-
近几十年来，随着公路建设和城市经济的同步发展，汽车作为必不可少的交通工具进入了千家万户，交通和城市化导致环境污染加剧，特别是土壤污染，进一步会威胁到人体健康[1 − 3]. 《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤环境状况总体上不容乐观，总点位超标率达16.1%，其中林地和草地的超标率分别10.0%、10.4%，污染物类型以重金属为主[4]. 道路交通是路旁土壤重金属污染的重要来源，是国内外土壤重金属污染研究的热点问题之一[5 − 6]，但是，目前对土壤重金属污染的研究大多集中在农业和森林土壤中，对城市道路附近绿地土壤的研究仍相对较少.
当前，城市路旁土壤重金属污染的研究受到城市土地规划的影响. 主要研究内容包括比较城市不同功能区或行政区道路之间、不同类型或等级道路之间的土壤重金属污染状况[7]，或者研究跨城市中心至城郊断面的路段，以探究不同功能区土壤重金属污染程度的差异. 例如，Padoan等[8]对意大利都灵大都会区沿着城郊至市中心横断面上的工业区、农业区和住宅区的路边土壤进行了比较研究. 结果表明，土壤重金属浓度在向市中心方向呈现出明显的梯度增加趋势，在功能区内交通繁忙的地点，Zn、Ni、Cu和Pb浓度及富集因子值均较高. 城市绿地在美化城市景观环境、改善城市生态功能、调节城市微气候、促进人群身心健康以及提高社会经济效益等方面发挥着重要作用[9 − 11]. 绿地是城市生态系统的重要组成部分. 城市道路建设及交通运输产生的交通源重金属会通过大气沉降、道路表面径流和路面溅撒水等途径进入沿线土壤，导致空间集聚和环境污染风险[12 − 14]. 因此，有必要明确受城市道路交通潜在影响下，城市路旁绿地土壤重金属空间分布特征及其富集情况.
本研究将以南京市城市功能区中的道路绿地和道路交通影响下公园绿地为研究对象，调查研究两类典型绿地土壤中重金属As、Cr、Ni、Pb和Zn的含量特征，绘图并分析道路绿地内5种重金属含量的空间分布特征；通过地统计分析与GIS技术，对研究区3个城市公园绿地土壤重金属的面状空间分布格局进行拟合. 探索重金属As、Ni、Pb、Zn、Cr在两类绿地土壤中的空间分布特征，为绿地土壤重金属方面的研究提供参考，为路域环境的污染与风险管控提供防治依据.
-
南京市玄武区地处长江下游的长江三角洲，是南京的核心城区之一，位于南京市中部. 南京市属于亚热带季风气候，具有冬冷夏热、四季分明的特点. 夏季主导风向为东南和东风，冬季主导风向为东北和东风. 年平均温度15.4 ℃，年极端最高气温39.7 ℃，最低为-13.1 ℃. 常年平均降雨117 d，年降水量超过
1000 mm，属于湿润地区[15]. 玄武区地处低山丘陵地带，地貌以低山、丘陵和岗地为主. 截至2022年，玄武区总面积75.46平方公里，常住人口53.78万人，城镇化率达100%. 玄武区东北部山环水绕，地势雄伟，绿化覆盖率达62.99%. 研究区附近无工农业污染源，交通发达便捷，公交地铁交织成网，南京火车站、汽车客运站连为一体，钟山风景区南侧有沪宁高速、宁杭高速和中山门大街等道路贯通城区. -
在南京市玄武区钟山风景区南侧沪宁高速G42南京连接线和中山门大街的中山门广场-马群段，选择两类绿地为研究对象. 经过实地勘察，并综合考虑研究区内地形起伏、周边土地利用类型、土壤与植被覆盖等区位条件. 在G42南京连接线两侧的道路绿地内布置20个样点（L），在中山门大街的中山门广场-马群段两侧的道路绿地内布置20个样点（Z），选择道路两侧的3个城市绿地公园（月牙湖公园、下马坊遗址公园和钟山体育运动公园）. 使用系统布点方法分别布置40、49和60个样点，样点的布设尽量均匀. 研究区及样点布设情况见图1.
根据采样点的布设情况，将每个样点设置为2 m×2 m的采样单元，在每个采样单元内按梅花形采集5个土壤表层（0—20 cm）的子样品，每一个子样100 g，将子样充分混匀后放入聚乙烯袋中作为样本. 将采集回来的土壤，置于无尘实验室内自然风干，经风干后去除杂质，用玛瑙研钵研磨，过100目尼龙筛后，采用四分法取样，装入聚乙烯袋中，保存待测. 参考环境标准HJ803-2016[16]，对土壤进行微波消解，赶酸、定容后采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）测定土壤中相应重金属的含量. 每批次15个样品中设置1个空白样和平行样，每个样品均测定3次，重金属元素As、Cr、Ni、Pb、Zn的回收率均在87%—109%之间，相对标准偏差均小于5%，符合重金属分析质量控制要求.
-
土壤重金属的累积通常是自然因素和人为因素共同作用的结果. 富集因子（Enrichment factor）可用来评价土壤重金属相较于区域背景值的富集污染程度，以此评估人类活动对环境的扰动程度[17]. 富集因子法通过将土壤重金属元素与土壤所含的参比元素（一般选用人为污染来源较少和地球化学性质稳定的元素，如Al、Ti、Fe等）在背景环境和土壤样品中的浓度比进行归一化处理，来评估土壤重金属的富集程度. 本研究选取Ti元素作为参比元素，以更好地表征土壤重金属相较于背景环境的富集程度，计算公式如（1）所示：
其中，EF(i)为土壤中重金属元素i的富集因子；Ci是土壤中目标重金属元素i的含量；Ref是土壤中参比元素的含量. 背景值参考成杭新等[18]调查研究的南京市土壤背景值，并以此背景值为标准计算路旁两类绿地土壤重金属的超标率. 重金属元素的富集程度参考Sutherland[19]分为6个等级，如表1所示.
-
采用SPSS 26软件进行土壤重金属含量的描述性统计分析，使用QGIS3.28制作研究区位和样点布设图，利用Origin2019b绘制道路绿地土壤重金属的空间分布图. 此外，GS+9.0和ArcMap10.8等软件用于公园绿地土壤重金属数据的地统计分析与面状空间分布图的制作.
-
对G42南京连接线-中山门大街道路旁的道路绿地以及3个城市公园绿地土壤共189个样点中5种重金属（As、Cr、Ni、Pb、Zn）含量数据进行描述统计分析，结果分别见表2和表3.
由表2可知，城市公园绿地土壤中重金属的含量呈现Zn/Cr > Pb/Ni > As的趋势，这与赵靓等[20]的研究结论基本一致. 下马坊遗址公园土壤中Pb和Zn的含量高于土壤背景值，并显著高于其他两个公园绿地相应土壤重金属的含量，而月牙湖公园中Cr含量相对更高. 所有公园绿地土壤中As、Ni均值含量低于土壤背景值，整体含量偏低.
由表3可知，在道路绿地内，土壤重金属按均值含量排序为Zn/Cr > Pb > Ni > As. G42南京连接线道路绿地土壤中5种重金属均值含量高于中山门大街，其中Cr、Pb和Zn含量显著高于土壤背景值，而As和Ni含量低于土壤背景值.
从整体来看，路旁两类绿地土壤5种重金属均值含量大小顺序呈现Cr/Zn > Pb/Ni > As的趋势，其中As和Ni含量均显著低于背景值. 公园绿地的Cr和Pb均值含量高于土壤背景值，而Zn含量则略低于背景值；而道路绿地内Cr、Pb和Zn的均值含量高于土壤背景值. 土壤重金属污染在城市道路旁不同类型的绿地土壤中存在显著差异，这种差异可能与道路交通污染的排放有关. 研究区土壤重金属Cr、Zn、Pb整体上表现出了明显的人为污染特征. 这表明随着时间的增长，城市道路交通活动可能造成周边道路绿地与公园绿地土壤中重金属的富集累积和环境污染.
-
道路绿地土壤重金属的空间分布特征图如图2所示. 重金属As、Ni元素含量变化总体平稳，含量偏低，未表现出明显的空间积聚. Cr元素在L1—L6和Z1—Z6样点及L16—L20和Z16—Z20样点土壤中含量较高，呈现出一定的空间积聚，而在L7—L15样点和Z7—Z15样点，随着两条研究线路之间空间距离的增加，两条道路旁道路绿地内土壤重金属含量相差较大，且近一半的样点低于土壤背景值.
总体上，Pb和Zn含量大于土壤背景值，Pb和Zn在G42南京连接线道路绿地中的高值点主要是L1、L2、L4、L9、L12、L16和L19样点处，其位置主要集中在各道路交叉口；中山门大街中的高值点是Z6、Z7、Z10、Z15和Z20样点处，主要位于道路交叉口、地铁站口、公交地铁站口附近，该路段周边车流量大. 而道路绿地内低值点所处位置主要位于非道路交叉口或者具有较高的道路防护屏障的区域.
-
为分析路旁公园绿地土壤重金属的空间分布特征，结合地统计分析和GIS技术对研究区土壤重金属的面状空间分布格局进行拟合. 利用SPSS 26.0对3个公园绿地的土壤重金属数据进行正态分布检验，通过GS+地统计软件分别对各研究区符合正态分布的重金属元素（即月牙湖公园的As、Cr、Zn，下马坊遗址公园的As、Cr以及钟山体育运动公园的Cr、Pb）含量数据进行变异函数分析，并进行最优理论模型的拟合. 各公园绿地土壤重金属元素的最优拟合模型的具体参数见表4所示.
由表4可知，月牙湖公园和下马坊遗址公园绿地土壤中As、钟山体育运动公园土壤中Pb的最优拟合模型为球面模型（Spherical Model），月牙湖公园绿地土壤中的Cr、Zn，下马坊遗址公园和钟山体育运动公园土壤中Cr的最优拟合模型为高斯模型（Gaussian Model）. 其中，月牙湖公园中As的理论模型拟合最好，其决定系数r2 为0.937. 下马坊遗址公园中As、Cr均具有较高的拟合程度，决定系数分别为0.994、0.976，但是As的RSS更小，其拟合程度更好. 钟山体育运动公园中Pb的理论模型拟合更好，其r2 为0.922. 对于各公园内不满足正态分布的土壤重金属数据，使用反距离权重法进行重金属面状分布格局的拟合. 3个城市公园绿地中各重金属元素的面状分布模拟的结果分别如图3 − 图5所示.
