土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)對廣玉蘭地上部重金屬積累特征的影響 1)

劉暉 余樹全 車繼魯 邱問心 溫雅婷

(浙江農(nóng)林大學(xué)，臨安，311300)

土壤重金屬污染是指由于人類的活動致使土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)高于其原生質(zhì)量分數(shù)而造成的環(huán)境惡化現(xiàn)象[1]。重金屬污染主要包括Pb、Cd、Hg、Cr、As等，這些重金屬元素均為植物生長和人類生存不可或缺的營養(yǎng)元素，但是過多或過少的重金屬質(zhì)量分數(shù)都會引起植物和人體一系列病癥。有毒重金屬元素進入土壤后，不僅會對植物以及土壤動物產(chǎn)生毒害作用，還會破壞土壤生態(tài)結(jié)構(gòu)并對水體造成污染，直接或間接地影響到人類身體健康[2]。

城市是人類的聚集地，也是各種人造設(shè)施存在最多的區(qū)域，有研究表明，城市中土壤的Pb、Cr、Zn等重金屬污染積累日益嚴重，明顯高于城市周邊土壤質(zhì)量分數(shù)[3]。由于城市空間資源相對緊張，因此，利用綠化植物吸存重金屬的特性，在一定程度上能夠減緩和治理城市重金屬污染，對于改善城市生態(tài)環(huán)境具有重要意義。目前，關(guān)于利用植物清除土壤中重金屬污染的研究工作多為小生物量的草本植物[4-5]，草本的超富集植物雖然可以在短時間內(nèi)吸存大量重金屬，但由于其壽命短，所以對于體內(nèi)重金屬濃度飽和的草本植物處理成為了一大難題。而對于大型喬木樹種這樣的木本植物，比如造林綠化樹種等植物種的研究鮮見報道[6-8]。目前，國外學(xué)者致力于研究樹木不同部位對大氣污染物的指示研究，例如，研究發(fā)現(xiàn)椴樹樹葉可以準確指示南斯拉夫首都的大氣污染狀況[9]，Tayel et al.[10]通過比較研究不同時間柏樹樹皮中的重金屬質(zhì)量分數(shù)來監(jiān)測城市大氣重金屬污染，而國內(nèi)學(xué)者主要從道路綠化樹種重金屬吸收富集特征、不同樹種配置模式的差異性進行比較，而喬木類植物修復(fù)研究多考慮根際過濾或是植物揮發(fā)作用，但目前研究中還未涉及不同污染程度對綠化樹種各器官積累特性的影響，針對重金屬富集特征差異性分析的討論甚少，尤其是針對木本植物樹干的富集效能研究。大型木本植物生物量大，壽命長，易護理，且一般的喬木綠化樹種不會進入食物鏈，也避免了重金屬污染，尤其是樹干部位，可長期穩(wěn)固并儲存大量重金屬元素[11]。有研究表明[12]，楊柳科植物能通過植物提取固定多種重金屬元素；而王廣林等[13]研究發(fā)現(xiàn)，水杉，香樟等多達15種園林植物均表現(xiàn)出對Zn污染土壤的修復(fù)能力，因此，植物修復(fù)技術(shù)在從理論走向?qū)嵺`應(yīng)用過程中，能否篩選出重金屬富集能力強、生物量大且具有一定觀賞價值的大型喬木樹種，已成為當(dāng)前研究的熱點之一。

對于重金屬修復(fù)喬木樹種的選擇，由于喬木樹葉富集重金屬后的落葉處理也是一大難題，故應(yīng)選擇落葉少或不落葉，且樹干是在單株植物重金屬富集總量中所占比例較大的植物。廣玉蘭(MagnoliagrandifloraLinn)作為中國南方地區(qū)城鎮(zhèn)綠化高頻樹種[15]，常用于公園、住宅區(qū)、道路、學(xué)校等各類城鎮(zhèn)綠化，不僅具有生態(tài)作用，還有作為優(yōu)良木材的經(jīng)濟價值[16]。有研究表明，廣玉蘭對SO2和NO2有比較強的吸收凈化效益，對污染物的耐受性較強，適宜在污染嚴重的工業(yè)區(qū)種植[17]。但關(guān)于廣玉蘭對土壤重金屬富集方面的研究少有報道，特別是有關(guān)不同土壤重金屬梯度對廣玉蘭各器官重金屬元素積累特征影響的研究，尚未見報道。因此，本研究在前期土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)研究的基礎(chǔ)上，在永康市區(qū)采用典型取樣的方法，采集了土壤和廣玉蘭樹葉、樹枝、樹干樣品，測定了廣玉蘭各器官和根際土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)，計算廣玉蘭體內(nèi)重金屬積累量，研究其不同器官特別是樹干對重金屬的富集作用，探討不同污染程度下廣玉蘭的重金屬富集效能，為今后城市綠化樹種開發(fā)管理、不同污染地區(qū)樹種選擇提供理論性依據(jù)和數(shù)據(jù)支持。

