成乐高速两侧农田土壤重金属污染及潜在生态危害评价

2020-05-30王春森夏建国

四川农业大学学报 2020年2期

杨乐，王春森，夏建国

（四川农业大学资源学院，成都 611130）

土壤不仅是自然环境的构成要素，更是农业生产最重要的自然资源。随着工业、交通以及城市化的快速发展，土壤重金属污染已成为一个长久而非常严峻的环境问题，已引起科学界越来越多的关注[1]。近年来，我国耕地土壤环境质量日趋下降，土壤重金属污染日趋严重，相当数量的农田土壤受到重金属污染。公路交通污染是土壤重金属污染的重要原因之一，高速公路的交通活动具有车流量大、扩散面广和流动性强等特点，对道路两侧土壤和农作物造成严重的重金属污染[2-3]。环境中70%以上的重金属排放量将被土壤接纳[4]。高速公路运营产生的土壤重金属污染具有高毒性、累积性、生物富集和不易降解性[5]，不仅影响土壤生态结构和功能的稳定性[6-7]，更会通过食物链对人体健康构成威胁[8-9]。

对高速公路两侧农田土壤的重金属污染开展监测和评价，有助于揭示土壤中重金属的残留和累积动态，对保护高速公路路域周边生态环境和无公害农产品生产基地的规划与建设具有重要意义[10-11]。高速公路两侧土壤重金属污染已引起高度的关注，已成为众多学者的重点研究课题，研究内容主要集中在土壤重金属的含量测定和污染分布特征方面，表明高速公路两侧的土壤受到不同程度的Pb、Cd、Zn、Cu和Cr等重金属的污染，多数研究表明，重金属污染以公路为中心在其两侧呈带状顺公路延伸，自公路向两侧强度逐渐减弱[10-16]。此外，高速公路两侧土壤中重金属的污染还受到交通流量、主导风向、地形、土地覆被类型等的影响[17-19]。

成乐高速公路是四川省境内的黄金旅游高速公路，北起于成都市，经眉山市青龙场，止于乐山市，沿线经彭山区、东坡区、青神县和夹江县4个区县，于1999年12月28日建成通车，全长86.834 km，沥青混凝土路面。成乐高速公路建成通车近20年，对促进四川旅游业的快速发展具有重要作用，同时，成乐高速公路的营运对沿线两侧农田的土壤重金属污染也应引起相关部门的重视。本文根据国家《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB15618-2018）[20]，对成乐高速公路两侧农田土壤重金属 Cd、Zn、Pb、Cu 和 Cr进行测定，评价其重金属污染现状及其潜在生态危害，为成乐高速公路沿线的农田保护及其重金属污染的治理修复提供依据。

1 材料和方法

1.1 样品采集

样品采集执行HJ/T166等相关技术规定要求。在成乐高速公路的彭山区、东坡区、青神县和夹江县段设置4个采样路段，每个路段设置5个采样断面。采样断面要求与高速公路垂直，地势相对开阔，路旁一般无防护林带，尽量避开周边居民的人为干扰，尽可能选择没有明显固体垃圾，不施或少施化肥、农药的地块作为采样点。在采样断面上，分别在距离公路路基 10、20、40、80和 160 m的地点布设采样点，公路两侧对称布设采样点，每个采样点平行布置3个1 m2面积的采样单元。在每个采样单元内采集0～20 cm的表层土壤，每个采样路段的5个采样断面距离路基相同距离的采样单元的土样混合均匀，按“四分法”获得4个采样路段5个不同距离共20个土样，每个样品1 kg左右。

1.2 样品制备

将样品放置于风干盘中摊成2～3 cm的薄层自然风干，适时压碎，去除土样中的矿石、塑料和动植物残渣等异物。通过20目尼龙筛，混匀后用玛瑙研钵将样品磨碎，过100目尼龙筛，研磨混匀后的样品保存备用[12-13]。

1.3 样品的处理与测定

土样采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸消解后制备测定试液，用去离子水作空白对照。采用石墨炉原子吸收分光光度法测定Pb和Cd的含量，采用火焰原子吸收分光光度法测定Cu、Zn和Cr的含量。重复测定3次取平均值。

