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本文作者：盧德亮喬璐陳立新胡斌周健平王展超王燕作者單位：東北林業大學林學院

人類由于長期以機械、電力等重工業為主，在帶來經濟效益的同時也造成了嚴重的環境污染和生態破壞。其中土壤污染，尤其是重金屬污染，已成為影響全球城市居民健康的重大問題之一。土壤污染不同于大氣污染和水污染，具有不可逆性、長期性、穩定性和滯后性，且不易在物質循環和能量交換中分解(Lietal．，1991)。當有毒物質的積累超出土壤的承受能力或環境條件發生變化時，可能會突然活化，嚴重危害環境。目前，固化、熱處理、土壤沖洗、電動修復等技術，可用于污染土壤的修復，但這些方法不僅修復費用昂貴，而且常導致土壤結構破壞、土壤生物活性下降和土壤肥力退化(駱永明，1999)。研究表明:植物不但具有抵抗和凈化大氣污染的能力，而且具有對污染土壤的凈化能力(黃會一，1989;王慶仁等，2001)。因此，可以通過植物的新陳代謝活動來固定、提取土壤中的重金屬污染物，達到治理土壤污染的目的。植物修復不但成本低廉，而且也可減少土壤重金屬污染風險，不破壞土壤環境質量。因此，植物修復越來越受到世界的關注。為了揭示哈爾濱市區綠地土壤重金屬污染的現狀及不同植物對重金屬的富集情況，找出哈爾濱市區主要的污染因子、污染途徑以及治理方法，本文對哈爾濱市區6個功能區土壤－植被進行研究和綜合評價。

1研究區概況

哈爾濱地處松嫩平原，125°42''''—130°10''''E，44°04''''—46°40''''N，是我國緯度最高、氣溫最低的大都市。屬中溫帶大陸性季風氣候，冬長夏短，四季分明，年平均溫度3.6℃。最冷的1月平均氣溫為－13.2～－24.8℃，最熱的7月平均氣溫為18.1～22.8℃。全年平均降水量569.1mm，降水主要集中在6—9月，夏季占全年降水量的60%。哈爾濱市區地域平坦、低洼。東南臨張廣才嶺支脈丘陵，北部為小興安嶺山區，中部有松花江通過。地帶性土壤為黑土，呈中性至微堿性。有機質含量為30～80g•kg－1，全氮含量為2～9g•kg－1，全磷含量為0.8～3g•kg－1，全鉀含量為20～30g•kg－1，堿解氮平均含量為148mg•kg－1，有效磷平均含量為15mg•kg－1，速效鉀平均含量為227mg•kg－1。

2材料與方法

2.1綠地劃分

本試驗選擇哈爾濱市區作為研究對象，把綠地劃分為森林與苗圃綠地、城市公園綠地、工業區綠地、農業用地、松花江沿岸綠地、市區公路兩旁綠地6個功能區，共設置50個采樣點，每個采樣點的經緯度均用GPS定位。采樣點具體位置和基本情況見表1，采樣點分布見圖1。

2.2樣品采集

2.2.1植物樣品

根據采樣地區樹種分布情況，分別選取樹齡相近、長勢良好、無病蟲害的植株，在樹冠的東、西、南、北4個部位(喬木距地面約2.5m處，灌木距地面約1.5m處)采取植株的1年生飽滿枝條(含葉)，將采集的枝條(含葉)混勻。將采集的植物樣品帶回實驗室，分別用自來水充分沖洗，再用去離子水沖洗，在80℃下于烘箱中烘至恒量，粉碎并過100目尼龍篩，放入封口袋備用。

2.2.2土壤樣品

在所采集的植物樣品四周用土壤鉆采集0～15cm的表層土壤樣品，裝入塑料袋并充分混合(約1kg)，貼好標簽。將采集的土壤樣品帶回實驗室，自然風干，除去土樣中的石子和動植物殘體等異物，用木棒研壓，過2mm尼龍篩，混勻。用瑪瑙研缽將通過2mm尼龍篩的土樣研磨至全部通過100目尼龍篩，放入封口袋備用。

2.3樣品分析

植物樣品用HNO3-HClO4消化，土壤樣品用HF-HClO4-HNO3消化。植物樣品和土壤樣品采用高壓密閉微波進行消解，采用電感耦合等離子體質譜法(ICP-MS)進行銅、鋅全量的測定，原子吸收分光光度法進行鉛、鎘全量的測定。在測定過程中，樣品全部3次重復。以上分析方法依據《中華人民共和國國家標準》(GB/T17141—1997)。