1 研究地概況

永康市位于浙江省中部，是我國近年來發(fā)展迅速的工業(yè)城市之一，市內(nèi)遍布防盜門、五金、電器等金屬加工產(chǎn)業(yè)，前期研究表明，一些區(qū)域的表層土壤重金屬污染已達到中等生態(tài)危害(土壤重金屬基礎(chǔ)數(shù)據(jù)參考錢力[18]的研究)。廣玉蘭是永康市區(qū)最為常見的綠化樹種，廣泛分布于城區(qū)各類綠化地段。根據(jù)課題組前期對永康城區(qū)土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)的采樣研究資料，通過實地考察選擇具有代表性的區(qū)域，并根據(jù)土壤中Cu、Zn、Pb、Cr、Mn、Ni六種重金屬元素分布狀況，在市區(qū)范圍內(nèi)的工業(yè)區(qū)綠地、居住區(qū)綠地、單位附屬綠地、城市公園綠地以及市區(qū)公路旁側(cè)綠地5個功能區(qū)，共設(shè)置30個采樣點，包含有6個不同土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)梯度，采集了土壤和廣玉蘭樹干、樹枝、樹葉樣品，各采樣點分布如圖1。

2 材料與方法

2.1 樣品采集及處理

每個樣點選取三棵相鄰且長勢相似無病蟲害、長勢良好的廣玉蘭樣樹，樣樹平均樹齡為20 a，平均胸徑為18.36 cm，平均樹高為5.5 m，共采集90棵樣樹，于2016年1月份進行樣品采集。

植物樣品采集：分4個方向以及上、中、下3個層次均勻采集樹枝與樹葉[19]，使用樹木生長錐在胸徑部位采集樹干樣品，并用自封袋封存后保存待測，分別采集樹葉、樹枝、樹干樣品各90份。

土壤樣品采集：使用土鉆在樣木樹冠垂直投影下按東、南、西、北采集10～60 cm層次的土壤(研究表明廣玉蘭根系大量集中于該深度[20])，均勻混合后使用四分法選取1 kg，將樣品中石子，動物殘體等異物剔除并裝入自封袋中保存，共采集90份土壤樣品。

植物樣品處理：使用去離子水洗凈，在105 ℃下殺青30 min，然后在80 ℃下烘干至恒質(zhì)量。用高速粉碎機粉碎后過100目篩，后放入自封袋保存待測。

土壤樣品處理：在室內(nèi)自然風(fēng)干后研磨并過100目篩，裝入自封袋中保存待測。

2.2 重金屬元素測定方法

稱取植物和土壤樣品0.250 0 g(精確至0.000 1)，植物樣品采用V(HNO3)∶V(H2O2)=5∶1進行消解，土壤樣品采用HNO3-HClO4-HF3酸消化[21]，使用等離子發(fā)射光譜儀(ICP-OES)測定植物以及土壤中重金屬Mn、Cu、Zn、Pb、Cr、Ni的質(zhì)量分數(shù)。

如表1所示，根據(jù)各采樣點不同土壤重金屬元素質(zhì)量分數(shù)分布以及重金屬污染指數(shù)法，以當(dāng)?shù)赝寥辣尘爸礫24]為標(biāo)準，并參考大量室內(nèi)濃度控制梯度分級后，將試驗所測樹冠下根際土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)平均分為6個梯度。

圖1 研究區(qū)采樣點分布圖

梯度分級土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)范圍值/mg·kg-1CuZnPbCrMnNi114～1663～6714～16101～109120～16012～14219～2173～7719～21111～119200～24016～18324～2683～8724～26121～129280～32020～22429～3193～9729～31131～139360～40024～26534～36103～10734～36141～149440～48028～30639～41113～11739～41151～159520～56032～34背景值17.7062.6033.8045.40429.0016.80

