王大安 張曼胤* 郭子良 王賀年 劉魏魏 王遼宏

(1 中國林業(yè)科學研究院濕地研究所，濕地生態(tài)功能與恢復北京市重點實驗室，北京 100091；2 河北衡水湖濕地生態(tài)系統(tǒng)國家定位觀測研究站，河北 衡水053000；3 中國電子工程設計院有限公司，北京 100036)

近年來，我國城市化的快速發(fā)展導致許多透水地面被改造成不透水地面，城市降雨徑流已成為水體污染的三大污染源之一(Byeon et al, 2016;Schmidt et al, 1986)。城市道路作為城市不透水地面的典型代表，由于受到汽車尾氣排放、輪胎剎車磨損、燃油及運輸物品泄漏等原因，使得道路徑流污染嚴重(張千千等, 2014)。

濕地岸帶位于水生生態(tài)系統(tǒng)和陸生生態(tài)系統(tǒng)之間，具有顯著的水質(zhì)凈化、保護岸坡穩(wěn)定、維護生物多樣性、調(diào)節(jié)微氣候和提高濕地美學價值等作用(劉鳴等, 2013)。目前關于岸帶對污染物的截留效應研究，多集中于植被類型和岸帶寬度對污染物的截留效應，且多集中于岸帶對農(nóng)田面源污染的截留研究，針對濕地岸帶對道路徑流污染物的截留效應研究較少(Wu et al, 2017)。

以河北衡水湖國家級自然保護區(qū)東湖四周道路及北側(cè)岸帶作為研究區(qū)，通過多種評價方法，對衡水湖東湖四周道路和北側(cè)岸帶重金屬污染狀況進行評價，并在此基礎上分析植被岸帶對道路徑流的截留效應，以期為衡水湖水污染來源分析和濕地岸帶設計提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

河北衡水湖國家級自然保護區(qū)(37°31′40″～37°41′54″ N，115°27′50″～115°42′51″ E)地處華北平原中南部，面積187.87 km2，主要水體面積75 km2(王賀年等, 2019)。衡水湖地區(qū)屬暖溫帶大陸性季風氣候，年均氣溫13.0℃，年均降水量518.9 mm(魏圓云等, 2019)，夏季降雨集中且多暴雨，強降雨條件形成地表徑流易將四周道路上的污染物帶入湖內(nèi)，造成水體污染。保護區(qū)依托衡水湖進行建設，被中湖大道分為西湖和東湖(張曼胤等,2007)，其中東湖四周環(huán)路，東側(cè)為106國道，南側(cè)為濱湖東路，西側(cè)為中湖大道，東側(cè)為101鄉(xiāng)道和紅旗大街。衡水湖北側(cè)岸帶為喬灌人工林岸帶，寬度約40 m，坡度小于2°，栽植喬灌林前為耕地。

1.2 樣品采集

(1)道路采樣。如圖1所示，在衡水湖東湖東、西、南、北4條道路上各選擇2～3個點，利用毛刷掃取道路表面及路旁的降塵，同一條道路各采樣點降塵混合后，獲得4個樣品，分別以道路東、道路西、道路南、道路北進行編號。

圖1 衡水湖及采樣點位置分布Fig.1 The location of Hengshui Lake and sampling points

(2)岸帶采樣。在衡水湖東湖北側(cè)岸帶(115°38′19.7″ E，37°39′24.91″ N)，垂直于道路和岸帶的樣線上，間距約10 m，均勻布設5個采樣點，由公路排水渠與路基交點至岸帶與水面相連位置采樣點依次編號1、2、3、4、5。每個采樣點利用環(huán)刀分0～10 cm和10～20 cm上下兩層采樣，以采樣點1為例，上下兩層土樣分別編號岸帶1-1和岸帶1-2。

1.3 樣品測定

采用原子吸收光譜法測定樣品中鉛(Pb)、鎘(Cd)、鉻(Cr)、鎳(Ni)、銅(Cu)和鋅(Zn)的含量；利用電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜法測定樣品中鐵(Fe)和錳(Mn)的含量；利用重絡酸鉀容量法測定樣品中有機碳的含量；利用紫外可見分光光度法測定樣品中全磷的含量；利用凱氏定氮法測定樣品中全氮含量。

