交通干道沿线土壤重金属监测与评估综述

朱梦杰，汤 琳，刘丹青

上海市环境监测中心，上海 200235

交通干道是城市道路网的骨架，对推动城市的经济发展和促进城市间贸易交流具有十分重要的作用。但是，交通干道的快速发展也带来了一系列环境污染问题，尤其造成了交通干道沿线土壤受重金属和多环芳烃等污染物的严重影响。随着影响程度的逐渐加深，可能会进一步引发农田污染、地下水水质恶化及食品安全等一系列生态环境风险问题。Nabulo等［1］研究发现，高速公路两侧土壤和叶菜类蔬菜中存在重金属累积和污染。王初等［2］研究结果也显示在长期运营的前提下，即使交通量不大的公路两侧也会出现较严重的铅(Pb)、镉(Cd)污染，并且公路两侧蔬菜锌(Pb)平均含量高于无公害食品标准(NY 5089—2005)。如何科学地对交通干道沿线土壤重金属进行监测和评价就显得十分重要。基于此，本文主要探讨了交通干道沿线重金属的分布格局及其影响因素，为今后交通干道沿线土壤重金属调查评估与污染防治提供理论依据。

以往研究表明，影响交通干道沿线土壤重金属含量及其分布格局的因素很多，包括交通干道的交通流量、车辆类型、地形与路况、绿化带分布等交通状况，当地母质、土地利用类型等地理因素，当地风力、风速、盛行风向、降雨量、径流量等气候、气象条件的影响［3-7］。影响交通干道沿线土壤重金属含量及其分布格局的因素很多。结合交通干道所处的环境条件及人文因素，因地制宜地制定监测方案将有利于开展交通干道沿线土壤重金属污染调查与评估工作。本文在前人研究的基础上，对交通干道沿线土壤中重金属浓度的分布格局、影响因素及评估方法进行了综述，为未来制订更加科学、合理的土壤监测方案提供科学依据。

1 交通干道沿线土壤主要重金属及污染来源

汽油是一种重要燃料，中国90%以上的汽车主要使用汽油为燃料。据检测，汽车尾气中主要含有5种重金属。重金属按含量高低依次为Pb＞Ni＞Cr＞Cd＞Mn，其中 Pb含量占 37%［7］。除此之外，汽车轮胎的磨损、润滑油的燃烧、刹车里衬的机械磨损、汽车制动系统和散热系统等也是造成交通干道沿线土壤重金属(包括Cd、Zn、Cu)累积的重要因素。交通干道沿线关注土壤重金属污染物及其来源，见表1。

表1 交通干道两侧关注重金属的主要来源及传播途径汇总

1.1 重金属Pb及其污染来源

汽车尾气是环境中Pb污染的主要污染源之一。据估计，75%的Pb会以颗粒态的形式随汽车尾气进入环境。但是自1999年《车用无铅汽油国家标准》(GB 17930—1999)实施后(车用汽油含Pb量应低于或等于0.005 g/L)，汽车尾气Pb排放量有所改观。使用无铅汽油后，上海市汽车尾气对大气中Pb颗粒物的贡献率仅为20%［8］。但是，在交通运输中，Pb除了曾被大量用于汽油中外，还作为合金元素、电器电子材料等用于发动机零件、电池电极等汽车部位。当轮胎、刹车片等零部件与路面发生摩擦时，会产生重金属颗粒物，通过粉尘的自然沉降和地面径流逐渐造成周边土壤中的重金属累积。

1.2 重金属Cr及其污染来源

重金属Cr除了来自汽车尾气排放外，还是汽车上防锈膜和防锈颜料的主要成分之一。普遍存在于汽车上制动器中制动管路、皮带轮、门锁、镀铬螺钉等处。在汽车的不锈钢成分中 Cr占12%，经过一段时间的积累，会形成含有Cr粉末的物质，物质进入空气、土壤中，进而会对周围环境构成污染。

