不同徑級國槐行道樹重金屬富集效能比較

唐麗清, 邱尓發(fā), 韓玉麗, 王榮芬

中國林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)研究所, 國家林業(yè)局城市森林研究中心, 國家林業(yè)局森林培育重點實驗室, 北京 100091

不同徑級國槐行道樹重金屬富集效能比較

唐麗清, 邱尓發(fā)*, 韓玉麗, 王榮芬

中國林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)研究所, 國家林業(yè)局城市森林研究中心, 國家林業(yè)局森林培育重點實驗室, 北京 100091

采用ICP-OES測定北京市臺基廠大街行道樹國槐各器官中7種重金屬(Cd、Cr、Ni、Cu、Mn、Pb、Zn)含量，比較不同徑級國槐重金屬富集效能。結(jié)果表明：國槐中重金屬含量因胸徑級、器官、元素種類不同而存在差異。各徑級國槐重金屬含量大小總體趨勢為Zn>Mn>Cu>Pb>Cr>Ni>Cd，各器官中樹皮和根對重金屬的吸收能力最強(qiáng)，其次是葉和枝，樹干對重金屬的吸收能力最弱。不同徑級國槐對重金屬的富集能力存在差異，表現(xiàn)為小徑級>中徑級>大徑級。國槐各器官中重金屬積累量大小順序為根>干>枝>葉，重金屬積累量隨著胸徑級擴(kuò)大和生物量的增加而增加。綜合比較不同徑級國槐重金屬年均積累量、單位面積富集量和單位空間富集量，小徑級(20≤DBH<30 cm)國槐富集效能最高。

徑級; 國槐; 重金屬; 屬行道樹; 富集效能

隨著城市化進(jìn)程加快，城市生態(tài)系統(tǒng)的負(fù)荷日益加重，生態(tài)環(huán)境受到嚴(yán)重破壞。其中由機(jī)動車尾氣排放、工業(yè)“三廢”、人類生產(chǎn)活動等原因造成的重金屬污染已成為當(dāng)前社會不容忽視的環(huán)境問題[1- 2]。城市樹木憑借巨大生物量、發(fā)達(dá)的根系吸收和富集土壤重金屬，有效實現(xiàn)土壤重金屬修復(fù)[3- 5]。在空間資源緊張、人口密集的城市中，綠化植物作為重金屬污染的“天然凈化器”，受到眾多學(xué)者的廣泛關(guān)注，但受地域差異國內(nèi)外學(xué)者的關(guān)注內(nèi)容略有不同。由于樹葉和樹皮中重金屬含量與大氣中相應(yīng)元素含量有較高相關(guān)性，國外許多專家學(xué)者致力于鄉(xiāng)土樹木的樹葉、樹皮等對大氣重金屬物污染的指示研究，比如七葉樹和椴樹樹葉可很好地指示南斯拉夫首都大氣重金屬污染狀況[6]；根據(jù)錦繡杜鵑葉片與道路土壤重金屬相關(guān)性研究以及同位素跟蹤分析道路重金屬污染主要來源[7]；相關(guān)研究認(rèn)為闊葉樹和針葉樹的樹皮指示效果也良好，尤其粗糙樹皮對重金屬富集能力高于光滑樹皮，Tayel等利用柏樹樹皮監(jiān)測和評價約旦安曼城市大氣重金屬污染[8]；Ali等[9]認(rèn)為樹木細(xì)枝對空氣重金屬污染也有很好指示作用。在空間資源相對緊張的城市，狹隘的道路綠化空間，通過立體綠化方式，選擇一些抗污吸污強(qiáng)的綠化植物，有助于提高對道路重金屬污染物的吸收和凈化作用，美國Speak等[10]通過街道附近屋頂綠化植物對顆粒物凈化試驗發(fā)現(xiàn)部分屋頂綠化植物對大氣重金屬污染有較強(qiáng)滯留和吸收能力。而目前國內(nèi)學(xué)者主要從不同樹種對重金屬吸收的差異性比較、公路防護(hù)林對重金屬吸收和積累特征、林帶對重金屬污染的屏障作用以及樹齡對喬木重金屬吸收的影響等多方面展開調(diào)查研究，一般認(rèn)為楊柳科樹木重金屬富集吸收的能力相對較強(qiáng)，速生樹種生物量大、生長快對重金屬富集能力高于慢生樹種，如楊樹、火炬松分別高于同齡級的落葉松、杉木；針葉樹鱗形葉片表層有較厚的蠟質(zhì)和松脂分泌物對大氣重金屬的吸附能力高于闊葉樹種；毛白楊和楓香對重金屬富集能力隨著年齡增加而逐漸降低[11- 21]。但目前研究中還未涉及不同胸徑大小的樹木重金屬富集差異性比較，對樹木各器官重金屬富集作用的研究僅局限于重金屬含量的比較，而對單株樹木及各器官重金屬積累量的討論甚少。國槐是北京市道路綠化的高頻樹種，因此本文選取北京市臺基廠大街行道樹國槐為研究對象，研究其不同徑級、不同器官對重金屬的富集作用，并結(jié)合土地和空間資源有效利用的角度，探討不同徑級國槐重金屬富集效能，為今后城市行道樹經(jīng)營管理及樹種選擇提供理論依據(jù)。

1 試驗材料與研究方法

1.1 樣地概況

試驗樣地位于北京市東城區(qū)臺基廠大街(39°56′N，116°20′E)，毗鄰天安門廣場，北起東長安街，南至前門東大街。道路長600 m，寬10 m，兩側(cè)以國槐作為行道樹，樹木平均胸徑32.93 cm，平均樹高12.8 m，株距3 m。臺基廠大街表層土壤重金屬含量，見表1。

