交通干道沿線土壤重金屬監(jiān)測與評估綜述

朱夢杰，湯 琳，劉丹青

上海市環(huán)境監(jiān)測中心，上海 200235

交通干道是城市道路網(wǎng)的骨架，對推動城市的經(jīng)濟發(fā)展和促進城市間貿(mào)易交流具有十分重要的作用。但是，交通干道的快速發(fā)展也帶來了一系列環(huán)境污染問題，尤其造成了交通干道沿線土壤受重金屬和多環(huán)芳烴等污染物的嚴重影響。隨著影響程度的逐漸加深，可能會進一步引發(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)險問題。Nabulo等［1］研究發(fā)現(xiàn)，高速公路兩側(cè)土壤和葉菜類蔬菜中存在重金屬累積和污染。王初等［2］研究結(jié)果也顯示在長期運營的前提下，即使交通量不大的公路兩側(cè)也會出現(xiàn)較嚴重的鉛(Pb)、鎘(Cd)污染，并且公路兩側(cè)蔬菜鋅(Pb)平均含量高于無公害食品標準(NY 5089—2005)。如何科學(xué)地對交通干道沿線土壤重金屬進行監(jiān)測和評價就顯得十分重要。基于此，本文主要探討了交通干道沿線重金屬的分布格局及其影響因素，為今后交通干道沿線土壤重金屬調(diào)查評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、車輛類型、地形與路況、綠化帶分布等交通狀況，當?shù)啬纲|(zhì)、土地利用類型等地理因素，當?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)測方案將有利于開展交通干道沿線土壤重金屬污染調(diào)查與評估工作。本文在前人研究的基礎(chǔ)上，對交通干道沿線土壤中重金屬濃度的分布格局、影響因素及評估方法進行了綜述，為未來制訂更加科學(xué)、合理的土壤監(jiān)測方案提供科學(xué)依據(jù)。

1 交通干道沿線土壤主要重金屬及污染來源

汽油是一種重要燃料，中國90%以上的汽車主要使用汽油為燃料。據(jù)檢測，汽車尾氣中主要含有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，汽車輪胎的磨損、潤滑油的燃燒、剎車里襯的機械磨損、汽車制動系統(tǒng)和散熱系統(tǒng)等也是造成交通干道沿線土壤重金屬(包括Cd、Zn、Cu)累積的重要因素。交通干道沿線關(guān)注土壤重金屬污染物及其來源，見表1。

表1 交通干道兩側(cè)關(guān)注重金屬的主要來源及傳播途徑匯總

1.1 重金屬Pb及其污染來源

汽車尾氣是環(huán)境中Pb污染的主要污染源之一。據(jù)估計，75%的Pb會以顆粒態(tài)的形式隨汽車尾氣進入環(huán)境。但是自1999年《車用無鉛汽油國家標準》(GB 17930—1999)實施后(車用汽油含Pb量應(yīng)低于或等于0.005 g/L)，汽車尾氣Pb排放量有所改觀。使用無鉛汽油后，上海市汽車尾氣對大氣中Pb顆粒物的貢獻率僅為20%［8］。但是，在交通運輸中，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)動機零件、電池電極等汽車部位。當輪胎、剎車片等零部件與路面發(fā)生摩擦?xí)r，會產(chǎn)生重金屬顆粒物，通過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及其污染來源

重金屬Cr除了來自汽車尾氣排放外，還是汽車上防銹膜和防銹顏料的主要成分之一。普遍存在于汽車上制動器中制動管路、皮帶輪、門鎖、鍍鉻螺釘?shù)忍帯Ｔ谄嚨牟讳P鋼成分中 Cr占12%，經(jīng)過一段時間的積累，會形成含有Cr粉末的物質(zhì)，物質(zhì)進入空氣、土壤中，進而會對周圍環(huán)境構(gòu)成污染。

1.3 重金屬Cd、Zn、Cu及其污染來源

為了提高輪胎的彈性和膠料的加工性能，鋅皂類加工助劑被引用于橡膠加工。除此之外，汽車輪胎中還含有二乙基鋅鹽或二甲基鋅鹽等抗氧化劑，潤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，汽車輪胎磨損和潤滑油燃燒是交道干道Zn污染的主要來源。此外，鎘鹽主要作為含鋅添加劑的雜質(zhì)存在于汽車輪胎和潤滑油中。剎車里襯的磨損不僅造成公路Cd、Zn的污染，而且會導(dǎo)致Cu的污染。

