公路旁土壤重金屬空間分布及其與理化性質(zhì)的關(guān)系

2014-07-21 10:36李仰征莫世江馬建華

湖北農(nóng)業(yè)科學(xué) 2014年3期

李仰征+莫世江+馬建華

摘要：為了探討公路旁土壤重金屬元素的水平與垂直分布特點(diǎn)及土壤理化性質(zhì)與其關(guān)系，為土壤修復(fù)提供參考，采用標(biāo)準(zhǔn)方法測定重金屬含量和土壤理化性質(zhì)，應(yīng)用SPSS 10.0、CorelDRAW12等軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計與作圖研究土壤重金屬空間分布與理化性質(zhì)的關(guān)聯(lián)性。結(jié)果表明，土壤重金屬水平方向分布總體表現(xiàn)為靠近公路區(qū)域積累較強(qiáng)。垂直方向分布表現(xiàn)為表層富集明顯，但是沒有隨剖面深度的加大而逐漸線性降低，這可能是農(nóng)耕深翻、降水淋溶和土壤性質(zhì)等多因素共同造成的。對于土壤重金屬，pH與它們的關(guān)系最為密切（Cu與Cr除外），其次是CEC和黏粒含量，密切程度最差的是SOC（Pb除外）。

關(guān)鍵詞：公路旁土壤；重金屬；空間分布；灰色關(guān)聯(lián)

中圖分類號：S151.9；X131.3 文獻(xiàn)標(biāo)識碼：A 文章編號：0439-8114（2014）03-0527-05

土壤是重要的農(nóng)業(yè)資源，也是污染物重要的匯集地。公路運(yùn)營、農(nóng)藥與肥料的使用、污水灌溉和工業(yè)“三廢”排放均能造成土壤受到重金屬污染[1-3]。除此以外，土地利用方式[4]、重金屬形態(tài)特征[5]、土壤理化性質(zhì)[6，7]都對它的遷移和固化過程有重要影響。雖然以公路旁土壤為載體的研究不少[8，9]，但專門探討公路旁土壤重金屬空間分布與理化性質(zhì)關(guān)系的研究卻較少[10，11]。因此，研究土壤重金屬分布特點(diǎn)與土壤理化性質(zhì)及周圍環(huán)境的關(guān)系，可為土壤修復(fù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 采樣區(qū)概況

采樣路段位于連霍高速鄭汴間中牟段（1994年通車，車流量大），屬暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候：年均氣溫14.4 ℃，年降水量616 mm，平均風(fēng)速3.0～3.5 m/s。成土母質(zhì)為黃河沖積物，以沙質(zhì)土為主。農(nóng)作物有小麥、花生、棉花等，主要施用碳酸氫銨、磷肥和農(nóng)家肥等。樣區(qū)周圍10 km內(nèi)無“三廢”排放企業(yè)，3 km內(nèi)無鄉(xiāng)鎮(zhèn)等人口稠密的居民點(diǎn)。農(nóng)田灌溉均取自地下水，無污水灌溉現(xiàn)象。

1.2 樣品采集、處理及測定

前人研究表明，在靠近公路的100 m范圍內(nèi)土壤受污染程度較為嚴(yán)重。本研究按距離路基0、5、15、25、35、50、75、100、200、300和1 000m布點(diǎn)（1 000 m樣點(diǎn)為對照點(diǎn)），共布設(shè)3個斷面（圖1，分別為萬勝、盧崗和林場斷面，彼此間距在4 km以上）。按梅花形布點(diǎn)和四分法取樣，共采集33個表層土樣。在距離路基30 m處挖掘剖面，采集9個土壤剖面樣品。經(jīng)自然風(fēng)干、研磨、過篩后裝袋備用。土壤重金屬均為徹底破壞礦物晶格的總量，試劑為優(yōu)級純，用水為去離子水，原子吸收光譜儀為AA-6601F型（日本島津）。酸度計為PHS-3B型（上海）、重鉻酸鉀容量法（外加熱）測有機(jī)碳、PD型顆粒分析儀（成都）測土壤機(jī)械組成、醋酸銨法測陽離子交換量[12]。