1.4 土壤pH的测定

取10 g土样，用蒸馏水将土壤样品溶解，用经过标准缓冲溶液校正酸度计直接测定土壤样品的pH。

1.5 土壤污染评价

分别采用单项污染指数和内梅罗综合污染指数对土壤重金属污染程度进行评价。

1.5.1 单项污染指数

Pi=Ci/Si，其中，Pi为土壤中某污染物的单项污染指数；Ci为某重金属的实测值；Si为评价标准。本文中的Si采用GB15618-2018标准（表1）。

1.5.2 综合污染指数

内梅罗综合污染指数（P综合）的计算公式如下：

式中，P综合为土壤的综合污染指数；P最大为土壤中单项污染物的最大污染指数；P平均为土壤中各污染物单项污染指数的平均值。

单项污染指数和内梅罗指数的土壤污染等级划分标准见表 2[12-13，21]。

1.6 潜在生态危害评价

1980年，L.Hakanson[22]根据重金属的性质以及环境行为特点，从沉积学的角度提出了对土壤重金属污染进行评价的潜在生态危害指数法。该方法将重金属含量和环境生态效应、毒理学有效联系到一起，不仅反映了某一特定环境中各种污染物的影响，也考虑了不同种金属对环境产生的综合生态危害，能够全面评价土壤重金属的污染程度，并对潜在危害的程度进行定量分析，因此该方法在国际上广泛应用于土壤重金属污染潜在生态危害评价[23]。

潜在生态危害指数计算公式如下：

式中，Cif为单一重金属污染系数；Ci为土壤样品的实测含量；Cin为背景参考值，本文采用GB15618-2018的标准（表1）作为背景参考值；Cd为多金属污染度；Eir为单一重金属潜在生态危害指数；Tir为不同金属生物毒性相应因子，各重金属的生物毒性因子分别为：Cd=30，Pb=Cu=5，Cr=2，Zn=1[23]；RI为多金属潜在生态危害指数，评价标准见表3。

表1 农用地土壤污染风险筛选值Table 1 Risk control standard for soil contamination of agricultural land mg·kg-1

表2 土壤污染等级划分标准Table 2 The standard for soil contamination

表3 重金属潜在生态危害指数（Eir、RI）与生态风险的关系Table 3 The relationship between the potential ecological risk and index of potential ecological hazard

2 结果与分析

2.1 重金属含量

成乐高速公路两侧农田土壤中Pb、Cd、Cu、Zn和Cr的含量测定值见表4。结果表明，不同路段农田土壤中重金属的含量有一定差异。

彭山段农田土壤中Pb、Cd和Cr的平均含量分别为108.46、0.80和66.45 mg/kg，比其他3个路段略高；夹江段农田土壤中Cu的平均含量为136.56 mg/kg，明显高于东坡段，是东坡段的近3倍；东坡段农田土壤中Zn的含量最高，平均为270.58 mg/kg，显著高于青神段（约1.7倍）。

成乐高速公路4个测试路段农田土壤中Pb、Cd、Cu、Zn 和 Cr的平均含量分别为 100.81、0.70、96.02、226.53和58.03 mg/kg。各个采样点的土壤pH均在6.5～7.5之间，参照 GB15618-2018标准（表 1），成乐高速公路两侧农田土壤中Cd的平均含量超过风险筛选值，彭山段中，距离路基20 m采样点的农田土壤Cd平均含量达到0.98 mg/kg，其中一份样品的Cd含量达到1.02 mg/kg，是风险筛选值的1.7倍。Zn的含量临近风险值，在彭山段，距离路基10 m采样点的一份样品的Zn含量达到385.11 mg/kg，是风险筛选值的1.5倍多。Cu的含量低于风险值，但彭山段中，距离路基10 m采样点有一份样品的Cu含量达到268.03 mg/kg，是风险筛选值的1.3倍多。Pb的含量低于风险值；Cr的含量明显低于风险值。

