)行重金屬元素含量的探索性統(tǒng)計(jì)分析。這些方法可以對(duì)具有高值重金屬含量的土壤樣點(diǎn)進(jìn)行識(shí)別。針對(duì)交通干道沿線(xiàn)重金屬污染的統(tǒng)計(jì)分析，可以按監(jiān)測(cè)段面分別統(tǒng)計(jì)交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬含量的最大值、最小值、平均值、標(biāo)準(zhǔn)方差與變異系數(shù)等描述性統(tǒng)計(jì)值。對(duì)照段面重金屬均值的相對(duì)順序往往可以較準(zhǔn)確反映該斷面成土母質(zhì)重金屬含量的相對(duì)大小。通過(guò)對(duì)各種重金屬含量進(jìn)行分析與比較，篩選出各個(gè)超標(biāo)斷面與超標(biāo)指標(biāo)，初步判斷出重度、中度和輕度污染斷面［17］。根據(jù)變異系數(shù)大小可粗略估計(jì)變量的變異程度，在一定程度上反映交通干道沿線(xiàn)土壤受人為影響的程度。在自然狀況下，局域土壤的重金屬主要來(lái)源于成土母質(zhì)，其含量的波動(dòng)相對(duì)較小;一旦外源性重金屬輸入達(dá)到一定量時(shí)，就會(huì)造成其空間分布的不均勻性。通過(guò)箱線(xiàn)圖可以識(shí)別數(shù)據(jù)異常值，判斷數(shù)據(jù)偏態(tài)和尾重，并同時(shí)比較各指標(biāo)數(shù)據(jù)的形狀。前人研究表明，道路干道沿線(xiàn)土壤重金屬空間分布為指數(shù)或者偏態(tài)分布［22-23］。同時(shí)由公路源重金屬擴(kuò)散機(jī)理可知，沿線(xiàn)土壤可能存在多個(gè)峰值，箱線(xiàn)圖重金屬異常值可能為公路交通所導(dǎo)致的峰值，也可能是其他原因所引起土壤重金屬含量極值，不能剔除，需要保留。

5.2 交通干道沿線(xiàn)重金屬污染的空間分布

空間數(shù)據(jù)的插值方法一般包括確定性插值和地統(tǒng)計(jì)插值兩大類(lèi)，在只考慮平均值權(quán)重預(yù)測(cè)時(shí)，克里格插值是無(wú)偏估計(jì)的最好方法［24-25］。由于交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬有隨距路基距離遠(yuǎn)近而變化的趨勢(shì)，故往往采用泛克里格法進(jìn)行最優(yōu)擬合和空間插值預(yù)測(cè)。通過(guò)GIS的空間分析和成圖，可以初步判定高風(fēng)險(xiǎn)重金屬污染的分布。但是GIS空間分析方法大多只是簡(jiǎn)單地把工廠(chǎng)、土壤類(lèi)型圖、土地利用類(lèi)型圖、成土母質(zhì)分布圖、地質(zhì)圖、道路分布圖等專(zhuān)題圖件與重金屬含量插值分布圖對(duì)比，定性對(duì)比較多，定量的分析與統(tǒng)計(jì)較少。

5.3 交通干道沿線(xiàn)重金屬污染評(píng)價(jià)方法

5.3.1 交通干道沿線(xiàn)重金屬污染指數(shù)評(píng)價(jià)法

單項(xiàng)污染指數(shù)、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法《土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范》(HJ/T 166—2004)和地積累指數(shù)法(Igeo)是進(jìn)行重金屬污染指數(shù)評(píng)價(jià)的常用方法。單項(xiàng)污染指數(shù)(Pi)是將重金屬污染物的實(shí)測(cè)濃度與該污染物的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行比較，用于確定單個(gè)環(huán)境質(zhì)量參數(shù)的污染情況，直觀(guān)反映環(huán)境介質(zhì)中各個(gè)重金屬元素的污染水平，Pi≤1為未污染，1＜Pi≤2為輕度污染，2＜Pi≤3為中度污染，3＜Pi為重度污染。內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法是在各個(gè)污染物單項(xiàng)污染指數(shù)計(jì)算的基礎(chǔ)上，進(jìn)行綜合計(jì)算得到的。地質(zhì)累積指數(shù)(Igeo)，通常稱(chēng)為Müller指數(shù)，該指數(shù)不僅反映了重金屬分布的自然變化特征，而且可以判別人為活動(dòng)對(duì)環(huán)境的影響，是區(qū)分人為活動(dòng)影響的重要參數(shù)。計(jì)算公式如下:

式中:Cn為重金屬元素實(shí)測(cè)含量，Bn為參比濃度，K是參比濃度波動(dòng)系數(shù)(通常取值1.5)。

在應(yīng)用地積累指數(shù)法評(píng)價(jià)路域土壤重金屬污染時(shí)，參比值的選擇直接影響評(píng)價(jià)指數(shù)的大小。大部分學(xué)者用當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸底鳛閰⒈戎?，而也有學(xué)者選用對(duì)照區(qū)重金屬濃度作為參比值［26-28］。實(shí)際上，區(qū)域土壤背景值是大范圍的平均狀況，并不能確切反映局部小區(qū)域土壤母質(zhì)的差異。為了更準(zhǔn)確地反映局地道路交通對(duì)路域土壤重金屬積累的影響程度，一般選用采樣斷面兩側(cè)1 000 m處對(duì)照樣點(diǎn)的平均濃度(平均對(duì)照值)為參比值。按照地質(zhì)積累指數(shù)的大小可將重金屬污染狀況劃分為7個(gè)等級(jí)。地質(zhì)累積指數(shù)包含7個(gè)級(jí)別，見(jiàn)表2。其中最高級(jí)別6級(jí)反映高于背景值100倍的富集量。

