草地生态系统不仅是发展畜牧业的物质基础，而且在水源保护、水土保持和气候调节等方面发挥着重要作用[1]。作为三大陆地生态系统之一的草地生态系统，其对全球气候变化和人类活动的反应较敏感[2-3]。草地生态系统在实现我国畜牧业经济可持续发展以及维护区域生态健康中具有不可替代的作用[4]。高山草甸的碳储量大概是我国草地生态系统的30%，因此被认为是重要的陆地碳汇之一，对碳循环同样具有不可忽视的影响[5-6]。
川西北高原分布有规模较大、分布较集中的高寒泥炭沼泽区，是重要的畜牧基地，在养分循环和区域气候调节方面发挥着重要作用[7]。若尔盖草原是川西北高原典型的草地生态系统，分布面积约65.2万hm2 [8]，是黄河上游重要的水源补给区，也是当地畜牧生产与生态保护协调发展的基础和保障[9]。川西北高原丰富的景观资源，促进了其旅游业的发展，交通基础设施得到大幅改善，国省干线车流量随之增加，而车辆通行产生的重金属的积累可能会影响草原生态系统平衡。土壤中重金属积累可能会导致草地植被退化，土壤质量下降，草地生产力和生态调节功能降低等风险。近几十年来，相关学者对土壤重金属污染进行了大量研究，其研究成果主要集中在城市区域，对天然草地的研究则较少[10]。开展高原路侧土壤重金属研究，对公路沿线草地土壤中重金属的污染状况及其生态风险进行分析和评价，可为高原地区的草原生态保护与科学管理提供重要支撑，对促进高原生态保护与高质量发展具有重要意义。因此，本研究以典型国道沿线草地土壤为研究对象，对土壤中6种重金属（Pb、Zn、Cu、Cd、Ni和Cr）含量进行研究，分析其空间分布特征和规律，评价土壤重金属污染情况和潜在的生态风险。
1 材料与方法
1.1 研究区基本情况
研究区域位于川西北高原典型草地区域，地理坐标102°08′—103°39′ E，32°56′—34°19′ N，平均海拔在3 500 m。属高原寒温带湿润季风气候，常年无夏，年均相对湿度69%，年均气温1.1 ℃，年降水量648.5 mm，无绝对无霜期，每年9月下旬至第二年5月中旬处于冰冻期。该区域是重要的草原湿地保护区，属于亚高山草甸，植被以喜马拉雅嵩草（Carex kokanica）、高山嵩草（Carex parvula）和垂穗披碱草（Elymus nutans）等莎草科和禾本科植物为主[11]。
1.2 样品采集
1.3 样品处理
取土壤风干样品，采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS，Agilent 7900，USA）测定土壤样品中重金属锌（Zn）、铜（Cu）、镍（Ni）、铬（Cr）、铅（Pb）与镉（Cd）元素含量，分析土壤重金属空间分布特征。
1.4 土壤中各重金属之间的相关性
利用SPSS软件对草地土壤中重金属元素进行Pearson相关性数据统计。
1.5 表层土壤中重金属污染评价
1.5.1 单因子污染指数法
该指数法[13]是以土壤元素背景值为评价标准，对单一重金属元素的累计污染水平进行评价，计算如式（1） 。
参考GB 15618—2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准（试行）》中土壤分级标准：Pi <1，无污染；1≤Pi <2，轻度污染；2≤Pi <3，中度污染；Pi ≥3，重度污染。
1.5.2 内梅罗综合污染指数法
该污染指数法[14]计算如式（2） 。
内梅罗污染指数法将污染分为5个等级：PN ≤0.7，清洁；0.7<PN ≤1.0，尚清洁；1.0<PN ≤2.0，轻度污染；2.0<PN ≤3.0，中度污染；PN >3.0，重度污染。
1.6 表层土壤潜在生态风险评价
式（3 ）～（4 ）中，Ei 为重金属i的潜在生态风险指数，Ti 为重金属i的毒性响应系数，Pi 为重金属i的单因子污染指数，RI为综合潜在生态风险指数。Ei 及RI的生态风险程度等级划分如表1所示，Ei 和RI的值越高，表明土壤中重金属危害生态环境的可能性越大。
表1 土壤重金属潜在生态风险系数、综合潜在生态风险指数与危害程度的关系 |
| 等级 | Ei | RI | 生态风险程度 |
|---|---|---|---|
| 1 | Ei <40 | RI<150 | 轻微 |
| 2 | 40≤Ei <80 | 150≤RI<300 | 中等 |
| 3 | 80≤Ei <160 | 300≤RI<600 | 强 |
| 4 | 160≤Ei <320 | RI≥600 | 很强 |
| 5 | Ei ≥320 | 极强 |