由图3可知，月牙湖公园绿地土壤中5种重金属元素的空间分布格局各异. 除了As、Ni元素外，其余元素Cr、Pb、Zn均存在明显的空间集聚与高值区. As元素分布较为均匀，其高值区（8.52—11.1 mg·kg−1）集中在公园的中部与东南部，与研究线路的距离远近无明显的关联；结合该区域的超标率情况，As可能受自然因素的影响更大.
Ni元素的空间分布也较为分散，高值区（32.65—71 mg·kg−1）分布于除中部偏西方向以外的其他区域. Cr元素的高值区（111.4—157 mg·kg−1）主要集中东南部，Pb和Zn的空间分布基本相似，在东南部和北部具有高值区，但是其在北部的分布略有不同. Pb含量的高值区（31.09—57 mg·kg−1）主要集中在北部偏西方向上，且具有向东南部扩散的趋势；而Zn含量的高值区（89.73—110 mg·kg−1）主要集中分布在北部靠中间的位置上，呈现面状集聚的分布格局.
如图4所示，在下马坊遗址公园中，As含量高值区（9.13—14.5 mg·kg−1）分布较为分散，低值区主要集中在公园的中部区域，南北贯通，但其整体含量偏低，未呈现空间集聚. Cr含量高值区（83.65—116 mg·kg−1）在公园内聚集显著，多呈现多点散状分布的格局，主要集中在公园的四个角落附近. Ni元素的高值区（30.85—59 mg·kg−1）主要分布在下马坊遗址公园的东南侧，位于公交站口和地铁站口附近. Pb、Zn含量的高值区（分别是40.91—128 mg·kg−1和126—238 mg·kg−1）具有相似的分布格局，即主要在靠近北侧、东侧、南侧的道路附近有显著空间集聚. 但是，Pb元素高值区在西北、东南两个方向上的延伸均呈现向公园中心扩散的趋势；而Zn元素高值区多分布在北侧G42连接线附近，而且向着南部延伸.
如图5所示，钟山体育运动公园位于G42南京连接线北侧，5种重金属元素的空间分布格局不一致. As元素的高值区（8.8—12.9 mg·kg−1）分布较广，整体含量偏低，以散点状和面状分布格局为主，无明显的方向聚集. Cr元素高值区（104.87—143 mg·kg−1）分布于中部、西北边界以及东北部分区域. Ni含量高值区（31.87—68 mg·kg−1）位于公园的西北部和东南部，空间分布也较为分散. Pb和Zn的空间分布格局相似，高值区（分别是27.08—40 mg·kg−1和78.02—157 mg·kg−1）集中在钟山体育运动公园东南侧G42南京连接线附近的区域，以及东北方向的交叉路口处.
-
以南京市土壤元素背景值做参比值，计算出路旁两类绿地土壤中5种重金属的富集因子及不同富集水平样点数占样点总数的百分数，结果如表5和表6所示.
由表5可知，路旁两类绿地土壤Cr、Zn存在轻度富集现状，且在道路绿地内，尤其是G42南京连接线旁道路绿地内富集水平略高；在钟山体育运动公园内最低. 路旁两类绿地土壤中As未出现富集，除月牙湖公园绿地外，Ni在其他研究区中未出现富集. Pb在G42南京连接线与中山门大街道路绿地以及下马坊遗址公园绿地内富集较为严重，均存在中度富集. 而在月牙湖公园和钟山体育运动公园内Pb处于轻度富集水平，在钟山体育运动公园内最低. 从不同研究区中5种重金属的富集水平来看，近路侧的道路绿地以及下马坊遗址公园绿地内表土重金属富集水平按大小排序为Pb > Zn > Cr > Ni > As，Pb的富集水平最高，且均处于中度富集水平；而在月牙湖公园和钟山体育运动公园这2个公园绿地中，表土重金属的富集水平按大小排序则为Pb > Cr > Zn > Ni > As，Pb富集水平最高，均为轻度富集.
由表6可知，Pb的富集程度最为严重，道路绿地内Pb富集因子范围是1.13—6.19，富集水平在轻度富集及以上，达到中度富集水平及以上的样点占比在50%，明显高于公园绿地内的27.5%. 道路绿地土壤重金属Zn达到轻度富集和中度富集水平的样点比例分别为67.5%和27.5%，均高于公园绿地，尤其是达到轻度与中度富集水平的样点占比之和为95%，远高于公园绿地内的71.14%. 两类绿地内Cr的富集水平相差不大，主要以轻度富集为主，占比分别为90%和88.59%. Ni以未富集水平为主，但其轻度富集水平的样点占比已超过1/4，且部分样点处于中度富集水平，这说明Ni的富集程度也不容忽视. As主要处于未富集水平，未富集水平的样点所占比例在87%以上.
与国内主要城市相比，除Cr外，本研究中城市道路旁的公园绿地土壤各重金属含量低于上海：62.6（Cr），33.0（Ni），53.1（Pb），240.0（Zn） mg·kg−1 [12]、天津：81（Cr），33（Ni），44.1（Pb），148.0（Zn），11（As） mg·kg−1 [21]、广州：58.4（Cr），28.18（Ni），124.35（Pb），98.31（Zn） mg·kg−1 [22]等城市，但是远高于呼和浩特：58.99（Cr），18.40（Ni），14.41（Pb），66.42（Zn），5.19（As） mg·kg−1 [23]、银川：57.12（Cr），24.11（Ni），22.22（Pb），51.54（Zn），11.69（As） mg·kg−1 [24]、长春：23.42（Cr），24.11（Ni），13.27（Pb），9.62（As） mg·kg−1 [25]等省会城市公园绿地的研究. G42南京连接线-中山门大街路旁两类绿地土壤中，与南京市土壤背景值相比，5种重金属已经呈现不同程度的富集，两类绿地重金属As、Cr、Ni、Pb、Zn的整体超标率分别是0、54.50%、7.41%、73.54%和47.09%，Pb、Zn和Cr超标情况更严重. 在5种重金属中，Pb、Zn和Cr在研究区道路绿地土壤中的含量显著高于公园绿地，这与滕吉艳[12]的研究结果基本一致. 研究区中，公园绿地5种重金属变异系数按大小排序为Pb （43%） > Zn （40%） > Ni （38%） > As （29%） > Cr （28%），道路绿地5种重金属变异系数的大小顺序为Zn （34%） > Cr （27%） > Pb （23%） > Ni （21%） > As （18%）. 变异系数值越大，说明重金属含量在空间上分布得越不均匀，受人类活动的干扰越大. 这表明道路交通等人为因素对路旁土壤的扰动较大，使Pb、Zn等元素在土壤中分布不均匀并呈现出富集.
-
G42南京连接线-中山门大街路旁两类绿地土壤中5种重金属具有显著的空间异质性. 从土壤重金属高值区分布特征来看，城市道路旁公园绿地中重金属高值区的分布与其附近路域交通源密切相关. 本研究中的城市公园绿地均毗邻G42南京连接线-中山门大街的交通源，其中，月牙湖公园中Pb、Zn和Cr的高值区分别靠近中山门大街与G42南京连接线的道路交叉口及东南侧十字路口附近；而下马坊遗址公园位于G42南京连接线与中山门大街两条道路之间.
Calace等[26]和Wang等[27]分别对罗马市和悉尼市交通繁忙道路附近公园表层土壤中Pb、Cu、Zn的浓度进行研究，结果表明道路交通活动及交通源排放对城市公园或花园土壤中重金属污染有显著贡献. 路域交通源重金属主要来自路面路基材料和道路交通基础设施的磨损，以及车辆自身构件的损耗（机动车镀锌钢板的磨损、轮胎与刹车片磨损、润滑油的泄露和散热器的腐蚀等）[28 − 30]. 机动车尾气排放也是交通源污染物的重要组成[31]，这些过程会产生Cd、Cr、Ni、Pb、Cu、Zn等重金属. 在研究区，城市公园绿地土壤重金属高值区靠近交通源，日常交通流量大. 机动车释放出的汽车尾气以及来自非尾气排放的金属颗粒物，通过大气干湿沉降、道路表面径流、路面的溅撒水等途径扩散到路旁道路绿地和公园绿地的土壤中. 这可能是两类绿地土壤中Cr、Zn和Pb高值区形成的主要原因.
路况和机动车辆的行驶速度是影响路旁绿地土壤重金属空间分布的重要因素. 研究表明，车速与路边土壤重金属累积浓度之间存在较强的相关性[32]. 月牙湖公园内部设有供汽车单向通过的小路，最高限速为5 km·h−1，钟山体育运动公园内也存在类似的单向道路，行人与非机动车共用，该路上的机动车常处于低速行驶状态. 下马坊遗址公园右侧的道路因其靠近旅游景区，最高限速为30 km·h−1. 这些限速行驶路段，特别是在研究路线的交叉口区域，路旁土壤中Pb和Zn有明显集聚. 这与杨颖丽等[33]的研究结果一致，即同一条公路的车辆拥堵、弯道多及十字路口等刹车频繁和车流量大的路段，路边土壤中Cr、Pb、Zn和Cu等元素的含量相对更高. Kadi等[34]的研究结果也表明，转弯道路沿线土壤中的Zn浓度较高. 在研究区，月牙湖公园北侧靠近道路交叉口，东南部为十字路口，下马坊遗址公园东南方向有地铁站停靠，周边还有多个公交站点，因此该区域重金属Cr、Pb、Zn和Ni含量较其他地方更高.
另外，研究区土壤重金属高值区的分布可能与周边交通相关设施（例如停车场和车库、公共交通站点、汽车修理厂等）的重金属排放相关. 例如，钟山体育公园西北部的路边设有地上停车场和车库，南部则有高速公路停车区，这些地方的Cr或Pb、Zn存在空间集聚. Lee等[35]的研究发现，交通相关设施附近的Zn、Pb和Cu浓度分布高于背景值，其原因包括车库、汽车修理厂中车辆维护和拆卸过程中排放的粗颗粒，以及停车场、驾校和路边临时停车位在驾驶或停车时的非尾气/尾气排放. 这些因素共同导致了重金属在土壤中的富集现象.
