綠化帶土壤重金屬污染特征及植物富集研究
——以長沙市為例

李彩霞，朱國強，彭 坤

（1.湖南省氣象服務中心，湖南 長沙 410118；2.湖南大學 材料科學與工程學院，湖南 長沙 410082）

綠化帶土壤重金屬污染特征及植物富集研究
——以長沙市為例

李彩霞1，朱國強1，彭 坤2

（1.湖南省氣象服務中心，湖南 長沙 410118；2.湖南大學 材料科學與工程學院，湖南 長沙 410082）

采用原子吸收法測定長沙市交通干道綠化帶15種喬木枝葉、根系及其根際土壤中重金屬的含量，并分析了各樹種對重金屬的生物富集和轉移能力。結果表明：土壤重金屬污染嚴重，Cd的污染程度最高，其次為Cu，污染程度較輕的為Pb、Zn。喬木枝葉和根系中Zn含量最高，Cu、Pb次之，Cd最低；對土壤中Cd的生物富集最高。就綜合富集系數(shù)而言，苦楝最高，為4.29；其次為樟樹、法國梧桐、棕櫚、桂花、鹽膚木和構樹。15種喬木中樟樹為綠化帶種植優(yōu)選樹種，苦楝、法國梧桐、桂花、刺槐、構樹和棕櫚為比較理想的綠化樹種，鹽膚木、旱柳、臭椿、銀杏和禿瓣杜英可作為選栽樹種。

重金屬污染；綠化帶；喬木；根系土壤；生物富集；轉移

近年來城區(qū)機動車保有量不斷增加，排放的汽車尾氣中含有Cu、Pb和Zn等多種重金屬元素，不僅加重了空氣污染，還進入到道路沿線的土壤環(huán)境中，成為城市土壤重金屬污染的主要來源之一[1]。城區(qū)人口高度集中，與土壤直接或間接接觸的幾率較高，城市土壤尤其是城市表土層的重金屬污染更容易對人體健康造成危害[2-3]。

土壤中的重金屬污染修復技術主要包括物理修復、化學修復、植被修復和農(nóng)業(yè)生態(tài)修復四種。物理、化學修復重金屬污染土壤，具有一定的局限性，難以大規(guī)模處理污染土壤，并且會導致土壤結構破壞，生物活性下降和土壤肥力退化。農(nóng)業(yè)生態(tài)措施存在周期長、效果不顯著的特點。相比較而言，植物修復技術以其原位修復、費用低廉、不破壞環(huán)境結構以及大規(guī)模治污等優(yōu)點，在治理土壤重金屬污染方面有著廣泛的應用前景，已經(jīng)成為國內(nèi)外研究熱點[4-7]。以往的研究已發(fā)現(xiàn)700多種重金屬超富集植物，其中大多數(shù)為草本植物，然而在重金屬毒害作用下，草本植物植株矮小、生物量低，難以獲得理想的修復效果。因此，人們將植被修復物種種類篩選轉向重金屬耐性強、生長快、生物量大并具有一定重金屬富集能力的喬木上來[8-12]。

本研究以長沙市交通干道綠化帶15種主要喬木樹種為研究對象，通過測定土壤和植物體內(nèi)的重金屬含量，分析這些喬木對土壤中重金屬的富集和遷移的特點，篩選出具有較強富集、吸收能力的綠化帶喬木種類，為城市綠化帶重金屬污染土壤修復的樹種配置提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

長沙市地處湘中丘陵盆地向湘北洞庭湖平原過渡地帶，坐標為東經(jīng) 111°53′～ 114°15′、北緯27°51′～ 28°41′。長沙屬典型的亞熱帶季風濕潤氣候區(qū)，冬寒夏熱、四季分明、光照充足、雨量充沛；多年平均氣溫為16.8 ℃，最高氣溫40.6℃，最低氣溫-12℃；多年平均降水量1 360 mm；年無霜期平均275 d；年日照時數(shù)達1 677 h。境內(nèi)氣候溫暖濕潤，受季風影響，發(fā)育的地帶性植被類型是常綠闊葉林。長沙市區(qū)綠化帶喬木樹種有樟樹Cinnamomum camphora、法國梧桐Platanus acerifolia、苦楝Melia azedarach、廣玉蘭Magnolia grandi flora、 旱 柳Salix matsudana、禿瓣杜英Elaeocarpus glabripetalus、復羽葉欒樹Koelreteria bipinnata、棕櫚Trachycarpus fortunei、桂 花Osmanthus fragrans、 銀 杏Ginkgo biloba、構 樹Broussonetia papyrifera、臭 椿Ailanthus altissima、泡桐Paulownia fortunei、刺槐Robinia pseudoacacia、鹽膚木Rhus chinensis等。

