生态监测站附近典型植物体内重金属含量分析毕业论文.doc

农业工程学院毕 业 论 文深圳市生态监测站附近典型植物体内重金属含量分析姓 名 院（系） 专业班级 学 号 指导教师 职 称 论文答辩日期 2016年06月08日农业工程学院教务处制学生承诺书本人郑重地承诺所呈交的毕业论文，是在指导教师的指导下严格按照学校和学院有关规定完成的。本人在毕业论文中引用他人的观点和参考资料均加以注释和说明。本人承诺在毕业论文选题和研究内容过程中没有抄袭他人研究成果和伪造相关数据等行为。在毕业论文中对侵犯任何方面知识产权的行为，由本人承担相应的法律责任。 毕业论文作者签名： 年 月 日摘 要为了解深圳市植物重金属含量状况及植物与土壤重金属含量的关系，选取具有代表意义的五个地点的土壤和白背叶、豺皮樟、鹅掌柴、山乌桕与银柴等五种乔木的叶片进行重金属含量分析，并研究了植物的生物富集能力和重金属在土壤-植物之间的迁移规律。结果表明，白背叶富集Cu的能力最强，平均含量为10.9mg/kg，平均富集系数为2.41；鹅掌柴富集Zn和Cd的能力最强，平均含量为114mg/kg和1.09mg/kg，平均富集系数分别为3.68和23.56；银柴富集Hg的能力最强，Hg平均含量为0.045mg/kg，平均富集系数为3.39；五种植物对Pb和Cr均无富集作用。白背叶和山乌桕叶片中重金属含量与深层土的重金属含量相关性要强于表层土，白背叶和山乌桕叶片重金属主要来源于深层土壤；豺皮樟、鹅掌柴和银柴体内重金属含量与表层和深层土壤的重金属含量的相关性一致，这三种植物叶片的重金属既来源于表层土壤，也来源于深层土壤。 关键词：深圳市 植物 重金属 生物富集 相关性目 录1 前言12 材料与方法22.1 实验材料22.1.1 土壤样品的采集及预处理22.1.2 植物样品的采集32.2 实验方法42.3 数据处理43 结果与分析43.1 土壤重金属含量分析43.2 植物重金属含量分析63.2.1 植物Cu含量分析63.2.2 植物Zn含量分析73.2.3 植物Pb含量分析83.2.4 植物Cd含量分析83.2.5 植物Cr含量分析93.2.6 植物Hg含量分析103.3 植物重金属富集能力分析113.3.1 植物Cu生物富集能力分析123.3.2 植物Zn生物富集能力分析133.3.3 植物Pb生物富集能力分析133.3.4 植物Cd生物富集能力分析133.3.5 植物Cr生物富集能力分析143.3.6 植物Hg生物富集能力分析143.4 土壤-植物间重金属相关性分析143.4.1 0-20cm土壤与植物中各种重金属的相关性分析143.4.2 20-60cm土壤与植物中各种重金属的相关性分析163.4.3 综合分析174 结论18参 考 文 献19Abstract21致 谢22附件231 前言近年来，重金属污染已经成为不容忽视的环境问题 1。人类工农业迅速的发展，使得环境中的铜（Cu）、锌（Zn）、铅（Pb）、镉（Cd）、铬（Cr）和汞（Hg）等重金属的含量急剧增加。这些重金属难以被降解，在污染过程中具有隐蔽性、长期性、不可降解和不可逆转性的特点，不仅能够导致土壤肥力与作物产量、品质下降，还易引发地下水污染，并通过食物链途径在植物、动物和人体内累积富集，最终影响人体健康2。自改革开放以来，深圳市的发展是有目共睹的。从1979到2007年，深圳市的国内生产总值从1.96亿元增长到6765.41亿元，年均增长31.20%；人均生产总值从606元增长到79221元（折合10628美元），年均增长17.64%，居全国第一 3。根据环境库兹涅茨曲线，当一个地区发展水平较低的时候，环境污染的程度较轻，但是随着人均收入的增加，环境污染由低趋高，环境恶化程度随经济的增长而加剧；当经济发展达到一定水平后，也就是说，到达某个临界点或称“拐点”以后，随着人均收入的进一步增加，环境污染又由高趋低，其环境污染的程度逐渐减缓，环境质量逐渐得到改善。目前，深圳市由快速发展所带来的环境污染现象依然存在。刘永伟等人4通过研究深圳市1996 年和2007 年工业污染源重金属污染排放特征，发现在这10年期间深圳市的重金属排放总量和重金属种类均有所增加，重金属空间分布发生转移，重金属等标污染负荷排在前三位的行政区由1996 年龙岗区、福田区和南山区转变为2007 年的福田区、宝安区和龙岗区，流域分布由1996 年的坪山河流域污染负荷最大转变为深圳河流域。王令5通过对深圳市机动车的行驶里程及排放因子的对比分析，得到了2003年深圳市机动车污染的排放量为：NOx 4.6万t、CO 7.25万t、颗粒物 0.42万t和HC 1.32万t，并且发现这些污染物排放量具有逐年增加的规律。