王榮芬，邱爾發(fā)，唐麗清

(中國(guó)林業(yè)科學(xué)研究院林業(yè)研究所 國(guó)家林業(yè)局林木培育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100091)

隨著交通運(yùn)輸?shù)目焖侔l(fā)展，交通污染諸如大氣污染、噪音污染等已成為城市污染的主要組成部分，并嚴(yán)重威脅著城市居民的身心健康和城市生態(tài)環(huán)境的安全。行道樹作為道路林帶的主體，在改善道路環(huán)境方面發(fā)揮著關(guān)鍵的作用，如有明顯的滯塵作用并可降低風(fēng)速，有固碳釋氧和增濕降溫效應(yīng)，有效調(diào)節(jié)小氣候，以及隔音降噪[1-5]等。關(guān)于由交通所引起的大氣污染，其成分主要有一氧化碳、碳?xì)浠衔?、氮氧化物、二氧化碳和苯并芘、煙塵及鉛[6]，但越來越多的研究表明，除鉛以外，尾氣排放及輪胎的磨損同樣會(huì)對(duì)道路兩側(cè)的土壤及植物產(chǎn)生其他重金屬污染，且污染程度與交通流量有密切關(guān)系[7-11]。那么，作為改善交通環(huán)境的行道樹，它們?cè)谥亟饘傥廴痉雷o(hù)方面的效果如何，也是值得人們關(guān)心的一個(gè)問題。喬木由于生物量大，生長(zhǎng)期較長(zhǎng)，是環(huán)境元素的良好收集器，樹木年輪在生長(zhǎng)過程中不僅記錄著樹木的年齡，也記錄了周圍環(huán)境變化的信息，年輪的一些理化特征及化學(xué)元素的時(shí)空分布能較準(zhǔn)確地反映周圍環(huán)境的變化，利用樹輪所包含的信息來進(jìn)行研究，已被廣泛應(yīng)用于氣候?qū)W、考古學(xué)、環(huán)境科學(xué)、生態(tài)學(xué)等方面[12-15]，其應(yīng)用領(lǐng)域還在不斷地?cái)U(kuò)展。在城市環(huán)境污染方面，樹木年輪也被用于研究重金屬污染史，如喻斌和黃會(huì)一[16]通過對(duì)油松年輪寬度和元素含量的變異與沈陽工業(yè)發(fā)展的相關(guān)分析，揭示了年輪中微量元素含量所發(fā)生的變異與沈陽工業(yè)的發(fā)展顯著相關(guān)。但是對(duì)于處于交通污染環(huán)境的行道樹年輪分析較少，且在以往行道樹抗重金屬污染能力和效益的研究中，通常只以重金屬的含量作為評(píng)價(jià)指標(biāo)，而未考慮總的吸收量，因而對(duì)樹木抗重金屬污染的功能評(píng)價(jià)仍未形成一個(gè)完整體系。針對(duì)受人為影響較小，車流量較大的首都機(jī)場(chǎng)高速公路，測(cè)定分析道路旁主要行道樹毛白楊樹干中重金屬的含量及分布，通過樹干生物量測(cè)算重金屬蓄積量，以揭示樹干對(duì)各重金屬的富集能力，并探索處于交通環(huán)境下毛白楊年輪中各重金屬元素分布的影響因素。

1 研究區(qū)概況

圖1 樣點(diǎn)分布圖

北京市屬暖溫帶半濕潤(rùn)氣候區(qū)，四季分明、春秋短促、冬夏較長(zhǎng)。2011年全年降水量720.6 mm，年度降水主要集中于夏季，2011年平均氣溫為13.4 ℃，最高氣溫35.9 ℃，最低氣溫-11.6 ℃[17]。首都機(jī)場(chǎng)高速公路是連接北京市區(qū)和北京首都國(guó)際機(jī)場(chǎng)的高速公路，主要以客運(yùn)為主，1993年首次通車，直到2006年9月以前，這條是唯一連接北京市區(qū)和北京機(jī)場(chǎng)的高速公路，目前車流量為21萬輛/d，道路走向?yàn)楸逼珫|35°。樣點(diǎn)設(shè)置在北皋段東側(cè)的毛白楊防護(hù)林(圖1)， 40.01°N， 116.51°E，其土壤類型為褐土，測(cè)得目前表層土壤(0—40 cm)中Pb、Cr、Cd、Cu、Zn、Ni和Mn的含量分別為9.66、55.39、1.59、20.10、57.62、31.13 mg/kg和450.88 mg/kg。樣地內(nèi)主要樹種為毛白楊、紫葉桃(AmygdaluspersicaLinn. var.Persica)、牽?；╗Pharbitisnil(Linn.) Choisy]，五葉地錦[Parthenocissusquinquefolia(L.) Planch.]等，其中喬木僅有毛白楊一種，均于1992年栽植(6年生苗木)，共有整齊的4排，種植間距為4 m×4 m。

2 材料和方法

2.1 標(biāo)準(zhǔn)樹的選取

樣地內(nèi)毛白楊平均胸徑為45.5 cm，平均樹高21 m。在距離道路最近(受交通污染影響較大)的一排毛白楊中選3棵長(zhǎng)勢(shì)良好、無病蟲害，樹高、樹粗大體一致，及土壤質(zhì)地、光照等外環(huán)境因素基本一致的平均木為研究材料，其胸徑分別為45.8 cm、45.3 cm和45.4 cm。

