山西省高速路路旁土壤－植物重金屬分布格局及相關(guān)性*

王 慧 郭晉平 張蕓香

山西農(nóng)業(yè)大學(xué) 太谷 030801

文章以山西省三條高速路為研究對(duì)象，通過設(shè)置調(diào)查樣帶，對(duì)路旁土壤及植物葉片中Pb、Cr、Cu和Zn 4種重金屬含量進(jìn)行調(diào)查取樣和測定，分析路旁土壤及植物葉片中重金屬污染格局和相關(guān)性，揭示高速路綠化植物對(duì)路旁土壤重金屬的吸收和作用機(jī)制，為路域環(huán)境土壤－植物系統(tǒng)和公路綠化帶生態(tài)環(huán)境效益評(píng)價(jià)提供依據(jù)。

1 研究對(duì)象與方法

1.1 典型路段的選定及樣帶布設(shè)

該研究選擇山西省境內(nèi)3條高速路典型路段布設(shè)樣帶，要求典型路段遠(yuǎn)離居民區(qū)和工礦污染，路段兩側(cè)開闊平坦，平直無彎道，連續(xù)長度大于200m。

在每條典型綠化帶路段的路側(cè)，垂直于道路設(shè)置3條樣帶，樣帶間距不小于20m，樣帶長度100m，樣帶寬度根據(jù)綠化帶寬度確定，使樣帶面積不小于400m2，樣帶內(nèi)主要樹種的株數(shù)不少于30株。

1.2 樣品的采集與處理

（1）植物葉片采集及處理。植物葉片采集時(shí)間統(tǒng)一安排在10月，在各典型樣帶內(nèi)，按離開路沿的0、10、20、30、40、50、75、100m設(shè)置梯度樣點(diǎn)，選取健康、無病蟲害植株3棵，隔樹取樣，分別在樹冠的4個(gè)方向采取植株的葉片。按比例混勻，裝袋、記錄。另外，在當(dāng)?shù)剡h(yuǎn)離公路和工業(yè)污染的相對(duì)清潔區(qū)取同種植物葉片為對(duì)照值。采用硝酸雙氧水消煮電感耦合等離子體法測定植物葉片重金屬鉛、鉻、銅和鋅含量。

（2）土壤樣品采集：在樣帶內(nèi)8個(gè)梯度樣點(diǎn)按“四分法”取土樣，取樣深度0～20cm，將土樣充分混合裝袋，帶回實(shí)驗(yàn)室。另外，在距離道路不少于300m之外，設(shè)置背景值對(duì)照采樣地，樣地內(nèi)均勻布設(shè)30個(gè)樣點(diǎn)按“四分法”取樣，樣品混合裝袋，帶回實(shí)驗(yàn)室。采用電感耦合等離子體酸式消解法測定土壤中的鉛、鉻、銅和鋅4種重金屬含量。

2 評(píng)價(jià)方法

土壤重金屬評(píng)價(jià)采用土壤重金屬污染指數(shù)法。植物重金屬污染與植物葉片富集能力評(píng)價(jià)采用富集指數(shù)（BCF）法[1]。

3 結(jié)果與分析

3.1 山西省高速路路旁土壤重金屬污染水平格局

對(duì)所選取的高速路典型樣帶內(nèi)各距離梯度上4種重金屬污染指數(shù)分別計(jì)算平均值和標(biāo)準(zhǔn)差。采用LSD法對(duì)綠化帶各梯度上土壤重金屬含量的差異性進(jìn)行多重比較，結(jié)果見表1。

由表1可知，4種重金屬污染物相對(duì)集中在40m范圍內(nèi)，Pb峰值在40m處，峰值污染指數(shù)1.496，峰值含量53.260mg/kg；Cr和Zn峰值出現(xiàn)20m處，峰值污染指數(shù)分別為1.224和0.763，峰值含量122.263mg/kg和119.030mg/kg；Cu峰值出現(xiàn)10m處，峰值污染指數(shù)都為0.767，峰值含量都為60.837mg/kg。

3.2 高速路旁側(cè)綠化植物葉片中重金屬分布格局

選擇三條高速路綠化帶均為100m的楊樹純林，以清潔無污染樣品中重金屬含量為對(duì)照值，分別計(jì)算路旁楊樹葉片中4種重金屬元素的相對(duì)含量。采用LSD法對(duì)各水平梯度上綠化植株葉片內(nèi)4種重金屬含量的差異性進(jìn)行多重比較（見表2）。

由表2可知，從總體上看楊樹葉片中的重金屬含量均隨距離增大而逐漸降低，在距道路40m后呈現(xiàn)明顯的下降趨勢，這說明路旁楊樹葉片中4種重金屬污染主要集中在距道路40m范圍內(nèi)。不同重金屬元素變化趨勢不同，Pb、Cr、Zn含量呈“先升高再下降”的趨勢，在20～40m范圍內(nèi)出現(xiàn)污染峰值，而Cu含量的變化隨距道路距離增加而逐漸降低。其中，Pb的峰值范圍出現(xiàn)在30m處左右，在葉片中含量為（1.56～4.25）mg/kg，相對(duì)含量為1.476～4.060；Cr的峰值出現(xiàn)在30～40m處，含量（2.65-5.78）mg/kg，相對(duì)含量為0.299～1.162；Cu的峰值出現(xiàn)10m范圍之內(nèi)，含量（10.41～15.7）8mg/kg，相對(duì)含量為0.092～0.672；Zn的峰值出現(xiàn)在20～30m處，含量（38.22～73.69）mg/kg，相對(duì)含量為0.471～5.458。

