高速公路路域土壤重金属污染特征与生态风险评价

王新军，窦红菲，黄山倩，李云鹏

（交通运输部科学研究院 环境保护与水土保持研究中心，北京 100029）

0 引言

日益频繁的交通活动导致交通污染排放急剧增长[1]，引起不同程度的路域土壤重金属污染。《全国土壤污染状况调查公报》指出，我国干线公路路域土壤Cd,Cr,Pb,Cu,Zn 等污染物超标率为20.3%，高于全国土壤污染总超标率[2]。亦有研究表明，我国公路路域土壤Pb 污染面积约占国土面积的0.3%[3]。由此可见，路域土壤重金属污染成为路域生态环境系统的潜在威胁。虽然我国高速公路通车里程已经位居世界第一[4]，但关于路域土壤重金属污染现状的系统性研究却很少。2016年国务院印发的《土壤污染防治行动计划》[5]强调土壤污染风险管控与治理，并要求加大土壤污染防治科技研发力度，遏制土壤污染趋势。因此，开展高速公路路域土壤重金属污染特征与生态风险评价研究迫在眉睫，这对于加强路域土壤污染防治和改善土壤环境质量具有重要意义。

国外自20 世纪60 年代开始路域土壤重金属Ni,Pb,Zn 等污染研究[6]，主要集中在城市道路路域土壤重金属空间分布、影响因素和风险评价等方面。不同学者对美国俄亥俄州辛辛那提和得克萨斯州科珀斯克里斯蒂、尼日利亚奥绍博、奥地利维也纳、土耳其伊斯坦布尔、德国柏林、孟加拉国达卡、伊朗哈马丹等城市快速路部分路段土壤重金属污染进行了研究与评价，发现路域周边的土壤均存在不同程度的重金属污染，同时土壤重金属含量与道路距离、车流量、通车时间等因素相关[7-13]。与城市道路相比，国外对于高速公路路域土壤重金属污染研究较少。Legret等对法国郊区高速公路路域土壤重金属研究表明，污染主要集中在路域5m范围内[14]；Viard等研究表明法国A31 高速公路路域土壤重金属污染距公路最远可达320m，但最大污染在距公路5～20m 之间[15]。

随着我国公路建设的发展，关于高速公路路域土壤重金属Cd,Cr,Cu,Ni,Pb,Zn 污染的研究日益增多[16-17]。在分布规律方面，谷蕾等测定了连霍高速不同通车时间路段的土壤重金属含量，结果表明道路运营时间越长，土壤重金属含量越高，而且随着与公路距离的增加，土壤重金属含量和污染风险呈偏态分布[18]或3 阶多项式分布[19]。季辉等对沪宁高速3 个路段路域土壤重金属的研究表明，随与公路距离的增加，土壤重金属含量呈先升高再下降的趋势[20]。李丰旭对京哈高速德惠段5 个断面路域农田土壤的研究表明，土壤重金属含量随离路基距离的增大而逐渐降低[21]。Zhang 等对沈大高速路域森林和果园土壤的研究也表明，土壤重金属含量随与公路距离的增加而降低，符合指数模型[22]。在污染范围方面，刘晓茹对陕西省两条高速公路农田段土壤和小麦的重金属含量分析表明，在路域200m 以内土壤和小麦受到重金属的影响，且5～70m 范围内影响较严重[23]。Wang 等研究认为高速公路路域土壤重金属污染主要在路域30m 范围内[24]。翟云波等认为在距公路80m 处仍有轻度污染，且对人类存在潜在的健康危害[25]。

国内外已有研究中高速公路路域土壤重金属污染特征尚存在差异，主要原因在于研究人员大多以一条高速公路的某一断面作为研究对象进行公路周边土壤污染调查，但受交通状况、环境等因素的影响，不同断面土壤污染特征并非完全一致，单一断面的样本分析难以表征整条公路的土壤重金属污染状况与分布规律[26]。同时，随着对公路交通污染来源分析的不断深入，Sb,Hg 和As也已成为公众关注的污染元素，但当前研究对其路域分布特征分析较少[27]。

为此，本文以G25 长春至双辽段高速公路、G12白城至松原段和松原至长春段高速公路为例，开展全路段多断面的路域土壤重金属As,Cd,Cr,Cu,Hg,Ni,Pb,Sb,Zn 污染调查与特征研究，并对污染程度进行评估，以期为更加全面地分析路域土壤重金属污染特征和摸清我国高速公路路域土壤重金属污染状况提供案例支持，从而为交通运输行业土壤污染防治工作提供科学依据。