2 結(jié)果與分析

2.1 3個斷面各表層土樣6種重金屬含量水平分布特征

由圖2可知，3個斷面各表層土樣6種重金屬含量在距路基0或5 m處均有一個較高值（林場的Cr和Cu例外），這是因?yàn)闊o鉛汽油燃燒尾氣顆粒物中仍含有鉛、鎳、鎘等多種元素[13]，含有多種重金屬的輪胎和筑路材料的磨損顆粒以及運(yùn)輸物品的泄漏均以各種形式顆粒存在于路表，由于路面徑流或人為清掃，這些顆粒物質(zhì)便排放到路基附近，因此導(dǎo)致距離公路較近地域的各種重金屬元素都相對較高。

其次，隨著離路基距離的增大，各曲線均沒有呈現(xiàn)出簡單的下降趨勢。這是因?yàn)槠囄矚庵兄亟饘僭厥且蕾囶w粒大小不同粉塵的吸附作用而得以擴(kuò)散。而且不同重金屬元素或是同一重金屬元素在不同粒徑粉塵中的吸附效果并不一致[14]。依據(jù)大氣污染物中的連續(xù)點(diǎn)源擴(kuò)散模式[15]，這些粉塵除粒徑極小的部分直接逸散到大氣中以外，其他大部分均在高速公路兩側(cè)發(fā)生沉降，并且在遠(yuǎn)離路基的某一距離范圍內(nèi)出現(xiàn)沉降濃度最大區(qū)域。如萬勝的Cd（距路基75 m處）、Ni（距路基50 m處）、Pb（距路基75 m處）、Zn（距路基200 m處）、Cr（距路基200 m處）在遠(yuǎn)離路基處出現(xiàn)了污染峰值點(diǎn)。

各斷面大部分元素在出現(xiàn)峰值（帶）后，曲線總體上呈現(xiàn)出較為明顯的下降趨勢（以萬勝的Cd、Pb和盧崗的Zn、Ni、Pb、Cu和林場的Pb、Cd、Zn、Ni曲線最為明顯）。但是，萬勝和林場斷面的Cu在1 000 m對照點(diǎn)的含量并沒有明顯低于整個斷面有些更靠近公路樣點(diǎn)的含量，這表明公路運(yùn)營并不是造成路旁土壤出現(xiàn)重金屬污染的惟一原因。前人研究表明有機(jī)肥的施用可使農(nóng)田土壤含銅量大幅度提高[16，17]。因此，公路運(yùn)營、施肥及土壤背景都可對重金屬累積產(chǎn)生影響。

2.2 土壤重金屬含量垂直分布特征

剖面設(shè)計規(guī)格為80 cm×150 cm×100 cm，并根據(jù)土壤顏色、結(jié)構(gòu)和質(zhì)地等外部形態(tài)劃分土層。但由于黃河在其下游表現(xiàn)為地上懸河（導(dǎo)致兩側(cè)區(qū)域地下水位高），考慮到地下水對土壤重金屬遷移的影響，3個剖面均挖到地下水浸出為止，如林場剖面深度只有30 cm，土壤剖面不同深度重金屬含量見表1。鑒于林場與萬勝剖面挖掘較淺，土壤分層有限，因此主要分析盧崗剖面重金屬垂直分布規(guī)律（圖3）。由圖3可知，盧崗剖面土壤重金屬表層富集十分明顯，其他兩剖面也有類似特點(diǎn)（林場的Cd和萬勝的Ni例外）。在未受人為干擾的土壤剖面中，一般是隨著深度的增加重金屬含量逐漸減少。這主要是進(jìn)入土壤的重金屬受到土壤膠體的吸附、代換、絡(luò)合和螯合作用，大部分被固定在表層中。Scheetz[18]對位于美國某狩獵場土壤研究發(fā)現(xiàn)，由于受到有機(jī)質(zhì)的吸附，Pb在垂直方向的遷移能力較弱。但是，圖3中重金屬含量并沒有隨剖面深度加大逐漸線性降低，表現(xiàn)在土層Plg-3時，6種元素下降趨勢停止，并出現(xiàn)了“反彈”，到Plg-4時又表現(xiàn)出明顯的下降趨勢（表1中萬勝的Cd和Cr也有此現(xiàn)象，但該斷面其他元素不明顯）。前人研究發(fā)現(xiàn)，在農(nóng)業(yè)活動[19]、降水淋溶[20]、植物根系作用[21]、動物活動和土壤理化性質(zhì)等條件影響下，隨著深度的增加重金屬含量減少這種規(guī)律可發(fā)生改變。

