干旱風沙區路域檸條灌叢林地土壤重金屬分布及其與土壤分形維數的關系

郗偉華, 劉任濤, 趙 娟, 劉佳楠

(1.寧夏大學 西北土地退化與生態恢復國家重點實驗室培育基地, 銀川750021;2.山西師范大學 生命科學學院, 山西 臨汾 041000)

高速公路建設是整個國民經濟持續穩定發展的重要保障，是西部大開發戰略的重要任務之一[1-2]。近年來，高速公路的迅猛發展給我國的經濟發展帶來了巨大的推動作用，而與此同時高速公路的建設和運營也不可避免對周邊環境產生影響。大量林業和農業土地被高速公路擴張占用，土壤在人為活動長期擾動下，由原始自然狀態向路域土壤演變，出現了明顯退化現象[3]。其中，道路運營過程中的重金屬污染，由于范圍廣、持續時間長、污染物不易降解等特點，一直以來都是公路建設生態干擾作用的研究熱點。并且，分形維數在反映土壤性狀和土壤養分的定量研究方面，具有較強的可行性。土壤分形理論作為研究和定量描述土壤結構特征的重要工具，近年來被廣泛運用[4-6]。因此，研究路域檸條灌叢林地土壤重金屬分布特征及其與土壤分形維數的關系，對于準確評價高速公路對人工檸條林地生態效應、制定合理人工林土壤管理和保護措施具有重要意義。

國外學者對高速公路沿線重金屬污染的研究始于20世紀60年代[7-8]。Chow[7]研究了路旁土壤重金屬的含量，發現土壤Pb含量明顯高于對照土壤中Pb含量。Wheeler等[8]把土壤顆粒物分成大小兩類，大顆粒主要沉降距路邊5 m之內的土壤表層，小顆粒主要沉降在路邊100 m之內的土壤表層。Hafen等[9]研究了佛羅里達州坦帕市的公路兩側土壤Pb含量，表明Pb含量在與道路垂直的斷面上有兩個最大值，并指出這主要是由于局部小氣候、人類活動、表層土壤的移動(人為、自然)等因素影響造成。國內學者在20世紀90年代后開始大量研究公路沿線土壤的重金屬分布、污染特征等。馬建華等[10-11]研究發現，重金屬污染在路旁土壤中隨著與道路垂直距離的增加，重金屬的濃度先增加，達到一個最大值后，再下降，最后達到背景值。李波等[12]研究表明，滬寧高速路旁土壤中的重金屬含量峰值出現在距路基100 m處，小麥中的重金屬含量峰值出現在距路基50～100 m之間。趙慧等[13]研究顯示，受到地形風速和植被差異的影響，在林地和灌草地重金屬積累的最大值出現在距離公路0～50 m內，而農田重金屬的峰值出現在50 m處。綜合分析表明，路域土壤重金屬分布格局在不同生境中呈現出不同的分布規律。但是，關于干旱風沙區高速公路路域檸條灌叢林地土壤中重金屬分布特征及其與土壤分形維數關系，報道較少。

鑒于此，選擇青銀高速公路鹽池路段人工檸條林地為研究對象，研究距青銀高速公路不同空間距離上土壤重金屬含量和土壤粒徑組成特征，分析土壤重金屬分布與土壤分形維數的關系，旨在為評價高速公路對路域的生態影響、重金屬污染防治以及人工檸條林土壤資源管理提供依據。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

