灌木滯塵能力與重金屬含量間的關系

林星宇 李海梅 李彥華 劉志科

摘要：選擇青島市城陽區的8種灌木，包括海桐（Pittosporum tobira）、小葉黃楊（Buxus sinica）、珊瑚樹（Viburnum awabuki）、枸骨（Ilex cornuta）、紫葉小檗（Berberis thunbergii）、迎春（Jasminum nudiflorum）、珍珠繡線菊（Spiraea thunbergii）、棣棠（Kerria japonica）等，測定其滯塵能力并分析其滯塵量與葉片內重金屬含量的關系。結果表明，這8種灌木的滯塵能力存在一定差異，其中，小葉黃楊的單位葉面積滯塵量最大，珍珠繡線菊的單位葉面積滯塵量最小，最大值約是最小值的3倍，單株滯塵量最大的是小葉黃楊，為187.364 9 g/株，而最小的是棣棠，僅為12.166 9 g/株。枝葉茂密、葉量多、總葉面積大的樹種，其單株滯塵能力就會越強。通過對8種灌木電鏡掃描與滯塵量的對比分析得出，葉表面粗糙、具蠟質層、有明顯溝槽和瘤狀突起、氣孔多且開口較大的結構有利于滯塵。8種灌木對于重金屬的富集能力由強到弱排序為枸骨>海桐>珊瑚樹>小葉黃楊>珍珠繡線菊>棣棠>紫葉小檗>迎春。8種灌木葉片中不同重金屬含量排序為鋅（Zn）>銅（Cu）>鎳（Ni）>鉛（Pb）>鉻（Cr）>鎘（Cd），植物滯塵量與葉片內重金屬含量之間存在一定的正相關關系，表明葉片的滯塵量越大，葉片中的重金屬含量越高。

關鍵詞：灌木;滯塵量;葉表面結構;重金屬含量

中圖分類號： S718.45;X51

文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2019）15-0180-04

近年來，隨著城市化和工業化生產的發展，空氣污染越來越嚴重，環境問題越來越成為人們關注的焦點。如今，青島市已經躋身于我國一線城市行列，其中城陽區作為青島市重點開發區域，其大氣污染程度愈發嚴重。園林植物可以通過滯留大氣粉塵而有效阻滯灰塵，是提升空氣質量的有效方法之一。同時研究發現，植物葉片能夠吸附空氣顆粒物上的重金屬，并且滯塵量與重金屬含量之間存在一定的相關性，選擇滯塵量高且對重金屬吸附能力強的樹種至關重要。

研究表明，不同植物葉片對空氣顆粒物的吸附能力不同。馬遠等研究表明，圓柏、銀杏、油松的滯塵能力差異顯著，具體表現為圓柏>銀杏>油松[1]。楊有芹等研究表明，單位葉面積滯塵量相對較高的是鵝掌柴，火棘相對較低[2]。謝英贊等通過對不同綠地類型常用綠化樹種滯塵效應的研究表明，常綠喬木樹種的滯塵效應優于落葉喬木樹種，喬木樹種優于灌木樹種[3]。研究者還對植物滯塵能力大小與葉表面特性的關系進行了分析。趙松婷等研究表明，影響植物葉片滯塵能力的主要微觀結構為蠟質結構，因為其葉表面分泌大量黏性物質，會使滯塵量增大[4]。張桐等對6種植物葉片的滯塵能力與其葉面結構的關系進行了測定與分析，結果表明，植物葉片吸附空氣中粉塵的能力受葉表面微結構的影響較大，其影響程度表現為分泌物>溝狀組織>凹槽>褶皺>條狀突起[5]。齊飛艷等研究表明，枇杷樹葉片上密集的茸毛有利于顆粒物的附著，認為茸毛在葉片微觀結構中對滯留大氣顆粒物的貢獻最大[6]。

研究表明，植物單位葉面積滯塵量與葉片內的重金屬含量存在一定的相關性。李艷芹等通過對照分析潔凈區、主城區和工業區樹種葉片的重金屬含量，得出葉片的重金屬含量與植物滯塵量呈正相關，植物葉片的滯塵量越大，相應的葉片重金屬含量也會越高[7]。劉將等研究表明，除鎘（Cd）與滯塵量的相關系數較低以外，葉片內鉛（Pb）、鋅（Zn）、銅（Cu）含量與滯塵量呈極顯著或顯著正相關關系[8]。王丹丹等研究表明，除Cd以外，滯塵量與葉片重金屬含量之間也表現出不同程度的正相關關系[9]。