2.2 植物樣品采集及處理

實(shí)驗(yàn)樣本于2012年4月底采集，使用直徑為12 mm的生長(zhǎng)錐鉆取樹芯樣，分別采自樹干胸徑處的四個(gè)方向，即：靠近車道一側(cè)(K)、背離車道一側(cè)(B)、北側(cè)(N)、南側(cè)(S)，鉆取長(zhǎng)度超過髓心，另外用小刀采取同高度四個(gè)方位的樹皮混合樣，采樣完成后，封好樹木的采樣口。將所采樣品裝入自制的紙筒，帶回實(shí)驗(yàn)室，從樹皮向髓心的方向沿年輪線每隔5a劃分為一段，得到以下5個(gè)年輪段樣品：1986—1991、1992—1996、1997—2001、2002—2006、2007—2011，共得60個(gè)樹芯樣品。測(cè)量每段的鮮重，風(fēng)干后，用游標(biāo)卡尺測(cè)量每段的長(zhǎng)度。樹皮經(jīng)蒸餾水洗干凈并風(fēng)干。80 ℃烘干樣品至恒重，稱量干重，然后將每個(gè)樣品平均分為兩份，將3棵樣株同一方向及同一齡級(jí)年輪段的樣品分別混勻，粉碎，過60目篩，至干燥器中保存[18]。

2.3 重金屬元素分析方法

準(zhǔn)確稱取0.5 g樣品于潔凈錐形瓶中，用硝酸-高氯酸(4∶1)濕化消解法消解完全后，定容到50 mL容量瓶?jī)?nèi)，每個(gè)樣品作兩個(gè)平行樣，同時(shí)作3份試劑空白，通過ICP法測(cè)定重金屬Pb、Cr、Cd、Cu、Zn、Ni、Mn的含量[19]。

2.4 重金屬元素積累量

樹干中重金屬元素的積累量主要決定于樹干的生物量及樹干中重金屬元素的含量。由于從心材到邊材的方向，不同年輪段中重金屬元素的含量不盡相同，且隨時(shí)間的推移，樹干的年生長(zhǎng)量也不相同，因此通過計(jì)算各年輪段所對(duì)應(yīng)的樹干中的重金屬元素積累量，求和來計(jì)算單株毛白楊樹干中重金屬元素的積累量，具體計(jì)算方法如下：

式中,i為按時(shí)間序列所分割的年輪段(i=1、2、3、4、5)，wi為第i段年輪中重金屬元素的平均含量，Ni為第i段樹干的生物量，mi為第i段樹芯樣的干重，vi為第i段樹芯樣的體積，Vi為第i段樹干的材積[20]，li為第i段樹芯樣的平均寬度，r為6 mm(所采樹芯樣直徑均為12 mm)。

2.5 交通資料及氣象資料

為了探討年輪中重金屬元素的積累與交通環(huán)境及氣候要素之間的關(guān)系，收集了相關(guān)方面的數(shù)據(jù)。其中交通數(shù)據(jù)來源于新聞報(bào)道及網(wǎng)上相關(guān)資料，氣象資料采用了北京市氣象局有關(guān)北京市1986—2011年的氣象數(shù)據(jù)，包括年平均氣溫、年降水量、年最高氣溫、年最低氣溫、年日照時(shí)數(shù)、大風(fēng)日數(shù)和雨日數(shù)，各時(shí)間段內(nèi)各氣象因子的年均值見表1。北京的氣候?yàn)榈湫偷呐瘻貛О霛駶?rùn)大陸性季風(fēng)氣候，夏季高溫多雨，冬季寒冷干燥，春、秋短促，為華北地區(qū)降雨最多的地區(qū)之一，全年降水的80%集中在夏季6、7、8 3個(gè)月。1986—2011年間，北京市年平均溫度13.1 ℃，年降雨量535.8 mm，最高氣溫41.9 ℃，最低氣溫-17.0 ℃。

3 結(jié)果與分析

3.1 樹干中重金屬元素的含量

Cu、Mn、Zn為植物的必需元素，其中Cu、Mn作為酶和電子傳遞的活性中心，直接關(guān)系到光合作用中的電子傳遞，Zn參與細(xì)胞分裂活動(dòng)，是遺傳信息傳遞過程所必需的；Ni是脲酶的組成成分，催化尿素的降解，在尿素代謝過程中具有重要意義；而Cr、Pb和Cd則為植物的非必需元素，除較低含量的這些元素對(duì)植物的代謝有一定的促進(jìn)作用外，通常情況下會(huì)影響植物正常的生理生化作用，阻礙生長(zhǎng)發(fā)育過程。

表1 北京市1986—2011年不同時(shí)間段交通、氣象因子年均值

樹干中重金屬的來源主要有兩個(gè)途徑：①根系從周圍土壤中吸收重金屬后運(yùn)輸?shù)綐涓刹课?；②樹葉及樹皮通過對(duì)大氣顆粒物的吸附和吸收作用吸收重金屬，進(jìn)一步轉(zhuǎn)移或滲透到樹干中。由于同一樹種對(duì)不同重金屬元素有不同的富集能力，且各器官的結(jié)構(gòu)和功能不同，因而同一器官中各重金屬元素含量并不一定相同，同一種重金屬元素在不同器官中的含量也有所差異。

表2為樹皮和樹干木質(zhì)部中各重金屬元素的平均含量及二者之比，可以看出，各種重金屬元素的平均含量大小不同，尤其在樹皮中差異更為明顯。木質(zhì)部中各重金屬平均含量從大到小依次為Zn>Cr>Cu>Mn>Ni>Pb>Cd，Zn的含量最高，為10.02 mg/kg，Cd的含量最低，為0.17 mg/kg，相差58倍；樹皮中為Zn>Mn>Cr>Pb>Cu>Cd>Ni，同樣為Zn的含量最高，高達(dá)120.35 mg/kg，是含量最低元素Ni的143倍。