云慧等人6于2008-2009年间对深圳市PM2.5的化学组成和空间分布进行研究，发现深圳市大气细粒污染程度呈现自西向东递减的趋势，深圳西部宝安区大气污染严重。土壤重金属污染是目前环境科学领域关注的热点问题之一7。目前，单纯对土壤重金属含量的分析，已经不能满足科学全面的表征土壤环境的整体质量的需求 8。生物污染监测，是一种应用各种监测手段测定生物体内有害物质含量，以掌握生物体被污染的程度，进而直观的体现总体环境污染情况的一种监测方法9。所以，直接分析生长在调查土壤环境中的生物体重金属含量，能够直观的得到深圳市高速发展后土壤重金属污染的状况。本文通过研究深圳市生态安全监测系统布局的生态监测子站附近的共存乔木叶片的重金属(铜、锌、镉、铬、铅、汞)含量，分析采集样品地点的土壤环境重金属污染状况和乔木对重金属的富集情况，并对土壤-植物之间的重金属含量进行相关性进行分析，寻找重金属在土壤-植物中的迁移规律，并对深圳市的建设规划，提出建议。2 材料与方法2.1 实验材料2.1.1 土壤样品的采集及预处理土壤样品采集地点分别为大鹏新区七娘山、深圳市福田区莲花山公园、深圳市宝安区羊台山、深圳市南山区小南山公园和深圳市坪山新区田心山，具体位置如图1所示。图1 土壤及植物样品采集地点选点1为大鹏新区七娘山。它是深圳版图中最东部的大鹏半岛的一座孤山，北部为大亚湾、东部和南部为南海、西部为大鹏湾。由于该片区的地理位置特殊，除核电站外，工矿企业非常少，人口也比较少，是理想的土壤生态背景监测站点。 选点2为深圳市福田区莲花山公园。它是深圳城市中央的一个小山包，处于罗湖区、福田区和南山区三个繁华商业区的包围中，人口众多，区域外围从东至北至西至南又被梧桐山脉、鸡公山脉、塘朗山脉和香港地区的粉岭山脉所环抱，属典型的城市土壤生态监测站点。 选点3为深圳市宝安区羊台山。它位于被誉为“世界工厂”的宝安的腹地，四周密集分布有大大小小的工业区，且人口众多，是较好的工业对土壤生态影响的监测站点。 选点4深圳市南山区小南山公园。它为南头半岛地区的一座小山，被南山、南油、蛇口三个工商业区以及珠江口环抱，也属典型的城市土壤生态监测站点。选点5深圳市坪山新区田心山。它位于龙岗区的工商业主产区，且距大亚湾核电站和岭澳核电站，及东莞市的工业重镇凤岗和塘厦均不远，是较好的混合型污染对土壤生态影响的监测站点。土壤样品为采样点处深度0-20cm和20-60cm处土壤。采样点选在被采土壤类型特征明显的地方，地形相对平坦、稳定、植被良好的地点；坡脚、洼地等具有从属景观特征的地点不设采样点。挖掘土壤剖面要使观察面向阳，采集1kg左右，采样的同时，由专人填写样品标签、采样记录；标签一式两份，一份放入袋中，一份系在袋口，标签上标注采样时间、地点、样品编号、监测项目、采样深度和经纬度。土壤样品预处理：将土壤摊成薄层，放在干净、通风处自然风干，期间定期压碎、翻拌、拣出碎石、砂砾及植物残体等杂质。样品风干后，用木棰再次压碎，捡出杂质并用四分法取部分压碎样品，全部过1mm尼龙筛。过筛后的样品充分混合至均匀，再用四分法分成两份，一份样品用于测定pH和CEC；另一份样品再用四分法分取部分过100目尼龙筛，用于土壤全量元素分析。2.1.2 植物样品的采集在采集土壤样品处采集植物样品，为在五个地点共同存在的五种优势乔木：白背叶、山乌桕、银柴、鹅掌柴、豺皮樟，具体信息如表1。每种植物均在采样点选取同种植物3-5棵，每棵植物均采集倒三叶7-8片，混合均匀后，用湿棉布擦净表面污染物，然后用水淋洗1-2次后，尽快擦干，用保存起来。 表1 共存植被种类名称拉丁学名属科白背叶Mallotus apelta野桐属大戟科山乌桕Sapium discolor乌桕属大戟科银柴Aporosa dioica银柴属大戟科鹅掌柴Schefflera octophylla鹅掌柴属五加科豺皮樟Litsea rotundifolia木姜子属樟科将新鲜叶片剪碎，用四分法缩分后，立即在80-90鼓风干燥箱中烘15min -30 min杀青，降温至60-70，烘干至易磨碎状态。样品稍冷后立即粉碎，使之全部通过0. 25mm筛，密封备用。2.2 实验方法本次研究测定的重金属元素有：铜、锌、镉、铬、铅、汞。其中土壤植物总汞的测定方法为：微波酸分解-FIMS400测定法10；土壤植物总铜、总锌、总镉、总铬和总铅的测定方法为：微波酸分解-ICP测定法11-12。