1.3 重金属Cd、Zn、Cu及其污染来源

为了提高轮胎的弹性和胶料的加工性能，锌皂类加工助剂被引用于橡胶加工。除此之外，汽车轮胎中还含有二乙基锌盐或二甲基锌盐等抗氧化剂，润滑油中通常含有二硫代磷酸锌盐等抗氧化剂及分散剂。因此，汽车轮胎磨损和润滑油燃烧是交道干道Zn污染的主要来源。此外，镉盐主要作为含锌添加剂的杂质存在于汽车轮胎和润滑油中。刹车里衬的磨损不仅造成公路Cd、Zn的污染，而且会导致Cu的污染。

1.4 汽车货物携带的重金属

在汽车运输的整个过程中，不免会遇到一些突发情况，如货物中含有的重金属物质，可能会因为道路颠簸散落在道路两旁，成为路边的沉积物，尤其是拉矿石的汽车，携带的沉积物最为严重。路边沉积物随时会通过大风扬尘、雨水等进入周围大气、土壤和水体，对公路周边环境造成污染［9］。

2 交通干道沿线土壤重金属浓度分布格局

自20世纪60年代开始，很多学者对交通干道沿线土壤重金属的来源、分布、污染状况等进行了大量研究，在交通干道沿线土壤重金属空间分布研究方面，不同学者所得结论有很大差异。交通干道沿线土壤重金属浓度分布格局一般可以分为指数分布、偏态分布、指数和偏态分布两种形式并存等3种格局。

2.1 指数分布

有研究表明，交通干道两侧土壤中重金属含量随着距公路距离的增加呈指数形式下降［12-13］。重金属一般会沉积在路基附近，只有当受到公路所处的地理位置、当地气候、气象等其他条件影响显著时，公路交通排放的含重金属颗粒物可以扩散到公路周边更远的区域。如Fakayode等［14］发现，车流量大的公路两侧土壤中重金属含量高，且重金属含量随着距公路距离的增加呈指数形式下降;Pb、Cd、Cu在距公路50 m处基本达到背景值水平，Zn在30 m处趋于背景值水平。郭广慧等［13］采用距公路的垂直距离(W)与其相应土壤中Pb污染指数(Pi)的平均值(Pi)进行拟合计算得出，公路两侧的土壤中Pb含量随垂直距离的外延呈指数形式下降。公路交通对道路两侧土壤中产生严重和轻度Pb污染的范围分别为距公路0～10 m、10～65 m。

2.2 偏态分布

有研究表明，交通干道两侧土壤中重金属含量随着距路基距离的增加，先不断增加至某个峰值，然后再逐渐下降至背景值或对照值，呈偏态分布;土壤中的重金属并不是越靠近公路含量越高，而是在距公路一定距离的区域含量最高，污染最重。其原因可能是受到地面植被、地形和赋存颗粒大小的影响，道路交通活动释放的重金属随大气沉降扩散，经地面灌丛和地形坡度的阻挡，赋存在较大颗粒上，往往会在较近的距离累积。有报道称，公路两侧土壤中Pb含量主要分布在距公路0～50 m内，在距离公路70～150 m以外基本达到当地土壤的背景水平［14］。刘世梁等［5］研究结果表明，无论是在农田土壤还是自然土壤条件下，总体趋势是靠近路边的重金属含量较大，随着距离的增加重金属含量下降。农田土壤的变化存在较强的相似性，即峰值均出现在距公路20 m范围内，远离公路后测定值呈现平稳状态;而自然土壤中重金属的含量差异幅度较大，重金属的变化并不是有规律的呈下降趋势，这说明自然土壤中重金属的空间变化受到更多因素的影响。王初等［2］研究认为，道路两侧防护林的差异会影响重金属的分布格局，防护林稀疏的道路两侧土壤Pb、Cd含量呈指数下降，Pb、Cd峰值出现在距路肩20 m范围内;防护林稠密的道路两侧重金属峰值出现在距路肩20～50 m。由于防护林稀疏，机动车尾气或部件磨损释放的重金属微粒可以向道路两侧自由扩散，其含量分布随距路肩距离的增加呈现明显减少。秦莹等［15］研究认为，汽车尾气的扩散方式会影响重金属的分布，Pb含量先升高达到一个峰值(出现在距路肩20～40 cm)，然后降低。认为汽车尾气排放是无线型烟源，其扩散模型遵从无线线源正态分布式，汽车尾气扩散至距公路一段距离后才能到达地面。造成偏态分布的另一种解释是对于主要赋存于较小颗粒物上的重金属来说，由于汽车行驶造成的路面空气湍流等原因，不易在路基处沉降，而在离开路基一段距离后，空间动力条件的减弱发生大量沉降，从而出现偏态分布形式。