1.4 評價方法

土壤重金屬污染評價方法很多，主要有單因子指數(shù)法(Pi)、地質(zhì)累積指數(shù)法(Igeo)、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法(P綜)、富集因子法、模糊綜合評判法和Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法等(柴立立等，2019)。本研究采用單因子指數(shù)法、內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法和地質(zhì)累積指數(shù)法對道路降塵和岸帶重金屬污染程度進行評價，具體公式見河北省地方標準(2015)和王賀年等(2020)，土壤環(huán)境質(zhì)量評價分級見表1。采用Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法，對岸帶潛在生態(tài)危害程度進行評估，具體公式見劉利等(2020)，土壤重金屬潛在生態(tài)危害風險分級見表2。

表1 土壤環(huán)境質(zhì)量評價分級Table 1 Classification form of soil environmental quality evaluation

表2 Hakanson潛在生態(tài)危害指數(shù)法污染程度劃分Table 2 Classification of pollution degree under Hakanson's potential ecological hazard index method

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2016軟件處理實驗數(shù)據(jù)，并利用多個指數(shù)進行重金屬污染程度評價。利用SPSS 18.0軟件，采用Pearson相關系數(shù)對重金屬含量進行相關分析；采用配對樣本T檢驗，對兩個土層的重金屬含量進行差異性分析。采用Origin 8.1軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬含量及污染現(xiàn)狀

由表3數(shù)據(jù)可知，道 路Pb、Cd、Zn、Fe 4種重金屬含量分別為37.0 mg/kg、0.26 mg/kg、129.23 mg/kg、34.0 g/kg，均超過了河北省重金屬含量背景值(中國環(huán)境監(jiān)測總站, 1990)。道路Cr(94.6 mg/kg)和Mn(655 mg/kg)含量均有1個樣品超過河北省背景值(分別為68.3 mg/kg、608 mg/kg)，Ni和Cu重金屬含量均低于河北省背景值。

表3 各樣點重金屬元素含量Table 3 Contents of heavy metal elements in various sampling sites

岸帶土壤僅Cd含量(0.10 mg/kg)超過河北省重金屬含量背景值(0.09 mg/kg)，其余7種重金屬含量均低于背景值?？拷放潘牡?個采樣點，表層土樣Pb含量(23.6 mg/kg)超過背景值(21.5 mg/kg)，第1、2個采樣點表層土樣Zn含量(分別為84.5 mg/kg、83.8 mg/kg)超過背景值(78.4 mg/kg)。

參考《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準(試行)(GB 15618-2018)》，道路降塵和岸帶土壤所有重金屬含量均低于農(nóng)用地土壤污染風險值(表3)。

2.2 岸帶重金屬之間的關系及其與土壤理化指標的關系

由表4可以看出，岸帶土壤Pb含量與土壤有機碳、全磷、全氮含量呈顯著正相關(n=10，P＜0.01)；Cd含量和Zn含量與土壤有機碳、全氮含量(n=10，P＜0.01)和全磷含量(n=10，P＜0.05)呈顯著正相關。Pb含量分別與Cd含量和Zn含量(n=10，P＜0.01)呈顯著正相關，Pb、Cd素和Zn含量可能具有相似的來源。

表4 岸帶重金屬元素含量之間及其與理化指標的相關系數(shù)Table 4 Correlation coefficients between contents of the heavy metal elements, and with physico-chemical indexes in the riparian zone

2.3 重金屬生態(tài)風險評價

由表5可知，道路Pb和Cd重金屬單因子指數(shù)均值超過1，說明道路降塵中存在輕微的Pb污染和Cd污染。岸帶土壤單因子指數(shù)≤0.7，不存在重金屬污染。

表5 道路及岸帶單因子指數(shù)Table 5 Single factor indexes of roads and riparian zone

由表6可知，道路降塵Pb、Cd和Zn內(nèi)梅羅指數(shù)大于1，說明道路降塵中存在輕微的Pb、Cd和Zn污染。岸帶土壤0～10 cm和10～20 cm所有重金屬內(nèi)梅羅指數(shù)＜0.7，不存在重金屬污染。

表6 道路及岸帶內(nèi)梅羅指數(shù)Table 6 Nemerow index of roads and riparian zone

由表7可知，道路降塵中Pb、Cd、Zn 3種重金屬的地質(zhì)累積指數(shù)＞0，說明道路降塵中存在輕微 的Pb、Cd和Zn污 染。岸帶0～10 cm、10～20 cm和0～20 cm土壤重金屬地質(zhì)累積指數(shù)＜0，說明岸帶土壤整體不存在重金屬污染，但Cd在靠近道路排水渠的第1、2采樣點表層土樣和Zn在靠近道路排水渠的第1采樣點表層土樣地質(zhì)累積指數(shù)＞0，表現(xiàn)出輕度的Cd和Zn污染。

表7 道路及岸帶地質(zhì)累積指數(shù)Table 7 Geological accumulation index of roads and riparian zone