2.3 廣玉蘭地上各器官重金屬富集系數(shù)

重金屬富集系數(shù)(BC，F(xiàn))，即植物中某種重金屬質(zhì)量分數(shù)與土壤中該重金屬之比，反映了植物對某種重金屬吸收能力的強弱[26]。

BC，F(xiàn)=Ci/Si。

式中：BC，F(xiàn)為富集系數(shù)；Ci為地上部第i個植物樣品的重金屬質(zhì)量分數(shù)；Si為對應(yīng)土壤樣品重金屬質(zhì)量分數(shù)。

2.4 廣玉蘭各器官重金屬積累量估算方法

2.4.1廣玉蘭地上各器官重金屬元素積累量估算方法

植物器官重金屬積累量即為該器官自生長以來所吸收并積累在體內(nèi)重金屬的質(zhì)量[22]。

器官重金屬元素積累量=器官生物量×器官重金屬

質(zhì)量分數(shù)。

研究采用相對生長模型來估算廣玉蘭各器官的生物量，相對生長模型是指用指數(shù)或?qū)?shù)關(guān)系反映林木維量之間按比例協(xié)調(diào)增長的模型[20]。在生物量估測中，經(jīng)常采用林木胸徑(D)、樹高(H)等測樹因子建立林木生物量回歸估計方程[18]，本研究中，廣玉蘭生物量的估算參考王哲[27]的廣玉蘭各器官生物量方程來測算，具體方程如下。

樹干：W樹干=0.057 657×D2.251 48;R2=0.943。

樹枝：W樹枝=0.052 639×D1.788 65;R2=0.897。

樹葉：W樹葉=0.062 077×D1.851 57;R2=0.918。

其中：W表示各器官的生物量；D表示胸徑；R2表示方程的擬合系數(shù)。

2.4.2 單株綠化覆蓋面積估算方法

本研究中廣玉蘭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)參考唐麗清等[23]研究，其樹冠投影面積計算公式為：

S=πab。

式中：S為樹冠投影面積(m2)；a，b分別為樹冠南北和東西長的一半(m)。

2.4.3綠化空間輻射占有量(RO，G，S)估算方法

綠化空間輻射占有量(RO，G，S)，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[24]的研究，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)。

2.5 土壤重金屬污染評價

單項污染指數(shù)法[25]是國內(nèi)外普遍采用的方法之一，是對土壤中的某一污染物的污染程度進行評價。

表2 土壤重金屬污染指數(shù)標(biāo)準評價

其計算公式為:

Pij=Cij/Si。

式中：Pij為第j個采樣點i污染物的污染指數(shù)；Cij為第j個采樣點i污染物的實測值(mg·kg-1)；Si為i污染物的背景值或?qū)φ罩?mg·kg-1)，本研究選用浙江金衢盆地土壤重金屬的背景值為參考值[28]。

2.6 數(shù)據(jù)處理

試驗數(shù)據(jù)使用SPSS 22.0和Excel 2016進行分析。

3 結(jié)果與分析

3.1 土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)對廣玉蘭地上部分各器官重金屬質(zhì)量分數(shù)的影響

研究區(qū)土壤重金屬平均質(zhì)量分數(shù)由大到小順序為Mn、Cr、Zn、Pb、Cu、Ni，6種重金屬在最高梯度土壤中的質(zhì)量分數(shù)均超過了金衢盆地背景值，其中Zn、Pb、Mn、Ni最高達到了輕度污染，Cu最高達到了中度污染，Cr的污染最為嚴重，所測根際土壤Cr質(zhì)量分數(shù)最高值為金衢盆地背景值的3.41倍，達到了重度污染。

重金屬質(zhì)量分數(shù)在廣玉蘭中因元素種類、器官的不同而存在差異(表3)，各元素質(zhì)量分數(shù)由高到低為Mn、Zn、Cr、Cu、Pb、Ni，各器官重金屬質(zhì)量分數(shù)由大到小的順序基本為樹干、樹葉、樹枝，其中Zn、Cr、Pb、Ni在樹干中的質(zhì)量分數(shù)要高于其他器官，且樹干中的Pb和Ni元素的質(zhì)量分數(shù)要遠高于樹枝和樹葉；而Cu、Mn兩種植物所需的營養(yǎng)元素在樹葉及樹枝中的質(zhì)量分數(shù)較高。