2.3 指数分布、偏态分布两种形式并存

受区域环境条件、土地利用方式和重金属累积机制的影响，不同重金属的分布形式和变化规律往往不同，有些重金属呈指数分布，有些呈偏态分布。冯金飞［16］研究表明，Cd、Cr、Zn、Cu 含量整体上随着与公路距离的增加而逐渐降低，而Pb总量和有效态Pb含量均呈现随着与公路距离的增加先增加后逐渐降低的趋势，其中路北侧Pb总量的高值区分布于10～323 m，而路南侧有效态Pb含量高值分布于10～285 m。仝致琦等［17］研究揭示了，旱旱轮作的路旁土壤重金属含量在空间上呈显著正自相关，土壤Cr、Cu分布在公路两侧呈指数递减分布模式，土壤 Pb、Cd、Zn、Ni呈偏态分布模式，其峰值位置出现在距路基30～50 m。

3 影响交通干道沿线土壤重金属浓度分布的主要因素

3.1 交通流量

交通流量是影响公路两侧土壤中重金属含量及其分布的主要因素之一。有研究表明，车流量与道路边际重金属的积累一般成正相关。Ideriah等［18］研究发现，车流量大的公路两侧Pb含量显著高于车流量小的公路两侧，且差异性显著(P＜0.05)。王天巍等［19］在实地采样的基础上，应用MLP神经网络模型和GIS技术，对现代黄河三角洲3类不同道路两侧边际50 m带状区域内的土壤重金属含量进行了逐栅格模拟。研究表明，不同道路类型的土壤重金属含量高速公路(RG)＞省道(RS)＞县乡公路(RX)(除 Pb外)。RG车流量最大，RS通车时间最长，有利于路边重金属的积累。RX车流量较小，且近一半分布在自然保护区中，重金属累积水平不高。冯金飞［16］采用不同路段土壤中重金属累积指数(各路段公路旁土壤中重金属含量/对照点土壤重金属含量)与车流量的关系来分析交通流量对高速公路沿线土壤中重金属累积的影响。结果表明，除Cr外，交通流量越大的路段土壤中Pb、Cd、Zn、Cu的累积指数较高，沿线农田土壤的重金属污染较重。

但也有例外，在王天巍等［19］的研究中，东青高速(三角洲境内)路边RG土壤铅的含量低于省道RS。东青高速是三角洲境内仅有的一条高速公路，虽然车流量大，但通车时间较晚，通车时，山东省已经在全省范围内推广无铅汽油，同时，车辆以大型载重货车为主，多使用含Pb量较小的柴油为燃料。

常卫民等［20］在对各路段车流量与土壤重金属污染指数进行K-S检验，结果表明，车流量与土壤中各种重金属的污染程度呈正相关，即车流量越大，道路两旁土壤的重金属污染就越严重。但是研究认为他们之间并未呈现显著相关，车流量只是影响因素之一［20］。由此可以看出，交通流量、通车时间与车辆类型等交通状况是影响交通干道沿线土壤重金属浓度分布的重要因素，共同影响着交通干道沿线土壤重金属浓度分布。