盧崗剖面“反彈”現(xiàn)象的出現(xiàn)，很可能也與上述原因有關(guān)。耕作農(nóng)田土壤逐年深翻以及淋溶作用，導(dǎo)致了近地表層土壤中的重金屬垂直方向發(fā)生了較強(qiáng)的遷移。在野外挖掘到Plg-3深度（犁底層）時發(fā)現(xiàn)土壤呈膠泥態(tài)的片狀結(jié)構(gòu)（黏粒含量達(dá)173.956 g/kg，為整個剖面的最大值），這可能阻礙了重金屬的進(jìn)一步下移，以致于表層重金屬元素?zé)o法下移至Plg-4深度，并在Plg-3深度附近出現(xiàn)了富集。陳懷滿[22]也指出，土壤質(zhì)地越黏重，它對進(jìn)入土壤中重金屬的持留性就越大。所以，盧崗剖面重金屬垂直分布中的“反彈”現(xiàn)象，是農(nóng)耕深翻、降水淋溶和土壤性質(zhì)等多因素共同造成的，其中土壤質(zhì)地對“反彈”現(xiàn)象影響最大。

2.3 3個斷面各樣點(diǎn)土壤理化指標(biāo)及其與重金屬的灰色關(guān)聯(lián)分析

土壤中重金屬遷移與富集受多種因素的影響，其中土壤有機(jī)碳含量（SOC）、陽離子交換量（CEC）、pH和黏粒含量等理化性質(zhì)是重要的影響因素。傳統(tǒng)的分析是相關(guān)分析，但在相關(guān)分析中因素y對x的相關(guān)程度與因素x對y的相關(guān)程度相等，其實(shí)是與實(shí)際情況不太相符的[23]。由于自然現(xiàn)象與問題的復(fù)雜性，傳統(tǒng)的相關(guān)分析方法對數(shù)據(jù)變化的靈敏度高，有可能出現(xiàn)反常的結(jié)論[24]。而灰色系統(tǒng)理論的關(guān)聯(lián)度分析能分析各變量之間相關(guān)關(guān)系的緊密程度，并可以對這種程度的親疏進(jìn)行排序。分別以6種重金屬元素作為母序列，表2中4種土壤指標(biāo)作為子序列，經(jīng)過原始數(shù)據(jù)變換、計算絕對差和關(guān)聯(lián)系數(shù)，得到了每種重金屬元素與各理化指標(biāo)的灰色關(guān)聯(lián)度（表3）。

由表3可以看出，pH與Zn、Ni、Cd和Pb的關(guān)聯(lián)度高，表明在這4個土壤理化指標(biāo)當(dāng)中，pH與這4種元素關(guān)系最為密切。這是因?yàn)樗淖兓瘯?dǎo)致土壤膠體總電荷發(fā)生變化，其吸附陽離子的能力也發(fā)生變化。鐘曉蘭等[25]認(rèn)為pH與土壤膠體（黏粒、有機(jī)質(zhì)和鐵錳氧化物等）對重金屬的吸附能力呈現(xiàn)出很好的相關(guān)性。Bang[26]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)pH大于5時Cu、Pb和Cr的移動性仍將保持在一個較低的水平。