相對(duì)于木質(zhì)部，樹皮中重金屬含量較高，這種差異主要是由于樹皮和木質(zhì)部的結(jié)構(gòu)、功能及生理活性不同所致，樹皮代謝相對(duì)旺盛，且樹皮直接和外界接觸。樹皮與木質(zhì)部中重金屬元素含量的比例，一方面說明了各重金屬元素在二者之間的分配關(guān)系，另一方面也表明不同重金屬元素的來源或運(yùn)輸規(guī)律不同，由表2可看出，其中Pb和Zn在樹皮中的含量遠(yuǎn)大于木質(zhì)部，比值分別為16.66和12.01，樹皮和木質(zhì)部中含量差異最小的為Ni，其樹皮中的平均含量是木質(zhì)部的0.90倍。

表2 樹皮與木質(zhì)部重金屬元素含量及比例

3.2 不同方位年輪中重金屬元素的分布

由于行道樹受道路揚(yáng)塵、風(fēng)向、大氣、光照等環(huán)境因素的影響，導(dǎo)致生長(zhǎng)在路旁的毛白楊年輪中重金屬元素有方位角的分布，即同一年輪不同方位中的重金屬元素含量有所差異。表3為毛白楊年輪四個(gè)方位中各重金屬元素的含量。各元素的含量范圍值為：Cd 0.1099—0.1998 mg/kg；Cr 1.6986—2.9482 mg/kg；Cu 0.5096—3.4579 mg/kg；Mn 1.3289—1.9888 mg/kg；Ni 0.2598—1.6484 mg/kg；Pb 0.1699—0.6194 mg/kg；Zn 5.5156—13.9860 mg/kg。

在四個(gè)方向中，Cd和Pb的最大值出現(xiàn)在K側(cè)，Cr、Cu和Mn的最大值出現(xiàn)在N側(cè)，Ni和Zn出現(xiàn)在S側(cè)。比較K側(cè)和B側(cè)，所有重金屬元素均表現(xiàn)為K側(cè)>B側(cè)，可能原因是由于靠近車道一側(cè)較背離車道一側(cè)受交通污染的影響較大，重金屬元素隨大氣顆粒物吸附于樹葉及樹皮表面的量較多，進(jìn)而轉(zhuǎn)移到木質(zhì)部中；比較N側(cè)和S側(cè)，Ni和Zn表現(xiàn)為S側(cè)>N側(cè)，其余5種元素表現(xiàn)為N側(cè)>S側(cè)，其中一個(gè)原因是由于受不同光照影響從而導(dǎo)致元素的分布差異。

分析各元素之間的相關(guān)性，Cu和Cr呈顯著相關(guān)，其他元素間相關(guān)性均未達(dá)到統(tǒng)計(jì)上的顯著水平(表4)。

表3 年輪中不同方位上重金屬的含量

N為北側(cè)，S為南側(cè)，K為靠近道路一側(cè)，B為背離道路一側(cè)

表4 各重金屬在年輪不同方位上分布的相關(guān)性

*P<0.05時(shí)，相關(guān)性顯著

3.3 不同年輪段中重金屬元素的分布

樹木的生長(zhǎng)進(jìn)程是以年輪形式表現(xiàn)的，隨著年齡的增加，樹木年輪也客觀記載著周圍的環(huán)境變化信息。由于年輪中多數(shù)元素存在一定的橫向遷移，因此某一特定年中的元素含量可能并不能代表當(dāng)年形成的年輪元素含量，為獲得各重金屬元素隨時(shí)間的平均變化趨勢(shì)，將每5a的年輪(第1段包括6a)作為一個(gè)樣品進(jìn)行分析。測(cè)得各年輪段的寬度為3.977—4.699 cm，含水率為39.73%—50.64%(表5)。

表5 各年輪段的寬度及含水率

相比土壤中所指示的目前土壤中重金屬元素的含量值，樹木年輪逐年內(nèi)重金屬含量的變化則可以提供環(huán)境中重金屬歷史變化的信息。圖2是毛白楊年輪中7種重金屬元素的含量隨時(shí)間的變化趨勢(shì)，可以看出，各種重金屬元素有不同的變化特點(diǎn)。

Zn隨時(shí)間的波動(dòng)最大，最大含量值出現(xiàn)在1992—1996年段，為42.6585 mg/kg，隨后急劇降低，最小含量值出現(xiàn)在2002—2006年段，為4.5155 mg/kg，最大值約為最小值的9.44倍，但2007—2011年段與2002—2006年段相比，又上升了1.90倍。

Pb是植物非必需元素，汽油燃燒是城市大氣及土壤中Pb污染的主要來源。可以看到，在機(jī)場(chǎng)高速公路通車以來，雖然車流量逐年增加，尤其是近幾年急劇增加，但是年輪中Pb的含量并沒有隨之增加。在1992—1996年段出現(xiàn)的峰值可以解釋為，道路通車后，引起道路旁土壤和大氣中的Pb含量顯著增加，這一環(huán)境信息表現(xiàn)在毛白楊年輪中為其含量值約為前一段年輪的2倍。在1992年，北京開始實(shí)施無鉛汽油的使用，隨著土壤及大氣中可供給的鉛的量逐漸減少，相應(yīng)年輪中所積累的量也逐漸減少。

圖2 毛白楊年輪中重金屬含量的時(shí)間變化

Cu含量在2002—2006年段之前，隨時(shí)間推移，由4.4338 mg/kg下降到1.8182 mg/kg，2007—2011年段又上升到2.2668 mg/kg。