研究樣地位于青銀高速公路寧夏段鹽池縣區域東北部(37°45′N，107°27′E，海拔1 313.1 m)。該高速公路是橫貫中國大陸北部一條國道主干線，為中國高速公路規劃五縱七橫的一條橫向線，連接山東省青島市和寧夏回族自治區銀川市，全長1 610 km，于2006年3月全線貫通，在寧夏鹽池縣境內長度51 km，路面寬度23 m。寧夏段鹽池縣區域高速公路兩側常采取人工種植檸條灌叢措施，來降低風沙對高速公路的襲擾，因此人工檸條林中的土壤對于本研究有較高的代表性。研究區域屬于中溫帶半干旱區，年平均氣溫7.7℃，最熱月(7月)平均氣溫22.4℃，最冷月(1月)平均氣溫-8.7℃，≥10℃年積溫2 751.7℃。年降水量為280 mm，主要集中在7—9月，占全年降水量60%以上，而且年際變率大，年蒸發量2 710 mm。年無霜期為120 d。年平均風速2.8 m/s，冬春風沙天氣較多，每年5 m/s以上揚沙達323次。

研究樣地土壤為風沙土，植被類型為大面積檸條林而形成半人工灌草地，檸條林帶間距3～5 m，株距1.5 m，平均高度1.3～1.9 m。主要草本植物包括豬毛蒿(Artemisiascoparia)、山苦荬(Ixerisdenticulata)、白草(Pennisetumcentrasiaticum)、胡枝子(Lespedezabicolor)、遠志(Polygalatenuifolia)等。

1.2 樣地設置

樣地的設置主要考慮到避開人為因素的影響，選擇在距高速公路服務區2 km的人工檸條林地為研究區域。以青銀高速公路為起點，選擇3條垂直于高速公路的檸條林帶為研究對象，樣帶間隔20 m以上。根據實際情況，選擇距公路0，30，60，100，150，200 m的地點設置研究樣地。在每一空間地點選擇3條平行檸條灌叢林帶作為重復樣地；在每一樣地選擇長勢良好、冠幅大小接近的4株灌叢進行標記作為調查樣點。

在每個調查樣點內灌叢下設置樣方，在樣方內采用5點取樣法取混合土樣，取樣深度0—10 cm；共得到4株灌叢×3個重復樣帶×6個空間地點=72個土樣。將混合土樣帶回室內風干后，進行物理和化學性狀測定。測定指標包括土壤粒徑分布和土壤重金屬Pb，Cu，Cd，Zn含量。采用英國馬爾文公司Mastersizer 3000激光衍射粒度分析儀進行土壤粒徑分布測定；采用電感耦合等離子體發射光譜儀(ICP-AES儀，美國LEEMAN公司)測定土壤中Pb，Cu，Cd，Zn含量(mg/kg)。

土壤是具有分形特征的系統，運用分形理論建立土壤顆粒結構的分形模型，利用土壤顆粒體積與平均粒徑間的關系，計算土壤顆粒的分形維數。公式如下：

式中：D為土壤分形維數；r為土壤粒徑(μm)；Ri為粒徑等級i的土壤粒徑(μm)；VT為土壤顆?？傮w積(%)；Rmax為土壤粒徑的極大值(μm)；V為土壤粒徑小于Ri的土壤體積百分量(%)。

采用Microsoft Excel 2007進行數據分類與統計。應用SPSS 19.0對土壤分形維數與不同粒徑顆粒、土壤重金屬，不同粒徑顆粒與土壤重金屬進行相關分析及回歸模型分析。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬含量

由圖1可以看出，不同采樣點之間，土壤重金屬含量存在顯著差異。其中，土壤重金屬Cd含量在0～60 m呈下降趨勢，在60 m處達到最低值，隨后上升，在150 m處達到峰值。土壤重金屬Cu含量在0～30 m緩慢上升，在30 m處達到峰值，隨后劇烈下降，100 m處達到最小值，100～200 m出現一定程度的回升。土壤重金屬Pb含量變化較為平緩，在0 m處出現最大值，0～100 m緩慢下降，100～200 m緩慢上升。土壤重金屬Zn含量在0～30 m緩慢下降，30～60 m劇烈上升，在60 m達到峰值，隨后在60～100 m劇烈下降，在100 m達到最小值，100～200 m出現急劇回升。