2.4數據分析

Excel2003對數據進行基本處理;SPSS17.0對重金屬進行污染指數計算、生態風險評價、相關分析等，對植物進行富集系數計算、多重比較等;ArcViewGIS3.3繪制采樣點坐標圖。

2.5評價標準與方法

2.5.1土壤污染評價標準和方法

試驗選用松遼平原土壤元素背景值(李健等，1989)和《土壤環境質量標準》(GB15618—1995)中二級標準作為評價標準(表2)，對比說明哈爾濱市區土壤重金屬環境質量現狀。評價方法采用單項(單因子)污染評價和多項(多因子污染綜合評價)(李天杰，1996;劉廷良等，1996)。1)單項污染指數法以土壤單項污染物的實測值與評價標準相比，用以表示土壤中該污染物的污染程度。2)綜合污染指數法綜合污染指數法即為內梅羅指數法(N．C．Nemerow)。

2.5.2植物富集能力評價標準

植物重金屬富集量受植物本身特征、大氣環境和土壤中重金屬含量等多種因素的影響。富集系數(bioconcentrationfactor，BCF)是評價植物富集重金屬能力的指標之一，它反映植物對某種重金屬元素的富集能力，富集系數越大，其富集能力越強(魏樹和等，2004)。

3結果與分析

3.1土壤重金屬含量變化

哈爾濱市區50個表層土壤樣品重金屬含量測定結果的描述性統計分析見表4。變異系數作為反映統計數據波動特征的參數，通過對某元素分布特征的描述可以從一定程度上反映其積累的分布與均一狀況。相同重金屬在不同功能區的變異系數不同，一般工業區綠地的重金屬變異系數相對較大，而農業用地的重金屬變異系數相對較小。工業生產制造過程中廢棄物的排放很可能是造成土壤中重金屬分布不均勻的主要原因。4種重金屬的平均變異系數(對每種重金屬在6個功能區的變異系數之和取平均值)依次為28.44，24.56，42.65，36.21，變化幅度為42.65%～24.56%。其中鎘的平均變異系數最大，達42.65%，而銅的變異系數最小為24.56%。4種重金屬的平均變異程度由大到小的順序為鎘＞鉛＞鋅＞銅。由表4可知，4種重金屬含量的平均值均不同程度超過了土壤環境背景值。全鋅含量范圍在51.10～252.00mg•kg－1，最高點出現在樣點26(哈藥集團藥劑廠)，達252.00mg•kg－1，是背景值的4.36倍;最低點出現在樣點13(城鄉木材供應站)，為51.10mg•kg－1。全銅含量范圍在13.29～68.07mg•kg－1，最高點出現在樣點29(林業機械廠)，達68.07mg•kg－1，是背景值的3.24倍;最低點出現在樣點3(第二苗圃)，為13.29mg•kg－1。全鎘含量范圍在0.091～0.725mg•kg－1，最高點出現在樣點29(林業機械廠)，達0.725mg•kg－1，高出背景值10.98倍;最低點出現在樣點1(江北太陽島)，為0.091mg•kg－1。全鉛含量范圍在8.52～63.99mg•kg－1，最高點出現在樣點28(鍋爐廠)，達63.99mg•kg－1是背景值的3.19倍;最低點出現在樣點19(望哈農場綠地)，為8.52mg•kg－1。根據不同采樣點所位于的功能區可知，重金屬污染最嚴重的樣點均位于工業區，而污染較低或未發生污染的樣點則位于森林與苗圃綠地或農業用地等受人為因素干擾較小的地區。其中，全部樣點的重金屬鎘含量超過其背景值，最高樣點已超出近11倍。鎘是嚴重的污染元素，對于人體來說是非必需元素，吸入含鎘氣體可致呼吸道癥狀，經口攝入鎘可致肝、腎癥狀。有研究表明:土壤中的鎘含量大于0.5mg•kg－1時，大豆(Glycinemax)等農作物就會受到生理毒害(劉廷良，1996)。因此，為了人類和其他生物的健康，應對重金屬鎘污染予以高度重視。

