居住區(qū)內(nèi)植物葉面塵中重金屬累積特征

高玉瑤 劉 宇 張 楠 楊 瀾 趙 蕊 胡芯恬 徐翠苑 董蘇梅

（宿遷學(xué)院信息工程學(xué)院，江蘇 宿遷 223800）

大氣粉塵是指分散在大氣中的固態(tài)和液態(tài)顆粒狀物質(zhì)，具有化學(xué)組成復(fù)雜[1]，比表面積大[2]，懸浮距離遠(yuǎn)等特點[3]。其中，大氣重金屬易累積在固體顆粒物內(nèi)，對人類和動植物造成較大的危害。植物葉表面具有特殊的結(jié)構(gòu)和功能[4-5]，具有較強的滯塵能力，可以使粉塵狀的大氣顆粒物沉降并吸附、滯留在葉片表面，形成葉面塵，從而凈化空氣，改善環(huán)境空氣質(zhì)量。

近年來，有關(guān)植物吸滯大氣粉塵的研究較多，主要集中在不同植物種類[6-7]、不同植物群落結(jié)構(gòu)[8-9]及不同區(qū)域差異[10-11]等方面。而對于不同植物對大氣粉塵中關(guān)鍵污染物吸滯特征的研究較少，特別是針對大氣重金屬等物質(zhì)的研究有待深入。居住區(qū)的綠化樹種多栽植于道路兩側(cè)，對消減大氣污染起到重要的作用。本文以7 種常見園林植物為研究對象，結(jié)合園林植物實際應(yīng)用，探討不同綠化樹種單位面積滯塵量，葉片內(nèi)和葉面塵中重金屬含量以及各重金屬的相關(guān)性，篩選抗污能力強的綠化樹種在園林中推廣應(yīng)用，為提高城市園林植物吸滯大氣粉塵污染能力及生態(tài)環(huán)境管理提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗材料與樣品采集

根據(jù)研究區(qū)園林綠化樹種的物理學(xué)特性和生長情況，選擇生長狀況良好、無病蟲害且葉片完整，日常養(yǎng)護管理優(yōu)良以及綠化使用頻率較高的7種綠化樹種（大葉女貞、海桐、金森女貞、廣玉蘭、大葉黃楊、香樟和桂花）作為調(diào)查研究對象。

樣品采集分別從樹木上部、中部、下部和內(nèi)部4 個生長角度摘取葉片，存放于透明自封袋中并標(biāo)記采樣地點及植物名稱，帶回實驗室置于4 ℃冰箱中保存，備用。

1.2 樣品處理

1.2.1 植物葉片滯塵量測定采用重量差值法測定植物葉片滯塵量。將采摘的鮮葉片進(jìn)行初步篩選，選取2 組葉表面完整無缺刻，無腐爛黑斑的葉片各20 g，分為清洗和不清洗組。將清洗組的葉片浸泡于純水中20 min，然后用小毛刷充分清洗葉面，清洗干凈葉片附著物后，用鑷子小心夾出葉片，放在吸水紙上輕輕擦拭后使其自然風(fēng)干。使用葉面積儀分別測量葉面積，然后將2 組葉片分別置入烘箱，在70 ℃恒溫下烘至恒重，分別稱量烘干后的葉片質(zhì)量。烘干后的每組葉片樣品分類整理好后，用剪刀剪成小塊，再用研缽研磨直至粉末狀，待用。

1.2.2 葉面塵內(nèi)重金屬含量測定稱取0.2 g 葉片，收集葉表面灰塵，倒入消解罐中，用移液槍滴入0.2 mL HNO3，靜置20 min后，依次加入0.2 mL HNO3和0.1 mL H2O2，放入微波消解儀消解3 h 后冷卻。消解完成后，快速將消解罐轉(zhuǎn)移至通風(fēng)櫥中，打開消解罐，靜置一段時間，待黃色氣體消散完畢后，將消解制得的液體緩慢倒入試劑管中，用純水定容至10.0 mL，并用標(biāo)簽標(biāo)明。采用電感耦合等離子發(fā)射光譜儀（ICP-MS）進(jìn)行測量，得出植物葉面塵內(nèi)重金屬的含量。

葉片內(nèi)重金屬含量測定方法同上，測定前須清理干凈葉片表面灰塵。

1.3 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2010 和Origin 2022 軟件繪制柱狀圖和表格，采用SPSS 17.0 統(tǒng)計軟件對綠化樹種葉面塵重金屬的含量進(jìn)行Pearson 相關(guān)系數(shù)分析，并采用最小顯著差數(shù)法（LSD）檢測數(shù)據(jù)之間的差異性。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同綠化樹種的葉片滯塵能力