2.3 数据处理利用生物富集系数（bioconcentration factors ，简称BCF）判断样品对重金属元素有无富集作用13。生物富集系数=C 生i /C 土i （1）式中：C生i为生物体内i金属元素含量；C土i为土壤样品中i金属元素含量。此外，运用SPSS 20中的相关分析功能，分析土壤-植物之间重金属的相关性，以探讨重金属在土壤-植物中的迁移规律。3 结果与分析3.1 土壤重金属含量分析土壤中重金属元素的来源有自然来源和人为干扰输入。自然来源是指成土母质风化过程中所释放的重金属，人为干扰输入是指工矿业、农业及交通运输等行为所输入到土壤中的重金属。本次实验土壤pH均小于6.5，阳离子交换量均大于5cmol(+)/kg，重金属含量绝大多数不超过土壤环境质量标准（GB 15618-1995）规定的一级标准，超出一级标准的也在二级标准以内，整体土壤环境质量良好，具体数据如表2。表2 采样点土壤重金属含量（mg/kg）土壤深度土壤采样点位CuZnPbCdCrHg0-20cm土壤七娘山2.5018.89.570.04554.40.034莲花山23.266.127.10.05572.60.010羊台山3.1029.626.20.0516.30.008小南山8.8063.134.70.07215.00.016田心山3.7025.712.20.0479.900.01320-60cm土壤七娘山2.8019.86.730.02971.50.040莲花山29.290.225.80.0411130.006羊台山2.9041.232.30.0418.000.029小南山10.269.752.80.07216.90.012田心山3.2027.612.20.03910.7-注：20-60cm田心山土壤Hg含量数据缺失。五个采样地点Cu含量如表2，均低于GB 15618-1995规定的一级标准值35mg/kg。根据所得数据，明显可以看出莲花山土壤中Cu含量比其他地点高，其平均值为26.202mg/kg，是含量最少处七娘山的10倍。这可能是因为莲花山地处深圳市中心，受到人类干扰大，导致的。同样的，被南山、南油、蛇口三个工商业区以及珠江口包围的小南山，土壤Cu含量位居第二，平均值为9.501mg/kg，这也进一步的说明人为干扰的影响。Zn含量也均低于GB 15618-1995规定的一级标准值100mg/kg。莲花山土壤Zn含量最高，平均值为78.151mg/kg，小南山平均土壤Zn含量为66.411mg/kg,为第二高，这种现象的产生应该与Cu一致。此外，在表上可以明显的看出五个采样地点深层土壤（20-60cm）比表层土壤（0-20cm）Zn含量要高，这说明五个点位土壤中的Zn除了人为干扰输入外，由成土母质风化所产生的也占了很大的比例。Pb含量除小南山20-60cm土壤属于二级标准（250mg/kg）外，均低于GB 15618-1995规定的一级标准值35mg/kg。小南山Pb含量最高，平均值为43.752mg/kg，其次为羊台山和莲花山，田心山和七娘山含量较低。小南山表层土中Pb含量比其他地点都高，可能是因为附近有三座发电厂：妈湾电厂、深圳市能源环保有限公司南山垃圾发电厂和月亮湾电厂，常年燃烧燃料或垃圾发电所排放的废气带来的影响是显著的。莲花山和羊台山均处于人口密集的地方，人类活动特别是交通运输也向土壤中输入大量的Pb。Cd含量也均低于GB 15618-1995规定的一级标准值0.20mg/kg。土壤中Cd含量最高为小南山，平均值为0.072mg/kg，莲花山和羊台山相差不大，田心山和七娘山含量最少，这种分布现象的产生原因很可能和Pb一样。此外，除了小南山表层和深层土壤Cd含量一致外，剩下四个地点均是表层土壤的含量高于深层土壤，这则基本可以说明在人为干扰下，外源Cd输入土壤。Cr含量除莲花山20-60cm土壤属于二级标准（150mg/kg）外，均低于GB 15618-1995规定的一级标准值90mg/kg。莲花山Cr含量为五个采样点之最，均值为92.801mg/kg,七娘山稍少于莲花山，剩下三个点位Cr含量均较小。七娘山是深圳版图中最东部的大鹏半岛的一座孤山，工矿企业非常少，人口也比较少，其Cr含量接近莲花山，基本上可以排除人为干扰，而与莲花山一样人为干扰严重的羊台山，Cr含量却极低，这也说明莲花山铬含量由人为干扰输入的量不大。所以，莲花山和七娘山Cr含量远高于其他地方的原因，很可能是其成土母质中Cr含量高。Hg元素含量数据中田心山20-60cm处土壤数据丢失，剩余数据值均低于GB 15618-1995规定的一级标准值0.15mg/kg。