3.2 地形及路况

道路所在的地形及路况直接影响道路两侧土壤中重金属的含量及其分布格局。在山区或丘陵地带，空气流动较缓慢，机动车排放的重金属颗粒物不易被大气稀释或扩散，而是滞留在道路两侧;在地形平坦地区，重金属颗粒物易于扩散、稀释，易造成大范围的污染［13］。在盘旋路或路况较差的地区，车流量大、刹车现象频繁、轮胎磨损严重也会促使道路两侧重金属污染更严重。绿化带既可以作为景观欣赏，又可以通过滞留、吸附和过滤等方式净化空气，有效阻止重金属颗粒物向远处进一步扩散，对道路两侧土壤的重金属污染防治具有很好的作用。

3.3 盛行风向

风速和风向是影响污染物扩散的重要因素。一般认为，风速较小时，风的作用以对污染物的水平输送为主，下风向污染物浓度往往高于上风向;当风速较大时，大气稀释扩散作用超过水平输送作用时，下风向污染物浓度低于上风向。王天巍等［19］的重金属浓度模拟研究结果表明，道路上风向污染物的平均浓度和峰值浓度往往高于下风向，峰值浓度出现的位置比下风向更靠近道路，这可能与研究区域大气稀释扩散作用超过水平输送作用有关。但有研究表明，从全年来看，由于风向的交替变化，对高速公路两侧土壤中重金属累积的影响也就不显著［7］。冯金飞［16］研究表明，受主导风向(西风)的影响，公路东侧土壤中重金属的平均含量比西侧土壤高。分路段两侧土壤中Pb、Cd、Zn、Cu存在一定差异，但差异并不显著。主要是因为江苏省属于亚热带季风气候，夏季盛行东南风，冬季盛行西北风，春秋两季为季风转换的交替季节。

3.4 土地利用类型及覆盖植被

除了交通流量、地形路况以及盛行风向等自然地理条件外，土地利用类型也会影响重金属的扩散过程和截留、吸附特性。刘世梁等［5］在研究公路沿线土壤中重金属含量分布时，将公路沿线的土地利用类型分为7类，分属于水田、旱田、草地、原始林、次生林、人工林、灌丛类型。结果表明，不同土地覆盖类型下重金属含量存在较大的差异，草地重金属污染最为严重，而次生林、原始林重金属含量较低。阮宏华［21］对南京城郊312国道两侧的主要森林类型(松、杉、栎、茶)林木及土壤中Pb含量与分布规律进行了一些初步研究。研究结果表明，有林地的土壤由于有林木及林下植被的覆盖，其Pb含量(尤其是表层0～20 cm)明显降低，说明林木可有效地降低土壤中Pb的污染程度。林木不同器官对Pb尘的吸附率在18.0% ～28.1%，以叶片吸附能力最强;不同树种比较，以松树吸附率为高。火炬松对Pb污染的净化能力强于杉木、栎树。由此可见，有林地及有林下植被的覆盖下，土壤中重金属含量往往较低，这不仅与林地具有阻挡扩散的作用，也可能与植物本身的吸收、吸附与截留作用有关。

4 交通干道沿线土壤重金属调查方法

4.1 调查对象

综合历史资料与实际操作可行性分析，确定典型调查路段。在条件允许的情况下，可以将典型路段沿线土壤、灰尘、具有代表性的植物(包括作物)、底泥、降雨以及大气颗粒物同时作为调查对象。

4.2 采样点布设

4.2.1 采样段面的选择

根据交通干道道路的走向和长度考虑在道路两侧均匀设置断面，并将各路段的自然环境条件(气候、地形、土壤、植被等)和道路状况(车流量、车辆种类、路基高度、走向及路旁防护林状况等)等因素都纳入考虑，在可能重污染路段进行加密监测。使采样段面具有代表性与综合性，既能全面揭示整个交通干道沿线的土壤污染状况，又能对重度污染路段进行有效识别。在同一交通干道内，设置典型采样段面时可以考虑包含高、中、低车流量3种类型。一般采样断面选择在地势比较开阔的路段，道路两侧1 500 m之间没有明显的地势起伏。除此之外，布设的采样段面最好远离人为污染源。设置对照段面(一般设在距采样段面1 000 m处，对照采样段面的土地利用类型及采样方法应与对应的监测段面保持一致。大气颗粒物、作物和降雨的采样断面与土壤的某一采样断面相重合，便于公路源重金属在不同环境介质中的迁移转化分析。