Cd也為植物非必需元素，但它很容易通過根部、葉部被吸收，然后轉(zhuǎn)移到植物其他器官，許多研究結(jié)果都一致表明生長(zhǎng)基質(zhì)中的Cd含量和植物組織中的含量之間有顯著的線性相關(guān)關(guān)系[21]。毛白楊年輪中Cd含量總體呈逐漸下降的趨勢(shì)，由0.3095 mg/kg下降到0.1496 mg/kg，且其值與時(shí)間有較高的線性關(guān)系，經(jīng)線性擬合，R2等于0.9881，說明隨時(shí)間的推移，環(huán)境中可供給的Cd含量逐漸減少，這對(duì)當(dāng)?shù)赝寥拉h(huán)境來說是一個(gè)有利的變化趨勢(shì)。

Mn的總體變化趨勢(shì)呈“V”型，谷值出現(xiàn)在1997—2001年段，為1.2195 mg/kg，其余各段在1.4003—2.6263 mg/kg。

Cr含量由1.5878波動(dòng)上升到3.4951 mg/kg，其中在1992—1996年段有一個(gè)峰值，為3.3107 mg/kg。Ni由0.5292下降到1992—1996年段的0.1400 mg/kg，隨后逐漸上升到0.3190 mg/kg。

植物體內(nèi)重金屬主要來源于土壤及大氣，結(jié)合主要?dú)庀笠蜃釉谙嗤瑫r(shí)間段的變化情況，分析重金屬含量分布與氣象因子之間的相關(guān)性，結(jié)果見表6。

除Mn和Cr外，其余重金屬元素均與降水量、雨天日數(shù)、日照時(shí)數(shù)和大風(fēng)日數(shù)呈正相關(guān)趨勢(shì)，其中Cu與雨天日數(shù)達(dá)到顯著正相關(guān)，與日照時(shí)數(shù)達(dá)到極顯著正相關(guān)；Cd與日照時(shí)數(shù)和大風(fēng)日數(shù)達(dá)到顯著正相關(guān)；其余則均未達(dá)到統(tǒng)計(jì)上的顯著水平，但可以看出，除Ni與大風(fēng)日數(shù)的相關(guān)系數(shù)較小(r= 0.151)外，其余相關(guān)性則達(dá)到中度或者強(qiáng)相關(guān)性，相關(guān)系數(shù)在0.486—0.680之間。

從氣溫來看，除Mn和Cr外，其他幾種元素均與年平均氣溫呈負(fù)相關(guān)趨勢(shì)，其中Cd呈顯著負(fù)相關(guān)。對(duì)于年最高氣溫和年最低氣溫，Zn、Pb、Cu、Cd的表現(xiàn)相似，均為與年最高氣溫呈負(fù)相關(guān)趨勢(shì)，與年最低氣溫呈正相關(guān)趨勢(shì)，Ni則相反。

Mn和Cr在年輪中隨時(shí)間的分布與氣象因子間無統(tǒng)計(jì)上的顯著相關(guān)性。二者與各氣象因子間相關(guān)系數(shù)較大的為Mn和大風(fēng)日數(shù)、平均氣溫，Cr和平均氣溫、日照時(shí)數(shù)和大風(fēng)日數(shù)。

從毛白楊年輪中重金屬元素分布與車流量的分析結(jié)果來看(表6)，Mn與車流量的變化呈顯著正相關(guān)，Cd與車流量呈顯著負(fù)相關(guān)，其余元素均未達(dá)到統(tǒng)計(jì)上的顯著水平，其中Zn、Pb、Ni和Cu與車流量呈負(fù)相關(guān)趨勢(shì)，Cr與車流量呈正相關(guān)趨勢(shì)。

表6 不同年輪段重金屬分布與環(huán)境因子的相關(guān)性

*P<0.05時(shí)，相關(guān)性顯著；* *P<0.01時(shí)，相關(guān)性極其顯著

進(jìn)一步分析各重金屬元素兩兩之間的相關(guān)性，Zn、Cu、Pb、Cd含量之間呈顯著正相關(guān)(表7)，這種相關(guān)性解釋為這幾種重金屬元素受共同的環(huán)境因子所影響。正如上述分析，Zn、Cu、Pb、Cd這4種重金屬元素在年輪中的橫向分布總體趨勢(shì)相似，且均與年平均降水量、雨天日數(shù)、日照時(shí)數(shù)、年最低氣溫及大風(fēng)日數(shù)的變化呈正相關(guān)趨勢(shì)，與年均氣溫、年最高氣溫及車流量的變化呈負(fù)相關(guān)趨勢(shì)。

3.4 單株樹干中重金屬元素的積累量

樹干是單株喬木中生物量最大的器官，以木質(zhì)為主，生理功能最弱，在采伐管理過程中，樹干和樹皮中的重金屬元素幾乎不可能再進(jìn)入采伐地，參與生態(tài)系統(tǒng)的重金屬元素再循環(huán)，因此，攜帶走大量重金屬元素，從而起到對(duì)環(huán)境中重金屬元素的吸收凈化作用。由表8可見，毛白楊樹干中Zn、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb和Ni的含量差異很大，單株樹干木質(zhì)部中各元素的積累量為Zn (98123.60 mg)>Cr (21482.56 mg)>Cu (17255.19 mg)>Mn (15063.84 mg)>Pb (2822.69 mg)>Ni (1726.46 mg)>Cd (1407.55 mg)，含量最高與最低的元素間相差69倍。從各年輪段中重金屬的含量來看，除Pb和Zn外，其余均為隨年齡增大，相應(yīng)年輪段中的重金屬含量增多，這主要是由于樹干生物量隨年齡呈增長(zhǎng)趨勢(shì)。Pb在1986—1991年段樹干中蓄積量最小，為85.73 mg，在1992—1996年段急劇增加到642.18 mg，此后逐漸增多，但在2007—2011年段又下降到560.48 mg。Zn則在各時(shí)間段中波動(dòng)性較大，1986—1991年段含量最小，為3997.10 mg，其次為2002—2006年段，為9994.77 mg，最大值出現(xiàn)在2007—2011年段，達(dá)37801.01 mg。