1.7 数据分析
采用Excel和SPSS软件进行土壤重金属含量、评价指标的统计和分析，采用Origin软件制图。
2 结果与分析
2.1 土壤重金属空间分布特征
如图2所示，水平方向上土壤重金属含量随着采样点与公路边缘距离的增加，在不同土层中表现出不同变化趋势。在0～10 cm土层，Pb含量呈波动变化，总体呈增加趋势；Zn和Cu的含量先增加后减少，总体呈减少趋势；Cd的含量先增加后减少；而Ni和Cr的含量总体呈减少趋势。在10～20 cm土层，Pb和Ni的含量先减少后增加，总体呈减少趋势；Zn、Cu、Cd和Cr的含量总体呈减少趋势。在20～30 cm土层，Pb和Ni的含量总体呈增加趋势；Zn、Cu和Cr的含量先增加后减少，总体呈增加趋势；Cd的含量先增加后减少，总体呈减少趋势。
距离公路10 m的土壤中，中层土壤（10～20 cm）中各重金属含量最高，其次是表层土壤（0～10 cm），底层土壤中（20～30 cm）各重金属含量最低。随着土层深度的增加，与公路边缘不同距离草地土壤中重金属含量呈现不同趋势，表现为距离10 m时，总体上Pb和Zn含量降低，Cr含量表现为中部高两端低分布，而Ni含量呈增加趋势；距离100 m的土壤中，Pb和Zn含量先降低后升高，总体呈下降趋势，Cu、Ni和Cr含量呈增加趋势，而Cd含量则降低；距离200 m的土壤中，Ni和Cr含量呈增加趋势，Cd含量则呈减少趋势。距离公路200 m的土壤中，Pb和Cu在10～20 cm土层中含量最高，其次是20～30 cm，表层土中含量最低；Zn在表层土和10～20 cm土层中含量一致，在底层土壤中含量则稍有降低（图2）。
2.2 土壤中各重金属含量之间的相关性
公路沿线草地土壤中除Zn之外，其他5种重金属（Pb、Cu、Cd、Ni、Cr）含量平均值均高于土壤背景值（表2）。通过变异系数对比可知，Pb和Cu含量的变异系数最大，Cd含量的变异系数最小。
表2 土壤重金属含量描述统计特征 |
| 项目 | Pb | Zn | Cu | Cd | Ni | Cr |
|---|---|---|---|---|---|---|
| 极大值/（mg/kg） | 72.00 | 74.00 | 30.00 | 0.25 | 71.00 | 140.00 |
| 极小值/（mg/kg） | 29.00 | 42.00 | 11.00 | 0.18 | 45.00 | 90.00 |
| 均值/（mg/kg） | 57.61 | 62.56 | 25.00 | 0.21 | 55.22 | 121.31 |
| 标准差 | 9.37 | 6.91 | 3.97 | 0.02 | 6.41 | 11.84 |
| 变异系数 | 0.16 | 0.11 | 0.16 | 0.08 | 0.12 | 0.10 |
| 草甸土背景值/（mg/kg） | 22.40 | 70.00 | 19.80 | 0.08 | 23.30 | 77.40 |
土壤重金属Pb、Zn、Cu、Cd、Ni和Cr含量之间的相关性如表3所示。Zn和Pb、Cu和Zn、Cr和Ni含量之间呈极显著正相关（r=0.759，P<0.01；r=0.833，P<0.01；r=0.747，P<0.01），Cu和Pb、Cr和Cu含量之间呈显著正相关（r=0.668，P<0.05；r=0.645，P<0.05）。
表3 土壤重金属含量相关性分析 |
| 重金属 | Pb | Zn | Cu | Cd | Ni | Cr |
|---|---|---|---|---|---|---|
| Pb | 1 | |||||
| Zn | 0.759** | 1 | ||||
| Cu | 0.668* | 0.833** | 1 | |||
| Cd | 0.189 | 0.358 | 0.207 | 1 | ||
| Ni | 0.160 | 0.124 | 0.396 | -0.396 | 1 | |
| Cr | 0.249 | 0.404 | 0.645* | 0.083 | 0.747** | 1 |
|
2.3 表层土壤重金属污染情况评价
研究区公路沿线表层土壤中重金属的平均单因子污染指数（Pi）存在差异。通过对比不同距离的土壤重金属单因子污染指数发现，距离公路10、50和200 m的土壤中，土壤重金属的污染程度排序为Pb>Cd>Ni>Cr>Cu>Zn；距离公路100 m的土壤中，土壤重金属的污染程度排序为Cd>Pb>Ni>Cr>Cu>Zn（图3）。