注：不同小寫字母表示在0.05水平上的顯著差異性，下圖同。

圖1不同空間采樣點路域檸條灌叢土壤重金屬分布特征

2.2 土壤粒徑組成

調查結果表明，人工檸條林地中土壤組成主要有黏粒(<2 μm)、粉粒(2～50 μm)、極細砂粒(50～100 μm)、細砂粒(100～250 μm)、中砂粒(250～500 μm)和粗砂粒(500～1 000 μm)。其中，由于中砂粒和粗砂粒含量較少，且各樣點之間無顯著差異性(p>0.05)，所以圖2中并未給出。如圖2所示，土壤黏粒在0～200 m呈波動上升的趨勢，在0 m采樣點達到最小值，200 m采樣點達到最大值。土壤粉粒在0～200 m呈“W”型變化，在30 m采樣點達到最小值，60 m和100 m采樣點達到最大值。土壤極細砂粒在0 m采樣點達到最大值，隨后呈波動下降趨勢，在200 m采樣點達到最小值。土壤細砂粒在0～200 m呈“M”型變化，在0 m采樣點達到最小值，30 m和150 m采樣點達到最大值。

圖2 不同空間采樣點路域檸條灌叢土壤粒徑分布

2.3 土壤粒徑分形維數特征

不同采樣點土壤粒徑分形維數平均值為2.584～2.603。從距離高速公路0～200 m范圍來看，土壤分形維數平均值分別是：2.586，2.584，2.597，2.608，2.599，2.670。隨著距高速公路距離的增加，分形維數變化曲線呈現波動上升的趨勢。其中，在30 m采樣點，土壤分形維數達到最小值2.584，在200 m采樣點，土壤分形維數達到最大值2.670。

圖3 不同空間采樣點路域檸條灌叢土壤分形維數

2.4 土壤粒徑組成、土壤重金屬與土壤分形維數的關系

2.4.1 土壤粒徑組成與土壤重金屬的關系 從表1中可以看出，土壤黏粒與土壤Cd和Zn呈現正相關關系(r=0.65，p<0.05；r=0.59，p<0.05)，土壤極細砂粒與土壤Cd和Zn呈現負相關關系(r=-0.55，p<0.01；r=-0.53，p<0.05)，土壤粉粒、細砂粒和中砂粒與土壤Cd，Zn，Pb和Cu間未呈現出相關性(p>0.05)。

表1 土壤顆粒與重金屬的相關性

注：*表示p<0.05，**表示p<0.01。

2.4.2 土壤重金屬與土壤分形維數的關系 從表2中可以看出，土壤重金屬Cd，Zn，Cu，Pb與土壤分形維數的相關系數分別為0.12，0.29，-0.35，-0.21，但其相關性均未達到顯著水平(p>0.05)。

表2 土壤分形維數與土壤重金屬含量回歸分析擬合結果

2.4.3 土壤粒徑組成與土壤分形維數的關系 從圖4可以看出，土壤黏粒和極細砂粒含量與土壤粒徑分形維數之間存在線性相關關系。其中，土壤黏粒(<2 μm)、土壤極細砂粒(50～100 μm)與土壤分形維數呈正相關關系(r=0.71，p<0.05；r=0.73，p<0.05)。土壤粉粒和中砂粒與土壤分形維數未表現出相關性(p>0.05)。