表7 各重金屬在不同年輪段上分布的相關(guān)性

*P<0.05時(shí)，相關(guān)性顯著

表8 年輪中各重金屬元素的積累量

4 結(jié)論與討論

4.1 毛白楊樹干對(duì)各重金屬元素的吸收能力

北京市首都機(jī)場(chǎng)高速公路旁毛白楊樹皮中重金屬含量表現(xiàn)為Zn>Mn>Cr>Pb>Cu>Cd>Ni，樹干木質(zhì)部表現(xiàn)為Zn>Cr>Cu>Mn>Ni>Pb>Cd，同種元素在樹皮中的含量要顯著高于木質(zhì)部。

許多研究已證明植物體內(nèi)重金屬的含量和環(huán)境中可供給的量呈顯著正相關(guān)[22-25]，試驗(yàn)樣地中土壤各重金屬含量表現(xiàn)為Mn>Zn>Cr>Ni>Cu>Pb>Cd，因此，可以用富集系數(shù)來衡量植物吸收重金屬元素能力的強(qiáng)弱。按以下公式來計(jì)算各植物樣的富集系數(shù)T/S值，T/S=樹木中元素含量/根部土壤中元素含量，富集系數(shù)愈大表明植物愈易從土壤中吸收該元素[26]。表9為行道樹毛白楊樹干的重金屬富集系數(shù)，可以看出毛白楊對(duì)各重金屬的吸收能力并不一致，且不同組織對(duì)同種元素的吸收能力也不相同，樹皮對(duì)各重金屬的富集系數(shù)依次為Pb>Cd>Zn>Cu>Cr>Ni>Mn，木質(zhì)部則為Zn>Cd>Cu>Cr>Pb>Ni>Mn。除Ni外，樹皮中各元素的富集系數(shù)均大于木質(zhì)部，說明樹皮對(duì)各重金屬元素的吸收能力更強(qiáng)。樣地土壤7種重金屬元素中，Mn的含量最高，但是毛白楊樹干中Mn的富集系數(shù)最小，說明毛白楊對(duì)Mn的吸收能力較小，Cd則相反，說明毛白楊對(duì)Cd的吸收能力較強(qiáng)。植物對(duì)重金屬的吸收能力除受植物本身的遺傳機(jī)制影響外，還與元素原子序數(shù)，土壤理化性質(zhì)，土壤溶液中重金屬的形態(tài)等因素有關(guān)，對(duì)植物有效性的土壤重金屬即是指存在于土壤中且能被植物根部吸收的重金屬。相對(duì)于土壤中重金屬的總量，土壤有效態(tài)含量更能很好地反映重金屬的植物有效性[27]，重金屬的價(jià)態(tài)對(duì)植物體的吸收及其在體內(nèi)分布有明顯影響[28-29]。另外，元素之間還存在一定的相互作用[30-31]。因此，土壤理化性質(zhì)是如何影響重金屬各形態(tài)的變化，從而進(jìn)一步影響行道樹中重金屬含量的機(jī)理問題還需要進(jìn)行更深一步的研究。

表9 毛白楊樹干重金屬的富集系數(shù)

4.2 毛白楊不同齡級(jí)年輪中重金屬含量的差異

對(duì)毛白楊不同齡級(jí)年輪中7種重金屬元素的含量變化分析表明，隨年齡的增加，樹木年輪中重金屬元素的含量也呈一定的變化趨勢(shì)，但并非簡(jiǎn)單的遞增或遞減，這種變化來自毛白楊自身生長(zhǎng)特性和周圍環(huán)境因素的共同結(jié)果。

(1)年輪中元素的橫向遷移 重金屬在年輪中的分布規(guī)律如何，影響因素有哪些，各因素對(duì)其的貢獻(xiàn)率以及各因素之間的相互作用如何，至今仍是一個(gè)正在研究的難點(diǎn)，其中一個(gè)很關(guān)鍵的問題是各重金屬元素在年輪中的橫向遷移規(guī)律，這也關(guān)系到能否用毛白楊年輪來重建當(dāng)?shù)丨h(huán)境的重金屬污染史。試驗(yàn)中以5a為一段進(jìn)行劃分，避免了元素橫向遷移這一問題，可以代表5a的平均值，但是探討元素在毛白楊年輪中的橫向遷移規(guī)律仍是目前研究的重要任務(wù)之一。

(2)毛白楊生長(zhǎng)特性 結(jié)合樣地內(nèi)毛白楊苗木栽植時(shí)間及毛白楊的生長(zhǎng)曲線，1992—1996年段為苗木移植后的初適應(yīng)期，此階段樹木生長(zhǎng)較為緩慢，而重金屬元素Pb、Cd、Cr、Cu和Zn在此階段的含量均相對(duì)較高，隨年齡的增大，在10a之后，毛白楊的生長(zhǎng)速率逐漸增大，對(duì)重金屬的吸收能力反而減弱，當(dāng)年齡達(dá)到一定期限時(shí)，生長(zhǎng)速率趨于穩(wěn)定，樹木生長(zhǎng)緩慢，而重金屬含量又有上升的趨勢(shì)。這種現(xiàn)象說明樹干對(duì)重金屬元素的吸收與樹木的生長(zhǎng)狀況有很大的關(guān)系，當(dāng)樹木處于快速生長(zhǎng)期時(shí)，樹干對(duì)重金屬元素的吸收能力較小，而當(dāng)樹木生長(zhǎng)緩慢時(shí)，樹干對(duì)重金屬的吸收能力則有一定程度的增大。