長沙市土壤以紅壤為主，由黃壤、棕壤、草甸土、沖積土組成。土壤pH值為4.69，有機質含量為 17.59 g·kg-1，全氮含量為 0.99 g·kg-1，全磷含量為 0.38 g·kg-1，全鉀含量為 6.13 g·kg-1，速效鉀含量為 150.15 mg·kg-1，全鈣含量為 0.79 g·kg-1，全鎂含量為 3.00 g·kg-1[13]。

2 研究方法

2.1 采樣路段、采樣點確定

本實驗在長沙市芙蓉路、五一路、人民路、湘江中路、湘府路和金星大道六條城市主干道沿線綠化帶采樣，共選出8個采樣路段，其中芙蓉南路省政府——萬家麗路口路段、金星北路市政府——銀星路口路段中一部分路段位于城鄉(xiāng)結合部，其它6個采樣路段全線位于市區(qū)。采樣路段具體位置及采樣樹種見表1。每個采樣路段對應的各樹種取5個樣，本實驗共設置125個采樣點。

表1 采樣路段喬木樹種分布Table 1 Distribution of the arbor tree species sampled in green belts

2.2 喬木與土壤樣品的采集

根據(jù)采樣路段樹種分布情況，分別選取樹齡相近、長勢良好、無病蟲害的植株，在樹冠的東、西、南、北4個部位，距地面約2.5 m處，采取植株的1年生飽滿枝葉100 g。共取喬木枝葉樣品125組。

在每個采樣喬木樹冠垂直投影中心點向外2/3處開挖土壤剖面，取土壤深度0～15 cm層的表土樣500 g，并挖取喬木根系50 g。共取土壤和喬木根系樣品各125組。

2.3 樣品的處理及分析

將采集的喬木枝葉、根系樣品分別用去離子水洗凈，經(jīng)105℃下殺青30 min后，再放入烘干箱中80℃烘干3 d。樣品烘干粉碎后稱取0.2 g，用4 mLHNO3和1 LHClO4混合液消解備用。

采集的土壤樣品自然風干后，除去樣品中的石子和動植物殘體等異物，用木棒研壓，過2 mm尼龍篩，混勻。再用研缽將土樣研磨至全部通過100目尼龍篩后稱取0.2 g，用HF-HClO4-HNO3混合液消解備用。

采用PerkinElmer AANALYST 700/800原子吸收分光光度儀測定土壤樣品中的Zn、Cu、Pb、Cd、Ni、Mn含量和喬木枝葉、根系樣品中的Zn、Cu、Pb和Cd含量。每個樣品重復測定3次，結果取平均值。

2.4 數(shù)據(jù)處理

數(shù)據(jù)全部采用SPSS Statistics 19.0處理。

2.5 評價標準與方法

以《中國土壤元素背景值》中湖南省A層土壤各重金屬背景值為評價標準[14]，評價方法采用單因子指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合指數(shù)法來衡量土壤污染程度[15]。單因子指數(shù)Pi為土壤中重金屬實測濃度與土壤相應重金屬背景值的比值；單因子指數(shù)Pi＜1清潔，1≤Pi＜2輕度污染，2≤Pi＜3中度污染，Pi≥3重度污染。內(nèi)梅羅綜合指數(shù)P=[(Pimax2+Piave2)/2]1/2，式中Pimax為采樣路段土壤中所有重金屬單因子指數(shù)中的最大值，Piave為采樣路段土壤中所有重金屬單因子指數(shù)的平均值；內(nèi)梅羅綜合指數(shù)P≤0.7清潔，0.7＜P≤1尚清潔，1＜P≤2輕污染，2＜P≤3中污染，P＞3重污染。