在不考虑田心山20-60cm土壤的情况下，七娘山Hg含量最高，均值为0.037mg/kg，其次是羊台山0.019mg/kg。 其中七娘山和羊台山深层土壤Hg含量明显高于其他位置，这很可能也是成土母质汞含量高导致的。3.2 植物重金属含量分析3.2.1 植物Cu含量分析本次实验中不同地点不同植物的Cu含量如图2。图2 植物Cu含量Cu是植物的营养元素之一，但过量的Cu也会导致植物种子萌发，植物生长及植物的各种生理效应产生毒性作用14。根据所测数据，五个点位中，Cu含量最高的植物为小南山白背叶，为13.2mg/kg；含量最低的为田心山的鹅掌柴，为3.89mg/kg；全市平均值为7.08mg/kg。此外，白背叶在五个点位中，Cu含量均为最高，分别为8.81 mg/kg (七娘山)、10.5 mg/kg（莲花山）、11.5 mg/kg（羊台山）、13.2 mg/kg（小南山）和10.6 mg/kg（田心山），平均值为10.9mg/kg。可见，白背叶很可能对Cu有富集作用。3.2.2 植物Zn含量分析本次实验中不同地点不同植物的Zn含量如图3。图3 植物Zn含量Zn是植物生长所必需的微量元素，它不仅是构建植物机体的重要元素，而且还作为植物生命活动的调节剂，同时，它还是植物生命活动的调节剂15。但浓度过高的Zn，也可以导致某些植物生长受到抑制，叶面积减少以及根系活力下降16。本次实验中，Zn浓度最高的植物为田心山鹅掌柴，为215mg/kg；浓度最低的为田心山的山乌桕，为12.5mg/kg；平均浓度为47.6mg/kg。另外，明显发现鹅掌柴Zn含量高于同一采样点其他植物锌含量，比如田心山的鹅掌柴比山乌桕的Zn含量高了17.2倍。所以，鹅掌柴很可能是Zn富集植物。3.2.3 植物Pb含量分析本次实验中不同地点不同植物的Pb含量如图4。图4 植物Pb含量Pb及其化合物对人体有毒，摄取后主要贮存在骨骼内，部分取代磷酸钙中的钙，不易排出，当其进入血液将会引起多钟病症，甚至导致死亡。 此外，Pb也会影响植物生长，浓度过高的铅会使植物生长受阻，花期延迟，固氮能力下降，但低浓度的铅对植物的生长有促进作用17。本次实验中，Pb浓度最高的植物为田心山鹅掌柴，为1.95mg/kg；浓度最低的为七娘山的白背叶，为0.125mg/kg；平均值为0.709mg/kg。在所有植物中，不存在某一植物，Pb含量整体高于其他植物，含量分布无明显规律。3.2.4 植物Cd含量分析本次实验中不同地点不同植物的Cd含量如图5。图5 植物Cd含量土壤环境中的Cd不是植物生长的必需元素, 而是一种潜在性的有毒重金属元素，其大致可分为水溶性Cd和非水溶性Cd 2大类。络合态和离子态的水溶性Cd能为作物所吸收, 对生物体危害大; 而非水溶性Cd不容易迁移及难被生物体吸收, 危害不大。二种形态随着环境的改变，可以相互转换18。本次实验中，Cd浓度最高的植物为田心山鹅掌柴，为1.69mg/kg；浓度最低的为莲花山的白背叶，为0.009mg/kg；平均浓度为0.330mg/kg。另外，各个采样点的鹅掌柴镉含量均高于同一采样点其他植物Cd含量，分别为分别为0.613mg/kg (七娘山)、1.38 mg/kg（莲花山）、0.876 mg/kg（羊台山）、0.871 mg/kg（小南山）和1.69mg/kg（田心山）。所以，鹅掌柴很可能是一种Cd富集植物。 3.2.5 植物Cr含量分析本次实验中不同地点不同植物的Cr含量如图6。图6 植物Cr含量Cr是人和动植物维持正常生命活动的一种必不可少的微量元素，少量的Gr能调节人体内糖和胆固醇的代谢作用，刺激植物生长，增加产量。但是，浓度较高的Gr能产生大量危害，减少作为产量19。本次实验中，Cr浓度最高的植物为羊台山鹅掌柴，为1.57mg/kg；浓度最低的为莲花山的山乌桕，为1.47mg/kg；平均浓度为1.53mg/kg。另外，各个采样点的鹅掌柴Cr含量均高于同一采样点其他植物铬含量，但整体数据差异不大，标准差为0.026，数据十分稳定。3.2.6 植物Hg含量分析本次实验中不同地点不同植物的Hg含量如图7。图7 植物Hg含量Hg可以在生物体内积累，很容易被皮肤以及呼吸道和消化道吸收。Hg能够破坏中枢神经系统，对口、粘膜和牙齿有不良影响。长时间暴露在高Hg环境中可以导致脑损伤和死亡。郑冬梅等人的研究20表明，在植物体中，一般汞含量叶茎。本次实验中，汞浓度最高的植物为七娘山的银柴，为0.059mg/kg；浓度最低的为田心山的山乌桕，为0.008mg/kg；平均浓度为0.024mg/kg。 银柴在不同地点上Hg含量均高于其他植物，银柴很可能是Hg的富集植物。