(3)車流量 從重金屬測(cè)定結(jié)果來看，雖所選樣地主要污染源為交通，且車流量逐年增長(zhǎng)，從1993年開始通車，2000年車流量為5.5萬輛/d，2005年增加到11.9萬輛/d，2007年達(dá)到15萬輛/d，目前已高達(dá)21萬輛/d，但不同年輪段中重金屬的含量并非隨時(shí)間推移呈單調(diào)遞增趨勢(shì)，除Mn和Cr與車流量的相關(guān)性呈正相關(guān)趨勢(shì)外，其余元素則呈負(fù)相關(guān)趨勢(shì)。這與欒以玲等[32]的研究結(jié)果不同，其結(jié)果表明行道樹雪松、法國(guó)梧桐和水杉年輪中重金屬Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb、Ti和Zn的含量隨時(shí)間推移呈逐漸上升的趨勢(shì)，且通過相關(guān)性分析年輪中重金屬的增長(zhǎng)規(guī)律與南京市機(jī)動(dòng)車的擁有量的變化規(guī)律具有極顯著的正相關(guān)關(guān)系?？赡茉蛑皇且驑浞N不同，隨年齡增長(zhǎng)，年輪中重金屬的分布也不同；二是毛白楊的樣點(diǎn)雖為距路肩最近的喬木，其間栽植有灌木，可能灌木對(duì)重金屬起到了一定的緩沖作用，因此年輪中重金屬的量不能很靈敏地反應(yīng)交通環(huán)境所導(dǎo)致的重金屬污染。

但是通過對(duì)比靠近車道一側(cè)和背離車道一側(cè)年輪中重金屬的含量，發(fā)現(xiàn)這7種重金屬均表現(xiàn)為靠近車道一側(cè)的含量大于背離車道一側(cè)的含量，這說明交通活動(dòng)可能會(huì)引起重金屬污染。汽車尾氣的排放，零部件間的磨損，輪胎與地面間的摩擦等產(chǎn)生了重金屬離子，隨大氣顆粒物飄散到道路兩側(cè)，甚至進(jìn)行長(zhǎng)距離擴(kuò)散，從而造成一定范圍內(nèi)的大氣及土壤重金屬污染。

(4)氣候因子 吸收到植物體內(nèi)的重金屬主要來源于大氣環(huán)境中重金屬的干濕沉降，由于大風(fēng)及降雨對(duì)大氣的干、濕沉降影響重大，而道路旁重金屬的主要輸入來自大氣的干、濕沉降，植物直接吸收的部分是溶解于土壤溶液中的水溶性部分以及吸收到植物體表面的重金屬化合物，分析重金屬含量與歷年氣象因子之間的關(guān)系，發(fā)現(xiàn)Pb、Zn、Cu、Cd在不同年輪段中的分布與年降水量和年大風(fēng)日數(shù)呈極顯著、顯著或強(qiáng)正相關(guān)性，所以相比車流量增加引起的毛白楊年輪中重金屬Pb、Zn、Cu、Cd含量增高，由大氣干、濕沉降所引起的年輪中重金屬Pb、Zn、Cu、Cd含量增高作用更為明顯。

4.3 毛白楊對(duì)重金屬污染的凈化作用

毛白楊為落葉喬木，通常以生產(chǎn)木材和保護(hù)環(huán)境為主要目的，由于其生長(zhǎng)迅速，生物量大，生命周期長(zhǎng)，相對(duì)于草本和灌木，對(duì)重金屬污染物有更強(qiáng)的吸收積累作用，如同一污染地，楊樹元素累積量為草本作物的10—100 甚至數(shù)百倍[33]，因此在防治重金屬污染方面有很大的利用價(jià)值。樹干作為單株植株中生物量最大的器官，其吸收保留的重金屬元素一般不直接參與人類食物鏈，而是作為貯存庫將重金屬貯存在體內(nèi)，對(duì)重金屬污染起到屏蔽和緩沖作用。生長(zhǎng)于首都機(jī)場(chǎng)高速路旁的年齡為26a的毛白楊樹干(除樹皮)內(nèi)可積累重金屬含量為Zn(98123.60 mg)>Cr(21482.56 mg)>Cu(17255.19 mg)>Mn(15063.84 mg)>Pb (2822.69 mg)>Ni(1726.46 mg)>Cd(1407.55 mg)，按年均值來看，單株毛白楊樹干(除樹皮)每年大約可吸收積累重金屬含量為Zn(3773.98 mg)>Cr (826.25 mg)>Cu(663.66 mg)>Mn (579.38 mg)>Pb (108.57 mg)>Ni(66.40 mg)>Cd (54.14 mg)，這為以后計(jì)算行道樹毛白楊對(duì)重金屬的吸收富集能力提供參考依據(jù)。從各年輪段中各重金屬元素的含量分布來看，Pb、Cd、Cu、Zn的含量總體呈降低趨勢(shì)，根據(jù)前人研究植物與土壤中重金屬呈顯著正相關(guān)性[23-25]，也說明當(dāng)?shù)赝寥乐兄亟饘貾b、Zn、Cu、Cd呈下降趨勢(shì)，這對(duì)道路環(huán)境來說是十分有利的，尤其是毒性較大的Pb和Cd。而Cr、Ni、Mn在一定含量范圍內(nèi)波動(dòng)，近幾年略有上升趨勢(shì)，因此在今后研究中需要進(jìn)一步探究其污染來源，監(jiān)測(cè)其變化趨勢(shì)。

:

[1]Chai Y X, Zhu N, Han H J. Dust removal effect of urban tree species in Harbin. Chinese Journal of Applied Ecology, 2002, 13(9): 1121-1126.

[2]Yin S, Cai J P, Chen L P, Shen Z M, Zou X D, Wu D, Wang W H. Effects of vegetation status in urban green spaces on particles removal in a canyon street atmosphere. Atca Ecologica Sinica, 2007, 27(11): 4590-4595.