生物富集系數(shù)（Bio-concentration Factor，BCF）和轉移系數(shù)（Transfer Factor，TF）來評價喬木體內(nèi)對土壤中重金屬的富集、轉移能力。BCF為喬木體內(nèi)重金屬含量與土壤中相應重金屬含量的比值。綜合富集系數(shù)為喬木體內(nèi)對各重金屬生物富集系數(shù)（BCF）之和。TF為喬木枝葉重金屬含量與根系相應重金屬含量的比值。

3 結果與分析

3.1 土壤重金屬含量及污染評價

3.1.1 土壤重金屬含量

15種喬木根際土壤中重金屬含量見表2。由表2可以看出，土壤中重金屬含量以Zn最高，為 118.91～ 124.52 mg·kg-1之間；Cd最低，為1.60～2.08 mg·kg-1之間。土壤中重金屬含量高低依次排序為：Zn＞Mn＞Cu＞Pb＞Ni＞Cd。

8個采樣路段土壤中Ni、Mn的含量低于湖南省A層土壤中背景值；Zn、Cu、Pb和Cd的含量均高于湖南省A層土壤中背景值。盡管土壤中Cd含量最低，但已超過《土壤環(huán)境質量標準》（GB15618-1995）中二級標準值，表明長沙市綠化帶土壤中Cd含量已超出維護人體健康的土壤限制值[16]。

變異系數(shù)大小反映樣本數(shù)據(jù)間的離散程度，變異越強表明樣本數(shù)據(jù)的空間差異越大。這種空間差異實際上是人為活動對土壤干擾強度的反映，或者理解為有些人為活動已造成城市土壤污染程度的加劇[17]。由表2可知，芙蓉南路省政府——萬家麗路口路段（采樣路段1）、金星北路市政府——銀星路口路段（采樣路段8）土壤中重金屬含量較低，且變異系數(shù)相對較大，可能是由于這兩個采樣路段部分路段位于城鄉(xiāng)結合部，車流量比市區(qū)明顯偏少所致，汽車尾氣排放很可能是造成土壤中重金屬分布不均勻的主要原因。

3.1.2 土壤重金屬污染評價

各采樣路段的單因子指數(shù)Pi和內(nèi)梅羅綜合指數(shù)P計算結果如表3所示。從單因子污染指數(shù)來看，土壤中Cd的污染指數(shù)高達12.70～16.51，屬于重度污染；Cu的污染指數(shù)為2.52～2.91，屬于中度污染；Pb和Zn的污染指數(shù)分別為1.62～1.82、1.26～1.32，均屬于輕度污染；Ni、Mn污染指數(shù)小于1，未造成污染。

從內(nèi)梅羅綜合指數(shù)來看，所有采樣路段土壤均受到嚴重污染，主要污染元素為Zn、Cu、Pb和Cd，這四種元素來源相同，都是來源于道路交通污染，主要是由汽車尾氣中的微粒物、汽車引擎、輪胎及零部件的磨損引起[18-20]。據(jù)此，本研究將著重分析各喬木對土壤中Zn、Cu、Pb和Cd的富集、轉移特征。

3.2 喬木對土壤中重金屬的積累特性

3.2.1 喬木不同部位重金屬的分布特征

15種喬木不同部位Zn、Cu、Pb和Cd含量的分析結果見表4。由表4可以看出，大部分喬木枝葉和根系Zn含量最高，Cu、Pb次之，Cd含量最低，與這四種元素在喬木根際土壤中含量的高低一致。

有研究表明[21]，植物體內(nèi)（枝葉與根系之和）Zn、Cu、Pb和Cd的臨界值分別為50、100、50和4 mg·kg-1，植物體內(nèi)重金屬含量達到臨界值時會出現(xiàn)中毒癥狀。樟樹、棕櫚、鹽膚木、臭椿、禿瓣杜英、旱柳體內(nèi)Zn的總含量、構樹和銀杏體內(nèi)Pb的總含量、苦楝和法國梧桐體內(nèi)Cd的總含量均高于中毒臨界值，但這些樹種長勢良好，對重金屬污染的耐性很強。