不同距离下土壤中6种重金属元素的内梅罗综合污染指数在2.22～2.36。其中，距离公路100 m的土壤重金属污染指数最大，为2.36；而距离公路10 m的土壤污染指数最小，为2.22。
2.4 表层土壤潜在生态风险评价
由图4可知，研究区公路沿线草地表层土壤重金属的潜在生态风险指数（RI）均小于150，与公路边缘的距离对RI的影响是有限的，距离公路100 m的草地土壤中重金属的RI最大，距离公路200 m的土壤中重金属的RI最小，其中RI主要来自Cd的潜在生态风险系数（Ei ）的贡献，其Ei 超过了40，说明研究区道路旁土壤中重金属危害程度总体处于轻微生态风险，但Cd的潜在生态风险较大。
研究区公路两侧表层土壤6种重金属元素中，单一重金属的Ei 值依次为Cd>Pb>Ni>Cu>Cr>Zn，重金属Cd的最大潜在生态风险系数较高，达到82.5，其余5种重金属的Ei 值均在40以下，说明研究区公路两侧表层土壤中Cd的污染程度处于中等生态风险。
3 结论与讨论
研究结果显示，公路沿线草地土壤中部分采样点重金属（Zn、Cu、Ni、Cr、Pb和Cd）的含量处于较高水平。土壤中的Pb主要来源于车辆行驶排出的废气，而汽车润滑油燃烧以及车轮的磨损都会产生Zn、Cd和Pb等，刹车里衬的磨损也是Cd、Cu和Zn等重金属的来源之一，除此之外，汽车的不锈钢成分及刹车系统也是造成公路旁土壤重金属Cr、Zn、Cu和Ni等积累的重要原因[17-19]。与此相似的是，徐玉玲等[20]研究发现，交通运输会造成交通干道土壤中Pb、Cr、Cu、Zn和Ni等重金属含量明显增加；刘玉燕等[21]研究发现，城市土壤重金属含量高主要受较大的交通流量影响。本研究中，表层土壤（0～10 cm）中Pb含量随与公路边缘距离的增加总体呈增加趋势，可能是由于Pb主要随尾气PM10颗粒向公路周围扩散，能够扩散至几百米甚至上千米的地方[22]。此外，与公路边缘不同距离的土壤中Ni和Cr具有向下层积聚的趋势，而Pb、Zn和Cd则具有表层积聚的趋势。
变异系数对重金属的空间分布变化具有一定的指示作用，变异系数越小，重金属的空间分布特征越趋于一致[23]。本研究中公路沿线土壤中各重金属含量变化范围较大，除Zn之外，其他5种重金属（Pb、Cu、Cd、Ni、Cr）含量均超过土壤背景值，表明这5种重金属在公路沿线土壤中富集较明显，从长远来看，其将对公路两侧的草地土壤造成严重污染。土壤中Pb、Zn、Cu、Cd、Ni和Cr的变异系数均小于0.5，表明其空间分布特征较一致。Pb和Cu的变异系数最大，Cd的变异系数最小，表明公路沿线草地土壤中Pb和Cu的稳定性相对较差，受交通活动影响较大，而Cd的稳定性相对较好。本研究中各重金属元素的变异系数呈相对复杂的变化趋势，与研究区当地的生态环境、牧民居住和迁徙以及游客的活动等有关。
采用潜在生态风险指数法结合重金属的累积和毒性效应，开展重金属的环境生态效应研究，可为评价土壤污染状况提供良好的参考依据[15]。陈为峰等[10]通过对不同城市功能区绿地土壤重金属分布及其生态风险进行研究，发现其Cd污染已达到中度生态风险，有必要加强对Cd污染的关注。刘丹等[25]对赣南某钨矿区土壤重金属进行研究，发现造成周围土壤潜在生态风险的主要因素是Cd，因此在对其土壤进行修复时，应注重Cd污染的修复和防治。本研究结果也表明，Cd的潜在生态风险系数（Ei ）对公路沿线表层土壤重金属的潜在生态风险指数（RI）的贡献最大，其Ei 超过了40。因此，控制川西北高原公路两侧草地中Cd污染的来源、重视对土壤中Cd污染的治理十分必要。本研究区域主要是川西高原国道沿线的草地，车流量较大，草地土壤中的重金属污染程度处于轻度至中度水平，其潜在生态风险也是轻微至中等水平。由于川西北高原的旅游业目前正处于发展阶段，其公路沿线草地土壤的重金属污染程度以及潜在生态风险将随车流量的增加而增加。因此，亟须重视公路沿线草地土壤中重金属污染的来源，以及对土壤重金属污染的科学防治。
研究区公路沿线草地土壤中Ni和Cr具有向下层积聚的趋势，而Pb、Zn和Cd则具有表层积聚的趋势。公路沿线草地土壤中Pb和Cu的稳定性相对较差，受交通活动影响较大，而Cd的稳定性相对较好。草地土壤中Zn、Cu、Pb和Cr等重金属均来源于道路粉尘或地表径流。公路沿线草地表层土壤中重金属Pb、Cd、Ni、Cr和Cu均达到中度污染程度，其潜在生态风险为轻微至中等水平，并将随车流量的增大而增加。因此，研究区公路沿线草地需进一步采取有效监管措施，防止重金属元素通过植被吸收与牲畜啃食过程的传播和积累效应而影响动物和人体健康。