由單因子指數(shù)、內(nèi)梅羅指數(shù)和地質(zhì)累積指數(shù)綜合分析可知，衡水湖四周道路存在輕微的Pb、Cd和Zn污染，北側(cè)植被岸帶在靠近道路排水渠10 m范圍內(nèi)，表層土壤存在輕微的Cd和Zn污染，深層土壤和靠近湖泊水面的土壤不存在重金屬污染。

由表8可以看出，道路和岸帶土壤各重金屬的潛在生態(tài)危害系數(shù)均值＜40，且各樣點的潛在生態(tài)風險指數(shù)＜150，表明衡水湖道路降塵和岸帶重金屬的潛在生態(tài)風險為輕微。但值得注意的是靠近道路排水渠的樣點潛在生態(tài)風險指數(shù)要高于靠近湖泊水面的采樣點。

表8 道路及岸帶潛在生態(tài)風險指數(shù)Table 8 Potential ecological risk indexes of roads and riparian zone

2.4 植被岸帶對重金屬元素的截留效應

由圖2可知，岸帶土壤存在Pb、Cd、Zn、Fe的輕度污染，其中表層土壤重金屬含量隨著遠離公路表現(xiàn)出較明顯的下降趨勢，說明植被岸帶在水平方向上對重金屬有較好的截留效應。

圖2 岸帶不同采樣點重金屬含量Fig.2 Heavy metal content at different sampling points in riparian zone

植被岸帶上下兩層土壤重金屬配對T檢驗結(jié)果表明，岸帶下層土壤Cd和Zn含量顯著低于表層土壤，表明岸帶在垂直方向上對重金屬有較好的截留效應(表9)。

表9 岸帶不同土壤深度重金屬樣品T檢驗Table 9 T-test of heavy metal samples at different soil depths in riparian zone

3 討論

道路浮塵中的重金屬一般來源于汽車尾氣排放、輪胎剎車磨損、燃油及運輸物品泄漏等原因。國外學者研究發(fā)現(xiàn)受剎車和輪胎磨損影響，道路徑流中可溶態(tài)Cu、Zn、Pb和Cd等重金屬含量較高（Drapper et al，2000；Toranjian et al，2017）。國內(nèi)學者對多個城市研究表明Pb、Cd、Zn、Cr等重金屬為道路徑流中的主要污染物（甘華陽等，2000；李倩倩等，2011；王文全等，2011；趙劍強等，2002）。本研究通過多種指數(shù)分析表明，衡水湖四周道路存在輕微的Pb、Cd和Zn污染，這與國內(nèi)外研究道路徑流中主要重金屬類型一致。

重金屬含量之間的相關性，可以推測出重金屬是否具有同源性(崔邢濤等，2016)。本研究中植被岸帶Pb、Cd和Zn之間顯著相關，說明3種重金屬可能具有相同的來源，結(jié)合道路浮塵重金屬檢測結(jié)果，植被岸帶中的重金屬可能來源于道路徑流中污染物的累積。

植被類型、生長季和岸帶寬度等能夠影響重金屬的截留效應，土壤中的有機碳能夠與重金屬結(jié)合形成絡合物，進而影響重金屬的移動性和生物有效性（王蓓等，2016）。本研究岸帶中Pb、Cd和Zn 3種重金屬與土壤有機碳、全氮和全磷含量顯著相關，而有機碳、全氮和全磷表現(xiàn)出水平方向和垂直方向的差異(圖3)，這可能是導致3種重金屬在水平方向和垂直方向含量降低的原因。

圖3 不同采樣點岸帶土壤養(yǎng)分含量Fig.3 Nutrient content at different sampling points for the riparian zone

4 結(jié)論

(1)衡水湖四周道路降塵中Pb、Cd、Zn、Fe 4種重金屬含量超過河北省重金屬含量背景值。植被岸帶土壤僅Cd含量超過背景值，表層部分土壤Pb和Zn含量超過背景值。

(2)結(jié)合單因子指數(shù)、內(nèi)梅羅指數(shù)和地質(zhì)累積指數(shù)分析，衡水湖四周道路存在輕微的Pb、Cd和Zn污染，岸帶在靠近道路排水渠10 m范圍內(nèi)表層土壤存在輕微的Cd和Zn污染。

(3)岸帶表層土壤Pb、Cd、Zn和Fe含量隨著遠離公路表現(xiàn)出較明顯的下降趨勢，岸帶下層土壤Cd、Zn含量顯著低于表層土壤，表明岸帶在水平方向上和垂直方向上對重金屬都具有較好的截留效應。