3.3 植物重金属富集能力分析生物富集系数由公式（1）计算，取0-20cm和20-60cm土壤重金属含量作为C 土i ，并将计算出的两个富集系数取平均值作为本实验中植物的生物富集程度的评价依据，具体数值见表3。 表3 不同植物的生物富集系数植物名称地点CuZnPbCdCrHg白背叶七娘山3.34*1.78 *0.021.17 *0.020.26莲花山0.400.530.030.200.023.49*羊台山3.84 *1.15 *0.030.430.220.69小南山1.39 *0.720.011.15 *0.100.62田心山3.10 *1.30 *0.070.480.141.64 *平均值2.41*1.10*0.030.690.101.34*豺皮樟七娘山1.84*1.69*0.042.56 *0.020.52莲花山0.210.440.025.74 *0.023.61 *羊台山1.61*1.12*0.021.81 *0.211.66 *小南山0.580.540.021.61 *0.101.71 *田心山1.57*1.53 *0.032.03 *0.151.63 *平均值1.16*1.06*0.032.75*0.101.83*鹅掌柴七娘山2.88*5.79 *0.1017.37*0.030.77莲花山0.250.740.0329.32 *0.023.36 *羊台山2.28 *2.10 *0.0219.28 *0.221.48 *小南山0.441.68 *0.0312.09 *0.101.50 *田心山1.13 *8.09 *0.1639.72 *0.152.32 *平均值1.40*3.68*0.0723.56*0.101.89*山乌桕七娘山2.09*0.870.041.81 *0.030.37莲花山0.250.260.012.29 *0.021.96 *羊台山1.74 *0.520.022.44 *0.220.85小南山0.640.300.011.30 *0.101.13 *田心山1.26 *0.470.031.83 *0.150.65平均值1.20*0.480.021.93*0.100.99银柴七娘山2.14 *1.73 *0.245.26 *0.021.61 *莲花山0.300.300.038.46 *0.025.90 *羊台山2.86 *1.08 *0.058.24 *0.224.53 *小南山0.990.480.025.83 *0.101.81 *田心山2.51 *1.19 *0.044.04 *0.153.09 *平均值1.76*0.960.086.37*0.103.39*注1：带*为富集系数大于1；注2：由于田心山20-60cm Hg含量数据丢失，所以该处数据只使用0-20cm的值。3.3.1 植物Cu生物富集能力分析由前文已经得出白背叶叶片Cu含量比其他植物叶片中Cu含量高的结论，根据公式（1），五个点位的白背叶的Cu生物富集系数分别为： ，平均值2.41。除莲花山外，生物富集系数均大于1，而莲花山土壤中Cu高达29.2mg/kg，生物体对某一元素的富集作用又存在阈值，不可能无限富集，所以白背叶在莲花山处生物富集系数小于1，很可能因为是白背叶对Cu已经吸收饱和，而不是不吸收。所以，可以断定，白背叶对Cu有富集作用，而且在五种植物中富集能力最强。另外，银柴对Cu也有一定富集作用，其富集系数分别为：2.14（七娘山）、0.30（莲花山）、2.86（羊台山）、0.99（小南山）和2.51（田心山），平均值1.76，除了莲花山外，小南山接近1，剩下的均大于2，所以，银柴对Cu有较强的富集能力。剩下的三种植物，Cu的生物富集系数较小，但也均有大于1的存在，所以，对Cu也有一定富集作用。3.3.2 植物Zn生物富集能力分析前面分析表明，鹅掌柴很可能是Zn的富集植物，根据公式（1）计算，五个点位鹅掌柴Zn的生物富集系数分别为：5.79（七娘山）、0.74（莲花山）、2.10（羊台山）、1.68（小南山）和8.09（田心山），平均值3.68。除了莲花山可能存在与铜元素一样土壤含量过高导致吸收饱和的原因外，其他地点的生物富集系数均大于1，而且田心山处高达8.09，这表明鹅掌柴对锌元素具有很强的富集作用。白背叶、豺皮樟和银柴这三种植物，在五个点位中，只有在七娘山、羊台山和田心山的生物富集系数大于1，最大值为1.78，剩下大多均稍大于1，所以这三种植物对锌元素具有较弱的富集能力。