表4可知，植物枝葉和根系中Zn、Cu、Pb和Cd含量存在顯著的種間差異。從枝葉看，樟樹Zn含量最高，達到110.96 mg·kg-1，鹽膚木和旱柳Zn含量次之，分別為 72.37 mg·kg-1、67.54 mg·kg-1，法國梧桐Zn含量最低，僅為2.41 mg·kg-1；15種喬木枝葉中Cu含量都較低，樟樹Cu含量最高，為22.98 mg·kg-1； 構樹 Pb 含量最高，達到 48.70 mg·kg-1，棕櫚和銀杏Pb含量次之，分別為36.39 mg·kg-1、

28.71 mg·kg-1，復羽葉欒樹Pb含量最低，僅為0.51 mg·kg-1；法國梧桐Cd含量最高，達到3.82 mg·kg-1，苦楝、桂花和刺槐Cd含量次之，分別為2.28、2.22和2.01 mg·kg-1，這4種喬木枝葉中Cd含量均已超出喬木根系土壤中Cd的含量。

表2 土壤重金屬含量Table 2 Contents of heavy metals in soils

表3 土壤重金屬污染評價Table 3 Assessment of soil heavy metal pollution

表4 喬木不同部位Zn、Cu、Pb和Cd含量Table 4 Contents of Zn, Cu, Pb and Cd in different parts of arbor trees

從根系看，仍以樟樹Zn含量最高，達到95.28 mg·kg-1，法國梧桐Zn含量最低，僅為3.62 mg·kg-1；樟樹和旱柳Cu含量相對較高，分別為31.13 mg·kg-1、22.24 mg·kg-1；銀杏 Pb 含量最高，達到32.29 mg·kg-1，構樹Pb含量次之，為11.28 mg·kg-1，廣玉蘭 Pb 含量最低，僅為 1.59 mg·kg-1；苦楝Cd含量最高，達到4.81 mg·kg-1，超出根系土壤中Cd的含量，樟樹和桂花Cd含量次之，分別為 1.14 mg·kg-1和 1.10 mg·kg-1。

3.2.2 喬木對土壤中重金屬的富集、轉移特征

生物富集系數(shù)（BCF）反映植物富集土壤重金屬的能力，富集系數(shù)越大，其富集能力越強[22]。15種喬木對土壤中Zn、Cu、Pb和Cd的生物富集系數(shù)和綜合富集系數(shù)見圖1。由圖1可知，4種重金屬中喬木對土壤中Cd的生物富集系數(shù)最高，苦楝、法國梧桐、桂花和刺槐對Cd的生物富集系數(shù)均大于1，依次為3.73、2.54、1.75和1.49；樟樹和棕櫚對土壤中Zn的生物富集系數(shù)較高，分別為1.71、1.00；銀杏和構樹對土壤中Pb的生物富集系數(shù)較高，分別為1.19、1.17；對土壤中Cu的生物富集系數(shù)則普遍較低，樟樹最高，富集系數(shù)為0.73。就綜合富集系數(shù)而言，苦楝最高，為4.29；其次為樟樹、法國梧桐、棕櫚、桂花、鹽膚木、構樹，綜合富集系數(shù)分別為3.42、3.04、2.27、2.15、2.07和2.02。

圖1 15種喬木的對重金屬的生物富集系數(shù)和綜合富集系數(shù)Fig.1 Individual and complex bio-concentration factors of heavy metals in 15 arbor tree species

圖2 15種喬木的對重金屬的轉移系數(shù)Fig.2 Transfer factors of heavy metals in 15 arbor tree species