3.2土壤重金屬污染評價

3.2.1單因子污染評價

把松遼平原土壤環境背景值作為一級標準，計算哈爾濱市區50個樣點表層土壤各種重金屬的單向污染指數見表5。由表5可知，哈爾濱市區各功能區土壤存在不同程度污染。鋅單因子污染指數在工業區綠地介于中污染和重污染之間，其他5個功能區單因子污染指數值在1～2之間，屬于輕污染。土壤表層鋅含量達二級標準的樣品數占98%。土壤表層鋅含量超出環境背景值的樣品數達到98%。土壤表層全鋅含量工業區綠地最高，農業用地最低。含量排序是:工業區綠地＞市區公路兩旁綠地＞城市公園綠地＞松花江沿岸綠地＞森林與苗圃綠地＞農業綠地。銅單因子污染指數在森林與苗圃綠地、農業用地、松花江沿岸綠地均小于1，可視為未污染;在工業區綠地和市區公路兩旁綠地單因子污染指數值位于1～2之間，屬于輕污染。土壤表層銅含量達二級標準的樣品數占100%。土壤表層銅含量超出環境背景值的樣品數達到60%。土壤表層全銅含量工業區綠地最高，松花江沿岸綠地最低。含量排序是:工業區綠地＞城市公園綠地＞市區公路兩旁綠地＞農業綠地＞森林與苗圃綠地＞松花江沿岸綠地。鎘單因子污染指數在工業區綠地、市區公路兩旁綠地均大于3，其中，工業區綠地為5.61，達到重污染;其他功能區單因子污染指數均在2～3，屬于中污染。土壤表層鎘含量達二級標準的樣品數占84%。土壤表層鎘含量超出環境背景值的樣品數達到100%。土壤表層全鎘含量工業區綠地最高，森林與苗圃綠地最低。含量排序是:工業區綠地＞市區公路兩旁綠地＞松花江沿岸綠地＞農業綠地＞城市公園綠地＞森林與苗圃綠地。鉛單因子污染指數在農業用地、松花江沿岸綠地均小于1，可視為未污染;其余4個功能區單因子污染指數在1～2，屬于輕污染。土壤表層鉛含量達二級標準的樣品數占100%。土壤表層鉛含量超出環境背景值的樣品數達到84%。土壤表層全鉛含量市區公路兩旁綠地最高，松花江沿岸綠地最低。含量排序是:市區公路兩旁綠地＞工業區綠地＞城市公園綠地＞森林與苗圃綠地＞農業綠地＞松花江沿岸綠地。綜上所述，不同功能區土壤重金屬污染水平對比分析結果是:土壤重金屬鋅、銅、鎘在工業區綠地含量大，其中重金屬鎘含量最大，為背景值的5.61倍。鎘主要來自冶煉、電池、電鍍、顏料、涂料、塑料穩定劑等工業排放，與工業發展密切相關(Lietal．，2002)。其次是鋅、銅、鉛，單項污染指數依次為3.00，2.60，1.78;土壤重金屬鉛在市區公路兩旁綠地含量最高，這可能與前些年機動車大量使用含防抗劑四乙基鉛的燃料有關(黃敏等，2010)。重金屬鉛隨汽車尾氣排放，進而積存在公路兩側的土壤中，造成鉛污染。

3.2.2污染生態風險評價

對土壤重金屬污染研究的目的是評估土壤污染狀況，預測土壤污染的生態風險，防止土壤污染加劇，保護生態環境，保障農林生產，維護人體健康(Plazaetal．，2005)。而二級標準則是判斷土壤是否存在污染的警示性評價，低于此值，一般不會引起生態環境的危害(石寧寧等，2010)。因此，本文選用《土壤環境質量標準》(GB15618—1995)中二級標準作為參照評價標準。計算得出不同功能區重金屬生態風險指數，見圖2。由圖2可知，與國家環境質量標準比較，工業區綠地土壤重金屬鎘指數超標，為1.23;其他功能區重金屬含量均在標準以內。各功能區鎘的風險指數均為最高，此結果與單向污染指數相似，說明鎘具有潛在的污染危險，應予重視，監測其含量的動態變化，防止污染加重。