圖4 土壤粒徑含量與土壤分形維數回歸分析

3 討論與結論

高速公路是路域土壤重金屬污染的直接來源，以往對路域土壤重金屬含量隨與公路距離變化規律的研究有很多。相關研究表明，重金屬含量在路旁土壤中隨著與道路垂直距離的增加，其濃度先增加，達到一個最大值，隨后下降趨于平穩[10-11,14]。不同研究區域重金屬峰值出現的位置也不盡相同，如河南省310國道鄭州—開封段兩側的峰值含量出現在離路基10～50 m之間[15]，而連霍高速兩側的峰值含量出現在離路基25～50 m之間[10]。本研究中，在0～200 m范圍，土壤Cd含量先下降，后增加到峰值；土壤Cu含量先上升到峰值，再下降，隨后上升趨于穩定；土壤Zn含量先下降，后增加到峰值，然后下降，之后再次上升；土壤Pb含量變化較為平緩，表現為先緩慢下降，后緩慢上升。相關研究顯示，不同粒級大氣顆粒物擴散距離不同，顆粒物粒徑越大，擴散距離越近，反之擴散距離越遠[10]。在汽車所排放的顆粒物中，Zn主要賦存在<2.5 μm級的小顆粒物，Pb主要賦存在2.5～5.0 μm級的顆粒物，Cd和Cu主要賦存在5.0～10.0 μm顆粒物[16]。按照推測，重金屬的峰值位置從遠到近依次為Zn，Pb，Cd和Cu。實際情況中既有相吻合的，如Zn，Pb和Cu，峰值依次為60，30，0 m；也有不吻合的情況，如Cd，峰值在150 m處，這可能與周圍環境等多種因素有關，還有待進一步研究。其次，當重金屬進入土壤中后，吸附在土壤顆粒表面，而汽車通過檸條林地帶來的湍流，使路域土壤中粒徑較小的土壤顆粒向更遠的距離擴散[17]，這可能是重金屬含量產生波動的重要原因。

值得注意的是，土壤重金屬Cd，Cu，Zn，Pb含量分別在距離路基60，100，100，100 m處達到谷值之后又出現一定的上升，這與前人[13]的研究結果有一定差異?？赡苤饕c重金屬在土壤中的遷移有關。以往關于土壤重金屬遷移的研究顯示，交通源產生的重金屬主要在水體與大氣中遷移，而在進入土壤后，相對穩定，不易發生長距離遷移[16]。但以往研究多集中于農田、稻田、河流底泥等生境區域[12,18-20]，而本次研究則位于干旱風沙區域，土壤中細小顆粒表現出較強的遷移性。所以重金屬隨尾氣排放的顆粒物進入土壤后，吸附在土壤顆粒上，在汽車通過帶來湍流的影響下，隨著土壤顆粒進行遷移[10]，這可能是本次研究中土壤重金屬在達到最低值后又再次上升的關鍵因素。

土壤的粒徑分布(PSD)是土壤重要的物理屬性，可以反映土壤顆粒組成及大小，對土壤的水肥狀況及土壤侵蝕等有明顯的影響[5]。本研究中，土壤組成主要為黏粒(<2 μm)、粉粒(2～50 μm)、極細砂粒(50～100 μm)和細砂粒(100～250 μm)。其中，土壤黏粒和極細砂粒表現出明顯的線性變化趨勢，0～200 m空間范圍內土壤黏粒含量呈上升的趨勢，在200 m處達到最大值；而極細砂粒含量呈持續降低的變化趨勢，在200 m處出現最小值。祝遵凌等[21]認為自然狀態下土壤機械組成變化十分微弱，而在高速公路建設施工過程中大量客土的加入，是引起土壤機械組成變化的主要原因。但從實地調查的情況來看，高速公路的施工建設已完成多年，故排除施工干擾對表層土壤粒徑分布的干擾。有研究顯示檸條灌叢的生長能夠改變土壤的機械組成，且檸條長勢不同，其土壤顆粒的粒徑分布和理化性質也不盡相同[22-23]。此外，在高速公路運營過程中，由于車輛高速通過提高了地表風速形成湍流，也可能會使路域土壤中粒徑較小的顆粒向較遠的地方擴散[10]。