表1 臺基廠大街土壤重金屬元素含量

1.2 樣品采集及處理

按胸徑大小，將國槐分成3個徑級：小徑級(20≤DBH<30 cm)，中徑級(30≤DBH<40 cm)，大徑級(40≤DBH<50 cm)。根據(jù)每木調(diào)查結(jié)果，每徑級各選取與該徑級平均胸徑、樹高相近的樣木3—5株，各徑級國槐樣木生長情況如表2所示。于2013年8月中旬對臺基廠大街兩側(cè)國槐和路旁土壤進(jìn)行樣品采集。(1)植物樣品：分不同方向采集樣木根系、枝、葉、干、皮，樹皮采自胸徑部位，樹干用生長錐在胸徑部位采集；(2)土壤：采用混合取樣法，用土鉆采集樣木根系周圍表層土壤，每株樣木下采集2個土樣，一共收集18個土樣，于室內(nèi)將土壤樣品均勻混合，四分法取1 kg作為該條道路的混合土樣，自然風(fēng)干后過100目篩，裝袋保存。植物樣品則用去離子水清洗，用吸水紙吸干表面水分后放入恒溫烘箱中105℃殺青，80℃烘干至恒重，用高速萬能粉碎機(jī)粉碎好放入紙袋干燥保存。

1.3 重金屬元素測定方法

稱取樣品0.5 g(精確至0.0001)，植物樣品消煮采用濃HNO3-HCLO4(4∶1)消解法[22]；土壤樣品消煮采用HF-HCLO4(1∶1)消解法[22]。使用ICP-OES電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀測定重金屬Cd、Cr、Cu、Mn、Ni、Pb、Zn含量。

表2 不同徑級國槐標(biāo)準(zhǔn)木生長情況

1.4 植物重金屬富集系數(shù)計算

重金屬富集系數(shù)大小反映了植物對土壤中某一元素富集和吸收能力的強(qiáng)弱[23]:

富集系數(shù)=植物各器官重金屬元素含量/土壤重金屬元素含量

1.5 植物各器官重金屬積累量估算方法

植物通過各器官長期吸收而累積在體內(nèi)的重金屬量即植物各器官重金屬元素積累量。各器官中某一元素積累量可根據(jù)各器官生物量與其對應(yīng)吸收的該種重金屬元素含量乘積估算，所有器官重金屬元素積累量總和為單株重金屬積累量[24]。

通過伐倒木分層計算各器官干重求取單株喬木生物量是一種比較精確的生物量估算方法，但在城市園林中這種做法不切實際，而且園林上也沒有適用于國槐的生物量估算方程，根據(jù)前人研究，計算樹木生物量時對于無相關(guān)生物量方程可參考同屬或同科的其他樹木的生物量模型進(jìn)行估算[25]，本研究中國槐的生物量估算參考畢君等人刺槐單株生物量動態(tài)研究，由于尚未找到合適國槐樹皮的生物量估算模型，因此并未對樹皮重金屬積累量進(jìn)行估算[26]。其回歸方程如下：

lnW干=-2.895531+0.86764ln(D2H)R=0.989

lnW枝=-3.71916+0.79079ln(D2H)R=0.932

lnW葉=-2.90872+0.45739ln(D2H)R=0.795

lnW根=-2.16746+0.63276ln(D2H)R=0.956

1.6 單株綠化覆蓋面積及綠化空間輻射占有量估算方法

(1)綠化覆蓋面積

單株喬木綠化覆蓋面積即樹冠投影面積(不計樹冠重疊部分)，國槐樹冠在地面的投影近似橢圓，其樹冠投影面積公式為：

S=πab

式中,S為樹冠投影面積(m2)；a，b為分別為樹冠南北和東西長的一半(m)。

(2)綠化空間輻射占有量(ROGS)

綠化空間輻射占有量(ROGS)即樹木正常生長的生存空間及發(fā)揮多種生態(tài)功能的空間范圍，其計算方法參考郄光發(fā)等人的研究[27]，計算公式如下：

V=πR2H

式中，V為單株綠化空間輻射占有量(m3)；R為樹冠半徑(m)；H為樹高(m)。

根據(jù)單株綠化覆蓋面積、綠化空間輻射占有量和單株重金屬積累量推算單位面積、單位空間重金屬富集量，更好反映樹木在有限生存土地和空間里各器官對重金屬的吸收和富集。

1.7 數(shù)據(jù)處理

用Excel2007和SPSS19.0統(tǒng)計軟件對試驗數(shù)據(jù)進(jìn)行處理。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同徑級國槐重金屬含量比較

重金屬含量在國槐中因器官、元素種類不同而存在差異(表3)，各元素含量大小順序為Zn>Mn>Cu>Pb>Cr>Ni>Cd，總體上各器官中樹皮和樹根中重金屬含量較高，葉和枝次之，樹干中則普遍較低，其中Cd、Cr、Ni和Pb 4種非必須營養(yǎng)元素在樹皮中含量較高，而Zn、Mn、Cu 3種營養(yǎng)元素在樹根中含量較高。

不同徑級國槐相同器官對同一元素的吸收存在差異(表3)，除樹皮、樹根外，其余器官中Cd含量在不同徑級間差異不顯著(P>0.05)；Cr、Zn、Mn在各器官中含量因徑級不同存在極顯著差異(P<0.01)，其中小徑級樹枝中Cr含量、樹皮中Mn含量分別是中徑級相應(yīng)器官3.01、1.45倍，大徑級樹干中Zn含量是小徑級相應(yīng)器官4倍；Cu、Pb、Ni在部分器官中含量也因徑級不同存在極顯著差異(P<0.01)，尤其是樹皮器官，Cu在小徑級中含量比中徑級多了2.18倍，中徑級Pb含量則是大徑級3.86倍，樹枝中小徑級Ni含量是中徑級2.22倍；樹干中Pb含量和樹根中Ni含量在各徑級差異不顯著(P>0.05)。總體上，重金屬含量在各徑級國槐中大小順序為：中徑級>小徑級>大徑級，尤其是中徑級國槐樹根對Mn、Zn，樹皮對Cr、Pb，樹葉對Zn的吸收都高于其他徑級相應(yīng)器官。