由圖1 可知，不同植物單位葉面積滯塵量存在差異。整體上表現(xiàn)為海桐（2.50 g/m2）＞金森女貞（2.26 g/m2）＞桂花（2.01 g/m2）＞大葉女貞（1.50 g/m2）＞廣玉蘭（1.20 g/m2）＞香樟（1.11 g/m2）＞大葉黃楊（0.97 g/m2）。其中，海桐的滯塵量是大葉黃楊的2.58 倍。大葉黃楊葉面較光滑，無溝壑、絨毛等滯留大氣粉塵等的葉面微觀結(jié)構(gòu)；而海桐葉片氣孔較密集，可吸滯大量顆粒物。金森女貞和桂花等植物葉片較靠近地面，受冬季氣壓影響，顆粒物等聚集在地表附近，因此，冬季滯留顆粒物能力較強，而香樟和廣玉蘭等樹體高大的喬木，冬季滯塵能力則較弱。

2.2 植物葉面塵中重金屬含量

不同植物葉面塵中重金屬含量見表1。其中，Cr和Ni 含量表現(xiàn)為海桐＞金森女貞＞桂花＞廣玉蘭＞大葉女貞＞大葉黃楊＞香樟；Mn 含量排序為桂花＞海桐＞金森女貞＞大葉女貞＞廣玉蘭＞大葉黃楊＞香樟；Cd 含量排序為桂花＞海桐＞金森女貞＞大葉女貞＞大葉黃楊＞廣玉蘭＞香樟；Cu為金森女貞＞海桐＞廣玉蘭＞桂花＞大葉黃楊＞大葉女貞＞香樟；As 為海桐＞桂花＞金森女貞＞大葉女貞＞大葉黃楊＞香樟＞廣玉蘭；而Pb表現(xiàn)為海桐＞桂花＞大葉女貞＞金森女貞＞香樟＞大葉黃楊＞廣玉蘭。大氣粉塵中的重金屬污染物易被葉片表面的黏性物質(zhì)或被凹凸不平具有溝狀組織的凹槽滯留附著，隨著時間積累，部分重金屬在葉片中累積。大氣環(huán)境中，工業(yè)生產(chǎn)產(chǎn)生的煤炭飛灰顆粒、路面水泥和揚塵顆粒、汽車尾氣都是葉面塵中重金屬的主要來源之一。

表1 不同綠化樹種葉片塵中重金屬含量

2.3 植物葉片內(nèi)重金屬含量

植物葉片內(nèi)的重金屬含量可以表征大氣的污染狀況及污染來源。7 種不同植物葉片內(nèi)重金屬含量的測定結(jié)果見表2。整體上7 種植物葉內(nèi)各重金屬元素的平均含量表現(xiàn)為Mn（4.9026 mg/kg）＞Cr（5.308 mg/kg）＞Cu（5.138 mg/kg）＞Ni（2.436 mg/kg）＞Pb（1.986 mg/kg）＞As（0.359 mg/kg）＞Cd（0.063 mg/kg）。不同植物葉片內(nèi)的重金屬含量存在差異，其中大葉黃楊葉片內(nèi)Cr 和Ni，香樟葉片內(nèi)As，桂花葉片內(nèi)Cu 和Cd，廣玉蘭葉片內(nèi)Pb 以及大葉女貞葉片內(nèi)Mn 的含量較高，分別為7.262、3.872、0.709、6.967、0.156、3.101 和74.100 mg/kg，而大葉黃楊葉片內(nèi)Cu、Cd 和Pb，香樟葉片內(nèi)Mn，金森女貞葉片內(nèi)As，大葉女貞葉片內(nèi)Cr和Ni含量較低，分別為3.186、0.012、1.093、37.241、0.180、3.872 和1.679 mg/kg。不同綠化樹種對大氣中顆粒污染物表現(xiàn)出不同的吸附能力，其主要通過植物葉片的呼吸作用進(jìn)入葉片內(nèi)部。

表2 不同綠化樹種葉片重金屬含量

2.4 葉片內(nèi)和葉面塵中重金屬來源的相關(guān)性

對綠化樹種葉面塵重金屬進(jìn)行Pearson 相關(guān)系數(shù)矩陣分析（表3），發(fā)現(xiàn)Cr-Ni、Cr-Cu、Mn-Ni、Mn-Cu、Mn-Cd、Ni-Cu 及As-Pb 之間均存在明顯相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），相關(guān)性系數(shù)分別為0.781、0.654、0.488、0.769、0.600、0.776 和0.757；Cr-Mn、Cr-As、Ni-As 及Cu-Cd 之間存在相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），其相關(guān)性系數(shù)分別為0.401、0.353、0.327 和0.368。對植物葉片內(nèi)重金屬進(jìn)行Pearson 相關(guān)系數(shù)矩陣分析（表4），其中Cr-Ni、Mn-Cu、Mn-Cd和Cu-Cd 之間存在明顯相關(guān)性（P＜0.01），相關(guān)系數(shù)分別為0.455、0.638、0.714 和0.522；Cr-Cd、Cu-As 存在相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），相關(guān)系數(shù)為0.402 和0.380，這表明居住區(qū)內(nèi)葉面塵中和葉內(nèi)的重金屬來源存在相關(guān)性。