自然气象因素包括风速风向和降雨，能够通过改变路域交通源污染物的传播途径，影响重金属的空间分布. 有研究[36]表明，金属颗粒物可在干燥天气期间积聚在道路、建筑屋顶和停车场等表面，并在降水过程中被冲至周边环境中. Chen等[37]研究发现，重金属污染物可沿着风向移动，而处在顺风向侧的土壤往往具有更高的重金属浓度.
南京市属于亚热带季风气候，夏季盛行东南风，冬季盛行北风. 这与研究区三个公园中Pb、Zn含量由高至低的衰减扩散趋势相一致. 例如，在月牙湖公园北部高值区，Pb在西北-东南方向上含量较高，呈现向南部扩散的趋势；在东南部高值区，Pb、Zn在西北-东南方向上含量较高，呈现向西北方向扩散的趋势. 但是，在钟山体育运动公园内，Pb和Zn沿顺风向的扩散距离明显变短，这可能是由于该公园与G42南京连接线之间设置了20—40米宽的路侧防护林带. 这与王慧等[38]人的研究结论相似，指出公路绿化带（防护林）对土壤重金属Pb、Cr、Cu、Zn污染具有显著的防护效应，能够将污染限制在50米范围内，降低峰值高度并提前峰值位置. 而在其余两个公园与研究路线之间未设置防护林或绿篱，因此其Pb和Zn含量明显高于钟山体育运动公园中的含量.
从宏观角度看，路旁绿地土壤重金属含量空间集聚与富集水平受城市化持续时间与经济发展的影响，且与公园的历史和道路的通车时间密切相关. Chen等[39]研究表明，土壤Pb、Cu、Zn含量随着公园建园时间的延长而不断增加，在历史悠久且距离市中心较近的公园中，这些重金属的含量明显偏高，而开放历史较短且相对偏僻的公园表土无明显的Pb污染[40].
在研究区中，月牙湖公园建园历史近26年；下马坊遗址公园于2007年在原有遗址基础上新建，尽管一些废弃的工厂已被改建为公园，但重金属物质仍可能残留在以前工业用途的土壤中[41]. 这2个公园靠近城市中心与旅游风景区，因此周边人流量和交通量较高，而钟山体育运动公园则为新建公园. 研究路线G42南京连接线建成通车时间近30年，通车时间长且日常交通量大，截至2020年已达到
64070 pcu/d [42]，成为连接东部苏锡常等市与南京城市中心的主要干道. 有研究发现，随着城市绿地年龄的增长，一系列微量重金属呈增加趋势[43]. 这些发现可能与年代较久的公园暴露于交通源重金属污染的时间有关.园林养护活动与建筑的保护是重要的非交通污染源. 例如，园林绿化工程中施用的肥料与杀虫剂可能含有Pb、Cu、Cd、Zn等元素[44]；而公园内建筑物的装饰用建筑材料中常添加Pb作为着色剂[40]，如油漆、木器涂料与墙面涂料等. 本研究中保留的下马坊遗址起源于公元1393年，历史悠久，古建筑维护过程中可能长期使用油漆和涂料. 月牙湖公园西侧也紧靠古明城墙，受长期的风化或降雨的影响，古建筑表面的油漆和涂料逐渐剥落，其中的Pb、Zn等元素可随大气沉积或屋面径流[45]进入环境，这些因素均可能导致土壤重金属的空间集聚和富集.
-
G42南京连接线-中山门大街路旁城市公园绿地与道路绿地内5种重金属的含量具有显著差异. 道路绿地土壤重金属As、Cr、Ni、Pb和Zn含量高于城市公园绿地土壤重金属含量，尤其以Cr、Pb、Zn更为显著. 路旁两类绿地土壤5种重金属大致呈现Cr/Zn>Pb/Ni>As的趋势. 两类绿地土壤中As、Ni含量未表现出明显的空间积聚，Cr、Zn、Pb含量在道路绿地中显著高于南京市土壤背景值，在公园绿地中则接近背景值. 总体上，Pb、Zn和Cr的空间积聚与路域交通源紧密相关，如交通源（道路通车时间、路况和行车状况）、公园类污染源（交通相关设施的排放、园林及建筑的养维护活动）等因素.
两类绿地内土壤重金属Pb富集水平最高，Zn和Cr均以轻度富集为主，As、Ni主要处于未富集水平. 道路绿地内土壤重金属Pb、Zn和Cr相较于公园绿地重金属的富集水平更为显著. 道路绿地内Pb达到中度富集及以上的样点占比约为50%，而在公园绿地中仅为27.51%. 因此，建议在未来的公园设计建设过程中，应减少公园内部道路交通流量，减少公园内机动车辆的通行. 同时，在公路两侧50 m内可考虑种植防护林、树篱或架设矮墙等防护屏障，对城市道路旁绿地植物的种植进行合理规划，以防止进一步的道路交通排放污染.
城市路旁绿地土壤重金属空间分布与富集特征
Spatial Distribution and enrichment characteristics of heavy metals in two types of roadside green space soil
-
摘要: 为研究道路交通对城市绿地土壤重金属分布及富集的影响，以南京市道路绿地和公园绿地为对象，调查了土壤中As、Cr、Ni、Pb和Zn的分布及富集情况. 结果显示，道路绿地中的重金属含量高于公园绿地，特别是Cr、Pb和Zn显著. 重金属含量趋势为Cr/Zn >Pb/Ni >As，As和Ni低于南京市背景值，而Cr、Zn和Pb在道路绿地中显著超标，超标率分别为56.08%、24.34%和25.40%. As和Ni未表现明显空间积聚，而Pb、Zn和Cr则表现出显著积聚. 道路绿地中这些金属的高值点集中在道路交叉口和公交地铁站口附近；公园绿地高值区则集中在靠近道路及交通设施的区域. Pb、Zn和Cr的积聚与交通排放密切相关. 道路绿地中Pb、Zn和Cr富集水平更高，Pb富集最显著，中度及以上富集样点占50%，而公园绿地为27.51%. 总体来看，Pb、Zn和Cr的积聚与道路交通源紧密相关.Abstract: To study the impact of road traffic on the distribution and enrichment of heavy metals in urban green space soils, we investigated the distribution and enrichment of As, Cr, Ni, Pb, and Zn in the soils of road green spaces and park green spaces in Nanjing. The results showed that the heavy metal content in road green spaces was higher than in park green spaces, particularly for Cr, Pb, and Zn. The trend of heavy metal content was Cr/Zn > Pb/Ni > As. As and Ni were below the background values of Nanjing soil, while Cr, Zn, and Pb significantly exceeded the background values in road green spaces, with exceedance rates of 56.08%, 24.34%, and 25.40%, respectively. As and Ni did not show significant spatial accumulation, whereas Pb, Zn, and Cr exhibited noticeable accumulation. High-value points for these metals in road green spaces were concentrated at road intersections and near busy bus and subway stations, while in park green spaces, high-value areas were near roads and urban public transportation facilities. The accumulation of Pb, Zn, and Cr was closely related to traffic emissions. The enrichment levels of Pb, Zn, and Cr were higher in road green spaces, with Pb showing the most significant enrichment. Approximately 50% of Pb sample points in road green spaces reached moderate or higher enrichment levels, compared to only 27.51% in park green spaces. Overall, the spatial accumulation of Pb, Zn, and Cr was closely related to road traffic sources.
-
近几十年来，随着公路建设和城市经济的同步发展，汽车作为必不可少的交通工具进入了千家万户，交通和城市化导致环境污染加剧，特别是土壤污染，进一步会威胁到人体健康[1 − 3]. 《全国土壤污染状况调查公报》显示，我国土壤环境状况总体上不容乐观，总点位超标率达16.1%，其中林地和草地的超标率分别10.0%、10.4%，污染物类型以重金属为主[4]. 道路交通是路旁土壤重金属污染的重要来源，是国内外土壤重金属污染研究的热点问题之一[5 − 6]，但是，目前对土壤重金属污染的研究大多集中在农业和森林土壤中，对城市道路附近绿地土壤的研究仍相对较少.
当前，城市路旁土壤重金属污染的研究受到城市土地规划的影响. 主要研究内容包括比较城市不同功能区或行政区道路之间、不同类型或等级道路之间的土壤重金属污染状况[7]，或者研究跨城市中心至城郊断面的路段，以探究不同功能区土壤重金属污染程度的差异. 例如，Padoan等[8]对意大利都灵大都会区沿着城郊至市中心横断面上的工业区、农业区和住宅区的路边土壤进行了比较研究. 结果表明，土壤重金属浓度在向市中心方向呈现出明显的梯度增加趋势，在功能区内交通繁忙的地点，Zn、Ni、Cu和Pb浓度及富集因子值均较高. 城市绿地在美化城市景观环境、改善城市生态功能、调节城市微气候、促进人群身心健康以及提高社会经济效益等方面发挥着重要作用[9 − 11]. 绿地是城市生态系统的重要组成部分. 城市道路建设及交通运输产生的交通源重金属会通过大气沉降、道路表面径流和路面溅撒水等途径进入沿线土壤，导致空间集聚和环境污染风险[12 − 14]. 因此，有必要明确受城市道路交通潜在影响下，城市路旁绿地土壤重金属空间分布特征及其富集情况.
本研究将以南京市城市功能区中的道路绿地和道路交通影响下公园绿地为研究对象，调查研究两类典型绿地土壤中重金属As、Cr、Ni、Pb和Zn的含量特征，绘图并分析道路绿地内5种重金属含量的空间分布特征；通过地统计分析与GIS技术，对研究区3个城市公园绿地土壤重金属的面状空间分布格局进行拟合. 探索重金属As、Ni、Pb、Zn、Cr在两类绿地土壤中的空间分布特征，为绿地土壤重金属方面的研究提供参考，为路域环境的污染与风险管控提供防治依据.