表3 不同徑級國槐各器官重金屬元素含量

2.2 不同徑級國槐對重金屬的富集能力比較

各徑級國槐對7種重金屬元素的富集系數(shù)計算結(jié)果(表4)表明不同器官對不同重金屬元素的富集能力存在差異，選擇性吸收明顯，總體上富集能力依次為樹皮>樹根>樹葉>樹枝>樹干。各器官對重金屬的富集系數(shù)分布范圍為：樹枝0.015—0.194，對Ni的吸收能力最強(qiáng)，而對Cu的吸收較弱(大徑級國槐除外)；樹葉0.023—0.195，對Mn的吸收能力最強(qiáng)，而對Cu的吸收能力最弱；樹干0.007—0.085，對Cd的吸收最強(qiáng)，對Mn較弱(小徑級除外)；樹根0.070—0.617，對Cu的吸收強(qiáng)，對Pb的吸收弱(中徑級除外)；樹皮0.112—1.010，樹皮對Pb的吸收能力較高，尤其是中徑級國槐樹皮對Pb的富集系數(shù)大于1，表現(xiàn)出高富集的特征。有研究表明樹皮是營養(yǎng)元素吸收和轉(zhuǎn)化比較活躍的器官，在參與養(yǎng)分循環(huán)和營養(yǎng)代謝過程中起著重要的作用[28- 29]，此外，大氣沉降的重金屬顆粒物能直接吸附在樹皮表面，通過皮層吸收和運輸進(jìn)入樹體內(nèi)[30]，因此樹皮對重金屬有較高的吸收和富集作用，很多研究也得到了類似結(jié)果[31- 32]。但由于樹皮結(jié)構(gòu)復(fù)雜，理化性質(zhì)特殊，對重金屬吸收機(jī)制的研究還不是很完善，因此樹皮吸收重金屬來源以及中徑級國槐樹皮對Pb的高富集特征是否還受大氣沉降影響還有待深入研究[30]。

表4 不同徑級國槐重金屬富集系數(shù)比較

不同徑級國槐對不同重金屬元素表現(xiàn)出不同的富集能力(表4)，小徑級國槐中表現(xiàn)為Cd>Cu>Ni>Pb>Mn>Cr>Zn；中徑級：Pb>Cd>Mn>Cr>Cu>Ni>Zn；大徑級：Cu>Mn>Cr>Cd>Ni>Pb>Zn；這與各重金屬元素在國槐中含量大小順序(Zn>Mn>Cu>Cr>Pb>Ni>Cd)差異很大，該結(jié)果反映出國槐對Zn的高吸收低富集，對Cd低吸收但富集能力較強(qiáng)的特征，間接說明國槐對重金屬元素的富集能力并不同體內(nèi)相應(yīng)元素的含量值呈正比，可能受到自身吸收特性和外界環(huán)境等多方面因素影響。隨著胸徑不斷擴(kuò)大，國槐對Cr、Mn、Pb、Zn的富集能力先增強(qiáng)后減弱，對Cd的富集能力逐漸減弱，而對Cu、Ni的富集能力隨胸徑擴(kuò)大先減弱后增強(qiáng)。從重金屬富集系數(shù)均值來看，各徑級國槐對重金屬的富集能力大小為小徑級(0.168)>中徑級(0.162)>大徑級(0.122)，總體上隨著胸徑不斷擴(kuò)大，國槐對重金屬的富集能力呈下降趨勢。

2.3 不同徑級國槐各器官重金屬元素積累量估算

各徑級國槐單株重金屬積累量為22777.65—47263.70 mg/株(表5)，隨著胸徑級擴(kuò)大而增加。由于未找到適合國槐樹皮的生物量方程，因此本文中并未對樹皮重金屬積累量進(jìn)行估算。從不同重金屬元素積累量來看，單株國槐中Zn、Mn、Cu積累量最高，Cr、Ni、Pb其次，Cd最低。

為了說明重金屬在單株國槐各器官中分配情況以及與生物量的關(guān)系，根據(jù)表5數(shù)據(jù)作出相應(yīng)圖1。圖1顯示國槐各器官中重金屬積累量與相應(yīng)器官生物量不成正比，樹根生物量僅占總生物量13.13%—16.46%，但其重金屬積累量最大，占60.93%—79.43%；樹干生物量最大，占總生物67.27%—71.63%，但重金屬積累量卻不到單株國槐總積累量1/3；樹冠枝葉生物量為14.42%—16.27%，其重金屬積累量卻低于15%。

隨著胸徑級擴(kuò)大，國槐的生物量也相應(yīng)增加，尤其是樹干生物量占總生物量的比重逐漸增大，而其余器官呈減小趨勢，因此相應(yīng)器官中的重金屬積累量也隨之發(fā)生增大或減小的變化，其中大徑級國槐樹干重金屬積累量(12958.77 mg)占總積累量百分比(27.42%)幾乎比小徑級國槐(2205.66 mg，9.68%)增長了兩倍，而樹根同比卻減少了18.5%。各徑級國槐單株重金屬積累量隨著胸徑級擴(kuò)大不呈線性增加(類似拋物線狀)，其中中徑級國槐重金屬積累量同小徑級國槐相比增加了92.99%，而大徑級同比中徑級僅增加7.52%，研究表明樹木生物量隨著樹齡增大呈拋物線增長[33]，因而單株國槐重金屬總積累量的增長隨著胸徑擴(kuò)大可能受生物量增長率大小影響。