1.4 汽車貨物攜帶的重金屬

在汽車運輸?shù)恼麄€過程中，不免會遇到一些突發(fā)情況，如貨物中含有的重金屬物質(zhì)，可能會因為道路顛簸散落在道路兩旁，成為路邊的沉積物，尤其是拉礦石的汽車，攜帶的沉積物最為嚴重。路邊沉積物隨時會通過大風(fēng)揚塵、雨水等進入周圍大氣、土壤和水體，對公路周邊環(huán)境造成污染［9］。

2 交通干道沿線土壤重金屬濃度分布格局

自20世紀60年代開始，很多學(xué)者對交通干道沿線土壤重金屬的來源、分布、污染狀況等進行了大量研究，在交通干道沿線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］。重金屬一般會沉積在路基附近，只有當受到公路所處的地理位置、當?shù)貧夂颉庀蟮绕渌麠l件影響顯著時，公路交通排放的含重金屬顆粒物可以擴散到公路周邊更遠的區(qū)域。如Fakayode等［14］發(fā)現(xiàn)，車流量大的公路兩側(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)進行擬合計算得出，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。公路交通對道路兩側(cè)土壤中產(chǎn)生嚴重和輕度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，道路交通活動釋放的重金屬隨大氣沉降擴散，經(jīng)地面灌叢和地形坡度的阻擋，賦存在較大顆粒上，往往會在較近的距離累積。有報道稱，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以外基本達到當?shù)赝寥赖谋尘八剑?4］。劉世梁等［5］研究結(jié)果表明，無論是在農(nóng)田土壤還是自然土壤條件下，總體趨勢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的相似性，即峰值均出現(xiàn)在距公路20 m范圍內(nèi)，遠離公路后測定值呈現(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，這說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］研究認為，道路兩側(cè)防護林的差異會影響重金屬的分布格局，防護林稀疏的道路兩側(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。由于防護林稀疏，機動車尾氣或部件磨損釋放的重金屬微粒可以向道路兩側(cè)自由擴散，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］研究認為，汽車尾氣的擴散方式會影響重金屬的分布，Pb含量先升高達到一個峰值(出現(xiàn)在距路肩20～40 cm)，然后降低。認為汽車尾氣排放是無線型煙源，其擴散模型遵從無線線源正態(tài)分布式，汽車尾氣擴散至距公路一段距離后才能到達地面。造成偏態(tài)分布的另一種解釋是對于主要賦存于較小顆粒物上的重金屬來說，由于汽車行駛造成的路面空氣湍流等原因，不易在路基處沉降，而在離開路基一段距離后，空間動力條件的減弱發(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，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)，車流量大的公路兩側(cè)Pb含量顯著高于車流量小的公路兩側(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)，對現(xiàn)代黃河三角洲3類不同道路兩側(cè)邊際50 m帶狀區(qū)域內(nèi)的土壤重金屬含量進行了逐柵格模擬。研究表明，不同道路類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車流量最大，RS通車時間最長，有利于路邊重金屬的積累。RX車流量較小，且近一半分布在自然保護區(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/對照點土壤重金屬含量)與車流量的關(guān)系來分析交通流量對高速公路沿線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，雖然車流量大，但通車時間較晚，通車時，山東省已經(jīng)在全省范圍內(nèi)推廣無鉛汽油，同時，車輛以大型載重貨車為主，多使用含Pb量較小的柴油為燃料。

常衛(wèi)民等［20］在對各路段車流量與土壤重金屬污染指數(shù)進行K-S檢驗，結(jié)果表明，車流量與土壤中各種重金屬的污染程度呈正相關(guān)，即車流量越大，道路兩旁土壤的重金屬污染就越嚴重。但是研究認為他們之間并未呈現(xiàn)顯著相關(guān)，車流量只是影響因素之一［20］。由此可以看出，交通流量、通車時間與車輛類型等交通狀況是影響交通干道沿線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，空氣流動較緩慢，機動車排放的重金屬顆粒物不易被大氣稀釋或擴散，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散、稀釋，易造成大范圍的污染［13］。在盤旋路或路況較差的地區(qū)，車流量大、剎車現(xiàn)象頻繁、輪胎磨損嚴重也會促使道路兩側(cè)重金屬污染更嚴重。綠化帶既可以作為景觀欣賞，又可以通過滯留、吸附和過濾等方式凈化空氣，有效阻止重金屬顆粒物向遠處進一步擴散，對道路兩側(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)向是影響污染物擴散的重要因素。一般認為，風(fēng)速較小時，風(fēng)的作用以對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;當風(fēng)速較大時，大氣稀釋擴散作用超過水平輸送作用時，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)域大氣稀釋擴散作用超過水平輸送作用有關(guān)。但有研究表明，從全年來看，由于風(fēng)向的交替變化，對高速公路兩側(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。主要是因為江蘇省屬于亞熱帶季風(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)向等自然地理條件外，土地利用類型也會影響重金屬的擴散過程和截留、吸附特性。劉世梁等［5］在研究公路沿線土壤中重金屬含量分布時，將公路沿線的土地利用類型分為7類，分屬于水田、旱田、草地、原始林、次生林、人工林、灌叢類型。結(jié)果表明，不同土地覆蓋類型下重金屬含量存在較大的差異，草地重金屬污染最為嚴重，而次生林、原始林重金屬含量較低。阮宏華［21］對南京城郊312國道兩側(cè)的主要森林類型(松、杉、櫟、茶)林木及土壤中Pb含量與分布規(guī)律進行了一些初步研究。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Pb塵的吸附率在18.0% ～28.1%，以葉片吸附能力最強;不同樹種比較，以松樹吸附率為高。火炬松對Pb污染的凈化能力強于杉木、櫟樹。由此可見，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 交通干道沿線土壤重金屬調(diào)查方法