灌木對環境不僅具有美化功能，同時又可以有效吸附空氣中的粉塵，用作綠籬時，其高度與行人、機動車等污染源的高度相近，對道路空氣中灰塵的阻滯及人體健康具有重要意義[10]。目前，國內尤其是青島地區對于植物滯塵能力與重金屬關系的研究較少。本研究通過對青島市城陽區8種灌木的滯塵能力及其與葉片內重金屬含量的關系進行研究，旨在篩選出滯塵能力較強且對重金屬富集能力強的灌木樹種，以期為今后城市綠化中樹種的選擇與配置提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

選擇青島市城陽區的青島農業大學作為試驗區域，選取樹齡、冠幅、胸徑相同或相近且生長狀況良好的8種灌木作為研究對象，分別為海桐（Pittosporum tobira）、小葉黃楊（Buxus sinica）、珊瑚樹（Viburnum awabuki）、枸骨（Ilex cornuta）、紫葉小檗（Berberis thunbergii）、迎春（Jasminum nudiflorum）、珍珠繡線菊（Spiraea thunbergii）、棣棠（Kerria japonica）。

1.2 研究方法

1.2.1 植物樣葉的采集 一般認為降雨量達到15 mm以上時，就可以沖刷掉植物葉片的降塵，然后重新滯塵[11]。本試驗于2018年4月17日開始，每3 d（即3、6、9、12 d）采集1次葉片，采集時分別從植株四周的上、中、下部位隨機采取葉片，根據葉片大小，每株采葉20～40張左右，重復3次，在采集過程中不要用手接觸葉片，并盡可能避免葉片抖動以免葉片上的顆粒物掉落。

1.2.2 植物單位葉面積滯塵量的測定 在采葉前1 d將濾紙放入65 ℃烘箱中烘至恒質量，用萬分之一分析天平稱質量（m1）。將收集到的葉片倒入燒杯中，用蒸餾水浸泡2 h后，用軟毛刷輕輕刷洗葉片。充分浸洗后，用鑷子將葉片放在報紙上晾干，然后將濾紙置于漏斗上以過濾浸洗液，過濾完全后，將濾紙再放入65 ℃烘箱中烘干至恒質量，用萬分之一分析天平稱質量（m2），（m2-m1）即為葉片上的總滯塵量。用Yaxin-1241便捷式葉面積儀測定葉面積（S），單位葉面積滯塵量（Q）的計算公式：Q=（m2-m1）/S[12]。

1.2.3 植物單株總滯塵量的測定 采用分層采樣法測定總滯塵量。首先運用目測法進行分層、分級，直至小枝，然后再計算全株葉量。其中先按枝劃分，也可先將植株分為幾個大枝，接著對各大枝進行分級，直到可以容易計數葉片的標準小枝為止，標準小枝長度近似相等，當調查計數出標準小枝的葉片數量后，再計算全株葉量。全株滯塵量（m0）=標準小枝數（B）×標準枝上的葉片數（Y）×平均每張葉片滯塵量（m）[13]。

1.2.4 植物葉表面微觀結構的觀測 雨后采集植株上健康的葉片，于密封袋中密封，充氣以防止擠壓;用干凈的剪刀在葉脈兩側中部取5 mm×5 mm大小的組織塊，放入離心管中，立即加入2.5%戊二醛固定4 h以上，抽真空;配制60%、70%、80%、90%、100%乙醇溶液，對樣品逐級脫水，最后用叔丁醇置換，冷凍。將冷凍好的植物樣品放入冷凍干燥機內進行干燥，完全干燥后取出粘臺，鍍金，用掃描電子顯微鏡（JEOL 7500F）進行觀察[13]。