表5 不同徑級國槐單株各器官生物量及重金屬積累量

2.4 不同徑級國槐重金屬富集效能比較

根據(jù)單株國槐重金屬積累量和樹齡估算各徑級國槐重金屬年均積累量，比較不同徑級國槐對重金屬的年均累積能力，從土地和空間資源有效利用角度出發(fā)，比較不同徑級國槐在單位綠化面積和單位空間里對重金屬的富集量，根據(jù)這3個指標(biāo)的估算結(jié)果，采樣隸屬函數(shù)法[34]對不同徑級國槐重金屬富集效能進(jìn)行綜合評價。

重金屬年積累量、單位面積富集量、單位空間富集量因胸徑級、重金屬種類不同而差異明顯(表6)?？傮w上各元素年積累量和富集量大小趨勢為Zn>Mn>Cu>Cr>Ni>Pb>Cd，同各重金屬在單株國槐中積累量大小順序相同。從年均積累量看，中徑級>小徑級>大徑級，而且中徑級國槐年均重金屬積累量是大徑級國槐的1.54倍；從單位面積和單位空間富集量看，小徑級>大徑級>中徑級，但大徑級與中徑級的國槐之間差異不大。根據(jù)隸屬函數(shù)法計算，結(jié)果表明不同徑級國槐重金屬富集效能大小依次為：小徑級>中徑級>大徑級。

3 結(jié)論與討論

3.1 結(jié)論

(1)國槐對重金屬元素的吸收因胸徑級、器官、重金屬種類不同而存在差異，這是國槐對各重金屬元素選擇性吸收的結(jié)果。

圖1 不同徑級國槐重金屬積累量分配規(guī)律Fig.1 Distribution of biomass and heavy metal current capacity of Sophora japonica L. trees in different diameter class

表6 不同徑級國槐單株重金屬富集效能比較

(2)國槐各器官中重金屬含量在樹皮、樹根中較高，樹葉和樹枝次之，樹干中最低；各器官對重金屬富集能力強(qiáng)弱依次為樹皮>樹根>樹葉>樹枝>樹干。

(3)各重金屬元素在國槐中含量大小總體趨勢為Zn>Mn>Cu>Pb>Cr>Ni>Cd，而富集能力卻與之差異較大，其中小徑級國槐：Cd>Cu>Ni>Pb>Mn>Cr>Zn；中徑級：Pb>Cd>Mn>Cr>Cu>Ni>Zn；大徑級：Cu>Mn>Cr>Cd>Ni>Pb>Zn；該結(jié)果反映出7種元素的富集吸收中，國槐對Zn高吸收低富集，而對Cd低吸收但富集較高的特征。各徑級國槐對重金屬富集能力為小徑級>中徑級>大徑級。

(4)單株國槐各器官重金屬積累量大小為樹根>樹干>樹枝>樹葉，隨著徑級擴(kuò)大，單株國槐重金屬積累量因生物量增加而逐漸增加。

(5)從重金屬年積累量、單位綠化面積和單位空間重金屬富集量3個方面對不同徑級國槐重金屬富集效能進(jìn)行評價，綜合比較結(jié)果表明：小徑級>中徑級>大徑級。

3.2 討論

3.2.1 植物各器官對重金屬的吸收

植物吸收重金屬的途徑主要有兩個：一是通過根系吸收土壤中重金屬，輸送到地上部分各器官，二是通過地上枝、葉、皮部分接觸、吸附、吸收大氣中重金屬顆粒物。

(1)樹皮 前人在綠化樹木重金屬吸收及分布的研究中對樹皮重金屬吸收方面的討論甚少。樹皮長期暴露在空氣中，其吸收的重金屬主要來源于根系輸送以及與外界環(huán)境中重金屬顆粒物接觸、附著吸收[30]，本次研究結(jié)果表明樹皮對重金屬富集能力最強(qiáng)，尤其對Cr、Ni和Pb 3種有害重金屬的吸收均高于其他器官，蔣高明等人[32]在對木本植物不同器官吸收污染物研究中也得到了類似結(jié)論。樹皮對重金屬元素的吸收能力高于樹根，間接表明通過根系輸送重金屬并不是樹皮吸收重金屬的唯一途徑，更多可能來自對大氣沉降的重金屬顆粒物的吸附。有研究表明樹皮對污水中的重金屬具有良好的凈化作用，尤其是闊葉樹樹皮能有效去除Cu、Pb和Zn。樹皮對重金屬的積累受樹皮本身的理化性質(zhì)、環(huán)境中污染物含量、降水等影響，因此樹皮對重金屬污染物凈化作用應(yīng)得到重視，其積累機(jī)制有待深入研究[30]。

(2)樹根 植物根系是養(yǎng)分吸收的主要器官，根系吸收土壤中水分及各種礦質(zhì)營養(yǎng)元素的同時附帶吸收土壤中有害重金屬元素，因此根系中重金屬含量一般較其他器官高[33]，這在很多研究結(jié)果中都得到了證實[13- 14]。Zn、Mn、Cu是植物生長必需營養(yǎng)元素，對植物生理生長及代謝活動中發(fā)揮著重要作用，而Cd、Cr、Ni、Pb是非必需營養(yǎng)元素，雖然低含量對植物代謝有一定促進(jìn)作用，但在植物體內(nèi)富集過量會對其生長造成毒害，本次研究表明樹根中Zn、Mn、Cu 3種元素含量均高于其他器官，而對Cd、Cr、Ni、Pb的吸收低于樹皮，說明國槐樹根對不同重金屬元素存在選擇性吸收，能很好地避免有害重金屬過量累積。