表2中，高速路旁側(cè)楊樹葉片與無污染清潔對(duì)照葉片中4種重金屬含量的多重比較可以明顯看出，在靠近公路的范圍內(nèi)，植物葉片對(duì)Cu、Zn元素吸收較多，而對(duì)Pb、Cr、雖有所吸收，但與清潔葉片中重金屬含量差異不顯著。

3.3 高速路路旁土壤-植物葉片重金屬相關(guān)性分析

研究各重金屬元素之間的相關(guān)性，可以了解元素之間的相互關(guān)系及轉(zhuǎn)移規(guī)律。分析路旁土壤與植物葉片中4種重金屬元素之間相關(guān)性，及其與采樣距離的相關(guān)性，結(jié)果見表3。

由表3可知，山西省典型高速路路旁表層土壤中4種重金屬元素Pb與Cr、Zn，Cr與Cu、Zn，Cu與Zn之間均呈不同程度的正相關(guān)關(guān)系，這表明土壤中各重金屬元素之間有良好的同源關(guān)系，高速路兩側(cè)的土壤受到多種污染物的復(fù)合污染。另外，土壤Cu、Zn與植物葉片中同種元素含量呈正相關(guān)關(guān)系；而土壤Pb、Cr與葉片中同種元素含量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。表3中，除土壤Pb元素之外，土壤Cr、 Cu、Zn以及植物葉片中Pb、Cr、 Cu、Zn元素與采樣距離均呈不同程度的負(fù)相關(guān)關(guān)系。

3.4 高速路楊樹葉片的重金屬富集能力分析

富集系數(shù)反映植物對(duì)重金屬富集程度的高低或富集能力的強(qiáng)弱。前述研究得出，交通營運(yùn)所造成的重金屬污染主要集中在距公路50m范圍內(nèi)，因此將50m范圍內(nèi)各距離梯度上楊樹葉片樣品中重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)進(jìn)行平均計(jì)算4種重金屬富集系數(shù)。結(jié)果表明，植物葉片對(duì)不同重金屬元素的富集能力不同，楊樹對(duì)Pb、Cr和Cu的富集系數(shù)分別為0.063、0.048和0.237，對(duì)Zn的富集系數(shù)為0.430，在排序上表現(xiàn)為Zn＞Cu＞Pb＞Cr，且兩兩之間在0.01水平呈極顯著的差異性，這是因?yàn)閆n、Cu為植物生理必需元素，因此具有很強(qiáng)的生物富集效益。**. 在 0.01 水平（雙側(cè)）上顯著相關(guān)（p＜0.01）。**. Correlation is significant at the 0.01 level（2-tailed）；*. 在 0.05 水平（雙側(cè)）上顯著相關(guān)（0.05＜p＜0.01）。*. Correlation is significant at the 0.05 level（2-tailed）.

表1 山西省高速路綠化帶路旁土壤重金屬含量

表2 山西省高速路綠化帶楊樹純林葉片中4種重金屬含量

表3 土壤-植物葉片重金屬及距離Pearson相關(guān)系數(shù)

4 討論

（1）道路兩側(cè)重金屬分布格局受交通量大小、公路運(yùn)營、重車比例、車輛貨運(yùn)物品類型及綠化帶模式等綜合影響。山西典型高速路路旁表層土壤受Pb污染較為嚴(yán)重，這表明無鉛汽油雖得到普及，但是鉛對(duì)土壤的污染是長期存在的，仍是路旁土壤重金屬污染的主要元素[2-3]。

（2）來自道路交通的含重金屬顆粒物沉降引起路旁土壤重金屬污染，粒徑大于9μm的顆粒會(huì)沉降于公路10m以內(nèi)，粒徑1～9μm的顆粒在空中短距離擴(kuò)散，粒徑≤1μm的顆粒飄移較遠(yuǎn)，主要沉降在50m以外，10～50m為多種粒徑的顆粒物沉降的區(qū)域[4]，不同的重金屬元素因其理化性質(zhì)不同吸附在不同粒徑的顆粒氣溶膠上[5]，表現(xiàn)出不同的重金屬元素其分布格局不同[6]。

（3）植物葉片中重金屬元素主要來源于路域土壤和大氣環(huán)境中，且與樹木對(duì)土壤重金屬的吸收差異有關(guān)，還受到樹木生長狀況等多種因素影響。

（4）研究元素的共生組合有助于闡明某些元素呈相似分布的原因及分布特征[7－8]，本研究中土壤各重金屬元素之間呈不同程度的正相關(guān)關(guān)系，多種污染物常聯(lián)合作用于路旁土壤和植物，有待進(jìn)一步研究[9-10]。

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