表3 不同土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)梯度下廣玉蘭各器官重金屬元素質(zhì)量分數(shù)

注：表中數(shù)據(jù)為均值±標(biāo)準差；同列不同小寫字母表示重金屬質(zhì)量分數(shù)在相同器官不同梯度下達到顯著水平(P<0.05)，不同大寫字母表示重金屬質(zhì)量分數(shù)在同一梯度不同器官內(nèi)差異達到顯著水平(P<0.05)；樣本數(shù)n=3。

廣玉蘭同一器官對某些重金屬的吸收受到土壤中相應(yīng)重金屬質(zhì)量分數(shù)的影響，Cu、Ni兩種元素在各器官中的質(zhì)量分數(shù)因土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)梯度的不同而存在顯著差異(P<0.05)，且都隨土壤中相應(yīng)元素質(zhì)量分數(shù)的增加而上升，其中樹葉、樹枝、樹干中Cu元素最大值與最小值分別相差1.5、1.7、1.4倍；Ni元素的最大值與最小值分別相差1.6、7.9、1.3倍，可以看出，樹枝受土壤中Ni元素質(zhì)量分數(shù)影響最大。Zn、Cr、Pb元素質(zhì)量分數(shù)也在不同梯度部分器官中存在顯著差異，其中樹葉中的Cr元素，樹枝中的Pb元素以及樹枝與樹干中的Zn元素在不同梯度下全都顯示差異顯著。

從同一梯度不同器官中重金屬質(zhì)量分數(shù)分析，廣玉蘭樹葉、樹枝、樹干中Cu、Zn、Cr質(zhì)量分數(shù)在同一梯度下基本不存在顯著差異(P<0.05)，而樹干中的Pb與Ni兩種元素質(zhì)量分數(shù)在全部6個梯度中都與樹葉和樹枝存在顯著差異。其中，Pb元素在樹干中的平均質(zhì)量分數(shù)分別為樹枝和樹葉中的3.67倍和5.2倍，Ni元素在樹干中的平均質(zhì)量分數(shù)分別為樹枝和樹葉的5.56倍和2.52倍。Mn元素作為植物生長所必須的營養(yǎng)元素，其在廣玉蘭體內(nèi)各器官中質(zhì)量分數(shù)最高，除在第一梯度上樹葉、樹枝、樹干中質(zhì)量分數(shù)差異明顯外，在其余5個梯度上差異都不顯著。

3.2 不同土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)梯度下廣玉蘭各器官重金屬富集特征比較

從表4可以看出，廣玉蘭各器官對6種重金屬的吸收能力并不一致，總體上各器官富集能力由大到小依次為樹干、樹枝、樹葉。其中樹葉對重金屬元素富集能力由大到小依次為Cu、Mn、Ni、Zn、Pb、Cr，樹枝對重金屬元素富集能力由大到小依次為Cu、Mn、Pb、Zn、Ni、Cr，樹干對重金屬元素富集能力由大到小依次為Pb、N、Cu、Zn、Mn、Cr；各重金屬元素在廣玉蘭相應(yīng)器官中的質(zhì)量分數(shù)大小順序相差很大，即樹葉由大到小的順序為Mn、Zn、Cr、Cu、Ni、Pb，樹枝由大到小的順序為Mn、Zn、Cr、Cu、Ni、Pb，樹干由大到小的順序為Mn、Zn、Pb、Cr、Ni、Cu，反映了樹干對Pb和Ni元素低吸收高富集，對Mn元素吸收能力強但富集能力弱的特征，間接說明廣玉蘭對重金屬富集能力并不與體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)成正比，可能受到外部環(huán)境以及自身特性等其他因素的影響。

表4 不同土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)梯度下廣玉蘭各器官重金屬富集系數(shù)