表4 成乐高速两侧农田土壤重金属含量统计表Table 4 Heavy metal contents of farmland soils alongside Chengle highway

2.2 污染评价

从单项污染指数（表5）来看，成乐高速公路两侧农田土壤5种重金属在4个测试路段污染情况如下。

表5 成乐高速两侧农田土壤重金属污染指数Table 5 Heavy metal pollution indexes of farmland soils alongside Chengle highway

Pb的平均污染指数为0.72，总体处于清洁状态。4个测试路段的污染程度为彭山段＞东坡段＞夹江段＞青神段。

Cd污染相对严重，其平均污染指数为1.16，总体处于轻度污染状态。4个测试路段的污染程度为彭山段＞东坡段=青神段＞夹江段，除夹江段临近轻度污染外，其他3个路段均为轻度污染。

Cu的平均污染指数为0.48，总体处于清洁状态。4个测试路段的污染指数顺序为夹江段＞彭山段＞青神段＞东坡段。

Zn的平均污染指数为0.91，总体处于临近轻度污染状态。4个测试路段的污染程度为东坡段＞彭山段＞夹江段＞青神段，其中，东坡段和彭山段表现为轻度污染，青神段和夹江段处于清洁状态。

Cr的平均污染指数为0.19，4个测试路段均表现清洁状态。4个测试路段的污染指数为彭山段＞东坡段＞夹江段=青神段。

5种重金属的单项污染指数顺序为Cd＞Zn＞Pb＞Cu＞Cr。

以GB15618-2018的标准作参照，评价了成乐高速公路两侧农田土壤中5种重金属污染情况。由表5可知，成乐高速公路两侧农田土壤重金属综合污染指数为0.96，表明成乐高速两侧农田土壤重金属污染处于警戒状态，临近轻度污染，其中，距离成都较近的彭山段已处于轻度污染状态。4个测试路段的综合污染指数的大小顺序为彭山段（1.09）＞东坡段（0.97）＞青神段（0.95）＞夹江段（0.82）。

成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染与公路纵向距离之间关系如图1所示。由图1可知，所测的Pb、Cd、Cu、Zn和Cr的含量随着距离的增加总体上呈下降趋势，表明成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染与农田距离路基的垂直距离呈负相关关系，距离公路路基两侧的污染强度随距离增加而逐渐减弱。但随着离路基距离的增大，5种重金属含量的减小趋势不尽相同。总体来看，Cu和Zn污染强度随距离增大而减弱的趋势比较明显，Pb和Cr污染的呈缓慢减弱的趋势。

在彭山段，距离公路路基10 m的Pb、Cd、Cu和Zn这4种重金属均表现为轻度污染状态；在距离公路路基20 m处，Pb、Cd和Zn表现为轻度污染；Cd在160 m处仍呈临近轻度污染状态。在东坡段，Pb、Cd和Zn这3种重金属在距离公路路基10 m处表现为轻度污染状态，其中，Cd在160 m处接近轻度污染。在青神段，Pb、Cd和Cu这3种重金属在距离公路路基10 m处均表现为轻度污染状态，Cd污染与彭山段和东坡段类似，在160 m处仍呈临近轻度污染状态。在夹江段，Cd在20 m以内表现为轻度污染，Cu在10 m内为轻度污染，其他元素及其余距离都处于清洁状态。

2.3 潜在生态危害评价

以GB15618-2018的标准为参照，采用潜在生态危害系数法[22]对成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染的潜在生态危害评价的结果见表4，因为采用同样的参考值，其单项污染指数Cif与前面的单项污染指数Pi值相同。

5种重金属的潜在生态危害单项指数Eir的平均值分别为 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 这 5 种重金属污染均表现为轻微生态风险，5种重金属潜在生态风险依次为 Cd＞Pb＞Cu＞Zn＞Cr。在 4 个测试路段中，彭山段的农田土壤Cd污染已达到中等生态危害污染程度，值得高度关注。

图1 重金属含量与公路纵向距离之间的关系Figure 1 The relationship between the contents of heavy metals and the longitudinal distance of Chengle highway