山乌桕的生物富集系数分别为：0.87（七娘山）、0.26（莲花山）、0.52（羊台山）、0.30（小南山）和0.47（田心山），最大生物富集系数为0.871，所以山乌桕对锌元素无富集作用。3.3.3 植物Pb生物富集能力分析前文分析表明，在所有植物中，不存在某一植物，Pb含量在不同点位均高于其他植物，含量分布无明显规律。根据公式（1）所计算生物富集系数，最大值为0.24（七娘山银柴），而且其他生物富集系数大多小于0.1，可见Pb在实验中的五中植物体内基本无富集作用。3.3.4 植物Cd生物富集能力分析前文分析得出，鹅掌柴叶片中Cd含量远大于其他植物，鹅掌柴很可能是Cd富集植物。根据公式（1）计算，五个点位鹅掌柴Cd的生物富集系数分别为：17.37（七娘山）、29.32（莲花山）、19.28（羊台山）、12.09（小南山）和39.72（田心山），平均值23.56。所有点位鹅掌柴的生物富集系数均远大于1，而且田心山处高达39.72，其他点位也均远远大于1，这表明鹅掌柴对Cd具有很强的富集作用。银柴的Cd生物富集系数分别为5.26（七娘山）、8.46（莲花山）、8.24（羊台山）、5.83（小南山）和1.83（田心山），平均值6.37，也均大于1且大多数偏大，所以银柴对Cd也有较强的富集能力。豺皮樟和山乌桕的Cd生物富集系数也均大于1，但整体上小于银柴，这表明这两种植物对Cd也有富集能力。白背叶的Cd生物富集系数相对较小，且大多小于1，所以白背叶对Cd的富集能力较弱。3.3.5 植物Cr生物富集能力分析前文发现，各个点位鹅掌柴Cr含量均大于其他植物。根据公式（1）计算，五个点位鹅掌柴Cr的生物富集系数分别为：0.03（七娘山）、0.02（莲花山）、0.22（羊台山）、0.10（小南山）和0.15（田心山），平均值为0.10。所有点位鹅掌柴的生物富集系数均远小于1，这表明鹅掌柴对铬Cr没有富集作用。剩下的其他植物，Cr生物富集系数也均远小于1，可见本实验中五种植物对Cr均无富集作用。3.3.6 植物Hg生物富集能力分析前文分析得出，各点位中银柴叶片中Hg含量均大于其他植物，银柴很可能是Hg富集植物。根据公式（1）计算，五个点位银柴Hg的生物富集系数分别为：1.61（七娘山）、5.90（莲花山）、4.53（羊台山）、1.81（小南山）和3.09（田心山），平均值为3.39。所有点位银柴的Hg生物富集系数均大于1，这表明银柴对Hg具有富集作用。豺皮樟和鹅掌柴叶片中Hg的生物富集系数平均值分别为：1.83和1.89。二者均是七娘山Hg富集系数小于1，因为七娘山土壤Hg含量在五个点位中最高，这两种植物叶片中Hg含量已经吸收到一定程度，根据公式（1）的计算方法，如果分母偏大，则结果偏小，所以，豺皮樟和鹅掌柴应该对Hg也有一定富集作用。白背叶和山乌桕Hg生物富集系数超过1的地方较少，Hg生物富集系数较弱。3.4 土壤-植物间重金属相关性分析为了明晰五种植物的重金属的含量与其生存环境中重金属的含量有无关系，重金属在土壤和植物中有没有迁移规律，五种植物中重金属来源于表层土壤还是深层土壤，对同种植物所含的重金属与其生长土壤中的重金属进行相关性分析。 3.4.1 0-20cm土壤与植物中各种重金属的相关性分析0-20cm土壤与植物中各种重金属的相关性见表4表4 0-20cm土壤与植物中各种重金属的相关性植物元素0-20cm土壤铜锌铅镉铬汞白背叶铜.087.585.848.865-.591-.587锌.352.803.945*.980*-.183-.360铅.286.141.148-.143-.259-.885*镉-.243.256.377.732-.280.361铬-.440-.291.145.004-.156.273汞.696.326-.123-.221.480-.380豺皮樟铜.462.650.363.587-.054-.344锌-.458-.300-.034-.083-.864-.569铅.420.842.955*.956*-.238-.539镉.990*.746.367.201.753-.315铬.527.772.480.749.114-.141汞.966*.895*.627.459.460-.580鹅掌柴铜.041-.277-.229-.477.560.374锌-.506-.458-.554-.249-.473.129铅-.293-.189-.331-.030-.464-.061镉.345.158-.118-.156-.060-.571铬-.784-.443.045.108-.575.317汞-.070-.399-.824-.583.322.455山乌桕铜.763.793.627