4.2.2 点位布设

虽然不同重金属含量随距离变化趋势不一，但重金属污染分布主要集中在0～100 m，且不同重金属达峰值的距离不一，300 m以外污染往往较低，基本可以达到当地土壤的背景值水平。因此，采样点布设可以考虑在0～50 m密集布设采样点位，在50～300 m适量布设采样点位。

4.3 样品采集和分析方法

一般条件下，土壤、蔬菜样、作物籽粒、大气颗粒物和水样可同时采集。蔬菜样与土壤样品采集可以同步进行，主要选取绿叶类蔬菜，采集地上可食用部分;公路灰尘用塑料铲和塑料刷进行采集，土壤、灰尘与蔬菜样品均置于密实聚乙烯采样袋中保存待测。在进行土壤样品采集时，可以在一条与公路平行、长约50 m的线段上等距布设5个面积为1～2 m2的采样单元，在采样单元内按梅花形、蛇形或网格形布点法采集多个土壤表层样;最后将所有样品充分混合，按四分法舍弃多余样品，获得1 kg左右的土壤分析样品。

4.4 测定指标与分析方法

以往研究往往测定土壤、水体和大气各介质中的重金属含量，而土壤中的有效态重金属含量往往研究较少。但有效态重金属作为易被作物吸收的一种有效形态，是决定作物体内重金属含量的关键因素。有研究揭示了高速公路两侧农田土壤中重金属有效态含量和总量的空间分布存在较大差异，重金属总量高的区域，有效态含量并不一定高［16］。因此，今后有必要将重金属总量与有效态含量均作为主要测定指标进行分析。

4.5 数据统计分析软件

一般用到的分析软件包括 EXCEL、SPASS、ArcGIS及相关的风险评估软件。

5 交通干道沿线重金属污染分析与评价

为了全面揭示交通干道两侧土壤重金属的分布格局和影响因素，一般首先进行土壤重金属含量分析，利用空间插值方法探讨土壤重金属面状分布格局，然后进行重金属的判源分析，并采用单项指数、内梅罗指数和地质累积指数评价路旁土壤重金属污染状况，最后进行土壤重金属的潜在生态、健康风险评价。

5.1 交通干道沿线重金属污染的含量分析

采用描述性统计分析、直方图、Q-Q图、数据变换、异常值探测、累积概率分布图(CDF图)等进行重金属元素含量的探索性统计分析。这些方法可以对具有高值重金属含量的土壤样点进行识别。针对交通干道沿线重金属污染的统计分析，可以按监测段面分别统计交通干道沿线土壤重金属含量的最大值、最小值、平均值、标准方差与变异系数等描述性统计值。对照段面重金属均值的相对顺序往往可以较准确反映该断面成土母质重金属含量的相对大小。通过对各种重金属含量进行分析与比较，筛选出各个超标断面与超标指标，初步判断出重度、中度和轻度污染断面［17］。根据变异系数大小可粗略估计变量的变异程度，在一定程度上反映交通干道沿线土壤受人为影响的程度。在自然状况下，局域土壤的重金属主要来源于成土母质，其含量的波动相对较小;一旦外源性重金属输入达到一定量时，就会造成其空间分布的不均匀性。通过箱线图可以识别数据异常值，判断数据偏态和尾重，并同时比较各指标数据的形状。前人研究表明，道路干道沿线土壤重金属空间分布为指数或者偏态分布［22-23］。同时由公路源重金属扩散机理可知，沿线土壤可能存在多个峰值，箱线图重金属异常值可能为公路交通所导致的峰值，也可能是其他原因所引起土壤重金属含量极值，不能剔除，需要保留。