1. 材料与方法（Materials and methods）
1.1 研究区概况
南京市玄武区地处长江下游的长江三角洲，是南京的核心城区之一，位于南京市中部. 南京市属于亚热带季风气候，具有冬冷夏热、四季分明的特点. 夏季主导风向为东南和东风，冬季主导风向为东北和东风. 年平均温度15.4 ℃，年极端最高气温39.7 ℃，最低为-13.1 ℃. 常年平均降雨117 d，年降水量超过
1000 mm，属于湿润地区[15]. 玄武区地处低山丘陵地带，地貌以低山、丘陵和岗地为主. 截至2022年，玄武区总面积75.46平方公里，常住人口53.78万人，城镇化率达100%. 玄武区东北部山环水绕，地势雄伟，绿化覆盖率达62.99%. 研究区附近无工农业污染源，交通发达便捷，公交地铁交织成网，南京火车站、汽车客运站连为一体，钟山风景区南侧有沪宁高速、宁杭高速和中山门大街等道路贯通城区.1.2 样点的采集与分析
在南京市玄武区钟山风景区南侧沪宁高速G42南京连接线和中山门大街的中山门广场-马群段，选择两类绿地为研究对象. 经过实地勘察，并综合考虑研究区内地形起伏、周边土地利用类型、土壤与植被覆盖等区位条件. 在G42南京连接线两侧的道路绿地内布置20个样点（L），在中山门大街的中山门广场-马群段两侧的道路绿地内布置20个样点（Z），选择道路两侧的3个城市绿地公园（月牙湖公园、下马坊遗址公园和钟山体育运动公园）. 使用系统布点方法分别布置40、49和60个样点，样点的布设尽量均匀. 研究区及样点布设情况见图1.
根据采样点的布设情况，将每个样点设置为2 m×2 m的采样单元，在每个采样单元内按梅花形采集5个土壤表层（0—20 cm）的子样品，每一个子样100 g，将子样充分混匀后放入聚乙烯袋中作为样本. 将采集回来的土壤，置于无尘实验室内自然风干，经风干后去除杂质，用玛瑙研钵研磨，过100目尼龙筛后，采用四分法取样，装入聚乙烯袋中，保存待测. 参考环境标准HJ803-2016[16]，对土壤进行微波消解，赶酸、定容后采用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）测定土壤中相应重金属的含量. 每批次15个样品中设置1个空白样和平行样，每个样品均测定3次，重金属元素As、Cr、Ni、Pb、Zn的回收率均在87%—109%之间，相对标准偏差均小于5%，符合重金属分析质量控制要求.
1.3 土壤重金属的富集特征
土壤重金属的累积通常是自然因素和人为因素共同作用的结果. 富集因子（Enrichment factor）可用来评价土壤重金属相较于区域背景值的富集污染程度，以此评估人类活动对环境的扰动程度[17]. 富集因子法通过将土壤重金属元素与土壤所含的参比元素（一般选用人为污染来源较少和地球化学性质稳定的元素，如Al、Ti、Fe等）在背景环境和土壤样品中的浓度比进行归一化处理，来评估土壤重金属的富集程度. 本研究选取Ti元素作为参比元素，以更好地表征土壤重金属相较于背景环境的富集程度，计算公式如（1）所示：
其中，EF(i)为土壤中重金属元素i的富集因子；Ci是土壤中目标重金属元素i的含量；Ref是土壤中参比元素的含量. 背景值参考成杭新等[18]调查研究的南京市土壤背景值，并以此背景值为标准计算路旁两类绿地土壤重金属的超标率. 重金属元素的富集程度参考Sutherland[19]分为6个等级，如表1所示.
表 1 富集因子评价标准表Table 1. Evaluation standard of enrichment factorEF 富集程度Degree of enrichment <1 未 1—2 轻度 2—5 中度 5—20 显著 20—40 高 >40 极重 | Show Table
DownLoad:
CSV
1.4 数据分析及空间分布
采用SPSS 26软件进行土壤重金属含量的描述性统计分析，使用QGIS3.28制作研究区位和样点布设图，利用Origin2019b绘制道路绿地土壤重金属的空间分布图. 此外，GS+9.0和ArcMap10.8等软件用于公园绿地土壤重金属数据的地统计分析与面状空间分布图的制作.
2. 结果与讨论 （Results and discussion）
2.1 两类绿地土壤重金属含量的描述性统计分析
对G42南京连接线-中山门大街道路旁的道路绿地以及3个城市公园绿地土壤共189个样点中5种重金属（As、Cr、Ni、Pb、Zn）含量数据进行描述统计分析，结果分别见表2和表3.
表 2 城市公园绿地土壤重金属含量的描述性统计（单位：mg·kg−1）Table 2. Descriptive statistics of heavy metal content in soil of urban Park Green Space研究区域Location 统计参数Statistical Parameter As Cr Ni Pb Zn 月牙湖公园 范围 3.4—11.1 50—157 19—71 10—57 45—110 平均值 7.52 88.9 31.38 28.51 75.15 标准差 1.94 26.60 14.40 9.33 18.32 变异系数 0.26 0.30 0.46 0.33 0.24 下马坊遗址公园 范围 3.6—14.5 41—116 18—59 10.8—128 41—238 平均值 8.01 75.55 24.98 33.90 95.76 标准差 2.41 20.22 7.52 17.49 40.64 变异系数 0.30 0.27 0.30 0.52 0.42 钟山体育运动公园 范围 3.8—12.9 52—143 19—68 17—40 43—157 平均值 8.15 85.48 27.38 23.57 65.35 标准差 2.36 21.48 8.66 4.33 20.28 变异系数 0.29 0.25 0.32 0.18 0.31 公园绿地整体 范围 3.4—14.5 41—157 18—71 10—128 41—238 平均值 7.93 83.13 27.66 28.29 77.99 标准差 2.27 23.09 10.44 12.21 30.98 变异系数 0.29 0.28 0.38 0.43 0.40 样本数 N = 149 南京市土壤背景值 15 83 40 23 79 | Show TableDownLoad:
CSV
由表2可知，城市公园绿地土壤中重金属的含量呈现Zn/Cr > Pb/Ni > As的趋势，这与赵靓等[20]的研究结论基本一致. 下马坊遗址公园土壤中Pb和Zn的含量高于土壤背景值，并显著高于其他两个公园绿地相应土壤重金属的含量，而月牙湖公园中Cr含量相对更高. 所有公园绿地土壤中As、Ni均值含量低于土壤背景值，整体含量偏低.
由表3可知，在道路绿地内，土壤重金属按均值含量排序为Zn/Cr > Pb > Ni > As. G42南京连接线道路绿地土壤中5种重金属均值含量高于中山门大街，其中Cr、Pb和Zn含量显著高于土壤背景值，而As和Ni含量低于土壤背景值.
从整体来看，路旁两类绿地土壤5种重金属均值含量大小顺序呈现Cr/Zn > Pb/Ni > As的趋势，其中As和Ni含量均显著低于背景值. 公园绿地的Cr和Pb均值含量高于土壤背景值，而Zn含量则略低于背景值；而道路绿地内Cr、Pb和Zn的均值含量高于土壤背景值. 土壤重金属污染在城市道路旁不同类型的绿地土壤中存在显著差异，这种差异可能与道路交通污染的排放有关. 研究区土壤重金属Cr、Zn、Pb整体上表现出了明显的人为污染特征. 这表明随着时间的增长，城市道路交通活动可能造成周边道路绿地与公园绿地土壤中重金属的富集累积和环境污染.
表 3 城市道路绿地土壤重金属含量的描述性统计（单位：mg·kg−1）Table 3. Descriptive statistics of heavy metal content in soil of urban road green space研究区域Location 统计参数Statistical Parameter As Cr Ni Pb Zn G42南京连接线 范围 5.3—12 53—135 22.3—40.2 24—47.8 87—278.6 平均值 9.8 98.5 29.9 37.14 114.86 标准差 1.8 26.6 5.1 7.1 43.6 变异系数 0.18 0.27 0.17 0.19 0.38 中山门大街 范围 6.4—11.2 44—132 19—35 25.1—68 59—133 平均值 8.6 96.2 25.3 36.9 93.5 标准差 1.4 26.48 5.46 10.2 20.63 变异系数 0.16 0.28 0.22 0.28 0.22 道路绿地整体 范围 5.3—12 44—135 19—40.2 24—68 59—278.6 平均值 9.2 97.3 27.6 37.1 104.16 标准差 1.69 26.24 5.72 8.68 35.36 变异系数 0.18 0.27 0.21 0.23 0.34 样本数 N = 40 南京市土壤背景值 15 83 40 23 79 | Show TableDownLoad:
CSV
2.2 道路绿地土壤重金属空间分布特征
道路绿地土壤重金属的空间分布特征图如图2所示. 重金属As、Ni元素含量变化总体平稳，含量偏低，未表现出明显的空间积聚. Cr元素在L1—L6和Z1—Z6样点及L16—L20和Z16—Z20样点土壤中含量较高，呈现出一定的空间积聚，而在L7—L15样点和Z7—Z15样点，随着两条研究线路之间空间距离的增加，两条道路旁道路绿地内土壤重金属含量相差较大，且近一半的样点低于土壤背景值.
图 2 道路绿地土壤重金属含量的空间分布特征（mg·kg−1）Figure 2. Spatial distribution of heavy metals in soil of urban road green space总体上，Pb和Zn含量大于土壤背景值，Pb和Zn在G42南京连接线道路绿地中的高值点主要是L1、L2、L4、L9、L12、L16和L19样点处，其位置主要集中在各道路交叉口；中山门大街中的高值点是Z6、Z7、Z10、Z15和Z20样点处，主要位于道路交叉口、地铁站口、公交地铁站口附近，该路段周边车流量大. 而道路绿地内低值点所处位置主要位于非道路交叉口或者具有较高的道路防护屏障的区域.
2.3 公园绿地土壤重金属空间分布特征
为分析路旁公园绿地土壤重金属的空间分布特征，结合地统计分析和GIS技术对研究区土壤重金属的面状空间分布格局进行拟合. 利用SPSS 26.0对3个公园绿地的土壤重金属数据进行正态分布检验，通过GS+地统计软件分别对各研究区符合正态分布的重金属元素（即月牙湖公园的As、Cr、Zn，下马坊遗址公园的As、Cr以及钟山体育运动公园的Cr、Pb）含量数据进行变异函数分析，并进行最优理论模型的拟合. 各公园绿地土壤重金属元素的最优拟合模型的具体参数见表4所示.