[3]Zhou X H, Zhao J B. Influence of street trees on the ecological environment of Xi′an. Shaanxi Forest Science and Technology, 2005, (1): 8-12.

[4]Pan H, Liu X H, Huang S D, Gao Y J. Effect of urban forest trees on CO concentration in street space. Journal of Fujian College of Forestry, 2008, 28(4): 356-360.

[5]Li X, Li H M, Ma Y, Liu P L. Research on carbon fixation and oxygen release and the effect of decreasing temperature and increasing relative humidity of greening tree species in residential areas. Northern Horticulture, 2008, (8): 99-102.

[6]Yang Q Y, Chen S Y, Wang Z B. Analysis of urban transportation pollution and its countermeasure research in China. Sichuan Environment, 2004, 23(1): 84-87.

[7]Ruan H H, Jiang Z L. Pb concentration and distribution in main tree species on both sides of highway in suburbs of Nanjing City. Chinese Journal of Applied Ecology, 1999, 10(3): 362-364.

[8]Christoforidis A, Stamatis H. Heavy metal contamination in street dust and roadside soil along the major national road in Kavala′s region, Greece. Geoderma, 2009, 151(3/4): 257-263.

[9]Sezgin N, Ozcan Kurtulus H, Demir G, Nemlioglu S, Bayat C. Determination of heavy metal concentration in street dusts in Istanbul E-5 highway. Environment International, 2003, 29(7): 979-985.

[10]Fakayode S O, Olu-Owolabi B L. Heavy metal contamination of roadside topsoil in Osogbo, Nigeria: its relationship to traffic density and proximity to highways. Environmental Geology, 2003, 44(2): 150-157.

[11]Bakirdere S, Yaman M. Determination of lead, cadmium and copper in roadside soil and plants in Elazig, Turkey. Environmental Monitoring and Assessment, 2008, 136(1/3): 401-410.

[12]Qian J L, Ke S Z, Huang J S, Xiang C X. Correlation between chemical element contents in tree rings and soils. Pedosphere, 1993, 3(4): 309-319.

[13]Hughes M K, Schweingruber F H, Cartwright D, Kelly P M. July-august temperature at edinbrugh between 1721 and 1975 from tree-ring density and width data. Nature, 1984, 308(5957): 341-344.

[14]Earle C J. Asynchronous droughts in california streamflow as reconstructed from tree rings. Quaternary Research, 1993, 39(3): 290-299.

[15]Cao S J, Cao F X, Xiang W H. Tree-ring-based reconstruction of the temperature variations in February and March since 1890 AD in southern Jiangxi Province. Atca Ecologica Sinica, 2012, 32(20): 6369-6375.

[16]Yu B, Huang H Y. Variation of tree-ring in urban environment and its relation to industrial development. Chinese Journal of Applied Ecology, 1994, 5(1): 72-77.

[17]Beijing Municipal Bureau of Statistics. Beijing Statistical of Yearbook of 2011. 2012.

[18]Wu Z M, Gao J, Huang C L, Hong S Y. Dynamic characters of sulphur and heavy metals concentrations in Pinus taiwanensis growth rings. Chinese Journal of Applied Ecology, 2005, 16(5): 820-824.

[19]Kos V, Budic B, Hudnik V, Lobnik F, Zupan M. Determination of heavy metal concentrations in plants exposed to different degrees of pollution using ICP-AES. Fresenius′ Journal of Analytical Chemistry, 1996, 354(5/6): 648-652.

[20]Xu J W. A Handbook of Stand and Timber Volume. Shandong: Shandong Science and Technology Press, 2008: 3-14.

[21]Xu J L, Yang J R. Heavy Metals in Terrestrial Ecosystems. Beijing: China Environmental Science Press, 1995.

[22]Liu Y, Wang W P, Bao T Y, Yang Z Y, Liu N. Content variations of heavy metals recorded by tree rings from a displaced steel works in the eastern Xi′an city. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(3): 382-391.

[23]Huang H Y, Jiang D M, Zhang C X, Zhang Y B, Li S D. Study on absorbing and accumulating cadmium from polluted soil and tolerance to it in woody plants. China Environmental Science, 1989, 9(5): 323-330.

[24]Huang H Y, Jiang D M, Zhang C X, Wang Y Y. Capacities of absorption and accumulation of cadmium by woody plants in polluted soil and their differences among species. Urban Environment and Urban Ecology, 1992, 5(1): 26-29.

[25]Qian J L, Ke X K, Ke S Z, Chen Y J, Tang J S. Study on correlation between chemical element content in the annual ring of masson pine tree and those in soils near tree roots in red soil area of Jiangxi province. Acta Pedologica Sinica, 1999, 36(3): 348-353.

[26]Zhu Y X, Qian J L, Huang J S, Ke S Z. A preliminary study on accumulation of tree elememtsin mining area of Xixia Mountain, Nanjing. Journal of Plant Ecology, 1995, 19(3): 261-269.

[27]Zhong X L, Zhou S L, Li J T, Zhao Q G, Liao Q L. Bioavailability of soil heavy metals in the Yangtze River delta-a case study of Kunshan city in Jiangsu province. Acta Pedologica Sinica, 2008, 45(2): 240-248.

[28]Xu J L, Bao Z P, Yang J R, Liu H, Song W Z. Chemical forms of Pb, Cd, Cu in crops. Chinese Journal of Applied Ecology, 1991, 2(3): 244-248.

[29]Liu Q, Wang Z J, Tang H X. Researck progress in heavy metal speciation and toxicity and bioavailability of heavy metals. Environmental Sciences, 1996, 17(1): 89-92.