5.2 交通干道沿线重金属污染的空间分布

空间数据的插值方法一般包括确定性插值和地统计插值两大类，在只考虑平均值权重预测时，克里格插值是无偏估计的最好方法［24-25］。由于交通干道沿线土壤重金属有随距路基距离远近而变化的趋势，故往往采用泛克里格法进行最优拟合和空间插值预测。通过GIS的空间分析和成图，可以初步判定高风险重金属污染的分布。但是GIS空间分析方法大多只是简单地把工厂、土壤类型图、土地利用类型图、成土母质分布图、地质图、道路分布图等专题图件与重金属含量插值分布图对比，定性对比较多，定量的分析与统计较少。

5.3 交通干道沿线重金属污染评价方法

5.3.1 交通干道沿线重金属污染指数评价法

单项污染指数、内梅罗综合污染指数法《土壤环境监测技术规范》(HJ/T 166—2004)和地积累指数法(Igeo)是进行重金属污染指数评价的常用方法。单项污染指数(Pi)是将重金属污染物的实测浓度与该污染物的评价标准进行比较，用于确定单个环境质量参数的污染情况，直观反映环境介质中各个重金属元素的污染水平，Pi≤1为未污染，1＜Pi≤2为轻度污染，2＜Pi≤3为中度污染，3＜Pi为重度污染。内梅罗综合污染指数法是在各个污染物单项污染指数计算的基础上，进行综合计算得到的。地质累积指数(Igeo)，通常称为Müller指数，该指数不仅反映了重金属分布的自然变化特征，而且可以判别人为活动对环境的影响，是区分人为活动影响的重要参数。计算公式如下:

式中:Cn为重金属元素实测含量，Bn为参比浓度，K是参比浓度波动系数(通常取值1.5)。

在应用地积累指数法评价路域土壤重金属污染时，参比值的选择直接影响评价指数的大小。大部分学者用当地土壤背景值作为参比值，而也有学者选用对照区重金属浓度作为参比值［26-28］。实际上，区域土壤背景值是大范围的平均状况，并不能确切反映局部小区域土壤母质的差异。为了更准确地反映局地道路交通对路域土壤重金属积累的影响程度，一般选用采样断面两侧1 000 m处对照样点的平均浓度(平均对照值)为参比值。按照地质积累指数的大小可将重金属污染状况划分为7个等级。地质累积指数包含7个级别，见表2。其中最高级别6级反映高于背景值100倍的富集量。

5.3.2 重金属来源分析统计方法

在上述描述性分析和空间分析等基础上，可以采用对断面采集的土壤空间分布样品的重金属含量进行多元统计分析。多元统计分析包括相关性分析、主成分分析(PCA)和聚类分析(CA)。刘世梁等［5］采用Spearman相关性分析认为，重金属元素含量之间相关性显著，并推测出该段道路重金属污染具有同源性，即来自公路建设。仝致琦等［19］通过对226个土壤空间分布样品的重金属含量开展最邻近法和欧氏距离系统聚类分析，6种重金属没有明显的聚类，各个元素之间的距离基本相等，和主成分分析结果一致，认为6种元素为一大类，来源基本相同。有些研究中经常将CA与PCA连用来检查土壤和沉积物中重金属的聚类结果，并可帮助单个参数和变量的分组［29］。

表2 用于评价地质累积指数的指标

5.3.3 交通干道沿线重金属污染风险评价

21世纪初，中国把潜在生态风险指数法引入道路两侧土壤环境重金属风险评价中，潜在生态风险指数能够将污染物浓度与生物毒性、生态危害有机地结合起来，综合反映重金属对生态环境的影响潜力。如，刘坤［30］的研究表明，某市道路土壤中Cd污染严重，已经达到强生态危害;潜在生态危害综合指数为214.88，重金属综合污染已达到中度生态危害。谷蕾［31］对连霍高速道路两侧土壤重金属生态风险的研究表明，通车时间越长，重金属潜在生态风险越强。