把5种重金属的单因子潜在生态危害指数相加，可得潜在生态危害综合指数RI=42.17（表6），表明成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染的潜在生态危险为轻微风险。4个测试路段的潜在生态危害综合指数的大小顺序为彭山段（47.89）＞青神段（42.07）＞东坡段（42.02）＞夹江段（36.63）。

3 讨论

3.1 不同重金属污染程度差异

在高速公路营运过程中，车辆排放的尾气，轮胎摩擦产生的灰尘和碎屑，机动车零部件的老化，车身的磨损掉漆，机动车发动机机油和运输货物的泄漏和挥发是导致其两侧农田土壤重金属污染的主要原因。同时，在种植农作物时使用含有镉、铀的磷肥，使用含有铜、锰、铅和锌的农药，使用含有重金属的污水灌溉，周边工厂的工业排放以及周边居民的家庭排放等也会加重其重金属污染。有研究表明Pb和Zn为交通主要污染元素[24]，也有研究表明高速公路两侧土壤的重金属污染物主要是Pb和Cd[10-11]。路边土壤Cd和Zn污染物主要来源于机动车发动机润滑油的燃烧和轮胎的磨损[25]，防腐镀锌汽车板的广泛使用所产生的大量含锌粉尘也是Zn污染的来源之一。单项污染指数分析表明，成乐高速公路两侧的农田土壤5种重金属污染的强度顺序为Cd＞Zn＞Pb＞Cu＞Cr。Cd 污染比较严重，总体表现为轻度污染；Zn的污染也临近轻度污染，应当引起高度重视。Pb长期被认为是最重要的交通污染之一，汽车尾气的排放是公路两侧土壤Pb污染的主要来源。D.R.Smith等[26]的研究表明，公路边土壤Pb含量普遍较高，有的公路边土壤Pb含量高达100～500 mg/kg。成乐高速公路两侧农田土壤的Pb平均含量为100.81 mg/kg，污染系数为0.72，总体处于清洁状态，这可能是由于无铅汽油的使用，但距离路基10 m内的Pb含量基本都超过GB15618-2018的风险值（140 mg/kg），个别地点的Pb含量高达164.74 mg/kg，也应引起注意。刹车里衬和镀铜零部件的磨损是导致Cu污染的主要原因[27]，成乐高速公路总体路面平坦，车辆在行驶过程中刹车制动较少，所以，其两侧农田土壤的Cu污染总体处于清洁状态，夹江段的Cu污染相对较重与该路段的路况有关。

3.2 重金属污染与路况及土壤的关系

公路交通对公路两侧农田土壤造成的重金属污染受各种因素的影响，如公路路面结构、路面材料和营运时间长短，交通工具的类型、数量和行驶速度，公路所处的地形生态因子和气候生态因子，土壤的类型以及公路两旁的植被覆盖等[17，21]。高速公路运行时间越长，车流量越大，其两侧土壤的重金属含量越高，影响就越重；山区公路比平原公路更容易造成公路两侧土壤的重金属污染，并且影响范围更大，污染更重[18]。有研究表明，公路两侧绿化带能在一定程度上阻挡汽车排放的尾气、轮胎摩擦产生的灰尘及机油的挥发，从而有效减轻交通对两侧农田土壤及作物的重金属污染，并缩小污染范围[19]。成乐高速两侧农田土壤重金属处于临近轻度污染状态（综合污染指数为0.96），4个测试路段的综合污染指数的大小顺序为彭山段＞东坡段＞青神段＞夹江段，这与成乐高速的基本情况有关。成乐高速是一条黄金旅游高速公路，沿途经过彭山区、东坡区、青神县、夹江县4个行政区县，路上除了大量的客运车辆外，还有各式各样的运输车辆，车流量大，成乐高速虽然属于平原公路，但其公路两边基本无绿化带（尤其是彭山段和东坡段）。