1 样品采集与分析方法

1.1 研究区概况

研究区位于吉林省中西部地区（东经122～126°、北纬43～46°），属于松嫩平原，平均海拔为103～257m，年降水量580mm，年均气温2～6℃，是我国重要的粮食生产基地。选择研究区内G25长春至双辽段高速公路、G12 白城至松原段及松原至长春段高速公路（以下简称G25CS,G12BS,G12SC），于2018 年7 月采集土壤样品。这3 条高速公路均距离城镇较远，主要以耕地为主，工业活动影响有限，有利于本文研究公路交通对土壤重金属污染的影响。上述高速公路基本情况如表1所示。

表1 高速公路基本情况

1.2 样品采集

每条公路每间隔5～10km 设置采样点，为保证样品的代表性，在采样点分别对占地界内和占地界外（最远距路基100m）设置采样样方，样方面积为10m2。在样方内按“梅花形”布点采集5个土壤（0～10cm）子样，每个子样约100g，将子样品混合，每个采样点采集混合子样3 个。按此方法，G25CS 占地界内外分别设置15 个和10个采样点，G12BS占地界内外分别设置18个和11个采样点，G12SC占地界内外分别设置17个和13个采样点，共计84个采样点，共采集样品252个。

由于高速公路均为封闭道路，有些路段无布设采样断面的条件，因此随机选择G25CS 和G12SC 适宜路段布设采样断面，垂直于公路布设样线，按距路基不同距离（0m,5m,8m,15m,30m,50m,75m,100m）布设采样点，采样方法同上。同时，在距离公路50m 以外设置对照样点。每条公路单侧设置2 个采样断面，共计32 个采样点，采集样品96个。

1.3 重金属测定方法

土壤样品经自然风干和人工研磨后，过100目筛，然后经HCl-HNO3-HF-HClO4体系微波消解再定容保存。采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES,Perkin-Elmer Elan Optima 7300V）和电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS,Agilent 7500a）测定重金属含量[19]。由空白样、二次平行样和加标回收率对全部样品进行测定过程质量控制。二次平行样的相对偏差均小于5%，样品加标回收率为94.1%～105.2%。

1.4 土壤污染评价方法

1.4.1 内梅罗指数法

内梅罗指数法[28-29]兼顾了单项污染指数平均值和最大值，突出了高浓度污染物对土壤环境质量的影响，是国内外土壤重金属污染评价常用的方法，其计算公式为：

式（1）中：Ip为内梅罗指数；Ci为土壤重金属i的测定值（mg·kg-1）；C0i为重金属i的土壤环境质量标准值（mg·kg-1）（本文采用农田土壤风险筛选值[30]）。

内梅罗指数法分级标准见表2。

表2 内梅罗指数分级标准

1.4.2 地质累积指数法

地质累积指数法[31]兼顾了自然地质演变过程对背景值的影响和人类活动对重金属污染的影响，是反映重金属分布的自然变化和判别人类活动对环境影响的重要方法[32]，其计算公式为：

式（2）中：Igeo为地质累积指数；Ci为土壤重金属i的测定值（mg·kg-1）；Bi为土壤重金属i的背景值（mg·kg-1）；K为无量纲变化系数，一般取K=1.5。

地质累积指数法分级标准见表3。

表3 地质累积指数分级标准

1.4.3 潜在生态危害指数法

潜在生态危害指数法[29,33]是瑞典科学家Hakanson 综合考虑重金属毒性及污染行为等特点，从沉积学角度提出的重金属污染评价方法，其计算公式为：

表4 不同重金属的毒性系数

潜在生态风险评价分级标准见表5。

表5 潜在生态风险评价分级标准

1.5 数据分析方法

本文采用IBM SPSS Statistics 19对土壤重金属含量进行统计分析，计算了重金属的平均值、标准差和变异系数，并采用Excel 2010 对数据进行制图。在潜在生态危害指数计算时，根据表4，本研究选取Zn,Cr,Cu,Pb,Ni,As,Cd,Hg,Sb 的毒性系数分别为1,2,5,5,5,10,30,40,40。