1.2.5 植物葉片重金屬含量的測定 將清洗干凈的葉片放入烘箱中烘干，用粉碎機粉碎;準確稱取0.5 g試樣干樣于 200 mL 錐形瓶中;加入混合酸（V硝酸 ∶ V高氯酸=4 ∶ 1）加蓋過夜，于電爐上低溫（<170 ℃）消解，消解完全后轉移至25 mL刻度試管中加水定容至刻度，混勻，作為試品溶液。用原子吸收光譜法測定消解液中鋅、銅、鎳（Ni）、鉻（Cr）、鉛和鎘的含量[9]。

1.2.6 數據分析 試驗所得數據用SPSS 21.0軟件進行分析，同時用Excel 2003軟件進行表格制作，用Photoshop軟件對電鏡掃描圖像進行效果增強處理[14]。

2 結果與分析

2.1 植物的單位葉面積滯塵量分析

由表1可知，8種灌木的單位葉面積滯塵量差異較大，其中單位葉面積滯塵能力最強的是小葉黃楊，平均滯塵量為 3.705 6 g/m2;單位葉面積滯塵量最小的是珍珠繡線菊，平均滯塵量為1.106 0 g/m2。小葉黃楊的平均滯塵量約是珍珠繡線菊的3倍。落葉灌木中，除了紫葉小檗的平均單位葉面積滯塵量較大外，常綠灌木的平均單位葉面積滯塵量大于落葉灌木。8種灌木的平均單位葉面積滯塵能力排序為小葉黃楊>枸 骨> 海桐>紫葉小檗>珊瑚樹>迎春>棣棠>珍珠繡線菊。

2.2 植物的單株滯塵量分析

如圖1所示，小葉黃楊的單株滯塵量最大，達到 187.364 9 g/株，而單株滯塵量最小的是棣棠，為 12.166 9 g/株，單株滯塵量最大值為最小值的15倍。紫葉小檗的平均單位葉面積滯塵量排名第4，而單株滯塵量上升到第2;迎春的平均單位葉面積滯塵量排名第6，而單株滯塵量上升到第4;珍珠繡線菊的平均單位葉面積滯塵量排名第8，而單株滯塵量上升到第6。分析其原因，可能由于紫葉小檗、迎春和珍珠繡線菊植株的總葉面積較大，使得單株滯塵量變大。此外，枸骨的平均單位葉面積滯塵量排名第2，單株滯塵量降至第3;海桐的平均單位葉面積滯塵量排名第3，而單株滯塵量降至第5;珊瑚樹的平均單位葉面積滯塵量排名第5，而單株滯塵量降至第7;棣棠的平均單位葉面積滯塵量排名

第7，而單株滯塵量降至第8。究其原因，可能由于枸骨、海桐、珊瑚樹和棣棠的植株總葉面積較小，使得其單株滯塵量較小。8種灌木的單株滯塵量表現為小葉黃楊>紫葉小檗>枸骨>迎春>海桐>珍珠繡線菊>珊瑚樹>棣棠。通過對比分析表明，單株滯塵量大、枝葉茂密、葉量多、總葉面積大的樹種，其單株滯塵能力就越強。

2.3 植物葉表面結構的分析

通過電鏡掃描獲得8種供試植物上、下葉表面結構圖像，詳見圖2。結合植物單位葉面積滯塵量可知，由于植物種類不同，其葉表面微觀結構存在明顯差異，其單位葉面積滯塵量也不同。

在落葉灌木中，紫葉小檗的上下表面均相對光滑，但均具有較厚的蠟質結構且有明顯的凹槽，同時葉片下表面的氣孔多處于開口狀態，容易吸附空氣中的顆粒物，使其滯塵量較高。迎春葉片上表面粗糙，呈網狀結構，下表面具有密集、處于開口狀態的氣孔，容易將大氣顆粒物吸附且不易被風吹走;珍珠繡線菊的葉片上表面具有脊狀褶皺，有茸毛，下表面氣孔多但呈關閉狀態，滯塵量較小;棣棠葉表面相對光滑，氣孔較少，滯塵能力較弱。在常綠灌木中，小葉黃楊、枸骨和海桐的葉片表面有很厚的蠟質層，氣孔分布均勻密集，氣孔較大且呈圓形凸起，滯塵量較大;珊瑚樹的葉表面較平滑，具有瘤狀突起和較淺溝槽，氣孔平整且開口較小或不開口，不利于塵土的滯留。經過對比分析可知，葉表面粗糙、具蠟質層、有明顯溝槽、氣孔多且開口較大的結構有利于滯塵。