(3)樹葉 樹葉中重金屬一部分來自根系蒸騰拉力作用下水分礦質(zhì)營養(yǎng)的輸送，一部分來自對大氣顆粒物的吸收[14]，本次研究結(jié)果顯示各徑級國槐樹葉對重金屬元素的吸收普遍低于樹根(除了大徑級國槐樹葉對Cr、Pb的吸收)，而且小、中、大各徑級國槐樹葉中重金屬含量均值分別僅是樹根中的24.7%、31.6%、54.8%，可見樹葉對各重金屬元素的轉(zhuǎn)運能力比較弱，國槐通過根系吸收的土壤重金屬主要滯留在根部[35]。一些研究認(rèn)為植物葉片中的重金屬主要來自對空氣污染物的吸收附著，黃會一等人試驗研究也證實木本植物葉片對大氣重金屬污染物有很強(qiáng)吸收能力[36]，部分研究認(rèn)為植物葉片中累積的重金屬與其生長土壤中重金屬含量無相關(guān)性，而與大氣中重金屬含量成正比[37- 38]，因此樹葉中累積吸收的重金屬來源還有待進(jìn)一步研究分析；徐學(xué)華等人[20]對河道公路毛白楊重金屬分布研究以及方晰等[24]人對樟樹重金屬積累量空間分布研究結(jié)果均表明樹葉對重金屬的吸收能力高于樹根及其他器官，這與本試驗研究結(jié)果不同，說明樹木對重金屬的吸收可能存在種間差異[39]，但受測定方法、區(qū)域環(huán)境、元素種類不同等影響，研究結(jié)果也可能存在一定差異。

(4)樹干 雖然樹干中重金屬含量比較低，對各元素吸收弱于其他器官，但憑借其巨大的生物量，仍是累積重金屬的主要“庫”。植物體內(nèi)不同器官間重金屬積累量的差異主要是因不同組分間生物量以及各組分重金屬含量的差異所致[40]。樹木生物量隨著樹木生長而逐漸增加，而且樹干生物量在樹木總生物量中的比例會隨著林齡的增加逐年增大[33,41]，因此隨著胸徑級擴(kuò)大，國槐樹干中重金屬積累量也會逐漸增大，重金屬污染物通過樹干富集作用得到長期穩(wěn)固，能有效避免重金屬重新回歸到環(huán)境中再次造成污染[24]。

(5)樹枝 目前對樹枝重金屬富集作用單方面的研究不多，但現(xiàn)有研究表明樹枝也具有一定重金屬累積能力，樹枝表面皮層多孔，能吸滯和累積空氣中重金屬顆粒物，累積在表皮層的重金屬顆粒可通過表皮進(jìn)入皮層，而且隨著枝條年齡增加具有累積效應(yīng)，尤其是懸鈴木樹枝表皮多皮孔，且表皮蠟質(zhì)覆有毛絨，對空氣重金屬的吸附能力更強(qiáng)，其一年生的枝條可作為很好的空氣污染監(jiān)測材料。蔣高明分析承德木本植物不同部位的重金屬含量，結(jié)果顯示當(dāng)年生枝條重金屬含量高于葉片，而樹枝吸收能力大小可能還受根部吸收的影響[30,42-43]。

3.2.2 植物吸收重金屬可能存在的影響因素

植物對重金屬的吸收不僅受自身遺傳基因調(diào)控，同時還與生理代謝活動、細(xì)胞形態(tài)結(jié)構(gòu)以及外界區(qū)域環(huán)境中重金屬存在形式等諸多方面因素影響[44-45]。

(1)植物生理活動可能對重金屬吸收造成一定影響。植物在蒸騰作用下通過根系向地上運輸水分和營養(yǎng)物質(zhì)的同時也攜帶部分重金屬，本次研究中大徑級國槐生長已近成熟，而小、中徑級國槐仍處于生長階段，對養(yǎng)分和水分的需求更大，因此蒸騰作用更強(qiáng)，在蒸騰拉力作用下間接帶動對重金屬的吸收[14,46]。此外，大樹體內(nèi)大量積累重金屬等有毒物質(zhì)，對各項生理代謝的正常發(fā)揮可能造成一定的影響，從而對營養(yǎng)物質(zhì)，以及有害金屬元素的吸收和運輸造成阻礙[47]，這可能是導(dǎo)致大徑級國槐對重金屬富集能力下降的原因之一，但具體影響因素還有待進(jìn)一步詳細(xì)研究。

(2)土壤中重金屬可能影響了國槐對各重金屬元素的選擇吸收。臺基廠大街土壤重金屬除Mn外，其余6種重金屬含量均超出了北京市土壤背景值，其中Cd、Cu、Zn最為顯著，分別是北京市土壤背景值[48]相應(yīng)元素17、15.61、13.55倍，采用單因子評價法與內(nèi)梅羅綜合評價法評價該條道路土壤重金屬污染[49]：單項污染指數(shù)大小順序為Cd(10.2)>Zn(8.66)>Cu(8.34)>Pb(1.55)>Cr(0.75)>Ni(0.70)>Mn(0.65)，內(nèi)梅羅污染指數(shù)(PN)為8.04(PN>3)，可見臺基廠大街路旁土壤已受到嚴(yán)重重金屬污染，尤其是Cd、Cu、Zn污染嚴(yán)重。土壤重金屬含量大小順序為Zn>Mn>Cu>Cr>Pb>Ni>Cd(表1)，與行道樹國槐中重金屬含量大小排序相似。有研究表明植物對重金屬的吸收與環(huán)境中重金屬含量呈正相關(guān)[38,50]，本次研究中的國槐對重金屬的吸收可能受土壤中重金屬含量影響。此外，智穎飆等人研究發(fā)現(xiàn)土壤重金屬中有效態(tài)含量與植物對其吸收和利用有很大關(guān)系，有效態(tài)所占比越大越利于重金屬的吸收富集，土壤理化性質(zhì)(PH值、離子強(qiáng)度、有機(jī)質(zhì)含量等)也會影響國槐對重金屬的吸收[44]。