注：表中數(shù)據(jù)為均值±標(biāo)準差。

隨著土壤內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)的升高，廣玉蘭各器官對重金屬Cu、Zn、Pb、Mn、Ni的富集能力總體呈下降趨勢。其中樹干對Cu的富集能力在第1梯度為最強，樹葉最弱，隨著污染梯度的升高，樹干對Cu的富集能力下降速度要高于樹葉，故在第3梯度后，樹葉對Cu的富集能力要高于樹干。樹枝、樹葉、樹干對Cu的富集系數(shù)由1梯度到6梯度分別下降0.627、0.430、0.899。樹枝、樹葉、樹干對Zn的富集能力也呈下降趨勢，且三者變化一致，分別降低0.417、0.327、0.512。樹干對Pb的富集能力在全部6個梯度都高于樹葉和樹枝，其中樹枝和樹葉對Pb的富集能力在前三個梯度相似，而后樹葉富集系數(shù)繼續(xù)下降，樹枝富集系數(shù)先增大后減小，樹枝、樹葉、樹干的富集系數(shù)變動值分別為0.207、0.275、1.306。各器官對Cr的富集能力在各梯度上變化不大，樹枝、樹葉、樹干三者的變化值分別為0.047、0.043、0.052。樹葉以及樹枝對Mn的富集能力在前4個梯度隨土壤中質(zhì)量分數(shù)增大顯著降低，分別下降1.149和0.965，樹干富集Mn元素能力隨梯度上升先增大后減小，變化值為0.299。樹干中Ni的富集系數(shù)在各梯度中變動較大，其中第3梯度到第4梯度有明顯下降的趨勢，在樹枝以及樹葉中波動較小，樹葉中的富集系數(shù)逐漸降低，而在樹枝對Ni的富集系數(shù)隨污染梯度上升呈略微增加的趨勢，樹枝、樹葉、樹干三者的變動值分別為0.132、0.191、0.737。

綜上所述，在各梯度中樹干對Pb的富集系數(shù)最高，同時其變動范圍也最大，且樹干對Pb、Ni兩種元素表現(xiàn)出了高富集的特征(BC，F(xiàn)>1)，分別達到了1.256和1.188；各器官在不同梯度中對Cr的富集系數(shù)變化值最小且無規(guī)律，說明廣玉蘭對Cr元素的吸收可能并未達到上限；綜合來看，廣玉蘭的一些器官對特定重金屬的富集能力隨土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)的上升而有明顯下降，說明該器官對該重金屬元素的吸儲能力已經(jīng)接近飽和。

3.3 廣玉蘭各器官對不同重金屬富集效能的比較

根據(jù)廣玉蘭重金屬積累量估算方法，計算研究區(qū)平均胸徑為18 cm的廣玉蘭各器官重金屬元素的積累量，結(jié)果見表5。廣玉蘭地上部分重金屬積累總量為11 899.690 mg·株-1，從不同重金屬元素積累量來看，單株廣玉蘭不同重金屬元素積累量由大到小的順序為Mn、Zn、Pb、Cr、Cu、Ni，其中廣玉蘭對Zn、Mn植物生長必需營養(yǎng)元素積累量較高；從不同器官重金屬元素積累量來看，各器官總積累量由大到小順序為樹干、樹葉、樹枝。根據(jù)各器官生物量占地上生物量的百分比與各器官重金屬積累量占地上積累量百分比來看，地上部樹葉、樹枝、樹干分別占地上生物量的21%、15%、63%，樹干在地上部分總生物量中占比最大，其中樹干對Cu、Zn、Pb、Cr、Mn、Ni 6種重金屬元素的積累量分別占各重金屬積累量的60.60%、66.12%、88.50%、67.53%、50.27%、84.93%，除Cu和Mn元素外，樹干對各元素的元素積累量所占比均高于其在地上生物量中的所占比。

表5 廣玉蘭單株重金屬元素積累量比較

通過計算得出單株廣玉蘭綠化覆蓋面積和空間輻射占有量分別為21.22 m2、169.81 m3。根據(jù)廣玉蘭冠幅、樹高估計其在單位面積和單位空間對重金屬的富集效能(表6)，廣玉蘭對各重金屬富集效能由大到小的順序為Mn、Zn、Pb、Cr、Cu、Ni，與各重金屬在單株廣玉蘭中積累量大小的順序一致。有研究表明[29]，由于喬木巨大的生物量，其在單位面積上的重金屬富集量要高于灌木，在今后的研究中可以根據(jù)單位面積和單位空間的重金屬富集量來比較不同植物或是不同綠化模式之間的重金屬富集效能。