2.4 植物葉片重金屬含量及與滯塵量的關系分析

2.4.1 8種灌木葉片重金屬含量的分析 由圖3可以看出，8種灌木葉片內的重金屬含量差別很大，其中Cd含量最低，平均為250.009 mg/kg，而含量最高的是Zn，平均為 8 066.46 mg/kg，約是Cd含量的32倍。8種灌木葉片中不同重金屬含量的排序為Zn>Cu>Ni>Pb>Cr>Cd，表明大氣顆粒物中重金屬的濃度不同， Cu、 Zn在大氣顆粒物中的濃度較高，Cd的濃度最低。

2.4.2 8種灌木吸收重金屬總量的分析 由圖4可以看出，不同灌木對于重金屬的富集能力不同，其中，枸骨、海桐和珊瑚樹對重金屬的富集能力較強，棣棠、迎春和紫葉小檗對重金屬的富集能力較弱。對重金屬富集能力最強的枸骨，其葉片內的重金屬含量達到39 194.94 mg/kg，是富集能力最弱的迎春（12 376.04 mg/kg）的3.2倍。8種灌木對于重金屬的富集能力由強到弱排序為枸骨>海桐>珊瑚樹>小葉黃楊>珍珠繡線菊>棣棠>紫葉小檗>迎春。

2.4.3 8種灌木吸收重金屬含量與滯塵量的相關性分析 由表2可知，除了Pb之外，灌木葉片中重金屬含量與滯塵量之間均存在一定的正相關性，Cd、Cr、Cu、Ni、Zn含量與滯塵量間的相關系數均達到0.6以上，尤其是Cd的相關系數最高，達到0.886，呈顯著正相關，說明葉片中重金屬含量受葉片滯塵量變化的影響較大，滯塵量越大，葉片內重金屬含量越高。

3 結論與討論

3.1 結論

（1）單位葉面積和單株滯塵量。8種灌木的單位葉面積滯塵能力表現為小葉黃楊>枸骨>海桐>紫葉小檗>珊瑚樹>迎春>棣棠>珍珠繡線菊。小葉黃楊和紫葉小檗的單株滯塵量較大，珊瑚樹和棣棠的單株滯塵量較小。通過對比分析表明，單株滯塵量大、枝葉茂密、葉量大的樹種，其植物的單株滯塵能力會越強。

（2）葉表面結構與滯塵量的關系。研究表明，小葉黃楊的單位葉面積滯塵能力較強，珍珠繡線菊的滯塵能力較弱。通過植物滯塵量與葉表面結構的對比分析可知，葉表面粗糙、具有蠟質層、有明顯溝槽、氣孔多且開口較大的結構有利于滯塵。

（3）滯塵量與重金屬含量間的關系。8種灌木葉片中重金屬含量最低的是Cd，最多的是Zn，8種灌木葉片中不同重金屬含量的排序為Zn>Cu>Ni>Pb>Cr>Cd。8種灌木對于重金屬的富集能力由強到弱排序為枸骨>海桐>珊瑚樹>小葉黃楊>珍珠繡線菊>棣棠>紫葉小檗>迎春。8種灌木葉片的單位葉面積滯塵量與葉片內重金屬含量之間存在一定的正相關關系，表明葉片的滯塵量越大，葉片內的重金屬含量越高。

3.2 討論

研究表明，小葉黃楊的單位葉面積滯塵能力較強，珍珠繡線菊的滯塵能力較弱。小葉黃楊和紫葉小檗的單株滯塵量較大，珊瑚樹和棣棠的單株滯塵量較小。由于本試驗過程中降雨頻繁，植物最大滯塵量的變化還有待深入研究。通過對比分析表明，枝葉茂密、葉量多、總葉面積大的樹種，其單株滯塵能力就會越強。小葉黃楊、紫葉小檗的單位葉面積滯塵量和單株滯塵量均表現出了明顯的優勢，建議在植物配置中，不僅要考慮符合地域條件和植物本身的美觀性，還要考慮到其生態效益的發揮。