CEC與Cu、Cr的關(guān)系密切（其他4種重金屬均與pH關(guān)聯(lián)度高），這是因?yàn)镃EC反映了土壤負(fù)電荷量的多少，其大小可表示土壤保蓄能力的高低，因此它對重金屬元素的累積有著重要影響。黏粒與重金屬關(guān)系較弱可能是樣區(qū)主要為沙質(zhì)土壤，淋溶作用導(dǎo)致表層富集的重金屬遷移能力較強(qiáng)。有學(xué)者對同處黃河下游某地研究表明，土壤沙粒含量與重金屬含量有極顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系[27]。

相對于其他理化指標(biāo)，SOC總體上與6種重金屬的關(guān)系都較為疏遠(yuǎn)。張劍等[28]研究表明，土壤中各種有機(jī)碳都有季節(jié)性變化特點(diǎn)，且基本上都是冬季處于四季中的最低值。表3中SOC與6種重金屬的關(guān)聯(lián)度不理想，可能是與此有關(guān)。因?yàn)槎疚⑸锘钚院蛿?shù)量都處于較低值，植物基本停止生長，凋落物分解緩慢，再加上大部分樣點(diǎn)集中在農(nóng)田，冬季土地賦閑、土壤有機(jī)肥料得不到補(bǔ)充，所以這些原因共同導(dǎo)致了土壤有機(jī)碳和6種重金屬的關(guān)聯(lián)度均較低。

3 小結(jié)與討論

路旁土壤出現(xiàn)了不同程度的重金屬積累。公路運(yùn)營并不是造成路旁土壤出現(xiàn)重金屬污染的惟一原因。土壤重金屬水平方向分布總體表現(xiàn)為靠近公路區(qū)域積累程度較強(qiáng)。垂直方向分布總體表現(xiàn)為表層富集明顯，但其含量并沒有隨剖面深度的加大而逐漸線性降低。在典型剖面土層Plg-3出現(xiàn)了“反彈”，它是農(nóng)耕深翻、降水淋溶和土壤性質(zhì)等多因素共同造成的，其中該剖面土壤質(zhì)地對這一現(xiàn)象影響最大。對于這6種土壤重金屬來說，總體上pH與它們的關(guān)系最為密切，其次是CEC和黏粒含量，密切程度最差的是SOC。分析是建立在重金屬元素總量基礎(chǔ)上的，并沒有測試其不同形態(tài)的含量及分布特點(diǎn)。氧化還原電位、不同類型有機(jī)質(zhì)、電導(dǎo)率和土壤動物等其他要素與其關(guān)系并沒有涉及。

參考文獻(xiàn)：

[1] BJORN K，GERD W.Heavy metal pattern and solute concentration in soils along the oldest highway of the world the AVUS Autobahn[J]. Environmental Monitoring and Assessment，2012， 184（11）：6469-6481.

[2] 楊海征，胡紅青，黃巧云，等.堆肥對重金屬污染土壤Cu、Cd形態(tài)變化的影響[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2009，29（9）：1842-1848.

[3] 劉小林.礦區(qū)水稻土壤重金屬污染及其施肥調(diào)控技術(shù)[J].湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，2010，49（2）：487-490.

[4] TRUONG P N V， FOONG Y K，GUTHRIE M， et al. Phytoremediation of heavy metal contaminated soils and water using vetiver grass[J]. Environmental Bioengineering，2010，11：233-275.

[5] SAURAV K，KANNABIRAN K. Biosorption of Cr（Ⅲ） and Cr（Ⅵ） by Streptomyces VITSVK9 spp.[J]. Annals of Microbiology，2011， 61（4）：833-841.

[6] ISLAM K R，AHSAN S，BARIK K，et al.Biosolid impact on heavy metal accumulation and lability in Soiln under alternate-year no-till corn-soybean rotation[J]. Water，Air and Soil Pollution，2013，224（2）：1451-1455.