表6 廣玉蘭單株重金屬元素富集效能比較

3.4 不同污染等級下廣玉蘭對各重金屬富集能力比較

以金衢盆地土壤重金屬質(zhì)量分數(shù)為背景值，計算研究區(qū)內(nèi)各采樣點的污染程度(表7)。不同重金屬元素污染程度由大到小的順序為Cr、Cu、Ni、Zn、Mn、Pb，平均污染指數(shù)分別為2.86、1.55、1.36、1.44、0.79、0.81。根據(jù)同種元素不同污染等級來看，隨污染指數(shù)的上升，廣玉蘭對重金屬Cu、Pb、Cr、Mn、Ni的富集能力逐漸下降，由于各采樣點重金屬污染等級并未完全涉及各個污染指數(shù)，無法對同一等級下6種重金屬元素的富集能力進行比較，因此，文中僅從相同污染指數(shù)下已有數(shù)據(jù)對廣玉蘭的重金屬富集能力進行比較。由表7可知，當(dāng)污染指數(shù)為2～4時，廣玉蘭都對Cu元素保持一個較高的富集能力，這可能是由于Cu為植物生長所需的營養(yǎng)元素；在重金屬污染處于清潔及尚清潔的范圍內(nèi)(指數(shù)1～2)，廣玉蘭仍表現(xiàn)出對Cu、Pb以及Ni較強的富集能力，表明廣玉蘭在尚未到達污染程度的環(huán)境中已經(jīng)表現(xiàn)出對土壤或大氣中重金屬的吸收進化作用。因而在道路兩旁栽種對重金屬有一定吸收能力的林木不僅可以美化環(huán)境，還可以對重金屬污染起到一定預(yù)防和治理的作用。

表7 不同污染指數(shù)下廣玉蘭對各重金屬元素的富集能力

以y表示廣玉蘭各器官對不同重金屬的富集系數(shù)，x表示土壤重金屬污染梯度Pi，計算各器官對不同重金屬污染程度的擬合曲線及相關(guān)系數(shù)，便于估算和分析廣玉蘭各器官對重金屬富集能力隨土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)變化趨勢(表8)，3個器官對重金屬的富集能力隨土壤污染程度的增加均呈二次多項式關(guān)系，表現(xiàn)為各器官對土壤重金屬富集能力隨土壤污染指數(shù)的降低而增強。

表8廣玉蘭各器官重金屬元素質(zhì)量分數(shù)與土壤污染指數(shù)的擬合曲線

重金屬元素器官擬合曲線相關(guān)系數(shù)Cu樹葉Y=-0.0125x2-0.0033x+0.9167R2=0.9364樹枝Y=0.012x2-0.2108x+1.3032R2=0.9475樹干Y=0.0478x2-0.5026x+1.7165R2=0.9887Zn樹葉Y=0.0114x2-0.1587x+0.6901R2=0.9935樹枝Y=-0.0079x2-0.0068x+0.4515R2=0.9825樹干Y=0.0132x2-0.1881x+0.8111R2=0.9824Pb樹葉Y=0.0130x2-0.1421x+0.5569R2=0.9861樹枝Y=0.0043x2-0.0565x+0.4532R2=0.4073樹干Y=0.0133x2-0.3539x+2.2927R2=0.9904Cr樹葉Y=0.0006x2-0.0032x+0.1661R2=0.0221樹枝Y=0.0043x2-0.0361x+0.2134R2=0.7860樹干Y=0.0019x2-0.0192x+0.2312R2=0.5183Mn樹葉Y=0.1043x2-0.9273x+2.1160R2=0.9588樹枝Y=0.0557x2-0.5791x+1.6279R2=0.9886樹干Y=-0.0126x2+0.0156x+0.3836R2=0.4127Ni樹葉Y=0.0091x2-0.0926x+0.5415R2=0.7146樹枝Y=0.0056x2-0.0254x+0.1585R2=0.5093樹干Y=0.0123x2-0.2509x+1.6241R2=0.9130

4 結(jié)論與討論

隨著污染梯度的升高，廣玉蘭各器官對重金屬Cu、Pb、Ni的富集能力總體呈下降趨勢，但仍保持一個較高的吸收量(BC，F(xiàn)>0.4)，且植株生長情況良好，并未出現(xiàn)病害，表現(xiàn)出廣玉蘭在一定范圍內(nèi)對重金屬污染的抗性較強。除Cu和Mn元素外，樹干對各元素的積累量所占比均高于其在地上生物量中的所占比，且樹干在單株廣玉蘭地上部重金屬積累量中所占比最高，普遍達到60%以上，而樹干中Ni、Pb元素積累量占比高，平均可達84.93%、88.50%。表明廣玉蘭樹干富集效能高，這是大生物量重金屬修復(fù)樹種的重要特征。