表 4 变异函数拟合模型及相关参数Table 4. Fitting model and parameter of Variation function研究区Location 元素Elements 拟合模型Fitting model 块金值Nugget C0 基台值Partial sillC0+C 块基比Nugget/Partial sillC0/C0+C 变程Range 决定系数Determination coefficient r2 RSS 月牙湖公园 As Spherical 1.95 5.317 0.3667 493.5 0.937 0.552 Cr Gaussian 1 664.3 0.0015 57.4323 0.844 48927 Zn Gaussian 1 371.2 0.0027 62.18 0.653 45768 下马坊遗址公园 As Spherical 0.01 5.473 0.0018 54 0.994 0.0347 Cr Gaussian 1 404.4 0.0025 66.3375 0.976 2406 钟山体育运动公园 Cr Gaussian 71 488.9 0.1452 67.3768 0.865 8087 Pb Spherical 1.49 10.1 0.1475 88.7 0.922 1.54 | Show TableDownLoad:
CSV
由表4可知，月牙湖公园和下马坊遗址公园绿地土壤中As、钟山体育运动公园土壤中Pb的最优拟合模型为球面模型（Spherical Model），月牙湖公园绿地土壤中的Cr、Zn，下马坊遗址公园和钟山体育运动公园土壤中Cr的最优拟合模型为高斯模型（Gaussian Model）. 其中，月牙湖公园中As的理论模型拟合最好，其决定系数r2 为0.937. 下马坊遗址公园中As、Cr均具有较高的拟合程度，决定系数分别为0.994、0.976，但是As的RSS更小，其拟合程度更好. 钟山体育运动公园中Pb的理论模型拟合更好，其r2 为0.922. 对于各公园内不满足正态分布的土壤重金属数据，使用反距离权重法进行重金属面状分布格局的拟合. 3个城市公园绿地中各重金属元素的面状分布模拟的结果分别如图3 − 图5所示.
图 3 月牙湖公园绿地土壤中重金属的空间分布Figure 3. Spatial distribution of heavy metals in green soil of Yueya Lake Park
图 5 钟山体育运动公园绿地土壤中重金属的空间分布Figure 5. Spatial distribution of heavy metals in green soil of Zhongshan Sports Park由图3可知，月牙湖公园绿地土壤中5种重金属元素的空间分布格局各异. 除了As、Ni元素外，其余元素Cr、Pb、Zn均存在明显的空间集聚与高值区. As元素分布较为均匀，其高值区（8.52—11.1 mg·kg−1）集中在公园的中部与东南部，与研究线路的距离远近无明显的关联；结合该区域的超标率情况，As可能受自然因素的影响更大.
Ni元素的空间分布也较为分散，高值区（32.65—71 mg·kg−1）分布于除中部偏西方向以外的其他区域. Cr元素的高值区（111.4—157 mg·kg−1）主要集中东南部，Pb和Zn的空间分布基本相似，在东南部和北部具有高值区，但是其在北部的分布略有不同. Pb含量的高值区（31.09—57 mg·kg−1）主要集中在北部偏西方向上，且具有向东南部扩散的趋势；而Zn含量的高值区（89.73—110 mg·kg−1）主要集中分布在北部靠中间的位置上，呈现面状集聚的分布格局.
如图4所示，在下马坊遗址公园中，As含量高值区（9.13—14.5 mg·kg−1）分布较为分散，低值区主要集中在公园的中部区域，南北贯通，但其整体含量偏低，未呈现空间集聚. Cr含量高值区（83.65—116 mg·kg−1）在公园内聚集显著，多呈现多点散状分布的格局，主要集中在公园的四个角落附近. Ni元素的高值区（30.85—59 mg·kg−1）主要分布在下马坊遗址公园的东南侧，位于公交站口和地铁站口附近. Pb、Zn含量的高值区（分别是40.91—128 mg·kg−1和126—238 mg·kg−1）具有相似的分布格局，即主要在靠近北侧、东侧、南侧的道路附近有显著空间集聚. 但是，Pb元素高值区在西北、东南两个方向上的延伸均呈现向公园中心扩散的趋势；而Zn元素高值区多分布在北侧G42连接线附近，而且向着南部延伸.
图 4 下马坊遗址公园绿地土壤中重金属的空间分布Figure 4. Spatial distribution of heavy metals in green soil of Xiamafang Ruins Park如图5所示，钟山体育运动公园位于G42南京连接线北侧，5种重金属元素的空间分布格局不一致. As元素的高值区（8.8—12.9 mg·kg−1）分布较广，整体含量偏低，以散点状和面状分布格局为主，无明显的方向聚集. Cr元素高值区（104.87—143 mg·kg−1）分布于中部、西北边界以及东北部分区域. Ni含量高值区（31.87—68 mg·kg−1）位于公园的西北部和东南部，空间分布也较为分散. Pb和Zn的空间分布格局相似，高值区（分别是27.08—40 mg·kg−1和78.02—157 mg·kg−1）集中在钟山体育运动公园东南侧G42南京连接线附近的区域，以及东北方向的交叉路口处.
2.4 两类绿地土壤重金属的富集特征
以南京市土壤元素背景值做参比值，计算出路旁两类绿地土壤中5种重金属的富集因子及不同富集水平样点数占样点总数的百分数，结果如表5和表6所示.
表 5 不同类型绿地土壤重金属的富集因子评价Table 5. Evaluation of enrichment factors of heavy metals in topsoil of different green spaces研究区Location Cr Ni Pb Zn As EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree G42南京连接线 1.53 轻度 0.98 未 2.14 中度 1.92 轻度 0.86 未 中山门大街 1.51 轻度 0.85 未 2.27 中度 1.65 轻度 0.78 未 月牙湖公园 1.59 轻度 1.18 轻度 1.85 轻度 1.43 轻度 0.75 未 下马坊遗址公园 1.35 轻度 0.94 未 2.26 中度 1.87 轻度 0.81 未 钟山体育运动公园 1.34 轻度 0.92 未 1.38 轻度 1.12 轻度 0.72 未 | Show TableDownLoad:
CSV
由表5可知，路旁两类绿地土壤Cr、Zn存在轻度富集现状，且在道路绿地内，尤其是G42南京连接线旁道路绿地内富集水平略高；在钟山体育运动公园内最低. 路旁两类绿地土壤中As未出现富集，除月牙湖公园绿地外，Ni在其他研究区中未出现富集. Pb在G42南京连接线与中山门大街道路绿地以及下马坊遗址公园绿地内富集较为严重，均存在中度富集. 而在月牙湖公园和钟山体育运动公园内Pb处于轻度富集水平，在钟山体育运动公园内最低. 从不同研究区中5种重金属的富集水平来看，近路侧的道路绿地以及下马坊遗址公园绿地内表土重金属富集水平按大小排序为Pb > Zn > Cr > Ni > As，Pb的富集水平最高，且均处于中度富集水平；而在月牙湖公园和钟山体育运动公园这2个公园绿地中，表土重金属的富集水平按大小排序则为Pb > Cr > Zn > Ni > As，Pb富集水平最高，均为轻度富集.
由表6可知，Pb的富集程度最为严重，道路绿地内Pb富集因子范围是1.13—6.19，富集水平在轻度富集及以上，达到中度富集水平及以上的样点占比在50%，明显高于公园绿地内的27.5%. 道路绿地土壤重金属Zn达到轻度富集和中度富集水平的样点比例分别为67.5%和27.5%，均高于公园绿地，尤其是达到轻度与中度富集水平的样点占比之和为95%，远高于公园绿地内的71.14%. 两类绿地内Cr的富集水平相差不大，主要以轻度富集为主，占比分别为90%和88.59%. Ni以未富集水平为主，但其轻度富集水平的样点占比已超过1/4，且部分样点处于中度富集水平，这说明Ni的富集程度也不容忽视. As主要处于未富集水平，未富集水平的样点所占比例在87%以上.
表 6 两类绿地土壤重金属的富集因子评价及不同富集水平样点数占样点总数的百分数Table 6. Enrichment factors of heavy metals in two types of green space and Percentages of sites at different risk levels in the total sample sites研究区Location 元素Element EF均值Mean of EF 范围Range 未富集Unenriched degree 轻度富集Light degree 中度富集Moderate degree 显著富集Remarkable degree 道路绿地 Cr 1.52 0.91—2.20 5% 90% 5% 0 Ni 0.91 0.60—1.29 72.5% 27.5% 0 0 Pb 2.20 1.13—6.19 0 50.0% 47.5% 2.5% Zn 1.79 0.82—4.49 5.0% 67.5% 27.5% 0 As 0.82 0.46—1.22 87.5% 12.5% 0 0 公园绿地 Cr 1.41 0.86—2.78 6.04% 88.59% 5.37% 0 Ni 0.99 0.54—3.78 68.46% 28.19% 3.36% 0 Pb 1.80 0.53—9.97 8.72% 63.76% 26.17% 1.34% Zn 1.45 0.62—5.01 28.19% 57.05% 14.09% 0.67% As 0.76 0.33—1.85 87.25% 12.75% 0 0 | Show TableDownLoad:
CSV
与国内主要城市相比，除Cr外，本研究中城市道路旁的公园绿地土壤各重金属含量低于上海：62.6（Cr），33.0（Ni），53.1（Pb），240.0（Zn） mg·kg−1 [12]、天津：81（Cr），33（Ni），44.1（Pb），148.0（Zn），11（As） mg·kg−1 [21]、广州：58.4（Cr），28.18（Ni），124.35（Pb），98.31（Zn） mg·kg−1 [22]等城市，但是远高于呼和浩特：58.99（Cr），18.40（Ni），14.41（Pb），66.42（Zn），5.19（As） mg·kg−1 [23]、银川：57.12（Cr），24.11（Ni），22.22（Pb），51.54（Zn），11.69（As） mg·kg−1 [24]、长春：23.42（Cr），24.11（Ni），13.27（Pb），9.62（As） mg·kg−1 [25]等省会城市公园绿地的研究. G42南京连接线-中山门大街路旁两类绿地土壤中，与南京市土壤背景值相比，5种重金属已经呈现不同程度的富集，两类绿地重金属As、Cr、Ni、Pb、Zn的整体超标率分别是0、54.50%、7.41%、73.54%和47.09%，Pb、Zn和Cr超标情况更严重. 在5种重金属中，Pb、Zn和Cr在研究区道路绿地土壤中的含量显著高于公园绿地，这与滕吉艳[12]的研究结果基本一致. 研究区中，公园绿地5种重金属变异系数按大小排序为Pb （43%） > Zn （40%） > Ni （38%） > As （29%） > Cr （28%），道路绿地5种重金属变异系数的大小顺序为Zn （34%） > Cr （27%） > Pb （23%） > Ni （21%） > As （18%）. 变异系数值越大，说明重金属含量在空间上分布得越不均匀，受人类活动的干扰越大. 这表明道路交通等人为因素对路旁土壤的扰动较大，使Pb、Zn等元素在土壤中分布不均匀并呈现出富集.