(3)不同樹種以及不同區(qū)域環(huán)境下植物富集吸收重金屬的能力略有差異。雖然該研究中國槐部分器官對一些重金屬元素的富集作用較高(樹皮、樹根)，但各徑級國槐對重金屬元素的平均富集系數(shù)在0.121—0.168之間，屬于中度吸收范圍(0.11)，與徐學(xué)華等人[20]研究的河道公路上的毛白楊(平均富集系數(shù)為0.104)相比，該道路上國槐對重金屬的富集吸收能力更強(qiáng)，但低于部分礦區(qū)植被或公路沿線的綠化喬木[14-15,52- 53]。除受種間差異影響外，植物體內(nèi)重金屬含量通常與環(huán)境中重金屬污染程度相關(guān)。礦區(qū)重金屬污染程度一般高于公路高于道路及其他功能區(qū)，此外交通帶來汽車尾氣、車胎磨損等也會加重環(huán)境中重金屬污染，尤其車流量大的道路重金屬污染更為嚴(yán)重[54]，因此植物對重金屬富集吸收受諸多因素影響，關(guān)于這方面問題研究在今后仍有待深入。

3.2.3 不同徑級國槐重金屬富集效能評價

在土地利用以及空間資源緊張的城市環(huán)境中，對所選擇的綠化樹木限制因素太多，如樹種選擇、樹木大小、植株高度等，小徑級國槐對土地和空間的利用率高，而且其重金屬富集能力強(qiáng)，因而從綜合利用角度出發(fā)小徑級國槐重金屬富集效能高于中、大徑級。大徑級國槐體內(nèi)已大量累積重金屬，體內(nèi)過高的重金屬含量對正常生理活動可能造成一定負(fù)面影響，對外界污染環(huán)境的抵抗能力差，對空間資源和養(yǎng)分的競爭激烈，加之綠地空間有限，大樹截枝、截干等措施頻繁，與潛在空間綠化占有量相比，現(xiàn)有的綠化空間就縮小很多。在惡劣的生長環(huán)境中大徑級國槐更容易出現(xiàn)病害現(xiàn)象，個體健康水平會低于小、中徑級國槐。因而，今后針對重金屬污染嚴(yán)重區(qū)進(jìn)行綠化時可選擇生長旺盛的小、中徑級樹木，對于土地和空間資源利用要求高的地方，可選擇小徑級樹木，對于生長不良、出現(xiàn)病害嚴(yán)重的大徑級的樹木，無論從富集重金屬能力還是交通環(huán)境的安全角度，可考慮適當(dāng)進(jìn)行更新。

由于城市樹木生長與林分中存在差異，加之刺槐和國槐僅同科不同種，因而本文采用刺槐林分中單株刺槐生物量估算不同徑級國槐單株重金屬積累量與實際值可能存在些差異，但至少能反映出不同徑級國槐單株重金屬積累量在樹木生長過程中隨著胸徑級擴(kuò)大各器官中重金屬分布以及重金屬總量增長的變化趨勢。在今后研究工作中，可開展城市樹木生物量的調(diào)查研究，從而更好服務(wù)于城市綠化樹木及城市森林的生態(tài)功能評價及生態(tài)效益精確估算。

[1] 趙其國, 駱永明, 滕應(yīng), 曹偉, 吳紹華. 當(dāng)前國內(nèi)外環(huán)境保護(hù)形勢及其研究進(jìn)展. 土壤學(xué)報, 2009, 46(6): 1146-1154.

[2] 王宏鑌, 束文圣, 藍(lán)崇鈺. 重金屬污染生態(tài)學(xué)研究現(xiàn)狀與展望. 生態(tài)學(xué)報, 2005, 25(3): 596-605.

[3] 韋秀文, 姚斌, 劉慧文, 白莉萍, 周玲莉. 重金屬及有機(jī)物污染土壤的樹木修復(fù)研究進(jìn)展. 林業(yè)科學(xué), 2011, 47(5): 124-130.

[4] 駱永明, 查宏光, 宋靜, 李華. 大氣污染的植物修復(fù). 土壤, 2002, 34(3): 113-119.

[5] 張翠萍, 溫琰茂. 大氣污染植物修復(fù)的機(jī)理和影響因素研究. 云南地理環(huán)境研究, 2005, 17(6): 82-86.

[7] Suzuki K, Yabuki T, Ono Y. RoadsideRhododendronpulchrumleaves as bioindicators of heavy metal pollution in traffic areas of Okayama, Japan. Environmental Monitoring and Assess, 2009, 149(1/4): 133-141.

[8] El-Hasana T, Al-Omaria H, Jiries A, Al-Nasir F. Cypress tree(CupressussemervirensL.) bark as an indicator for heavy metal pollution in the atmosphere of Amman City, Jordan. Environment International, 2002, 28(6): 513-519.

[9] Demirayak A, Kutbay H G, Kilic D, Bilgin A, Hüseyinova R. Heavy metal accumulation in some natural and exotic plants in Samsun City. Ekoloji, 2011, 20(79): 1-11.

[10] Barnes D, Hammadah M A, Ottaway J M. The lead, copper, and zinc contents of tree rings and barks A measurement of local metallic pollution. Science of the Total Environment, 1976, 5(1): 63-67.

[11] Unterbrunner R, Puschenreiter M, Sommer P, Wieshammer G, Tlusto? P, Zupan M, Wenzel W W. Heavy metal accumulation in trees growing on contaminated sites in Central Europe. Environmental Pollution, 2007, 148(1): 107-114.

[11] 楊志敏, 陳玉成. 重慶市主要綠化植物對重金屬的富集與凈化研究. 西南農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2006, 28(3): 393-395, 401-401.