健康风险评估包括危害判定、剂量—效应评估、暴露评估和风险表征4个步骤。谷蕾在对道路两侧土壤环境质量进行评价时，引入了健康风险评价，结果认为，监测的道路两侧土壤存在 Cr单项致癌风险的可能性，Cr是最主要的致癌风险因子［32］。当前道路两侧土壤环境的健康风险表征多以定性与半定量方法为主，还不能很好地定量表征风险水平与等级;并且健康风险评估涉及多方面的信息与数据，如环境污染规律、污染物健康效应、人群行为方式等，这些复杂因素使评估过程中存在较大变异性与不确定性。如何减少健康风险评估的不确定性也是当前所面临的一个重要问题。

6 结论与建议

1)中国交通干道沿线关注的土壤重金属污染物包括 Pb、Ni、Cr、Cd、Mn 等重金属，它们的分布格局包括以下3种形式:指数形式;偏态分布;有些呈指数分布，有些呈偏态分布，两种形式并存。交通流量、地形路况等交通状况、盛行风向等气候条件、土地利用类型、植被覆盖方式等地理环境因素共同影响着道路两侧重金属的分布格局。如何较精确的预测和评价公路交通活动对沿线环境的影响，如何构建公路交通污染物的扩散和分布模型，今后还需要更多地研究和实践来共同探讨。

2)在同一交通干道内，均匀布置采样段面的同时应尽量包含高、中、低车流量3种类型，并尽可能地纳入多种植被覆盖类型。考虑到重金属在横向距离上的分布规律，可以在0～100 m处设置密集采样点位，而在100～300 m处设置适量采样点位。评估方法则一般同时采用Kriging空间插值分析、污染指数分析、多元统计分析，生态风险评价、健康风险评价等多种分析方法。结合交通干道所处的环境条件及人文因素，因地制宜地制定监测方案将有利于开展交通干道沿线土壤重金属污染调查与评估工作。为了及时有效地了解交通干道沿线土壤环境质量及交通活动对环境质量的影响，在今后道路建设中应该进一步加强污染的环评、监测和验收等工作。

［1］Nabulo G，Oryem-Origa H，Diamond M．Assessment of lead，cadmium，and zinc contamination ofroadside soils，surface films，and vegetables in Kampala City，Uganda［J］．Environmental Research，2006，101(1):42-52．

［2］王初，陈振楼，王京，等．上海崇明岛交通干线两侧农田土壤和蔬菜Pb、Cd污染研究［J］．农业环境科学学报，2007，26(2):634-638．

［3］Ozkan M H，Gurkan R，Ozkan A，et al．Determination of manganese and lead in roadside soil samples by FAA S with ultrasound assisted leaching［J］．Journal of Analytical Chemistry，2005，60(5):469-474．

［4］徐永荣，冯宗炜，王春夏，等．绿带对公路两侧土壤重金属含量的影响研究［J］．湖北农业科学，2002，5:75-77．

［5］刘世梁，崔保山，温敏霞，等．路域土壤重金属含量空间变异的影响因子［J］．环境科学学报，2008，28(2):253-260．

［6］Lee C S，Li X D，Shi W Z，et al．Metal contamination in urban，suburban，and country park soils of Hong Kong:A study based on GIS and multivariate statistics［J］．The Science of the Total Environment，2006，356(1-3):45-61．

［7］张志红，杨文敏．汽油车排出颗粒物的化学组分分析［J］．中国公共卫生，2001，17(7):623-624．

［8］Zheng J，Tan M G，Shibata Y，et al．Characteristics of lead isotope ratios and elemental concentrations in PM10fraction of airborne particulate matter in Shanghai after the phase-out of leaded gasoline ［J］．Amtospheric Environment，2004，38(8):1 191-1 200．

［9］任伟．哈尔滨市交通干道两侧土壤重金属污染研究［D］．2012，1-49．

［10］Kocher B，Wessolek G，Stoffregen H．Water and heavy metal transport in roadside soils［J］．Pedosphere，2005，15(6):746-753．