3.2.3綜合污染指數評價

綜合污染指數選用內梅羅指數法(N．C．Nemerow)，兼顧多種污染物的污染水平和某種污染物的嚴重程度。從圖3來看，綜合污染指數的平均值為2.65，屬于中污染。農業用地、森林與苗圃綠地綜合污染指數分別為2.00和1.98，為輕污染;市區公路兩旁綠地、松花江沿岸綠地、城市公園綠地綜合污染指數分別為3.00，2.25和2.07，為中污染;而工業區綠地污染最為嚴重，綜合污染指數值達到4.58，屬于重污染。各功能區綜合污染指數由大到小依次為:工業區綠地＞市區公路兩旁綠地＞松花江沿岸綠地＞城市公園綠地＞農業用地＞森林與苗圃綠地。各功能區綜合污染指數說明工業區綠地已經受到嚴重污染，其程度遠超過其他功能區。表明工業化程度與城市土壤中重金屬的含量密切相關(Madridetal．，2002)，哈爾濱作為東北老工業基地之一，已經從事重工業長達幾十年之久，冶煉廠、發電廠、機械廠、鍋爐廠、化工廠、軸承廠等企業向環境釋放了大量含鉛、鎘、銅和鋅的廢棄物，其在城市中以不同方式蔓延，這很可能是造成工業區土壤中重金屬含量過高的原因。市區公路由于車流量大，機動車輛尾氣排放、輪胎橡膠磨損產生大量重金屬污染物，造成其較大程度污染。這與余健等(2010)的研究結果相一致。同時，近年來哈爾濱為了加快城市發展建設，大興土木，廣泛修筑地鐵、橋梁等設施，所用建筑材料的磨損、運輸物品的泄露以及大型器械的運轉也同樣會產生重金屬污染物，導致距離公路較近的地域各種重金屬含量相對較高。這與李仰征等(2011)的研究結果相一致。

3.2.4土壤重金屬含量相關分析

由于造成土壤污染的重金屬元素共存于土壤中，導致重金屬元素在總量上相關(葉琛等，2010)。為了解各重金屬元素之間的相關性，在以上分析的基礎上，對調查的全部土壤樣品重金屬元素兩兩之間進行相關分析。從表6可以看出，4種重金屬含量之間呈正相關關系，而且都達到了顯著或極顯著水平。這說明各種重金屬之間關系密切，源途徑相似，各采樣區同時受到幾種重金屬元素污染的可能性較大，即土壤污染存在復合污染特性(許書軍等，2003)。

3.3植物重金屬污染評價

3.3.1植物重金屬含量

鋅、銅是植物生長發育所必需的微量元素，但土壤環境中過多的鋅、銅元素也會對植物的正常生長造成干擾和脅迫。在植物體內，鋅和銅正常的濃度水平分別在27～150mg•kg－1和5～30mg•kg－1(Kabata-Pendiasetal．，1986)。所調查植物中，重金屬鋅的含量普遍偏高，平均值為49.91mg•kg－1，不同種植物之間鋅含量差異顯著(P＜0.05，n=40)(圖4)。重金屬銅的含量差別較小，均在10mg•kg－1左右，不同種植物之間銅含量變化不明顯(P=0.334，n=40)(圖5)。鎘對于植物雖然是非必需的元素，但是，它非常容易被植物吸收，只要土壤中鎘的含量稍有增加，就會使植物體內的鎘含量增高。不同種類植物中重金屬鎘的含量差別很大，其中，旱柳鎘含量最高，達0.105mg•kg－1，樟子松鎘含量最低，為0.016mg•kg－1，前者是后者的6.6倍。不同種植物之間鎘含量差異極顯著(P＜0.01，n=40)(圖6)。土壤中的鉛不易被植物吸收，即使進入植物根系也只有很少部分能向地上部轉移。植物對鉛的吸收量具有明顯選擇性。重金屬鉛對紅松和花蓋梨的選擇性相對較大，二者的鉛含量分別為9.02mg•kg－1和6.63mg•kg－1，不同種植物之間鉛含量差異極顯著(P＜0.01，n=40)(圖7)。綜上所述，對同一樹種而言，鋅的含量明顯高于其他3種重金屬，鎘的含量最低;4種重金屬的含量由高到低的順序為:鋅＞銅＞鉛＞鎘。由此說明，同種植物對不同重金屬的吸收富集能力不同。對同一種重金屬而言，不同植物重金屬的含量不同，其中，鋅、鉛含量差別較大，鎘含量差別最大。由此說明，不同植物對同種重金屬的吸收富集能力不同。Baker等(1983)認為，植物地上部(干質量)中含鎘達到100mg•kg－1、含鉛達到1000mg•kg－1、含鋅達到10000mg•kg－1以上的植物才能稱為超富集植物。因此，所測樹種中并未發現超富集植物。