[12] Speak A F, Rothwell J J, Lindley S J, Smith C L. Urban particulate pollution reduction by four species of green roof vegetation in a UK city. Atmospheric Environment, 2012, 61: 283-293.

[12] 宋芬芳, 楊世勇. 基于重金屬積累特征的城市綠化樹種配置模式研究. 安徽師范大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2011, 34(4): 365-369.

[13] 萬堅, 徐程揚, 周睿智, 段永宏. 北京市主要路旁綠化灌木中重金屬元素分布特征. 東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2008, 36(3): 22-23, 30-30.

[14] 劉維濤, 張銀龍, 陳喆敏, 周啟星, 羅紅艷. 礦區(qū)綠化樹木對鎘和鋅的吸收與分布. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2008, 19(4): 752-756.

[15] 孫龍, 韓麗君, 何東坡, 穆立薔, 曹軍, 姜利. 綏滿公路兩側(cè)森林區(qū)土壤——植被重金屬的分布特征及污染評價. 林業(yè)科學(xué), 2009, 45(9): 72-78.

[16] 阮宏華, 姜志林. 城郊公路兩側(cè)主要森林類型鉛含量及分布規(guī)律. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 1999, 10(3): 362-364.

[17] 欒以玲, 葉鏡中, 蔡志全, 夏潔. 城市近郊火炬松林重金屬元素的分布及其季節(jié)變化. 南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2002, 26(6): 37-40.

[18] 王成, 郄光發(fā), 楊穎, 任啟文. 高速路林帶對車輛尾氣重金屬污染的屏障作用. 林業(yè)科學(xué), 2007, 43(3): 1-7.

[19] 徐永榮, 馮宗煒, 王春夏, 周志翔. 綠帶對公路兩側(cè)土壤重金屬含量的影響研究. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué), 2002, (5): 75-77.

[20] 徐學(xué)華, 黃大莊, 王秀彥, 王圣杰, 李玉靈. 河道公路綠化植物毛白楊對重金屬元素的吸收與分布. 水土保持學(xué)報, 2009, 23(3): 78-81, 106-106.

[21] 吉啟軒, 薛建輝, 沈雪梅. 不同年齡楓香對土壤中重金屬污染物吸收能力比較. 山東林業(yè)科技, 2013, (1): 1-7.

[22] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法. 北京: 中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[23] 郭水良, 黃朝表, 邊媛, 林國平. 金華市郊雜草對土壤重金屬元素的吸收與富集作用(I)---6種重金屬元素在雜草和土壤中的含量分析. 上海交通大學(xué)學(xué)報: 農(nóng)業(yè)科學(xué)版, 2002, 20(1): 22-29.

[24] 方晰, 田大倫, 陳駿超, 姬瑞華. 重金屬元素在樟樹人工林中的累積與遷移. 安全與環(huán)境學(xué)報, 2006, 1(6): 64-68.

[25] 王迪生. 基于生物量計測的北京城區(qū)園林綠地凈碳儲量研究[D]. 北京: 北京林業(yè)大學(xué), 2010.

[26] 畢君, 黃則舟, 王振亮. 刺槐單株生物量動態(tài)研究. 河北林學(xué)院學(xué)報, 1993, 8(4): 278-282.

[27] 郄光發(fā), 王成. 北京單位區(qū)樹木三維結(jié)構(gòu)與綠化空間輻射占有量研究. 中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報, 2011, 31(9): 60-65.

[28] 劉廣全, 土小寧, 史玲芳. 華北落葉松樹干主要營養(yǎng)元素的空間分布. 生態(tài)科學(xué), 2000, 19(4): 16-22.

[29] 任繼凱, 陳靈芝, 繆有貴, 孔繁志. 礦質(zhì)元素在油松樹干中分布的研究. 植物學(xué)報, 1985, 27(2): 196-202.

[30] 王愛霞. 南京市空氣重金屬污染的蘚類和樹木監(jiān)測[D]. 南京: 南京林業(yè)大學(xué), 2010.

[31] 李寒娥, 李秉滔, 藍(lán)盛芳. 城市行道樹對交通環(huán)境的響應(yīng). 生態(tài)學(xué)報, 2005, 25(9): 2180-2187.

[32] 蔣高明. 承德木本植物不同部位S及重金屬含量特征的PCA分析. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 1996, 7(3): 310-314.

[33] 周群英, 陳少雄, 韓斐揚, 陳文平, 吳志華. 不同林齡尾細(xì)桉人工林的生物量和能量分配. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2010, 21(1): 16-22.

[34] 楊秀艷, 雷海清, 李發(fā)勇, 閆田力, 吳志鋼, 何家驊. 礬礦廢棄地生態(tài)修復(fù)植物種的篩選. 林業(yè)科學(xué), 2009, 45(4): 14-18.

[35] 王煥校. 污染生態(tài)學(xué)(第三版). 北京: 高等教育出版社, 2002: 7-15.

[36] 黃會一, 張春興, 張有標(biāo). 木本植物對大氣重金屬污染物鉛、鎘吸收積累作用的初步研究. 林業(yè)科學(xué), 1982, 18(1): 93-97.

[37] 莊樹宏, 王克明. 城市大氣重金屬(Pb, Cd, Cu, Zn)污染及其在植物中的富積. 煙臺大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)與工程版, 2000, 13(1): 31-37.

[38] 王愛霞, 張敏, 方炎明, 賈恒, 周楠楠. 行道樹對重金屬污染的響應(yīng)及其功能型分組. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2010, 32(2): 177-183.

[39] 蔣德明, 黃會一, 張春興, 王育英. 木本植物對土壤鎘污染物吸收蓄積能力及其種間差異. 城市環(huán)境與城市生態(tài), 1992, 5(1): 26-30.