2 研究结果与分析

2.1 高速公路路域土壤重金属含量特征分析

高速公路路域占地界外至100m 范围内土壤重金属含量测定结果见表6。由该表可知，土壤As,Cd,Cr,Cu,Hg,Ni,Pb,Sb,Zn 含量的变异系数为20.55%～87.06%，变化非常明显，说明沿公路走向路域土壤重金属含量空间变异程度较大，这可能与公路空间跨度大及建设期施工扰动密切相关。G25CS,G12BS,G12SC 路域100m 范围内土壤重金属平均含量均大于其对照样点，表明路域土壤重金属含量受公路交通的影响比较明显。G12路段的对照土壤As 含量为20.49mg·kg-1，分别为吉林省和我国土壤背景值的5.6 倍和1.8 倍。G12BS路域土壤As含量为27.00～47.40mg·kg-1，均超过农田土壤风险筛选值；G12SC 路域土壤As含量为9.08～45.40mg·kg-1，84.6%的样品超过农田土壤风险筛选值，说明路域可能存在食用农产品不符合质量安全标准的土壤砷污染风险。

表6 高速公路路域土壤重金属含量统计

对比不同高速公路路域土壤重金属含量发现，除Hg 含量均值相等外，G12SC 路域土壤重金属平均含量均高于G12BS，虽然G12SC 和G12BS 通车年限相同，但前者的车流量约是后者的3 倍（见表1），说明路域土壤重金属含量与车流量关系密切[23]。土壤As,Cr,Ni,Pb,Zn 平均含量

大小排序为G12SC＞G12BS＞G25CS。由于土壤Cd,Cu,Hg 和Sb 背景值较低，同时其含量空间变化较大，从而平均值弱化了不同公路之间的差异。根据表1 可知，截至采样时间，G25CS,G12BS 和G12SC 通车时间分别为2 年、2 年和8 年，说明除了车流量外，土壤重金属含量也与通车时间存在相关关系[18,38]。

2.2 高速公路路域土壤重金属空间分布特征分析

G25CS 路域断面土壤重金属测定结果如图1所示。土壤Cr,As,Ni,Cu 最大值出现在土路肩处，分别为45.0mg·kg-1,28.1mg·kg-1,20.5mg·kg-1,15.0mg·kg-1。随着离公路距离的增加，土壤Cr,As,Ni,Cu含量基本呈现先下降然后增加再降低的趋势，最后变化不大，趋于相对平稳。虽然土壤Zn,Pb,Sb 的最大值出现在距公路15m 处，土壤Hg 和Cd 的最大值出现在距公路30m 处，但随着与公路距离的增加，呈现的变化趋势与其他重金属基本一致。

图1 G25CS路域土壤重金属含量空间分布

G12SC 路域断面土壤重金属测定结果如图2所示。土壤Cr,Cu,Ni,Pb,Zn,As,Hg,Sb的最大值出现在距公路30m处，土壤Cd最大值出现在距公路15m 处，且随着与公路距离的增加，土壤重金属含量均呈现先下降再增加再减少的趋势。

图2 G12SC路域土壤重金属含量空间分布

2.3 高速公路路域土壤重金属污染评价

基于内梅罗指数法的土壤重金属污染评价结果如表7 所示，可知G25CS 路域土壤重金属除As处于警戒线等级外，其他均处于安全等级，污染等级属于清洁水平；G12SC 和G12BS 路域土壤As的Ip值在1～2之间，属于轻度污染水平，土壤作物可能已受污染，其他土壤重金属均在安全等级。

表7 路域土壤重金属内梅罗指数IP值

基于地质累积指数法的土壤重金属污染评价结果见表8 所示，可知G25CS 路域土壤重金属除As处于中度污染水平外，其他全部处于无污染水平；G12SC 和G12BS段路域土壤除As处于中度至重度污染水平外，其他均处于无污染水平。

表8 路域土壤重金属地累积指数Igeo值

基于潜在生态危害指数的土壤重金属污染评价结果如表9所示，可知G25CS路域土壤Hg生态危害单项系数为98.44，已达强生态危害水平，其他重金属处于轻微生态危害水平；G12SC 和G12BS 路域土壤As 生态危害单项系数分别为93.95 和90.69，处于强生态危害水平，其他重金属均处于轻微生态危害水平。从潜在生态危害指数RI 值来看，G25CS,G12BS 和G12SC 均超过了150，属于中等生态危害，表明高速公路运营增加了路域土壤重金属污染的生态风险。

表9 路域土壤重金属潜在生态危害指数值

基于内梅罗指数法和地质累积指数法的土壤重金属污染评价结果均表明G12SC 和G12BS 路域土壤已经出现砷污染，同时土壤作物可能已受到污染。由于两种评价方法中的参照标准值不同，而且G25CS土壤As含量介于土壤背景值和农田土壤As 污染筛查值之间，因此两种方法所得As 污染评价结果略有不同。