經過對比分析可知，葉表面粗糙、具蠟質層、有明顯溝槽、氣孔多且開口較大的結構有利于滯塵，這與Freer-Smith等的研究結果[15]相同。另外本研究發現，葉表面具有瘤狀突起的灌木滯塵能力較弱，如連翹、珊瑚樹等，這與陳志剛的研究結果[16]一致。有些植物雖然其微觀結構不利于滯留粉塵，但是其葉片形態有利于顆粒物的積累，例如海桐葉脈下凹形成溝槽，也有利于粉塵的滯留。

8種灌木葉片內的Cu、Zn含量較高，Cd含量最低，推測可能與車輛的金屬制動器與輪胎摩擦，以及煤炭燃燒和機械制造引起的空氣中Cu、Zn濃度較大有關。此外，通過研究得出8種灌木葉片的單位葉面積滯塵量與葉片內重金屬含量之間存在一定的正相關關系，表明葉片的滯塵量越大，葉片內重金屬含量越高，這與王丹丹等的研究結果[9]相似。原因可能是滯塵量越大，葉面塵內的重金屬含量越大，葉片吸收的重金屬就越多。但是葉片內Pb的含量與滯塵量的相關系數較低，可能與元素的吸收轉移過程或由于其原子半徑較大不易被吸收有關，具體原因還有待深入研究。

參考文獻：

[1]馬 遠，賈雨龍，王 成，等. 北京市3種道路防護林春季滯塵規律研究[J]. 林業科學研究，2018，31（2）：147-155.

[2]楊有芹，余 燕. 4種校園常見觀賞灌木滯塵效果分析[J]. 西華師范大學學報，2018，39（1）：38-42.

[3]謝英贊，何 平，方 文，等. 北碚城區不同綠地類型常用綠化樹種滯塵效應研究[J]. 西南師范大學學報（自然科學版），2014，39（1）：97-104.

[4]趙松婷，李新宇，李延明. 園林植物滯留不同粒徑大氣顆粒物的特征及規律[J]. 生態環境學報，2014，23（2）：271-276.

[5]張 桐，洪秀玲，孫立煒，等. 6種植物葉片的滯塵能力與其葉面結構的關系[J]. 北京林業大學學報，2017，39（6）：70-77.

[6]齊飛艷，朱彥鋒，趙 勇，等. 鄭州市園林植物滯留大氣顆粒物能力的研究[J]. 河南農業大學學報，2009，43（3）：256-259.

[7]李艷芹，李艷梅，梁 茂，等. 綠化樹種滯塵及對重金屬的吸凈效應[J]. 現代農業科技，2016（5）：212-217.

[8]劉 將，周春玲，宋慧慧. 草地早熟禾對葉面塵與土壤重金屬的吸收作用[J]. 北方園藝，2014（15）：81-84.

[9]王丹丹，孫 峰，周春玲，等. 城市道路植物圓柏葉片重金屬含量及其與滯塵的關系[J]. 生態環境學報，2012，21（5）：947-951.

[10]江勝利，金荷仙，許小連. 杭州市常見道路綠化植物滯塵能力研究[J]. 浙江林業科技，2011，31（6）：45-49.

[11]馬 婧. 城市綠地滯塵能力的研究進展[J]. 工程技術，2008，8（36）：108-109.

[12]柴一新，祝 寧，韓煥金. 城市綠化樹種的滯塵效應——以哈爾濱市為例[J]. 應用生態學報，2002，13（9）：1121-1126.

[13]陸錫東，李萍嬌，賀慶梅，等. 宜州城區5種行道樹葉表面特征及滯塵效果比較[J]. 河池學院學報，2014，34（5）：37-43.

[14]孫曉丹，李海梅，郭 霄，等. 10種灌木樹種滯留大氣顆粒物的能力[J]. 環境工程學報，2017，11（2）：1047-1054.

[15]Freer-Smith P H，Holloway S，Goodman A. The uptake of particulates by an urban woodland：site description and particulate composition[J]. Environmental Pollution，1997，95（1）：27-35.

[16]陳志剛. 大連市綠化樹種滯塵效益的研究[J]. 安徽農學通報（下半月刊），2011，17（18）：130-133.劉慧穎，韓玉燕，蔣潤枝，等. NaCl對冰菜生長發育及重要品質的影響[J]. 江蘇農業科學，2019，47（15）：184-188.

doi：10.15889/j.issn.1002-1302.2019.15.043