[7] 鄭順安，鄭向群，李曉辰，等.外源Cr（Ⅲ）在我國22種典型土壤中的老化特征及關(guān)鍵影響因子研究[J].環(huán)境科學(xué)，2013，34（2）：698-704.

[8] NAZZAL Y，ROSEN M A，ABDULLA M.Assessment of metal pollution in urban road dusts from selected highways of the Greater Toronta Area in Canada[J].Environmental Monitoring and Assessment，2013，185（2）：1847-1858.

[9] 李仰征，馬建華.高速公路旁土壤重金屬污染及不同林帶防護(hù)效應(yīng)比較[J].水土保持學(xué)報，2011，25（1）：105-109.

[10] 葉華香，張思沖，辛蕊，等.哈爾濱市郊菜地土壤重金屬及土壤理化性質(zhì)[J].中國農(nóng)學(xué)通報，2011，27（2）：162-166.

[11] 張騰，周童，周琳，等.湖北房縣煙區(qū)土壤重金屬含量狀況及其與土壤肥力的關(guān)系[J].山西農(nóng)業(yè)科學(xué)，2012，40（11）：1195-1199.

[12] 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)技術(shù)出版社，1999.106-226.

[13] 徐曉輝，袁東，葉舜華.無鉛汽油車排出顆粒物組分分析[J].中國衛(wèi)生工程學(xué)，2003，2（1）：1-3.

[14] 王章瑋，張曉山，張逸，等.汞在不同粒徑大氣顆粒物中的分布[J].環(huán)境化學(xué)，2005，24（1）：72-75.

[15] 劉培桐，薛紀(jì)渝，王華東.環(huán)境學(xué)概論[M].北京：高等教育出版社，1995.4-6，46-51.

[16] BESNARD E， CHENU C， ROBERT M.Influence of organic amendments on copper distribution among particle-size and density fractions in Champagne vineyard soils[J].Environmental Pollution，2001，112：329-337.

[17] 張慶利，史學(xué)正，黃標(biāo)，等.南京城郊蔬菜基地土壤有效態(tài)鉛鋅銅和鎘空間分異及其驅(qū)動因子研究[J].土壤，2005，37（1）：41-47.

[18] SCHEETZ C D. Dissolution， transport and fate of lead on shooting ranges [D].Blacksburg Virginia， USA： Virginia Polytechnic Institute and State University， 2004.

[19] 阮心玲，張甘霖，趙玉國，等.基于高密度采樣的土壤重金屬分布特征及遷移速率[J].環(huán)境科學(xué)，2006，27（5）：1020-1025.

[20] 白梅，鐵柏清，尹倩.降雨對土壤中重金屬淋失的影響[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2010，33（12F）：80-82.

[21] 陳蘇，孫鐵珩，孫麗娜，等.Cd2+、Pb2+在根際和非根際土壤中的吸附-解吸行為[J].環(huán)境科學(xué)，2007，28（4）：843-846.

[22] 陳懷滿.環(huán)境土壤學(xué)[M].北京：科學(xué)出版社，2005.

[23] 徐建華.現(xiàn)代地理學(xué)中的數(shù)學(xué)方法[M].北京：高等教育出版社，2002.84-93，338-342.

[24] 鄧聚龍.灰色系統(tǒng)理論[M].武漢：華中科技大學(xué)出版社，2005. 5-6.

[25] 鐘曉蘭，周生路，趙其國.土壤重金屬的形態(tài)分布特征及其影響因素[J].生態(tài)環(huán)境，2009，18（4）：1266-1273.

[26] BANG J S. Dissolution of soil heavy metal contaminants as affected by pH and redox potential [D].Raleigh， North Carolina， USA： The Graduate Faculty of North Carolina State University，2002.

[27] 張金萍，張保華，秦耀辰.土壤重金屬復(fù)合污染及其影響因素分析[J].河南大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2009：39（6）：613-616.

[28] 張劍，汪思龍，王清奎，等.不同森林植被下土壤活性有機(jī)碳含量及其季節(jié)變化[J].中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報，2009，17（1）：41-47.