公路交通的重金属污染一部分直接沉积在路面，一部分飘散在空气中或通过干湿沉降沉积到公路两侧土壤中，对公路灰尘和两侧土壤造成一定程度的重金属污染。同一路段不同种类重金属含量存在差异的原因主要是不同污染物的排放量存在较大的差异，同时也与土壤的性质有关，如土壤中有的微生物能有效降低某些重金属的污染，还与栽培植物的种类有关，不同植物对不同重金属的富集程度存在差异。此次评价的5种重金属中，除Cd处于轻度污染外，Pb、Cu、Zn和Cr都处于相对清洁的状态，可能与采样地的土壤自身性质相关，关于土样的松散度、颗粒轻重、有机质含量和微生物情况等性质以及栽培作物的重金属富集有待继续研究。

3.3 重金属污染与公路两侧农田距离的关系

公路旁土壤重金属污染为线状污染源，汽车尾气排放、轮胎摩擦产生的灰尘、油料的挥发将以公路为中心在其两侧呈带状顺公路扩散，随着距离公路路基距离的增加，公路两侧土壤中重金属含量呈递减趋势[10-12，19]。国外的类似研究也表明，公路旁土壤重金属浓度同距离公路两边的垂直距离有明显的负相关关系，自公路向其两侧强度逐渐减弱[28-29]。本研究结果表明，成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染与农田距离路基的垂直距离之间存在明显的负相关关系，5种重金属的污染强度均从公路向其两侧逐渐减弱，Cu和Zn污染强度随距离增大而减弱的趋势比较明显，Pb和Cr污染的减弱的趋势比较平稳。

公路两侧土壤重金属污染受诸多因素影响，有的研究表明，公路两侧土壤重金属污染与路基的垂直距离没有规律。谷蕾[17]的研究结果表明公路两侧土壤重金属含量随距离路基距离的远近而不同，有的重金属含量随距离路基距离的增加先增加再减少，有的重金属含量在距路基0～5 m范围内较高，之后随距离的增加先减少再增加，之后再减少。徐海等[14]认为如果高速路面比两侧农田地面高，通过大气扰动可能将汽车所排放出的重金属污染物扩散到更远的距离。王会镇等[13]的研究则表明，高速公路两侧土壤中重金属污染与公路的距离之间无明显的线性关系，其原因与采样点数目、土壤栽培不同的植物、公路两侧复杂的环境条件有关。

3.4 重金属污染的潜在生态危害

重金属是土壤“化学定时炸弹”的重要污染源[30]。土壤中的重金属积累到一定数量，将导致土壤成分、结构、性质和功能的变化。重金属污染具有潜在的生态危害，有害重金属通过多种方式进入土壤，将使土壤的肥力下降；当土壤中重金属积累到一定程度时，将被农作物富集，从而引起植物代谢失调，生长发育受阻或导致遗传变异，粮食产量降低；农产品中富集的重金属通过食物链进入人体，在人体内蓄积，将对人类健康造成严重危害。

潜在生态危害系数法是L.Hakanson于1980年提出的一种评价重金属污染程度的方法，它结合环境化学、生物毒理学和生态学等相关方面的内容，定量计算土壤中重金属危害的程度，是目前最为常用的评价重金属潜在生态危害的方法。以GB15618-2018的标准为参照，采用L.Hakanson法对成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染的潜在生态危害评价，结果表明，成乐高速公路两侧农田土壤重金属污染的潜在生态危害指数RI=42.17，具有轻微的生态危害风险；所检测的5种重金属潜在生态危害顺序为Cd＞Pb＞Cu＞Zn＞Cr。Cd 污染的潜在生态危害相对较大，4 个测试路段中，彭山段Cd的潜在生态危险相对较大，已达到中等生态危害污染程度。Cd易于积累，其生物富集率达到75.96%[31]，Cd的毒性很大，可在人体内积蓄，Cd中毒会使骨骼严重软化，骨头寸断，会引起胃脏功能失调，将干扰人体内锌的酶系统，导致高血压症上升。因此，成乐高速公路两侧农田土壤Cd污染的潜在生态危害应当值得有关部门的高度重视。