轉移系數(shù)（TF）反映植物從土壤中吸取重金屬元素并由生長周期較長的根向生長周期較短的枝葉轉移的能力，轉移系數(shù)越大，則重金屬從根系向枝干、葉片轉運能力越強[23]。圖2表明，棕櫚對Pb的轉移能力最強，轉移系數(shù)高達5.92，其次為構樹，轉移系數(shù)為4.32，鹽膚木和旱柳的轉移系數(shù)也高于1；旱柳對Zn的轉移系數(shù)最高，達到1.93，其它轉移系數(shù)大于1的喬木還有鹽膚木、臭椿和樟樹；法國梧桐對Cd的轉移系數(shù)最高，為3.79，其次是刺槐和桂花，轉移系數(shù)均大于2，構樹的轉移系數(shù)大于1。重金屬轉移系數(shù)大于1時，表明較高比例的重金屬吸收和累積在植物的枝葉中，可通過多次收獲的方式將重金屬從污染土壤中去除，從而達到修復污染土壤的目的[24-25]。

綜上所述，樟樹綜合富集系數(shù)高，對土壤中Zn、Cu和Cd的富集能力均較強，且對Zn的轉移能力強，是綠化帶種植的優(yōu)選樹種。綠化帶土壤中Cd污染最嚴重，苦楝、法國梧桐、桂花和刺槐對Cd的富集和轉移能力都較強，尤其是法國梧桐生物量大，且耐修剪，每年枝葉修剪都可從污染環(huán)境中帶走大量的重金屬元素，屬于比較理想的綠化樹種。構樹和棕櫚綜合富集系數(shù)較高，對Pb的轉移能力強，且耐修剪，也是理想的綠化樹種。鹽膚木、旱柳、臭椿、銀杏和禿瓣杜英對土壤中4種污染重金屬元素之一具有富集能力；這幾種喬木長勢良好，說明對重金屬污染的耐性很強，為豐富綠化帶樹種配置，可作為綠化帶的選栽樹種。廣玉蘭、泡桐、復羽葉欒樹雖然富集重金屬的能力不強，但在污染環(huán)境下生長正常，可能是避性植物，僅是具有觀賞性的綠化樹種。

4 結論與討論

長沙市綠化帶土壤中重金屬含量以Zn最高，為118.91～124.52 mg·kg-1之間；Cd最低，為1.60～2.08 mg·kg-1之間。重金屬含量高低依次排序為：Zn＞Mn＞Cu＞Pb＞Ni＞Cd。土壤中Cd含量已超出維護人體健康的土壤限制值，與高述超等[13]對長沙市城市森林土壤微量元素含量的研究結果一致。

從單因子污染指數(shù)來看，土壤中Cd的污染指數(shù)高達12.70～16.52，屬于重度污染；Cu的污染指數(shù)為2.52～2.91，屬于中度污染；Pb和Zn的污染指數(shù)分別為1.62～1.82、1.26～1.32，均屬于輕度污染；Ni、Mn污染指數(shù)小于1，未造成污染。從內(nèi)梅羅綜合指數(shù)來看，綠化帶土壤已受到嚴重污染，主要污染元素為Zn、Cu、Pb和Cd，根據(jù)以往文獻研究結果[18-20]，這4種元素都是來源于道路交通污染。

15種喬木枝葉和根系Zn含量最高，Cu、Pb次之，Cd最低。植物體內(nèi)Zn含量高的樹種有樟樹、鹽膚木和旱柳，Cu含量高的樹種有樟樹，Pb含量高的樹種有構樹、銀杏，Cd含量高的樹種有苦楝、法國梧桐和桂花。

喬木對土壤中Cd的生物富集最高，對Cu的生物富集則普遍較低?？嚅?、法國梧桐、桂花和刺槐對Cd的生物富集系數(shù)大于1；樟樹、棕櫚和鹽膚木對Zn的生物富集較高；銀杏和構樹對Pb的生物富集較高；這與以往的諸多研究結果一致[5,24]。樟樹對Cu的生物富集最高，富集系數(shù)為0.73，高于方晰等人[26]得出的樟樹對Cu富集系數(shù)為0.366的研究結果。就綜合富集系數(shù)而言，苦楝最高，為4.29；其次為樟樹、法國梧桐、棕櫚、桂花、鹽膚木和構樹。棕櫚對Pb的轉移能力最強，轉移系數(shù)高達5.92，其次為構樹、鹽膚木和旱柳；旱柳、鹽膚木、臭椿和樟樹對Zn的轉移系數(shù)較高；法國梧桐對土壤中Cd的轉移系數(shù)最高，為3.79，其次為刺槐、桂花和構樹。