.558.653.000锌.557.736.789.673.365-.099铅-.666-.327.231.123-.899*-.329镉.527.599.788.401-.080-.853铬-.779-.447-.031.110-.470.486汞.548.630.489.533.632.295银柴铜.120.490.691.643-.651-.805锌-.918*-.689-.185-.189-.730.164铅-.514-.532-.314-.296.129.723镉.567.818.972*.761.021-.571铬-.500-.193.267.150-.945*-.590汞-.301-.682-.565-.819.250.307* 在 0.05 水平（双侧）上显著相关。*在 0.01 水平（双侧）上显著相关。从表3可知，在表层土壤中，土壤Pb-白背叶Zn、土壤Cd-白背叶Zn间具有正相关关系，土壤Hg-白背叶Pb之间具有负相关关系，而表层土壤与白背叶中同种重金属之间没有相关性。这表明白背叶叶片中的Zn含量受到表层土壤中Pb和Cd含量的影响，土壤中Pb和Cd越多，白背叶叶片中Zn就越多。此外，白背叶叶片中Pb含量与土壤中Hg含量有负相关关系则表明，土壤中Hg含量的上升，可能引发白背叶体内的某些放应，从而抑制Pb的吸收。土壤Cu-豺皮樟Cd、土壤Cu-豺皮樟Hg、土壤Zn-豺皮樟Hg、土壤Pb-豺皮樟Pb和土壤Cd-豺皮樟Pb之间具有正相关关系，表层土壤和豺皮樟同种元素间具有相关性的是Pb。这五组正相关关系表明，土壤中Cu含量的提高对豺皮樟叶片Cd的吸收有促进作用；土壤Cu和Zn含量的提高对豺皮樟Hg的吸收均有促进作用；土壤中Pb和Cd含量对豺皮樟Pb的吸收有益。土壤Pb-银柴Cd具有正相关关系，土壤Cu-银柴Zn、土壤Cr-银柴Cr具有负相关关系，同种元素具有相关性关系的是Cr。这表明土壤中的Pb对银柴Cd的吸收有促进作用。而土壤Cu和Cr则分别对银柴的Zn和Gr吸收有抑制作用。表层土壤和山乌桕之间没有正相关关系，只有土壤Cr-山乌桕Pb具有负相关关系，即土壤Cr含量的提升对山乌桕Pb的吸收有抑制。此外，表层土壤与鹅掌柴中的重金属之间没有相关性。3.4.2 20-60cm土壤与植物中各种重金属的相关性分析0-20cm土壤与植物中各种重金属的相关性见表5。表5 20-60cm土壤与植物中各种重金属的相关性植物元素20-60cm土壤铜锌铅镉铬汞白背叶铜.064.482.939*.928*-.547-.573锌.343.706.979*.939*-.153-.718铅.258.253.018-.072-.164-.544镉-.241.051.593.756-.337-.036铬-.418-.261.197-.038-.190.825汞.684.418-.323-.267.540-.639豺皮樟铜.438.531.388.625-.023-.885锌-.490-.321.079.125-.827-.010铅.404.758.967*.937*-.189-.797镉.992*.841.113.029.814-.763铬.512.631.509.729.127-.789汞.958*.956*.414.334.540-.942鹅掌柴铜.073-.126-.373-.628.541.660锌-.526-.572-.372-.060-.506.445铅-.319-.315-.172.149-.476-.285镉.317.193-.201-.078.003-.846铬-.775-.518.248.180-.630.680汞-.069-.420-.811-.545.280.267山乌桕铜.778.812.476.354.673-.860锌.571.744.688.503.387-.967*铅-.679-.353.385.268-.890*.309镉.515.708.622.342.017-.642铬-.766-.545.186.169-.541.718汞.571.606.407.338.616-.534银柴铜.087.428.744.748-.583-.660锌-.917*-.724.009-.055-.771.738铅-.483-.522-.245-.353.052.988*镉.563.839.869.661.086-.848铬-.525-.215.392.325-.908*.038汞-.279-.520-.657-.867.230.756*在 0.05 水平（双侧）上显著相关。