有研究發(fā)現(xiàn)，樹葉累積重金屬量與大氣中顆粒污染物的濃度成正比[30]，植物葉片是感受外界環(huán)境變化最敏感的器官之一，所以很多研究通過檢測葉片上的灰塵量來研究交通污染物的變化，從而推導(dǎo)出葉片中重金屬質(zhì)量分數(shù)與交通污染的相關(guān)性[31]。本研究中葉片內(nèi)Zn和Pb元素質(zhì)量分數(shù)受土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)變化較小，其原因可能是葉片中的相應(yīng)重金屬質(zhì)量分數(shù)部分來源于對空氣中的顆粒物吸附。植物通過葉片的蒸騰拉力將重金屬由導(dǎo)管輸送至葉片[32]，而蒸騰拉力受到空氣溫度、光照強度、相對濕度等外界因素的影響，且葉片不同發(fā)育階段的蒸騰拉力也不同[33]，由于本研究試驗樣品采集時間均為1月份，冬季植物蒸騰作用減弱，所以推測所測葉片內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)較其他季節(jié)可能會在一定程度上偏低，葉片富集重金屬能力可能也受到這些因素的影響。根據(jù)本研究所得結(jié)論樹枝內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)要低于樹葉和樹干，但也具有一定的重金屬富集能力。幼嫩樹皮的表皮分布有許多細小皮孔，能夠有效吸收重金屬微粒[34]；其內(nèi)部木栓細胞排列緊密，且充滿親脂性的軟木脂，可滯留空氣中與之接觸的重金屬離子[35]，且隨枝條年齡增加具有累計效應(yīng)；而1年生枝條可作為監(jiān)測當(dāng)?shù)乜諝馕廴镜慕^佳材料。因此，樹枝對重金屬的吸收作用應(yīng)當(dāng)?shù)玫街匾?。研究發(fā)現(xiàn)，樹干中除Pb和Ni元素外其余各重金屬元素質(zhì)量分數(shù)與樹葉和樹枝并不存在顯著差異，樹干在喬木各器官中擁有最大的生物量，且樹干生物量在樹木總生物量中所占的比例會隨樹齡的增大而逐漸上升[36-37]，使樹干在3個器官中擁有最大的重金屬積累量。樹干以木質(zhì)為主，在采伐過程中樹干內(nèi)的重金屬幾乎不可能再次進入土壤中進行再循環(huán)，因此可以攜帶走大量的重金屬，能有效避免重金屬回歸土壤所造成的二次污染[25]，從而起到凈化環(huán)境中重金屬的作用，故樹干對重金屬的修復(fù)能力應(yīng)得到重視。在本次研究中，廣玉蘭樹干對幾種重金屬特別是Pb和Ni元素具有很強的富集能力，且重金屬積累量也在地上部分器官中占有很大比例，說明樹干在廣玉蘭富集重金屬的能力中有著極其重要的作用。