綜合得出，樟樹是綠化帶種植的優(yōu)選樹種，苦楝、法國梧桐、桂花、刺槐、構樹和棕櫚是比較理想的綠化樹種，鹽膚木、旱柳、臭椿、銀杏和禿瓣杜英可作為綠化帶的選栽樹種，廣玉蘭、泡桐、復羽葉欒樹僅是具有觀賞性的綠化樹種。

近來研究認為重金屬超富集植物體中重金屬含量要達到一定閾值（Zn10 000 mg·kg-1、Cu1 000 mg·kg-1、Pb1 000 mg·kg-1、Cd100 mg·kg-1），且富集系數(shù)和轉移系數(shù)要大于1。本次研究的15種喬木樹種中未發(fā)現(xiàn)超富集植物。但由于喬木生長快、生物量大，所積累的重金屬總量遠遠高于一般超富集草本植物，對城市綠化帶重金屬污染土壤修復具有重要的生態(tài)意義。今后的研究應綜合考慮木本—灌木—草本植物相結合的立體、綜合修復模式對城市綠化帶重金屬污染土壤的修復作用。

[1]Falahi-ardakani A. Contamination of environment with heavy metals emitted from automotives[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 1984,8(2):152-161.

[2]奉浠婷,廖周瑜,駱 飛,等.昆明市建成區(qū)綠地群落對重金屬吸收富集特征研究[J].北方園藝,2012,8(1):91-93.

[3]Li X Y, Liu L J, Wang Y G,et al.Heavy metal contamination of urban soil in an old industrial city(shenyang) in Northeast China[J]. Geoderma,2013,192(1):50-58.

[4]葉孟杰.土壤中重金屬污染的修復技術[J].黑龍江環(huán)境通報,2006, 30(3):83-84.

[5]康 薇,鮑建國,鄭 進,等.湖北銅綠山古銅礦遺址區(qū)木本植物對重金屬富集能力的分析[J].植物資源與環(huán)境學報,2014, 23(1):78-84.

[6]Yang S X, Deng H, Li M S. Manganese uptake and accumulation in a woody hyperaccumulator, Schimasuperba[J].Plant Soil and Environment, 2008,54(10): 441-446.

[7]Shi X, Zhang X L, Chen G C,et al. Seedling growth and metal accumulation of selected woody species in copper and lead/zinc mine tailings[J].Journal of Environmental Sciences,2011,23(2):266-274.

[8]Paulson M, Bardos P, Harmsen J,et al.The practical use of short rotation coppice in land restoration[J]. Land Contamination and Reclamation, 2003,11(3): 323-338.

[9]StrycharzS M, Newman L.Use of native plants for remediation of trichloroethylene:Ⅰ.coniferous trees[J]. International Journal of Phytoremediation, 2009,11(2):171-186.

[10]Brunner I, Luster J, Güenthardt-Goerg M S,et al. Heavy metal accumulation and phytostabilisation potential of tree fine roots in a contaminated soil[J]. Environmental Pollution, 2008, 152(3): 559-568.

[11]Domínguez M T,Maraón T,Murillo J M,et al. Trace element accumulation in woody plants of the Guadiamar Valley，SW Spain:a large-scale phytomanagement case study[J].Environmental Pollution, 2008,152(1):50-59.

[12]石 潤,吳曉芙,李 蕓,等.應用于重金屬污染土壤植物修復中的植物種類[J].中南林業(yè)科技大學學報,2015,35(4):139-146.

[13]高述超,田大倫,閆文德,等.長沙城市森林土壤理化性質及碳貯量特征[J].中南林業(yè)科技大學學報,2011,31(9):16-22.

[14]中國環(huán)境監(jiān)測站.中國土壤元素背景值[M].北京:中國環(huán)境科學出版社,1990.

[15]孫 龍,韓麗君,穆立薔,等.綏滿公路路側典型植被區(qū)土壤重金屬污染特征及評價研究[J].土壤通報, 2008, 39(5):1149-1154.

[16]國家環(huán)境保護局和國家技術監(jiān)督局.GB15618-1995土壤環(huán)境質量標準[S].北京:中國環(huán)境科學出版社,1995.