［11］Backstrom M，Nilsson U，Hakansson K，etal．Speciation of heavy metals in road runoff and roadside total deposition［J］．Water Air And Soil Pollution，2003，147(1-4):343-366．

［12］FakayodeS O，Olu-OwolabiB I． Heavy metal contamination of roadside top soil in Osogbo，N igeria:its relationship to traffic density and proximity to highways［J］．Environmental Geology，2003，44(2):150-157．

［13］郭广慧，雷梅，陈同斌，等．交通活动对公路两侧土壤和灰尘中重金属含量的影响［J］．环境科学学报，2008，28(10):1 937-1 945．

［14］Swaileh K M，Hussein R M，Abu-Elhaj S．Assessment of heavy metal contamination in roadside surface soil and vegetation from the West Bank［J］．Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2004，47:23-30．

［15］秦莹，娄翼来，姜勇，等．沈哈高速公路两侧土壤重金属污染特征及评价［J］．农业环境科学学报，2009，28(4):663-667．

［16］冯金飞．高速公路沿线农田土壤和作物的重金属污染特征及规律［D］．2010:1-113．

［17］仝致琦．公路源重金属对路域环境的影响及其迁移规律—以 G310开封段和S337息县段为例［D］．2013．

［18］Ideriah T J K，B raide S A，Izonfuo W A L，et al．Heavy metal contamination of soils along roadsides in port Harcourt metropolis，Nigeria［J］．Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2004，73(1):67-70．

［19］王天巍，蔡崇法，李朝霞，等．道路边际土壤重金属分布格局的神经网络模拟—以现代黄河三角洲为例［J］．生态学报，2009，29(6):3 154-3 162．

［20］常卫民，陈诚．104国道江苏段公路两侧重金属污染现状调查［J］．能源环境保护，2009，23(3):43-46．

［21］阮宏华，姜志林．城郊公路两侧主要森林类型铅含量及分布规律［J］．应用生态学报，1999，10(3):362-364．

［22］王慧，郭晋平，张芸香，等．公路绿化带对路旁土壤重金属污染格局的影响及防护效应—以山西省主要公路为例［J］．生态学报，2010，30(22):6 218-6 226．

［23］李仰征，马建华．高速公路旁土壤重金属污染及不同林带防护效应比较［J］．水土保持学报，2011，25(2):105-109．

［24］田雷，董德明，魏强，等．3种空间插值方法在道路尘中Pb监测数据统计处理中的应用比较［J］．吉林大学学报:理学版，2011，49(5):964-968．

［25］史文娇，岳天祥，石晓丽，等．土壤连续属性空间插值方法及其精度的研究进展［J］．自然资源学报，2012，27(1):165-177．

［26］贺婧，周民，钟艳霞．109国道永宁段公路两侧土壤中铅和镉的污染评价［J］．江苏农业科学，2010(4):369-370．

［27］王鹏，贾学秀，涂明，等．北京某道路外侧土壤重金属形态特征与污染评价［J］．环境科学与技术，2008，35(6):165-172．

［28］梅长林，周家良．实用统计方法［M］．北京:科学出版社，2002．

［29］FaeehinelliA，SaechiE，Mallen L． Multivariate statistieal and GIS-bsaed approcch to identify hevay metal sources in soils［J］．Environmental Pollution，2001，114(3):313-324．

［30］刘坤，李光德，张中文，等．城市道路土壤重金属污染及潜在生态危害评价［J］．环境科学与技术，2008，31(2):124-127．

［31］谷蕾，宋博，仝致琦，等．连霍高速不同通车时间路旁土壤重金属潜在生态风险评价［J］．地理科学进展，2012，31(5):632-638．

［32］谷蕾，仝致琦，宋博，等．基于不同通车时间的路旁土壤重金属健康风险:以连霍高速郑州-商丘段为例［J］．环境科学，2012，33(10):3 577-3 584．