從本研究的廣玉蘭地上部的重金屬富集系數(shù)，可以看出廣玉蘭對各重金屬的吸收能力不同，且不同器官對同種金屬元素的吸收能力也不相同。植物對土壤中重金屬吸收效益除了受到生長條件以及生長階段這些植物本身因素影響外，還與土壤中pH值、黏粒質(zhì)量分數(shù)、水分、有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)等土壤因素相關(guān)[38-39]。植物吸收重金屬還可能會受到路面輪胎磨損、揚塵等影響[32]，本次研究樹干中的Pb元素質(zhì)量分數(shù)要高于土壤中質(zhì)量分數(shù)，可能有部分來源于此。有研究發(fā)現(xiàn)，土壤重金屬有效態(tài)質(zhì)量分數(shù)對植物吸收重金屬有很大的影響，另外，土壤中不同重金屬元素之間還存在著一定相互作用，研究發(fā)現(xiàn)，土壤中Cd、Zn、Pb復(fù)合污染中Zn會對植物吸收Cd產(chǎn)生拮抗作用[40]，本研究試驗樣本中未能檢測出重金屬Cd的存在可能與全部樣點都存在一定的Zn污染有關(guān)，所以今后的研究可考慮復(fù)合污染土壤中植物所受到不同重金屬之間的相互影響。而單一元素污染下，植物的抗性表現(xiàn)為在重金屬質(zhì)量分數(shù)到達一定水平時對重金屬產(chǎn)生的避性[41]。有研究表明，植物體內(nèi)不同重金屬的質(zhì)量分數(shù)與環(huán)境中相應(yīng)重金屬質(zhì)量分數(shù)呈正相關(guān)[31]，本次研究中樣點土壤數(shù)據(jù)中各元素平均質(zhì)量分數(shù)由大到小的順序為Mn、Cr、Zn、Pb、Cu、Ni，廣玉蘭體內(nèi)各重金屬元素平均質(zhì)量分數(shù)由大到小的順序為Mn、Zn、Pb、Cr、Cu、Ni，兩者質(zhì)量分數(shù)大小順序基本相似。而廣玉蘭對Cr的吸收存在差異，可能表現(xiàn)為其對Cr元素產(chǎn)生的避性，從各器官對Cr的富集系數(shù)變化可看出，各器官富集系數(shù)并未隨土壤中Cr元素質(zhì)量分數(shù)的升高而下降，表現(xiàn)出廣玉蘭在一定范圍內(nèi)對重金屬Cr元素的吸收并未達到上限。本次研究發(fā)現(xiàn)，隨土壤中重金屬質(zhì)量分數(shù)升高，廣玉蘭對Cu、Zn、Mn3種重金屬元素的質(zhì)量分數(shù)或是富集系數(shù)都在一定程度上高于Pb、Cr、Ni3種元素的，這可能由于前者為植物所需營養(yǎng)元素，故廣玉蘭對其會有一定程度上的選擇性吸收。而廣玉蘭對Cu、Pb、Cr、Mn、Ni 5種重金屬的富集能力均呈下降趨勢，且現(xiàn)場采樣時發(fā)現(xiàn)廣玉蘭植株生長狀況良好，這與其生理生態(tài)特征對土壤中重金屬的抗性有一定關(guān)系。

積累了大量重金屬的樹木，其枯枝落葉的再處理是一個非常棘手的問題，存在污染物及其降解產(chǎn)物重新活化回到土壤的問題，而為了不使重金屬二次進入土壤造成污染，應(yīng)選擇葉片重金屬質(zhì)量分數(shù)較少、落葉少或是不落葉、樹干重金屬積累量占比高的喬木進行綠化栽培。根據(jù)王廣林等[13]的研究表明，由于木本植物的生物量要遠大于草本植物，則認為木本植物在富集系數(shù)>0.4時為較強的土壤重金屬修復(fù)能力；富集系數(shù)小于0.1時為低修復(fù)能力。經(jīng)估算，廣玉蘭各器官對Cu、Zn、Pb、Mn、Ni的富集系數(shù)在一定土壤重金屬梯度范圍內(nèi)都達到了0.4，且永康市道路兩旁胸徑為18 cm的廣玉蘭體內(nèi)不同元素積累量由大到小的順序為Mn(4 776 mg)、Zn(2 308 mg)、Pb(1 421 mg)、Cr(1 416 mg)、Cu(1 068 mg)、Ni(908 mg)，其中樹干對Cu、Zn、Pb、Cr、Ni 5種重金屬元素的積累量顯著高于樹枝和樹葉，分別在地上部分積累總量中占60.59%、66.12%、88.50%、67.53%、84.93%。通過計算廣玉蘭在單位面積以及單位空間的重金屬富集量，可為今后研究喬木樹種種植密度以及區(qū)域植物重金屬積累總量估算提供一定參考，使樹木吸滯重金屬的能力得到充分利用，且縮短了重金屬污染治理周期，從而使城市綠化生態(tài)效益達到最大。綜合考慮廣玉蘭體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)、富集系數(shù)以及積累量，建議可將廣玉蘭作為Cu、Ni、Pb污染土壤修復(fù)的備選樹種，可用于輕度及中度重金屬污染土壤的修復(fù)，在其提供生態(tài)價值的同時，還能將重金屬修復(fù)后的廣玉蘭樹干加以利用，以充分發(fā)揮其經(jīng)濟價值。

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