2.5 两类绿地土壤重金属空间分布特征及影响因素
G42南京连接线-中山门大街路旁两类绿地土壤中5种重金属具有显著的空间异质性. 从土壤重金属高值区分布特征来看，城市道路旁公园绿地中重金属高值区的分布与其附近路域交通源密切相关. 本研究中的城市公园绿地均毗邻G42南京连接线-中山门大街的交通源，其中，月牙湖公园中Pb、Zn和Cr的高值区分别靠近中山门大街与G42南京连接线的道路交叉口及东南侧十字路口附近；而下马坊遗址公园位于G42南京连接线与中山门大街两条道路之间.
Calace等[26]和Wang等[27]分别对罗马市和悉尼市交通繁忙道路附近公园表层土壤中Pb、Cu、Zn的浓度进行研究，结果表明道路交通活动及交通源排放对城市公园或花园土壤中重金属污染有显著贡献. 路域交通源重金属主要来自路面路基材料和道路交通基础设施的磨损，以及车辆自身构件的损耗（机动车镀锌钢板的磨损、轮胎与刹车片磨损、润滑油的泄露和散热器的腐蚀等）[28 − 30]. 机动车尾气排放也是交通源污染物的重要组成[31]，这些过程会产生Cd、Cr、Ni、Pb、Cu、Zn等重金属. 在研究区，城市公园绿地土壤重金属高值区靠近交通源，日常交通流量大. 机动车释放出的汽车尾气以及来自非尾气排放的金属颗粒物，通过大气干湿沉降、道路表面径流、路面的溅撒水等途径扩散到路旁道路绿地和公园绿地的土壤中. 这可能是两类绿地土壤中Cr、Zn和Pb高值区形成的主要原因.
路况和机动车辆的行驶速度是影响路旁绿地土壤重金属空间分布的重要因素. 研究表明，车速与路边土壤重金属累积浓度之间存在较强的相关性[32]. 月牙湖公园内部设有供汽车单向通过的小路，最高限速为5 km·h−1，钟山体育运动公园内也存在类似的单向道路，行人与非机动车共用，该路上的机动车常处于低速行驶状态. 下马坊遗址公园右侧的道路因其靠近旅游景区，最高限速为30 km·h−1. 这些限速行驶路段，特别是在研究路线的交叉口区域，路旁土壤中Pb和Zn有明显集聚. 这与杨颖丽等[33]的研究结果一致，即同一条公路的车辆拥堵、弯道多及十字路口等刹车频繁和车流量大的路段，路边土壤中Cr、Pb、Zn和Cu等元素的含量相对更高. Kadi等[34]的研究结果也表明，转弯道路沿线土壤中的Zn浓度较高. 在研究区，月牙湖公园北侧靠近道路交叉口，东南部为十字路口，下马坊遗址公园东南方向有地铁站停靠，周边还有多个公交站点，因此该区域重金属Cr、Pb、Zn和Ni含量较其他地方更高.
另外，研究区土壤重金属高值区的分布可能与周边交通相关设施（例如停车场和车库、公共交通站点、汽车修理厂等）的重金属排放相关. 例如，钟山体育公园西北部的路边设有地上停车场和车库，南部则有高速公路停车区，这些地方的Cr或Pb、Zn存在空间集聚. Lee等[35]的研究发现，交通相关设施附近的Zn、Pb和Cu浓度分布高于背景值，其原因包括车库、汽车修理厂中车辆维护和拆卸过程中排放的粗颗粒，以及停车场、驾校和路边临时停车位在驾驶或停车时的非尾气/尾气排放. 这些因素共同导致了重金属在土壤中的富集现象.
自然气象因素包括风速风向和降雨，能够通过改变路域交通源污染物的传播途径，影响重金属的空间分布. 有研究[36]表明，金属颗粒物可在干燥天气期间积聚在道路、建筑屋顶和停车场等表面，并在降水过程中被冲至周边环境中. Chen等[37]研究发现，重金属污染物可沿着风向移动，而处在顺风向侧的土壤往往具有更高的重金属浓度.
南京市属于亚热带季风气候，夏季盛行东南风，冬季盛行北风. 这与研究区三个公园中Pb、Zn含量由高至低的衰减扩散趋势相一致. 例如，在月牙湖公园北部高值区，Pb在西北-东南方向上含量较高，呈现向南部扩散的趋势；在东南部高值区，Pb、Zn在西北-东南方向上含量较高，呈现向西北方向扩散的趋势. 但是，在钟山体育运动公园内，Pb和Zn沿顺风向的扩散距离明显变短，这可能是由于该公园与G42南京连接线之间设置了20—40米宽的路侧防护林带. 这与王慧等[38]人的研究结论相似，指出公路绿化带（防护林）对土壤重金属Pb、Cr、Cu、Zn污染具有显著的防护效应，能够将污染限制在50米范围内，降低峰值高度并提前峰值位置. 而在其余两个公园与研究路线之间未设置防护林或绿篱，因此其Pb和Zn含量明显高于钟山体育运动公园中的含量.
从宏观角度看，路旁绿地土壤重金属含量空间集聚与富集水平受城市化持续时间与经济发展的影响，且与公园的历史和道路的通车时间密切相关. Chen等[39]研究表明，土壤Pb、Cu、Zn含量随着公园建园时间的延长而不断增加，在历史悠久且距离市中心较近的公园中，这些重金属的含量明显偏高，而开放历史较短且相对偏僻的公园表土无明显的Pb污染[40].
在研究区中，月牙湖公园建园历史近26年；下马坊遗址公园于2007年在原有遗址基础上新建，尽管一些废弃的工厂已被改建为公园，但重金属物质仍可能残留在以前工业用途的土壤中[41]. 这2个公园靠近城市中心与旅游风景区，因此周边人流量和交通量较高，而钟山体育运动公园则为新建公园. 研究路线G42南京连接线建成通车时间近30年，通车时间长且日常交通量大，截至2020年已达到
64070 pcu/d [42]，成为连接东部苏锡常等市与南京城市中心的主要干道. 有研究发现，随着城市绿地年龄的增长，一系列微量重金属呈增加趋势[43]. 这些发现可能与年代较久的公园暴露于交通源重金属污染的时间有关.园林养护活动与建筑的保护是重要的非交通污染源. 例如，园林绿化工程中施用的肥料与杀虫剂可能含有Pb、Cu、Cd、Zn等元素[44]；而公园内建筑物的装饰用建筑材料中常添加Pb作为着色剂[40]，如油漆、木器涂料与墙面涂料等. 本研究中保留的下马坊遗址起源于公元1393年，历史悠久，古建筑维护过程中可能长期使用油漆和涂料. 月牙湖公园西侧也紧靠古明城墙，受长期的风化或降雨的影响，古建筑表面的油漆和涂料逐渐剥落，其中的Pb、Zn等元素可随大气沉积或屋面径流[45]进入环境，这些因素均可能导致土壤重金属的空间集聚和富集.
3. 结论（Conclusion）
G42南京连接线-中山门大街路旁城市公园绿地与道路绿地内5种重金属的含量具有显著差异. 道路绿地土壤重金属As、Cr、Ni、Pb和Zn含量高于城市公园绿地土壤重金属含量，尤其以Cr、Pb、Zn更为显著. 路旁两类绿地土壤5种重金属大致呈现Cr/Zn>Pb/Ni>As的趋势. 两类绿地土壤中As、Ni含量未表现出明显的空间积聚，Cr、Zn、Pb含量在道路绿地中显著高于南京市土壤背景值，在公园绿地中则接近背景值. 总体上，Pb、Zn和Cr的空间积聚与路域交通源紧密相关，如交通源（道路通车时间、路况和行车状况）、公园类污染源（交通相关设施的排放、园林及建筑的养维护活动）等因素.
两类绿地内土壤重金属Pb富集水平最高，Zn和Cr均以轻度富集为主，As、Ni主要处于未富集水平. 道路绿地内土壤重金属Pb、Zn和Cr相较于公园绿地重金属的富集水平更为显著. 道路绿地内Pb达到中度富集及以上的样点占比约为50%，而在公园绿地中仅为27.51%. 因此，建议在未来的公园设计建设过程中，应减少公园内部道路交通流量，减少公园内机动车辆的通行. 同时，在公路两侧50 m内可考虑种植防护林、树篱或架设矮墙等防护屏障，对城市道路旁绿地植物的种植进行合理规划，以防止进一步的道路交通排放污染.