[30]Xia Z L, Mu C R, Meng W Q, Li S Z, Shen R Z, He R Z. The effects of cadium, zinc and lead in the soil on tobacco and wheat. Atca Ecologica Sinica, 1984, 4(3): 233-237.

[31]Wu Y Y, Wang X, Liang R L, Chen H M, Xie Y Y. Dynamic migration of Cd, Pb, Cu, Zn and as in agricultural ecosystem. Acta Scientiae Circumstantiae, 1998, 18(4): 407-414.

[32]Luan Y L, Ruan H H, Jiang Z L. Comparative analysis of the content of the heavy metal in tree ring in different growth backgrounds in Nanjing city. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2009, 37(35): 17725-17729.

[33]Yu G Y, Wu Y Y, Wang X. Transferring and cycling of heavy metals in and out of poplar tree before and after its leaf fallen. Chinese Journal of Applied Ecology, 1996, 7(2): 201-206.

參考文獻(xiàn):

[1]柴一新, 祝寧, 韓煥金. 城市綠化樹種的滯塵效應(yīng)——以哈爾濱市為例. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 13(9): 1121-1126.

[2]殷杉, 蔡靜萍, 陳麗萍, 申哲民, 鄒曉東, 吳旦, 王文華. 交通綠化帶植物配置對(duì)空氣顆粒物的凈化效益. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(11): 4590-4595.

[3]周曉紅, 趙景波. 淺談行道樹對(duì)西安市生態(tài)環(huán)境的影響. 陜西林業(yè)科技, 2005, (1): 8-12.

[4]潘輝, 劉曉華, 黃石德, 高元競(jìng). 城市行道樹對(duì)道路空間CO濃度的影響. 福建林學(xué)院學(xué)報(bào), 2008, 28(4): 356-360.

[5]李想, 李海梅, 馬穎, 劉培利. 居住區(qū)綠化樹種固碳釋氧和降溫增濕效應(yīng)研究. 北方園藝, 2008, (8): 99-102.

[6]楊巧艷, 陳尚云, 王正彬. 我國(guó)城市交通污染分析及其對(duì)策研究. 四川環(huán)境, 2004, 23(1): 84-87.

[7]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(bào), 1999, 10(3): 362-364.

[15]曹受金, 曹福祥, 項(xiàng)文化. 利用樹木年輪重建贛南地區(qū)1890年以來2-3月份溫度的變化. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(20): 6369-6375.

[16]喻斌, 黃會(huì)一. 城市環(huán)境中樹木年輪的變異及其與工業(yè)發(fā)展的關(guān)系. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 1994, 5(1): 72-77.

[17]北京市統(tǒng)計(jì)局. 北京市2011年度統(tǒng)計(jì)年鑒. 2012.

[18]吳澤民, 高健, 黃成林, 洪淑媛. 黃山松年輪硫及重金屬元素含量動(dòng)態(tài)特征. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 16(5): 820-824.

[20]許景偉. 立木、木材材積速查手冊(cè)(最新版). 山東: 山東科學(xué)技術(shù)出版社, 2008: 3-14.

[21]許嘉琳, 楊居榮. 陸地生態(tài)系統(tǒng)中的重金屬. 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 1995.

[22]劉禹, 王偉平, 保庭毅, 楊增悅, 劉娜. 西安東郊某廢棄鋼鐵廠油松年輪記錄的重金屬含量變化過程. 生態(tài)毒理學(xué)報(bào), 2009, 4(3): 382-391.

[23]黃會(huì)一, 蔣德明, 張春興, 張有標(biāo), 李書鼎. 木本植物對(duì)土壤中鎘的吸收、積累和耐性. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 1989, 9(5): 323-330.

[24]黃會(huì)一, 蔣德明, 張春興, 王育英. 木本植物對(duì)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): 26-29.

[25]錢君龍, 柯小康, 柯善哲, 陳逸君, 唐勁松. 江西紅壤地區(qū)馬尾松的年輪與其根部土壤中化學(xué)元素含量的相關(guān)性研究. 土壤學(xué)報(bào), 1999, 36(3): 348-353.

[26]朱育新, 錢君龍, 黃景蘇, 柯善哲. 南京棲霞山地區(qū)樹木元素富集的初步研究. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 1995, 19(3): 261-269.

[27]鐘曉蘭, 周生路, 李江濤, 趙其國(guó), 廖啟林. 長(zhǎng)江三角洲地區(qū)土壤重金屬生物有效性的研究——以江蘇昆山市為例. 土壤學(xué)報(bào), 2008, 45(2): 240-248.

[28]許嘉琳, 鮑子平, 楊居榮, 劉虹, 宋文昌. 農(nóng)作物體內(nèi)Pb、Cd、Cu的化學(xué)形態(tài)研究. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 1991, 2(3): 244-248.

[29]劉清, 王子健, 湯鴻霄. 重金屬形態(tài)與生物毒性及生物有效性關(guān)系的研究進(jìn)展. 環(huán)境科學(xué), 1996, 17(1): 89-92.

[30]夏增祿, 穆叢如, 孟維奇, 李森照, 沈瑞珍, 何瑞珍. Cd、Zn、Pb及其相互作用對(duì)煙草、小麥的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1984, 4(3): 233-237.

[31]吳燕玉, 王新, 梁仁祿, 陳懷滿, 謝玉英. Cd、Pb、Cu、Zn、As復(fù)合污染在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的遷移動(dòng)態(tài)研究. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 1998, 18(4): 407-414.

[32]欒以玲, 阮宏華, 姜志林. 南京市不同環(huán)境樹木年輪重金屬元素含量對(duì)比分析. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2009, 37(35): 17725-17729.

[33]余國(guó)營(yíng), 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(bào), 1996, 7(2): 201-206.