4.1 調(diào)查對象

綜合歷史資料與實際操作可行性分析，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作為調(diào)查對象。

4.2 采樣點布設(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(車流量、車輛種類、路基高度、走向及路旁防護林狀況等)等因素都納入考慮，在可能重污染路段進行加密監(jiān)測。使采樣段面具有代表性與綜合性，既能全面揭示整個交通干道沿線的土壤污染狀況，又能對重度污染路段進行有效識別。在同一交通干道內(nèi)，設(shè)置典型采樣段面時可以考慮包含高、中、低車流量3種類型。一般采樣斷面選擇在地勢比較開闊的路段，道路兩側(cè)1 500 m之間沒有明顯的地勢起伏。除此之外，布設(shè)的采樣段面最好遠離人為污染源。設(shè)置對照段面(一般設(shè)在距采樣段面1 000 m處，對照采樣段面的土地利用類型及采樣方法應(yīng)與對應(yīng)的監(jiān)測段面保持一致。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 點位布設(shè)

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

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采集。蔬菜樣與土壤樣品采集可以同步進行，主要選取綠葉類蔬菜，采集地上可食用部分;公路灰塵用塑料鏟和塑料刷進行采集，土壤、灰塵與蔬菜樣品均置于密實聚乙烯采樣袋中保存待測。在進行土壤樣品采集時，可以在一條與公路平行、長約50 m的線段上等距布設(shè)5個面積為1～2 m2的采樣單元，在采樣單元內(nèi)按梅花形、蛇形或網(wǎng)格形布點法采集多個土壤表層樣;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 測定指標與分析方法

以往研究往往測定土壤、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)含量均作為主要測定指標進行分析。

4.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析軟件

一般用到的分析軟件包括 EXCEL、SPASS、ArcGIS及相關(guān)的風(fēng)險評估軟件。

5 交通干道沿線重金屬污染分析與評價

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，然后進行重金屬的判源分析，并采用單項指數(shù)、內(nèi)梅羅指數(shù)和地質(zhì)累積指數(shù)評價路旁土壤重金屬污染狀況，最后進行土壤重金屬的潛在生態(tài)、健康風(fēng)險評價。

5.1 交通干道沿線重金屬污染的含量分析

采用描述性統(tǒng)計分析、直方圖、Q-Q圖、數(shù)據(jù)變換、異常值探測、累積概率分布圖(CDF圖)等進行重金屬元素含量的探索性統(tǒng)計分析。這些方法可以對具有高值重金屬含量的土壤樣點進行識別。針對交通干道沿線重金屬污染的統(tǒng)計分析，可以按監(jiān)測段面分別統(tǒng)計交通干道沿線土壤重金屬含量的最大值、最小值、平均值、標準方差與變異系數(shù)等描述性統(tǒng)計值。對照段面重金屬均值的相對順序往往可以較準確反映該斷面成土母質(zhì)重金屬含量的相對大小。通過對各種重金屬含量進行分析與比較，篩選出各個超標斷面與超標指標，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)大小可粗略估計變量的變異程度，在一定程度上反映交通干道沿線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源于成土母質(zhì)，其含量的波動相對較小;一旦外源性重金屬輸入達到一定量時，就會造成其空間分布的不均勻性。通過箱線圖可以識別數(shù)據(jù)異常值，判斷數(shù)據(jù)偏態(tài)和尾重，并同時比較各指標數(shù)據(jù)的形狀。前人研究表明，道路干道沿線土壤重金屬空間分布為指數(shù)或者偏態(tài)分布［22-23］。同時由公路源重金屬擴散機理可知，沿線土壤可能存在多個峰值，箱線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)計插值兩大類，在只考慮平均值權(quán)重預(yù)測時，克里格插值是無偏估計的最好方法［24-25］。由于交通干道沿線土壤重金屬有隨距路基距離遠近而變化的趨勢，故往往采用泛克里格法進行最優(yōu)擬合和空間插值預(yù)測。通過GIS的空間分析和成圖，可以初步判定高風(fēng)險重金屬污染的分布。但是GIS空間分析方法大多只是簡單地把工廠、土壤類型圖、土地利用類型圖、成土母質(zhì)分布圖、地質(zhì)圖、道路分布圖等專題圖件與重金屬含量插值分布圖對比，定性對比較多，定量的分析與統(tǒng)計較少。