-
图 2 道路绿地土壤重金属含量的空间分布特征（mg·kg−1）
Figure 2. Spatial distribution of heavy metals in soil of urban road green space
图 3 月牙湖公园绿地土壤中重金属的空间分布
Figure 3. Spatial distribution of heavy metals in green soil of Yueya Lake Park
图 5 钟山体育运动公园绿地土壤中重金属的空间分布
Figure 5. Spatial distribution of heavy metals in green soil of Zhongshan Sports Park
图 4 下马坊遗址公园绿地土壤中重金属的空间分布
Figure 4. Spatial distribution of heavy metals in green soil of Xiamafang Ruins Park
表 1 富集因子评价标准表
Table 1. Evaluation standard of enrichment factor
EF 富集程度Degree of enrichment <1 未 1—2 轻度 2—5 中度 5—20 显著 20—40 高 >40 极重
下载: 导出CSV
表 2 城市公园绿地土壤重金属含量的描述性统计（单位：mg·kg−1）
Table 2. Descriptive statistics of heavy metal content in soil of urban Park Green Space
研究区域Location 统计参数Statistical Parameter As Cr Ni Pb Zn 月牙湖公园 范围 3.4—11.1 50—157 19—71 10—57 45—110 平均值 7.52 88.9 31.38 28.51 75.15 标准差 1.94 26.60 14.40 9.33 18.32 变异系数 0.26 0.30 0.46 0.33 0.24 下马坊遗址公园 范围 3.6—14.5 41—116 18—59 10.8—128 41—238 平均值 8.01 75.55 24.98 33.90 95.76 标准差 2.41 20.22 7.52 17.49 40.64 变异系数 0.30 0.27 0.30 0.52 0.42 钟山体育运动公园 范围 3.8—12.9 52—143 19—68 17—40 43—157 平均值 8.15 85.48 27.38 23.57 65.35 标准差 2.36 21.48 8.66 4.33 20.28 变异系数 0.29 0.25 0.32 0.18 0.31 公园绿地整体 范围 3.4—14.5 41—157 18—71 10—128 41—238 平均值 7.93 83.13 27.66 28.29 77.99 标准差 2.27 23.09 10.44 12.21 30.98 变异系数 0.29 0.28 0.38 0.43 0.40 样本数 N = 149 南京市土壤背景值 15 83 40 23 79
下载: 导出CSV
表 3 城市道路绿地土壤重金属含量的描述性统计（单位：mg·kg−1）
Table 3. Descriptive statistics of heavy metal content in soil of urban road green space
研究区域Location 统计参数Statistical Parameter As Cr Ni Pb Zn G42南京连接线 范围 5.3—12 53—135 22.3—40.2 24—47.8 87—278.6 平均值 9.8 98.5 29.9 37.14 114.86 标准差 1.8 26.6 5.1 7.1 43.6 变异系数 0.18 0.27 0.17 0.19 0.38 中山门大街 范围 6.4—11.2 44—132 19—35 25.1—68 59—133 平均值 8.6 96.2 25.3 36.9 93.5 标准差 1.4 26.48 5.46 10.2 20.63 变异系数 0.16 0.28 0.22 0.28 0.22 道路绿地整体 范围 5.3—12 44—135 19—40.2 24—68 59—278.6 平均值 9.2 97.3 27.6 37.1 104.16 标准差 1.69 26.24 5.72 8.68 35.36 变异系数 0.18 0.27 0.21 0.23 0.34 样本数 N = 40 南京市土壤背景值 15 83 40 23 79
下载: 导出CSV
表 4 变异函数拟合模型及相关参数
Table 4. Fitting model and parameter of Variation function
研究区Location 元素Elements 拟合模型Fitting model 块金值Nugget C0 基台值Partial sillC0+C 块基比Nugget/Partial sillC0/C0+C 变程Range 决定系数Determination coefficient r2 RSS 月牙湖公园 As Spherical 1.95 5.317 0.3667 493.5 0.937 0.552 Cr Gaussian 1 664.3 0.0015 57.4323 0.844 48927 Zn Gaussian 1 371.2 0.0027 62.18 0.653 45768 下马坊遗址公园 As Spherical 0.01 5.473 0.0018 54 0.994 0.0347 Cr Gaussian 1 404.4 0.0025 66.3375 0.976 2406 钟山体育运动公园 Cr Gaussian 71 488.9 0.1452 67.3768 0.865 8087 Pb Spherical 1.49 10.1 0.1475 88.7 0.922 1.54
下载: 导出CSV
表 5 不同类型绿地土壤重金属的富集因子评价
Table 5. Evaluation of enrichment factors of heavy metals in topsoil of different green spaces
研究区Location Cr Ni Pb Zn As EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree EF 污染程度Degree G42南京连接线 1.53 轻度 0.98 未 2.14 中度 1.92 轻度 0.86 未 中山门大街 1.51 轻度 0.85 未 2.27 中度 1.65 轻度 0.78 未 月牙湖公园 1.59 轻度 1.18 轻度 1.85 轻度 1.43 轻度 0.75 未 下马坊遗址公园 1.35 轻度 0.94 未 2.26 中度 1.87 轻度 0.81 未 钟山体育运动公园 1.34 轻度 0.92 未 1.38 轻度 1.12 轻度 0.72 未
下载: 导出CSV
表 6 两类绿地土壤重金属的富集因子评价及不同富集水平样点数占样点总数的百分数
Table 6. Enrichment factors of heavy metals in two types of green space and Percentages of sites at different risk levels in the total sample sites
研究区Location 元素Element EF均值Mean of EF 范围Range 未富集Unenriched degree 轻度富集Light degree 中度富集Moderate degree 显著富集Remarkable degree 道路绿地 Cr 1.52 0.91—2.20 5% 90% 5% 0 Ni 0.91 0.60—1.29 72.5% 27.5% 0 0 Pb 2.20 1.13—6.19 0 50.0% 47.5% 2.5% Zn 1.79 0.82—4.49 5.0% 67.5% 27.5% 0 As 0.82 0.46—1.22 87.5% 12.5% 0 0 公园绿地 Cr 1.41 0.86—2.78 6.04% 88.59% 5.37% 0 Ni 0.99 0.54—3.78 68.46% 28.19% 3.36% 0 Pb 1.80 0.53—9.97 8.72% 63.76% 26.17% 1.34% Zn 1.45 0.62—5.01 28.19% 57.05% 14.09% 0.67% As 0.76 0.33—1.85 87.25% 12.75% 0 0
下载: 导出CSV
-
[1] MOHAMMADI A, MANSOUR S N, NAJAFI M L, et al. Probabilistic risk assessment of soil contamination related to agricultural and industrial activities[J]. Environmental Research, 2022, 203: 111837. doi: 10.1016/j.envres.2021.111837 [2] GUO K, YAN L J, HE Y F, et al. Phytoremediation as a potential technique for vehicle hazardous pollutants around highways[J]. Environmental Pollution, 2023, 322: 121130. doi: 10.1016/j.envpol.2023.121130 [3] 陈泽华, 焦思, 余爱华, 等. 土壤重金属污染评价方法探析——以南京市为例[J]. 森林工程, 2020, 36(3): 28-36. doi: 10.3969/j.issn.1006-8023.2020.03.005 CHEN Z H, JIAO S, YU A H, et al. Analysis on evaluation methods of heavy metal pollution in soil—Taking Nanjing as an example[J]. Forest Engineering, 2020, 36(3): 28-36 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1006-8023.2020.03.005
[4] 李丽颖. 生态环境部有关负责人解读《“十四五” 土壤、地下水和农村生态环境保护规划》[J]. 中国农垦, 2022(2): 8-9. doi: 10.3969/j.issn.0529-6382.2022.02.003 LI L Y. Interpretation of the “14th Five-Year Plan” for soil, groundwater and rural ecological environment protection by the responsible person of the ministry of ecology and environment[J]. China State Farm, 2022(2): 8-9 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.0529-6382.2022.02.003
[5] WALRAVEN N, VAN OS B J H, KLAVER G T, et al. The lead (Pb) isotope signature, behaviour and fate of traffic-related lead pollution in roadside soils in The Netherlands[J]. Science of the Total Environment, 2014, 472: 888-900. doi: 10.1016/j.scitotenv.2013.11.110 [6] ZHAO Z, HAZELTON P. Evaluation of accumulation and concentration of heavy metals in different urban roadside soil types in Miranda Park, Sydney[J]. Journal of Soils and Sediments, 2016, 16(11): 2548-2556. doi: 10.1007/s11368-016-1460-z [7] 余爱华, 卢秀琳, 周舒宇, 等. 城市不同功能区土壤重金属特性分析——以南京市玄武区为例[J]. 森林工程, 2014, 30(6): 27-32. doi: 10.3969/j.issn.1001-005X.2014.06.007 YU A H, LU X L, ZHOU S Y, et al. Characteristics of heavy metals in the soil of different urban areas-a case study of Xuanwu district in Nanjing[J]. Forest Engineering, 2014, 30(6): 27-32 (in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1001-005X.2014.06.007
[8] PADOAN E, ROMÈ C, AJMONE-MARSAN F. Bioaccessibility and size distribution of metals in road dust and roadside soils along a peri-urban transect[J]. Science of the Total Environment, 2017, 601: 89-98. [9] TZOULAS K, KORPELA K, VENN S, et al. Promoting ecosystem and human health in urban areas using green infrastructure: A literature review[J]. Landscape and Urban Planning, 2007, 81(3): 167-178. doi: 10.1016/j.landurbplan.2007.02.001 [10] KOLIMENAKIS A, SOLOMOU A D, PROUTSOS N, et al. The socioeconomic welfare of urban green areas and parks; A literature review of available evidence[J]. Sustainability, 2021, 13(14): 7863. doi: 10.3390/su13147863 [11] 卢瑛, 甘海华, 张波, 等. 深圳市城市绿地土壤中重金属的含量及化学形态分布[J]. 环境化学, 2009, 28(2): 284-288. doi: 10.3321/j.issn:0254-6108.2009.02.027 LU Y, GAN H H, ZHANG B, et al. Concentration and chemical fractionation of heavy metals in soils of urban green space in Shenzhen city[J]. Environmental Chemistry, 2009, 28(2): 284-288 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:0254-6108.2009.02.027
[12] 滕吉艳. 上海城市中心区不同类型绿地土壤重金属污染特征[J]. 土壤通报, 2021, 52(4): 927-933. TENG J Y. Contamination characteristics of heavy metals in soils from urban green space in central Shanghai[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2021, 52(4): 927-933 (in Chinese).
[13] DE SILVA S, BALL A S, INDRAPALA D V, et al. Review of the interactions between vehicular emitted potentially toxic elements, roadside soils, and associated biota[J]. Chemosphere, 2021, 263: 128135. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.128135 [14] JIAO S, CHEN Z H, YU A H, et al. Evaluation of the heavy metal pollution ecological risk in topsoil: A case study from Nanjing, China[J]. Environmental Earth Sciences, 2022, 81(23): 532. doi: 10.1007/s12665-022-10659-4 [15] 王红, 徐静, 谢晓金, 等. 南京市绿地土壤养分特征及空间分布[J]. 江苏农业科学, 2021, 49(6): 212-218. WANG H, XU J, XIE X J, et al. Soil nutrient characteristics and space distribution of urban green space in Nanjing City[J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2021, 49(6): 212-218 (in Chinese).