[17]段慧敏,朱麗東,李鳳全,等.浙江省永康城市土壤重金屬元素富集特征[J].土壤通報,2012,43(4):956-961.

[18]Swaileh K M, Hussein R M, Abu-elhaj S. Assessment of heavy metal contamination in roadside soil and vegetation from the west bank[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2004,47(1):23-30.

[19]Grace N, Hannington O O, Miriam D. Assessment of lead,cadmium, and zinc contamination of roadside soils, surface films and vegetables in Kampala City, Uganda[J]. Environmental Research, 2006, 101(1):42-52.

[20]朱建軍,崔保山,楊志峰,等.縱向嶺谷區(qū)公路沿線土壤表層重金屬空間分異特征[J].生態(tài)學報,2006,26(1):146-153.

[21]唐世榮.污染環(huán)境植物修復的原理與方法[M].北京:科學出版社,2006.

[22]Li M S, Luo Y P, Su Z Y. Heavy metal concentrations in soils and plant accumulation in a restored manganese mineland in Guangxi,South China[J]. Environmental Pollution,2007,147:168-175.

[23]孫 健,鐵柏清,秦普豐,等.鉛鋅礦區(qū)土壤和植物重金屬污染調(diào)查分析[J].植物資源與環(huán)境學報,2006,15(2):63-67.

[24]田 易,鄧 泓.上海市工業(yè)區(qū)綠地植物對重金屬吸收及富集的研究[J].長江流域資源與環(huán)境,2013,22(1):46-51.

[25]Van BeardenA U C J, DouvenW J A M. Aggregation issues of spatial information in environmental research[J].International Journal of Geographical Information Science, 1999,13(5):513-527.

[26]方 晰,田大倫,陳駿超,等.重金屬在樟樹人工林中的累積與遷移[J].安全與環(huán)境學報,2006,6(1):64-68.

Study on soil pollution characteristics by heavy metals and the plant concentration in green belts

LI Cai-xia1, ZHU Guo-qiang1, PENG Kun2
(1.Hunan Meteorological Service Center, Changsha 410118, Hunan, China;2. College of Materials Science and Engineering, Hunan University, Changsha 410082, Hunan, China)

The contents of heavy metals in soils andin branches, leaves and roots of15arbor tree species sampled in green belts in Changsha were determined with atom-absorption spectrophotometer. Theheavy metal bio-concentration and transferfactors of different plant species were also analyzed. The results show thatsoils have been pollutedseriously by heavy metals. In particular, soils were polluted mainly by Cdand Cu, followed by Pb and Zn. The contents of Zn were highest, Cu and Pb were followed, Cd were lowest in branches, leaves and roots ofarbor trees. Arbor trees enriched more Cd than the other heavy metals. Complex bio-concentration factor ofMelia azedarachwas 4.29, which was highest among all arbor tree species, followed byCinnamomum camphora,Platanus acerifolia,Trachycarpus fortunei,Osmanthus fragrans,Rhus chinensisandBroussonetia papyrifera.Cinnamomum camphoracould be selected as the mostappropriate specie to repair heavy metal pollution soil in green belts.Melia azedarach,Platanus acerifolia,Osmanthus fragrans,Robinia pseudoacacia,Broussonetia papyriferaandTrachycarpus fortuneiwere ideal tree speciesto repair heavy metal pollution soil in green belts. The other tree species, such asRhus chinensisMill.,Salix matsudana,Ailanthus altissima,Ginkgo bilobaandElaeocarpus glabripetaluscould be selected as alternative ones.

heavy metal pollution; green belts; arbor tree;rhizosphere soil; bio-concentration; transfer

S718.5；X53

A

1673-923X(2016)10-0101-07

10.14067/j.cnki.1673-923x.2016.10.018

2016-01-21

國家自然科學基金項目（51571087）

李彩霞，碩士，工程師；E-mail：715419682@qq.com

李彩霞，朱國強，彭 坤. 綠化帶土壤重金屬污染特征及植物富集研究——以長沙市為例[J].中南林業(yè)科技大學學報，2016, 36(10): 101-107.

[本文編校：吳 彬]