5.3 交通干道沿線重金屬污染評價方法

5.3.1 交通干道沿線重金屬污染指數(shù)評價法

單項污染指數(shù)、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法《土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》(HJ/T 166—2004)和地積累指數(shù)法(Igeo)是進行重金屬污染指數(shù)評價的常用方法。單項污染指數(shù)(Pi)是將重金屬污染物的實測濃度與該污染物的評價標準進行比較，用于確定單個環(huán)境質(zhì)量參數(shù)的污染情況，直觀反映環(huán)境介質(zhì)中各個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)法是在各個污染物單項污染指數(shù)計算的基礎(chǔ)上，進行綜合計算得到的。地質(zhì)累積指數(shù)(Igeo)，通常稱為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對環(huán)境的影響，是區(qū)分人為活動影響的重要參數(shù)。計算公式如下:

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

在應(yīng)用地積累指數(shù)法評價路域土壤重金屬污染時，參比值的選擇直接影響評價指數(shù)的大小。大部分學(xué)者用當?shù)赝寥辣尘爸底鳛閰⒈戎担灿袑W(xué)者選用對照區(qū)重金屬濃度作為參比值［26-28］。實際上，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。為了更準確地反映局地道路交通對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處對照樣點的平均濃度(平均對照值)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個等級。地質(zhì)累積指數(shù)包含7個級別，見表2。其中最高級別6級反映高于背景值100倍的富集量。

5.3.2 重金屬來源分析統(tǒng)計方法

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

表2 用于評價地質(zhì)累積指數(shù)的指標

5.3.3 交通干道沿線重金屬污染風(fēng)險評價

21世紀初，中國把潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法引入道路兩側(cè)土壤環(huán)境重金屬風(fēng)險評價中，潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)能夠?qū)⑽廴疚餄舛扰c生物毒性、生態(tài)危害有機地結(jié)合起來，綜合反映重金屬對生態(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污染嚴重，已經(jīng)達到強生態(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到中度生態(tài)危害。谷蕾［31］對連霍高速道路兩側(cè)土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險的研究表明，通車時間越長，重金屬潛在生態(tài)風(fēng)險越強。

健康風(fēng)險評估包括危害判定、劑量—效應(yīng)評估、暴露評估和風(fēng)險表征4個步驟。谷蕾在對道路兩側(cè)土壤環(huán)境質(zhì)量進行評價時，引入了健康風(fēng)險評價，結(jié)果認為，監(jiān)測的道路兩側(cè)土壤存在 Cr單項致癌風(fēng)險的可能性，Cr是最主要的致癌風(fēng)險因子［32］。當前道路兩側(cè)土壤環(huán)境的健康風(fēng)險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)險水平與等級;并且健康風(fēng)險評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)雜因素使評估過程中存在較大變異性與不確定性。如何減少健康風(fēng)險評估的不確定性也是當前所面臨的一個重要問題。

6 結(jié)論與建議

1)中國交通干道沿線關(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)測和評價公路交通活動對沿線環(huán)境的影響，如何構(gòu)建公路交通污染物的擴散和分布模型，今后還需要更多地研究和實踐來共同探討。

2)在同一交通干道內(nèi)，均勻布置采樣段面的同時應(yīng)盡量包含高、中、低車流量3種類型，并盡可能地納入多種植被覆蓋類型。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)置密集采樣點位，而在100～300 m處設(shè)置適量采樣點位。評估方法則一般同時采用Kriging空間插值分析、污染指數(shù)分析、多元統(tǒng)計分析，生態(tài)風(fēng)險評價、健康風(fēng)險評價等多種分析方法。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)測方案將有利于開展交通干道沿線土壤重金屬污染調(diào)查與評估工作。為了及時有效地了解交通干道沿線土壤環(huán)境質(zhì)量及交通活動對環(huán)境質(zhì)量的影響，在今后道路建設(shè)中應(yīng)該進一步加強污染的環(huán)評、監(jiān)測和驗收等工作。

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