[16] 中华人民共和国环境保护部. 土壤和沉积物 12种金属元素的测定 王水提取-电感耦合等离子体质谱法: HJ 803—2016[S]. 北京: 中国环境科学出版社, 2016. Ministry of Environmental Protection of the People’s Republic of China. Soil and sediment-Determination of aqua regia extracts of 12 metal elements-Inductively coupled plasma mass spectrometry: HJ 803—2016[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2016. (in Chinese).
[17] CHEN H Y, TENG Y G, LU S J, et al. Contamination features and health risk of soil heavy metals in China[J]. Science of the Total Environment, 2015, 512: 143-153. [18] 成杭新, 李括, 李敏, 等. 中国城市土壤化学元素的背景值与基准值[J]. 地学前缘, 2014, 21(3): 265-306. CHENG H X, LI K, LI M, et al. Geochemical background and baseline value of chemical elements in urban soil in China[J]. Earth Science Frontiers, 2014, 21(3): 265-306 (in Chinese).
[19] SUTHERLAND R A. Bed sediment-associated trace metals in an urban stream, Oahu, Hawaii[J]. Environmental Geology, 2000, 39(6): 611-627. doi: 10.1007/s002540050473 [20] 赵靓, 梁云平, 陈倩, 等. 中国北方某市城市绿地土壤重金属空间分布特征、污染评价及来源解析[J]. 环境科学, 2020, 41(12): 5552-5561. ZHAO L, LIANG Y P, CHEN Q, et al. Spatial distribution, contamination assessment, and sources of heavy metals in the urban green space soils of a city in North China[J]. Environmental Science, 2020, 41(12): 5552-5561 (in Chinese).
[21] 侯佳渝, 杨耀栋, 程绪江. 天津市城区不同功能区绿地土壤重金属分布特征及来源研究[J]. 物探与化探, 2021, 45(5): 1130-1134. HOU J Y, YANG Y D, CHENG X J. Distribution and sources of heavy metals in greenbelt soil in different functional zones of Tianjin City[J]. Geophysical and Geochemical Exploration, 2021, 45(5): 1130-1134 (in Chinese).
[22] GU Y G, LIN Q, GAO Y P. Metals in exposed-lawn soils from 18 urban parks and its human health implications in Southern China’s largest city, Guangzhou[J]. Journal of Cleaner Production, 2016, 115: 122-129. doi: 10.1016/j.jclepro.2015.12.031 [23] 杨永志, 闫海霞, 马穆德. 呼和浩特市绿地土壤重金属污染特征及评价[J]. 北方园艺, 2019(16): 110-116. YANG Y Z, YAN H X, MA M D. Characteristic and evaluation of soil pollution by heavy metal in different greenbelts of Hohhot[J]. Northern Horticulture, 2019(16): 110-116 (in Chinese).
[24] 孙变变, 赵银鑫, 常丹, 等. 银川市城市绿地土壤重金属分布特征及其生态风险评价[J]. 水土保持研究, 2020, 27(6): 262-268. SUN B B, ZHAO Y X, CHANG D, et al. Distribution characteristics and ecological risk assessment of soil heavy metals in green spaces of Yinchuan City[J]. Research of Soil and Water Conservation, 2020, 27(6): 262-268, 277 (in Chinese).
[25] 杨义波, 谢修鸿, 翁俊维. 长春市不同绿地类型土壤重金属含量及其污染评价[J]. 土壤通报, 2020, 51(6): 1454-1460. YANG Y B, XIE X H, WENG J W. Contents and assessment of soil heavy metal pollution in different types of green space in Changchun[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2020, 51(6): 1454-1460 (in Chinese).
[26] CALACE N, CALIANDRO L, PETRONIO B M, et al. Distribution of Pb, Cu, Ni and Zn in urban soils in Rome city (Italy): Effect of vehicles[J]. Environmental Chemistry, 2012, 9(1): 69. doi: 10.1071/EN11066 [27] WANG X Y, BIRCH G F, LIU E F. Traffic emission dominates the spatial variations of metal contamination and ecological-health risks in urban park soil[J]. Chemosphere, 2022, 297: 134155. doi: 10.1016/j.chemosphere.2022.134155 [28] KUPIAINEN K J, TERVAHATTU H, RÄISÄNEN M, et al. Size and composition of airborne particles from pavement wear, tires, and traction sanding[J]. Environmental Science & Technology, 2005, 39(3): 699-706. [29] ROGGE W F, HILDEMANN L M, MAZUREK M A, et al. Sources of fine organic aerosol. 3. road dust, tire debris, and organometallic brake lining dust: Roads as sources and sinks[J]. Environmental Science & Technology, 1993, 27(9): 1892-1904. [30] 舒嫒嫒, 柏荣耀, 石俊豪, 等. 孝感市开放源扬尘重金属污染特征、来源及健康风险评价[J]. 环境化学, 2022, 41(2): 499-510. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021042302 SHU A A, BAI R Y, SHI J H, et al. Pollution characteristics, sources and health risk assessment of heavy metals in open-source dusts in Xiaogan City[J]. Environmental Chemistry, 2022, 41(2): 499-510 (in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2021042302
[31] ONDRÁČEK J, SCHWARZ J, ŽDÍMAL V, et al. Contribution of the road traffic to air pollution in the Prague city (busy speedway and suburban crossroads)[J]. Atmospheric Environment, 2011, 45(29): 5090-5100. doi: 10.1016/j.atmosenv.2011.06.036 [32] DE SILVA S, BALL A S, HUYNH T, et al. Metal accumulation in roadside soil in Melbourne, Australia: Effect of road age, traffic density and vehicular speed[J]. Environmental Pollution, 2016, 208: 102-109. doi: 10.1016/j.envpol.2015.09.032 [33] 杨颖丽, 李琼, 马婷, 等. 兰州市交通干道土壤重金属污染及其对植物的影响[J]. 兰州大学学报(自然科学版), 2017, 53(5): 664-670. YANG Y L, LI Q, MA T, et al. Heavy metal pollution in soil and its effect on plants on the main roads of Lanzhou City[J]. Journal of Lanzhou University (Natural Sciences), 2017, 53(5): 664-670 (in Chinese).
[34] KADI M W. “Soil pollution hazardous to environment”: A case study on the chemical composition and correlation to automobile traffic of the roadside soil of Jeddah City, Saudi Arabia[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 168(2-3): 1280-1283. doi: 10.1016/j.jhazmat.2009.03.015 [35] LEE H G, BYUN Y J, CHUN Y W, et al. Identification of metal contamination sources and evaluation of the anthropogenic effects in soils near traffic-related facilities[J]. Toxics, 2021, 9(11): 278. doi: 10.3390/toxics9110278 [36] SHAJIB M T I, HANSEN H C B, LIANG T, et al. Metals in surface specific urban runoff in Beijing[J]. Environmental Pollution, 2019, 248: 584-598. doi: 10.1016/j.envpol.2019.02.039 [37] CHEN X, XIA X H, ZHAO Y, et al. Heavy metal concentrations in roadside soils and correlation with urban traffic in Beijing, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 181(1-3): 640-646. doi: 10.1016/j.jhazmat.2010.05.060 [38] 王慧, 郭晋平, 张芸香, 等. 公路绿化带对路旁土壤重金属污染格局的影响及防护效应——以山西省主要公路为例[J]. 生态学报, 2010, 30(22): 6218-6226. WANG H, GUO J P, ZHANG Y X, et al. Influences and protective effects of roadside tree-belt on heavy metal pollution of roadside soils: A case study of major roads in Shanxi[J]. Acta Ecologica Sinica, 2010, 30(22): 6218-6226 (in Chinese).
[39] CHEN T B, ZHENG Y M, LEI M, et al. Assessment of heavy metal pollution in surface soils of urban parks in Beijing, China[J]. Chemosphere, 2005, 60(4): 542-551. doi: 10.1016/j.chemosphere.2004.12.072 [40] 郑袁明, 余轲, 吴泓涛, 等. 北京城市公园土壤铅含量及其污染评价[J]. 地理研究, 2002, 21(4): 418-424. doi: 10.3321/j.issn:1000-0585.2002.04.003 ZHENG Y M, YU K, WU H T, et al. Lead concentrations of soils in Beijing urban parks and their pollution assessment[J]. Geographical Research, 2002, 21(4): 418-424 (in Chinese). doi: 10.3321/j.issn:1000-0585.2002.04.003
[41] LIU L L, LIU Q Y, MA J, et al. Heavy metal(loid)s in the topsoil of urban parks in Beijing, China: Concentrations, potential sources, and risk assessment[J]. Environmental Pollution, 2020, 260: 114083. doi: 10.1016/j.envpol.2020.114083 [42] 周建飞. 沪宁高速公路(江苏段)再扩建总体方案分析[J]. 山西建筑, 2023, 49(6): 147-151. ZHOU J F. Analysis of the master plan for the re-expansion of the Shanghai-Nanjing Expressway(Jiangsu Section)[J]. Shanxi Architecture, 2023, 49(6): 147-151 (in Chinese).
[43] LJUNG K, SELINUS O, OTABBONG E. Metals in soils of children’s urban environments in the small northern European city of Uppsala[J]. Science of the Total Environment, 2006, 366(2-3): 749-759. doi: 10.1016/j.scitotenv.2005.09.073 [44] ALENGEBAWY A, ABDELKHALEK S T, QURESHI S R, et al. Heavy metals and pesticides toxicity in agricultural soil and plants: Ecological risks and human health implications[J]. Toxics, 2021, 9(3): 42. doi: 10.3390/toxics9030042 [45] 黄金良, 杜鹏飞, 欧志丹, 等. 澳门屋面径流特征初步研究[J]. 环境科学学报, 2006, 26(7): 1076-1081. HUANG J L, DU P F, OU Z D, et al. Preliminary investigation on the characterization of urban roof runoff in Macau[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2006, 26(7): 1076-1081 (in Chinese).
-
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 179
- HTML全文浏览数: 179
- PDF下载数: 3
- 施引文献: 0