[40] 莫江明, Brown S, 孔國輝, 張佑昌, Lenart M. 鼎湖山馬尾松林營養(yǎng)元素的分布和生物循環(huán)特征. 生態(tài)學(xué)報, 1999, 19(5): 635-640.

[41] 項文化, 田大倫. 不同年齡階段馬尾松人工林養(yǎng)分循環(huán)的研究. 植物生態(tài)學(xué)報, 2002, 26(1): 89-95.

[42] Baes C F, McLaughlin S B. Trace metal uptake and accumulation in trees as affected by environmental pollution //Hutchinson T C, Meema K M, eds. Effects of Atmospheric Pollutants on Forests, Wetlands and Agricultural Ecosystems. Berlin, Germany: Springer-Verlag, 1987: 307-319.

[43] Schulz H, Popp P, Huhn G, St?rk H J, Schüürmann G. Biomonitoring of airborne inorganic and organic pollutants by means of pine tree barks. I. Temporal and spatial variations. Science of the Total Environment, 1999, 232(1/2): 49-58.

[44] 智穎飆, 王再嵐,王中生,馬中,姚一萍,李紅麗,崔艷,劉建平. 公路綠化植物油松(Pinustabulaeformis)和小葉楊(Populussimonii)對重金屬元素的吸收與積累. 生態(tài)學(xué)報, 2007, 27(5): 1863-1872.

[45] 余國營, 吳燕玉, 王新. 楊樹落葉前后重金屬元素內(nèi)外遷移循環(huán)規(guī)律研究. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 1996, 7(2): 201-206.

[46] 陳懷滿, 陳能楊, 陳英旭. 土壤——植物系統(tǒng)中的重金屬污染. 北京: 科學(xué)出版社. 1996: 210-247, 314-317.

[47] 劉彤, 常醉, 王洋, 周志強(qiáng). 樹齡和性別對天然東北紅豆杉中紫杉醇及三尖杉寧堿質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響. 東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2011, 39(12): 51-53, 76-76.

[48] 陳同斌, 鄭袁明, 陳煌, 鄭國砥. 北京市土壤重金屬含量背景值的系統(tǒng)研究. 環(huán)境科學(xué), 2004, 25(1): 117-122.

[49] 陳江, 張海燕, 何小峰, 曹水華, 楊國祥. 湖州市土壤重金屬元素分布及潛在生態(tài)風(fēng)險評價. 土壤, 2010, 42(4): 595-599.

[51] Perleman A L. Landscape Geochemistry. Moscow: Department of the Secretary of State, CAO, 1972.

[52] 鄒夢瑤, 胡鈞杰, 鄧桂友, 鄧金川, 陳惠陽, 童英林, 劉潔萍. 江西德興礦區(qū)3種喬木對重金屬的富集和轉(zhuǎn)移特性. 仲愷農(nóng)業(yè)工程學(xué)院學(xué)報, 2013, 26(3): 5-12, 23-23.

[53] 陳益泰, 施翔, 王樹鳳, 李江川, 孫宇劍. 鉛鋅尾礦區(qū)15種植物的生長及對重金屬的吸收積累. 林業(yè)科學(xué), 2012, 48(12): 22-30.

[54] 戴斯迪, 馬克明, 寶樂. 北京城區(qū)行道樹國槐葉面塵分布及重金屬污染特征. 生態(tài)學(xué)報, 2012, 32(16): 5095-5102.

Variation of heavy metal enrichment efficiency in roadside trees ofSophorajaponicaL. with different diameters at breast height

TANG Liqing, QIU Erfa*, HAN Yuli, WANG Rongfen

ResearchInstituteofForestryoftheChineseAcademyofForestry,UrbanForestResearchCenteroftheStateForestryAdministration,KeyLaboratoryofForestSilvicultureoftheStateForestryAdministration,Beijing100091,China

The concentration of heavy metals (Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn) in roadside tree ofSophorajaponicaL. and their organs along Taijichang Street was measured by using the Inductively Coupled Plasma Optical Emission Spectroscopy (ICP-OES) to compare the heavy metal enrichment capacity between different diameter classes. The results showed that the concentration of heavy metals in different diameter classes ofSophorajaponicaL., the concentration of the same element in different organs, and the concentration of different elements in the same organ were all different. In general, heavy metal concentration inSophorajaponicaL. followed the order of Zn > Mn > Cu > Pb > Cr > Ni > Cd. The heavy metal absorption capacity in all organs followed the order of bark > root > leaf > branch > stem. Meanwhile, the study showed that the enrichment capacity ofSophorajaponicaL. in diameter at breast height (DBH) of small size was stronger than those of medium and large size. Heavy metal accumulation in different organs followed the order of root > trunk > branch > leaf, which also increased inSophorajaponicaL. with the increase of DBH and biomass. By comparing the accumulation per year, the bioenrichment unit area as well as the bioenrichment unit space of heavy metals with medium and large DBH,SophorajaponicaL. of smaller DBH (DBH less than 30 cm or more than 20 cm) had higher enrichment efficiency.

diameter class;SophorajaponicaL.; heavy metal; roadside tree; enrichment efficiency

國家“十二五”(2011BAD38B03)科技支撐計劃項目

2014- 03- 30;

日期:2014- 10- 08

10.5846/stxb201403300592

*通訊作者Corresponding author.E-mail: efqiu@163.com

唐麗清, 邱尓發(fā), 韓玉麗, 王榮芬.不同徑級國槐行道樹重金屬富集效能比較.生態(tài)學(xué)報,2015,35(16):5353- 5363.

Tang L Q, Qiu E F, Han Y L, Wang R F.Variation of heavy metal enrichment efficiency in roadside trees ofSophorajaponicaL. with different diameters at breast height.Acta Ecologica Sinica,2015,35(16):5353- 5363.