3.3.2植物重金屬富集系數

不同植物體器官由于外部形態及內部結構不一致，其吸收重金屬的生理生化機制不同，從而對所吸收重金屬的積累量也不盡相同(許嘉琳等，1995)。富集系數是植物地上部和土壤中重金屬含量的比值，是評價植物富集重金屬能力大小常用的指標(孫龍等，2009)。由表7可知，不同植物對重金屬的富集能力明顯不同。對鋅富集能力較強的植物有花蓋梨、小葉楊，較弱的植物有紅松、紫丁香;對銅富集能力較強的植物有小葉楊、樟子松，較弱的植物有花蓋梨、紫丁香;對鎘富集能力較強的植物有小葉楊、紅松，較弱的植物有紫丁香、樟子松;對鉛富集能力較強的植物有紅松、花蓋梨，較弱的植物有樟子松、紫丁香。各種植物重金屬鋅的富集系數由高到低依次為:花蓋梨、小葉楊、旱柳、樟子松、榆樹、紅松、紫丁香;銅的富集系數依次為:小葉楊、樟子松、榆樹、紅松、旱柳、花蓋梨、紫丁香;鎘的富集系數依次為:小葉楊、紅松、旱柳、榆樹、花蓋梨、紫丁香、樟子松;鉛的富集系數依次為:紅松、花蓋梨、榆樹、旱柳、小葉楊、樟子松、紫丁香。

3結論與討論

1)哈爾濱市區土壤大部分受到重金屬鋅、銅、鎘、鉛的污染，以鎘污染最為嚴重。其中，工業區向環境中排放的含鋅、銅、鎘、鉛的廢棄物是哈爾濱市區土壤重金屬污染的主要來源;市區公路機動車輛尾氣的排放、輪胎橡膠的磨損以及公路建設產生的重金屬污染物也造成較大程度污染。2)土壤重金屬相關分析表明:4種重金屬相關程度均達到顯著或極顯著，說明其來源途徑相似，土壤污染存在復合污染特性。因此，應考慮綜合防治與治理。3)不同植物對重金屬鎘的富集系數波動較大，小葉楊對鎘的富集系數為0.655，約為樟子松的7倍，這可能與植物自身形態結構和生理功能相關。7種植物對重金屬鎘的富集系數普遍較其他重金屬低，說明土壤中的鎘較難被植物吸收;但紅松和花蓋梨的富集系數又明顯高于其他植物(富集系數小于0.1)，說明植物鎘對重金屬有一定的選擇性。根據各個樹種的重金屬含量及富集系數進行綜合分析，結果表明:小葉楊可作為哈爾濱市區防治重金屬污染的重點選用樹種，紅松、旱柳、花蓋梨可作為備選樹種。近年來，有關植物富集的研究較多，但主要集中在藻類和草本植物富集，如徐勤松等(2007)以黑藻為研究對象，研究了銅、鋅在黑藻體內的富集，結果表明，銅、鋅在黑藻葉中富集得越多，造成毒害越重。曹德菊等(2005)研究發現，鴨跖草是銅的超富集植物，空心泡和酸模(Rumex)對Pb有富集能力。黃永杰等(2006)在銅、鉛和鋅等重金屬復合污染水域發現浮萍、香蒲(Typha)、蘆葦等植物對銅、鉛和鋅等重金屬有較強富集能力。魏樹和等(2005)通過室外盆栽模擬試驗及重金屬污染區采樣分析試驗，首次發現雜草龍葵是一種鎘超積累植物。目前，利用木本植物對重金屬吸收、富集規律研究尚不多見。唐麗(2007)選擇了杉木、馬尾松、歐美楊(Populus×euramericana)等喬木樹種為測試樹種，研究3種樹木對土壤重金屬的富集規律，發現不同樹木對重金屬的吸收量有所不同，3種植物中以馬尾松、杉木吸收重金屬較突出，3種植物體內富集重金屬能力由高到低順序均為:砷＞鉛＞鋅＞銅＞鎘。由于木本植物在城市綠化中發揮著重要的作用，因此有待于進行更深入的研究。

綜上所述，市區表層土壤由于其特殊的功能和位置容易受到污染，主要污染原因為工業污染和交通污染。因此，為保護市區土壤、保持土壤資源的可持續利用，需要從工業污染排放控制、交通污染排放控制等方面入手，如:污水凈化排放、固體廢物處理填埋、汽車尾氣達標排放等。此外，在城市建設過程中，可合理種植不同種類的植物，利用其生物學特性對土壤中的重金屬進行吸收或轉化，以達到改善土壤質量的目的。