*在 0.01 水平（双侧）上显著相关。从表4可知，在深层土壤中，土壤Pb-白背叶Cu、土壤Pb-白背叶Zn、土壤Cd-白背叶Cu和土壤Cd-白背叶Zn间具有正相关关系，而深层土壤与白背叶中同种重金属之间没有相关性。这表明白背叶叶片中的Zn含量受到深层土壤中Pb和Cd含量的影响，土壤中Pb和Cd越多，白背叶叶片中Zn就越多；深层土壤中Pb和Cd含量的提升对白背叶叶片Cu吸收起促进作用。土壤Cu-豺皮樟Cd、土壤Cu-豺皮樟Hg、土壤Zn-豺皮樟Hg、土壤Pb-豺皮樟Pb和土壤Cd-豺皮樟Pb之间具有正相关关系，深层土壤和豺皮樟同种元素间具有相关性的是Pb。这些正相关关系表明，土壤中Cu含量的提高对豺皮樟叶片Cd的吸收有促进作用；土壤Cu和Zn含量的提高对豺皮樟Hg的吸收均有促进作用；土壤中Pb和Cd含量对豺皮樟Pb的吸收有益。深层土壤和银柴中没有重金属具有正相关关系，土壤Cu-银柴Zn、土壤Cr-银柴Cr具有负相关关系，同种元素具有相关性关系的是Cr。深层土壤和山乌桕之间没有正相关关系，只有土壤Cr-山乌桕Pb和土壤Hg-山乌桕Zn具有负相关关系。这表明山乌桕叶片中的Pb和Zn的吸收受到土壤中Cr和Hg的抑制。此外，深层土壤与鹅掌柴中的重金属之间没有相关性。3.4.3 综合分析综合表3和表4的数据，可以得出豺皮樟和银柴不管在表层土还是深层土中，重金属之间相关性一致，都是土壤Cu-豺皮樟Cd、土壤Cu-豺皮樟Hg、土壤Zn-豺皮樟Hg、土壤Pb-豺皮樟Pb、土壤Cd-豺皮樟Pb、土壤Cu-银柴Zn和土壤Cr-银柴Cr之间具有相关关系，这表明豺皮樟和银柴叶片中的重金属既来源于表层土壤，也来源于深层土壤。白背叶则与深层土的相关性要强于表层土，除了和表层土一样具有相关性的重金属外，深层土与白背叶还多出土壤Pb-白背叶Zn和土壤Cd-白背叶Cu这两对正相关关系，所以白背叶重金属主要来源于深层土壤。山乌桕则是深层土比表层土多了一对负相关关系，为土壤Hg-山乌桕Zn，这表明山乌桕在深层土受到影响较大。鹅掌柴比较特殊，其体内各种重金属与表层土和深层土之间均无相关性。4 结论（1）在五种植物中，白背叶叶片中Cu含量最高；鹅掌柴叶片的Zn、Pb、Cd和Cr含量基本上均高于其他植物；银柴叶片的Pb含量与鹅掌柴叶片较为接近，Hg含量则最高。（2）在本次实验中，白背叶是富集Cu最强的植物，其对Cu的生物富集系数的平均值为：2.41；鹅掌柴是富集Zn、Cd能力最强的植物，富集系数平均值分别为：3.68和23.56；银柴是富集Hg能力最强的植物，富集系数平均值为3.39。豺皮樟对Cu、Zn、Cd和Hg均有较弱的富集作用，富集系数平均值在1-2左右；山乌桕富集能力最弱，只有Cu和Cd的平均富集系数大于1，分别为1.20和1.93。 （3）在综合研究了0-20cm和20-60cm土壤与植物叶片中不同重金属的相关性后，发现不同植物主要重金属吸收的土壤深度有所不同，白背叶和山乌桕中重金属含量与深层土的重金属含量相关性要强于表层土，白背叶和山乌桕叶片重金属主要来源于深层土壤；豺皮樟、鹅掌柴和银柴体内重金属含量与表层深层土壤的重金属含量的相关性一致，这三种植物体内重金属的来源在土壤深度上无明显差异。（4）本实验采样地点污染状况不严重，但是，植物体内依然发现有富集现象，如果环境污染更严重，土壤重金属含量更高，那么植物体内重金属含量必定会更高，带来的危害将无法估量。参 考 文 献1黄益宗,郝晓伟,雷鸣,铁柏清. 重金属污染土壤修复技术及其修复实践J. 农业环境科学学报,2013,03:409-417.2林肇信,刘天奇,刘逸农.环境保护概论M.北京：高等教育出版社,1999.158-162.3钟坚. 深圳经济特区改革开放的历史进程与经验启示J. 深圳大学学报(人文社会科学版),2008,04:17-23.4刘永伟,毛小苓,孙莉英,倪晋仁. 深圳市工业污染源重金属排放特征分析J. 北京大学学报(自然科学版),2010,02:279-285.5王令. 深圳市机动车尾气的污染排放状况及对大气污染的影响研究D.湘潭大学,2007.6云慧,何凌燕,黄晓锋,兰紫娟,李响,曾立武. 深圳市PM_(2.5)化学组成与时空分布特征J. 环境科学,2013,04:1245-1251.7郑茂坤,谢婧,王仰麟,吴健生,李俊杰,彭建. 深圳市农林土壤重金属累积现状及风险评价研究J. 生态毒理学报,2009,05:726-733. 8孙伟民,张悦周,赵晨辉. 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