5.3.2 重金屬來(lái)源分析統(tǒng)計(jì)方法

在上述描述性分析和空間分析等基礎(chǔ)上，可以采用對(duì)斷面采集的土壤空間分布樣品的重金屬含量進(jìn)行多元統(tǒng)計(jì)分析。多元統(tǒng)計(jì)分析包括相關(guān)性分析、主成分分析(PCA)和聚類(lèi)分析(CA)。劉世梁等［5］采用Spearman相關(guān)性分析認(rèn)為，重金屬元素含量之間相關(guān)性顯著，并推測(cè)出該段道路重金屬污染具有同源性，即來(lái)自公路建設(shè)。仝致琦等［19］通過(guò)對(duì)226個(gè)土壤空間分布樣品的重金屬含量開(kāi)展最鄰近法和歐氏距離系統(tǒng)聚類(lèi)分析，6種重金屬?zèng)]有明顯的聚類(lèi)，各個(gè)元素之間的距離基本相等，和主成分分析結(jié)果一致，認(rèn)為6種元素為一大類(lèi)，來(lái)源基本相同。有些研究中經(jīng)常將CA與PCA連用來(lái)檢查土壤和沉積物中重金屬的聚類(lèi)結(jié)果，并可幫助單個(gè)參數(shù)和變量的分組［29］。

表2 用于評(píng)價(jià)地質(zhì)累積指數(shù)的指標(biāo)

5.3.3 交通干道沿線(xiàn)重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

21世紀(jì)初，中國(guó)把潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法引入道路兩側(cè)土壤環(huán)境重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中，潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)能夠?qū)⑽廴疚餄舛扰c生物毒性、生態(tài)危害有機(jī)地結(jié)合起來(lái)，綜合反映重金屬對(duì)生態(tài)環(huán)境的影響潛力。如，劉坤［30］的研究表明，某市道路土壤中Cd污染嚴(yán)重，已經(jīng)達(dá)到強(qiáng)生態(tài)危害;潛在生態(tài)危害綜合指數(shù)為214.88，重金屬綜合污染已達(dá)到中度生態(tài)危害。谷蕾［31］對(duì)連霍高速道路兩側(cè)土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的研究表明，通車(chē)時(shí)間越長(zhǎng)，重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)越強(qiáng)。

健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估包括危害判定、劑量—效應(yīng)評(píng)估、暴露評(píng)估和風(fēng)險(xiǎn)表征4個(gè)步驟。谷蕾在對(duì)道路兩側(cè)土壤環(huán)境質(zhì)量進(jìn)行評(píng)價(jià)時(shí)，引入了健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，結(jié)果認(rèn)為，監(jiān)測(cè)的道路兩側(cè)土壤存在 Cr單項(xiàng)致癌風(fēng)險(xiǎn)的可能性，Cr是最主要的致癌風(fēng)險(xiǎn)因子［32］。當(dāng)前道路兩側(cè)土壤環(huán)境的健康風(fēng)險(xiǎn)表征多以定性與半定量方法為主，還不能很好地定量表征風(fēng)險(xiǎn)水平與等級(jí);并且健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估涉及多方面的信息與數(shù)據(jù)，如環(huán)境污染規(guī)律、污染物健康效應(yīng)、人群行為方式等，這些復(fù)雜因素使評(píng)估過(guò)程中存在較大變異性與不確定性。如何減少健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的不確定性也是當(dāng)前所面臨的一個(gè)重要問(wèn)題。

6 結(jié)論與建議

1)中國(guó)交通干道沿線(xiàn)關(guān)注的土壤重金屬污染物包括 Pb、Ni、Cr、Cd、Mn 等重金屬，它們的分布格局包括以下3種形式:指數(shù)形式;偏態(tài)分布;有些呈指數(shù)分布，有些呈偏態(tài)分布，兩種形式并存。交通流量、地形路況等交通狀況、盛行風(fēng)向等氣候條件、土地利用類(lèi)型、植被覆蓋方式等地理環(huán)境因素共同影響著道路兩側(cè)重金屬的分布格局。如何較精確的預(yù)測(cè)和評(píng)價(jià)公路交通活動(dòng)對(duì)沿線(xiàn)環(huán)境的影響，如何構(gòu)建公路交通污染物的擴(kuò)散和分布模型，今后還需要更多地研究和實(shí)踐來(lái)共同探討。

2)在同一交通干道內(nèi)，均勻布置采樣段面的同時(shí)應(yīng)盡量包含高、中、低車(chē)流量3種類(lèi)型，并盡可能地納入多種植被覆蓋類(lèi)型。考慮到重金屬在橫向距離上的分布規(guī)律，可以在0～100 m處設(shè)置密集采樣點(diǎn)位，而在100～300 m處設(shè)置適量采樣點(diǎn)位。評(píng)估方法則一般同時(shí)采用Kriging空間插值分析、污染指數(shù)分析、多元統(tǒng)計(jì)分析，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)、健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)等多種分析方法。結(jié)合交通干道所處的環(huán)境條件及人文因素，因地制宜地制定監(jiān)測(cè)方案將有利于開(kāi)展交通干道沿線(xiàn)土壤重金屬污染調(diào)查與評(píng)估工作。為了及時(shí)有效地了解交通干道沿線(xiàn)土壤環(huán)境質(zhì)量及交通活動(dòng)對(duì)環(huán)境質(zhì)量的影響，在今后道路建設(shè)中應(yīng)該進(jìn)一步加強(qiáng)污染的環(huán)評(píng)、監(jiān)測(cè)和驗(yàn)收等工作。

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