3 高速公路路域土壤重金属污染特征分析

3.1 路域土壤重金属污染状况分析

本研究结果表明，3 条高速公路路域土壤重金属除As外，其他重金属尚未达到污染水平，这与孟宪丽[39]对吉林省黑土区土壤重金属Hg,As,Cu,Pb,Zn,Cr,Ni,Cd 污染研究结果基本一致。同时，也有研究表明，由于多年施用化肥，吉林省耕地土壤重金属As 含量显著增加[40]，这或许也是G12 路域土壤As 含量超过农田土壤风险筛选值的重要原因之一。但是与农业耕作污染相比，公路交通污染的贡献大小尚不明确，现有研究也少有相关定量分析[1]。因此，今后研究中要以重金属来源分析为途径，借助同位素分析等技术手段探索量化分析，从而为量化污染贡献提供技术支撑。

3.2 路域土壤重金属分布差异分析

本研究结果表明，G25CS 和G12SC 路域土壤重金属空间分布呈现了基本一致的规律，这可能与取样断面均处于填方路段而具有类似的空气动力条件有关。但是，不同重金属出现峰值的位置有所不同，这可能与重金属所赋存的颗粒大小相关。研究表明，汽车尾气颗粒物中粒径大于9μm 和小于1μm 的颗粒均占40%[41]。受到汽车行驶造成的路面空气湍流等空气动力学因素的影响，由于重力原因，对赋存于较大颗粒的重金属来说，易在公路附近沉降，而赋存于较小颗粒的重金属则更倾向于在远离公路一定距离后沉降，从而使得重金属峰值位置出现了距离差异。本研究两条高速路域土壤Pb,Zn,Hg,Sb,Cd 含量峰值出现在15～30m 之间，表明这些重金属可能易于赋存在较小颗粒上，这与已有研究基本一致[19]。然而，土壤Cr,Cu,Ni,As 峰值位置在两条高速上不同，这可能与重金属在路面灰尘中的富集有关。有研究表明，吉林省高速公路路面灰尘粒径大于250μm 的大颗粒占比为50.8%～67.7%，不同粒径灰尘赋存的重金属对污染的贡献率以大颗粒为主[42]。因此，这些重金属含量可能受到了其赋存于汽车尾气烟尘和路面灰尘的共同影响。无论土壤重金属含量是何种分布，均与距离公路的远近存在某种相关性，说明土壤重金属污染与公路交通排放密切相关。

3.3 交通行业路域土壤重金属污染管理分析

本研究分别统计分析了高速公路占地界内和占地界外土壤重金属含量，但是对比发现，占地界内有些重金属含量高于占地界外，有些低于占地界外，并无规律可循，这除了与工程建设扰动相关外，也可能与重金属自身迁移相关，因此本文未列出占地界内土壤重金属数据。占地界内外土壤重金属含量分析主要基于行业管理角度考虑，以路权区分公路占地界内是否有污染，是否对路权外的土壤造成影响，这对于交通行业在公路建设中做好周边土壤和附属设施永久占地的土壤本底调查，判明是否需要进行管控和澄清是否在污染防控中承担责任具有重要意义。

4 结语

针对以往大部分研究只选取某一断面为研究对象进行公路周边土壤污染调查，对整条高速公路的研究尚缺乏整体性的问题，本文以吉林省3条高速公路段为例，开展了全路段多断面路域土壤重金属污染特征与风险评价研究。结果表明，路域土壤重金属空间分布变异较大，受公路交通的影响比较明显。随着离公路距离的增加，土壤重金属含量基本在30m 以内达到峰值，但不同重金属出现峰值的位置不同，总体上呈现减少的趋势。同时，有些路段路域土壤已经出现了砷污染，从潜在生态危害角度来看，高速公路运营增加了土壤重金属污染的生态风险。此外，交通行业应加强高速公路占地界内和占地界外土壤重金属含量对比分析，为科学的污染防控和治理提供依据。本研究为摸清我国高速公路路域土壤重金属污染状况提供了案例支持，也为交通行业开展路域土壤污染管控奠定了基础。然而，由于高速公路为封闭道路，难以实现连续垂直断面的采样，因此本研究在路域土壤重金属的分布规律方面还存在一定的局限性。为更科学地量化公路交通对路域土壤污染的影响，今后还需借助空间插值法等进行模拟和预测，同时加强路域土壤重金属的来源、道路灰尘-土壤-大气等路域多介质重金属污染特征及其影响因素研究。