前面的分析顯示，路域檸條灌叢林地中土壤重金屬的分布除了與其自身的沉降特點有關，還與其遷移也密切相關。常靜等[24]對上海市地表灰塵重金屬污染粒徑效應的研究表明，金屬元素主要集中在灰塵顆粒物的細粒徑顆粒物中。Wang等[25]對香港和倫敦地表灰塵的研究表明，顆粒物越細，金屬富集能力越強。伍光和等[26]認為因為細粒徑土壤的比表面積較大，能吸附較多的重金屬，而粗粒徑土壤的表面積較小，所以對土壤重金屬的固定作用較弱。這些研究表明重金屬在較細粒級顆粒上的累積作用強于粗粒級顆粒。本次研究中，對重金屬與土壤粒徑組成做了相關性分析。其結果顯示，土壤重金屬Cd和Zn與土壤黏粒呈顯著正相關關系，說明土壤重金屬Cd和Zn主要富集在了黏粒中。而且黏粒含量隨著距離高速公路距離的增加呈現出線性增加趨勢，在150 m與200 m采樣點達到最大值。土壤Cd與Zn分別在60 m與100 m達到谷值后也顯著上升，這進一步證明黏粒的運動是影響土壤Cd和Zn遷移的關鍵因素[27]。土壤Pb和Cu與不同粒徑的土壤顆粒則未表現出顯著相關性。陳巖等[27]研究結果顯示土壤Pb在各粒徑土壤上沒有強烈的富集作用，致使土壤Pb與各粒徑顆粒無顯著相關性。韓春梅[16]認為Cu有較大的遷移性，不易吸附在土壤顆粒中。這說明土壤顆粒的運動可能對Pb和Cu的遷移影響較小。土壤重金屬積累是一個長期的過程，關于Pb和Cu的遷移特點有待進一步觀測。

土壤粒徑分形維數能夠很好地表征土壤顆粒的大小組成，可以作為評價土壤質地差異的重要指標[25]，而且通過對土壤分形維數的計算過程可知，土壤分形維數的計算與土壤粒徑由小到大的累積含量有密切的關系。本研究中，土壤分形維數介于2.584～2.603，而且隨著距高速公路距離的增加，有波動上升的趨勢。相關性分析顯示，土壤分形維數與極細砂粒含量呈顯著的負相關關系，而與黏粒含量呈顯著的正相關關系。一方面說明分形維數隨著極細砂粒含量的增多而不斷減小，隨著黏粒含量的增多而不斷增大，這與其他研究結果[5,28]中土壤質地由粗到細變化、分形維數由小到大的結論相一致。同時，也說明土壤分形維數可以作為衡量路域土壤結構特征的一種定量化指標。

但是，從路域檸條灌叢土壤重金屬與土壤分形維數相關關系看出，土壤重金屬Pb，Cu，Cd，Zn與土壤分形維數均未表現出相關性，這與劉永兵等[29]研究結果不同。已有研究表明，河流底泥中重金屬含量分別與極細砂分形維數、細砂分形維數呈正相關關系，與黏粒分形維數和粉粒分形維數呈負相關關系[29]。研究結果存在差異的原因可能是多種因素造成的，一方面可能是由于土壤重金屬的賦存形態差異所造成的，在河流底泥中重金屬多以離子形態存在[29]，而路域灌叢土壤重金屬多以顆粒物的形式存在[30]，這種由于賦存形態的不同可能導致結果不同。另一方面，河流底泥與本研究區域土壤的性質，如顆粒組成、含水量等方面有較大差異，所以對土壤重金屬的吸附能力可能會有不同。本研究是對干旱風沙區路域檸條灌叢林地土壤重金屬分布的初步研究，關于土壤重金屬分布與土壤分形維數的關系需要進一步探討。

綜合研究表明：(1) 路域檸條灌叢土壤重金屬Cd與土壤Cu，Zn，Pb在0～200 m范圍的空間分布存在較大差異性，且峰值和谷值均變化較大。(2) 高速公路對路域檸條灌叢土壤黏粒、粉粒、極細砂粒和細砂粒的空間分布影響較大，其中黏粒的運動是影響Cd和Zn遷移的關鍵因素。(3) 路域土壤粒徑分形維數可以作為衡量土壤粒徑組成結構的定量指標，但作為土壤重金屬含量分布的定量指標存在局限性。