表3 綠化樹種葉面塵中重金屬的Pearson相關(guān)系數(shù)矩陣

表4 綠化樹種葉片內(nèi)重金屬的Pearson相關(guān)系數(shù)矩陣

2.5 葉面塵重金屬與葉片重金屬含量的關(guān)系

將居住區(qū)內(nèi)不同樹種的葉面塵重金屬含量與葉片內(nèi)重金屬含量進(jìn)行對比，結(jié)果見表5。由表5 可知，所有試驗樹種葉面塵中重金屬的含量均高于葉片內(nèi)的重金屬含量。其中，Pb元素葉片與葉面塵含量之比為0.05，遠(yuǎn)低于其他重金屬元素；Mn 元素葉片中的含量相對較高，葉片與葉面塵含量之比為0.57。

表5 不同綠化樹種葉面塵重金屬含量單位：（mg/kg）

3 結(jié)論與討論

研究區(qū)內(nèi)不同樹種單位葉面積滯塵量表現(xiàn)為海桐（2.50 g/m2）＞金森女貞（2.26 g/m2）＞桂花（2.01 g/m2）＞大葉女貞（1.50 g/m2）＞廣玉蘭（1.20 g/m2）＞香樟（1.11 g/m2）＞大葉黃楊（0.97 g/m2）。不同植物葉面塵中各重金屬的含量存在差異，其中海桐、大葉女貞等的葉片對重金屬元素的吸附積累作用較強，香樟和大葉黃楊的吸附積累作用則相對較弱，而廣玉蘭等大型喬木對重金屬的吸收滯留作用一般。這表明葉片表面光滑革質(zhì)，結(jié)構(gòu)平整，有少量細(xì)短毛甚至無毛的高大樹種的滯塵能力偏弱[12]；而葉片表皮排列無序，表面粗糙具有密集長絨毛，葉片凹凸不平且具有溝狀組織的樹種滯塵能力較強[13]。

不同植物對重金屬的富集能力存在差異，葉片中重金屬平均含量大小排序為Mn（49.026 mg/kg）＞Cr（5.308 mg/kg）＞Cu（5.138 mg/kg）＞Ni（2.436 mg/kg）＞Pb（1.986 mg/kg）＞As（0.359 mg/kg）＞Cd（0.063 mg/kg）。葉面塵中Cr-Ni、Cr-Cu、Mn-Ni、Mn-Cu、Mn-Cd、Ni-Cu、As-Pb 和葉內(nèi)Cr-Ni、Mn-Cu、Mn-Cd、Cu-Cd 之間均存在明顯相關(guān)性（P＜0.01）；而葉面塵中Cr-Mn、Cr-As、Ni-As、Cu-Cd和葉內(nèi)Cr-Cd、Cu-As存在相關(guān)性（P＜0.05）。本研究測定的葉面塵和葉內(nèi)重金屬含量相對較高，這可能與所選的場地、植物樹齡以及采樣濕重檢測等有關(guān)。一方面，研究場地位于宿遷老城區(qū)，周邊的汽車尾氣等影響較大。另一方面，所選植物為常綠葉片，且樹齡較高，多年的重金屬累積導(dǎo)致含量較高。另外，在數(shù)據(jù)分析處理等方面也存在部分不足，在以后的研究中要加以完善。汽車尾氣排放、建筑施工、礦產(chǎn)開采以及金屬冶煉產(chǎn)生的廢氣廢渣等都可能會造成大氣重金屬污染。一些小粒徑重金屬容易隨著氣流、雨水的攜帶到達(dá)城市各個角落，重金屬污染是一個流動的過程。植物葉片富集的重金屬的來源并不完全是自然大氣粉塵，還可能受到人為因素影響造成的大氣污染，以及綠化樹種在生長過程中受到土壤背景值影響[4]。今后在城市綠化與生態(tài)建設(shè)中，根據(jù)不同功能區(qū)的需要，選擇合適的綠化樹種，對大氣污染的治理和控制有一定積極意義。本文結(jié)合園林植物實際應(yīng)用情況，探討了不同綠化樹種單位面積滯塵量，葉片內(nèi)和葉面塵中重金屬含量以及重金屬的相關(guān)性，篩選抗污能力強的綠化樹種在園林中推廣應(yīng)用，為提高城市園林植物吸滯大氣粉塵污染能力及生態(tài)環(huán)境管理提供參考。