行道树叶尘分布及重金属污染特点
前言：本站为你精心整理了行道树叶尘分布及重金属污染特点范文，希望能为你的创作提供参考价值，我们的客服老师可以帮助你提供个性化的参考范文，欢迎咨询。
本文作者：戴斯迪马克明宝乐作者单位：中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室
城市近地面大气颗粒物(PM)携带着多种污染物，会引起各种人类疾病甚至人体机能障碍［1］，直接危害人群健康，近年来广受关注。城区中，道路交通排放和二次扬尘等是大气颗粒物污染的重要来源［2］。以北京为例，截至2011年4月，北京市机动车保有量达489．2万辆，交通排放已经跃居为城市空气污染的主要来源。而严重的拥堵，又加剧了交通污染排放［3］。因此，了解城市道路交通区大气颗粒物的污染特征与分布规律，对于城市大气污染治理具有重要意义。研究城市大气颗粒物污染，选择合适的取样方法非常重要。目前的研究大多采用大流量空气采样器［4-9］，这种方法有两个局限性:一是由于该方法对监测站点和监测仪器的硬件设备要求较高，采样点少，只能代表较小区域内的状况。如段菁春等选取3个采样点研究了北京市大气细粒子的分布特征［7］，一些对杭州、北京、广州PM特征的研究也只选取一个采样点［4-6，8，10］;二是只能反映短时间内的大气PM状况，空气采样器的采样时间一般少于48h，而大气PM日变化比较大，短时间的测量不能准确反映PM长期总体污染水平。行道树叶片具有滞尘作用［11］，且叶片高度与人的呼吸带相近，叶面尘与人群可吸入的PM特征相似。相对于环境监测站点的仪器测量，行道树的覆盖面广、取样简单，而且叶面尘能反映PM的累积污染情况。选取行道树叶片作为PM载体，在一定程度上突破了大气采样器的局限性，能够大范围布点，研究PM长期累积污染的情况，从空间和时间上增大了PM的研究尺度，提高了取样的可靠性。本文以国槐为例，探讨北京城区行道树叶面尘的空间分布特征和重金属污染浓度，为研究城市近地面大气环境对居民健康的风险提供参考。
1研究方法
1．1样品采集与分析
国槐是北京市高频度应用的行道树树种，分布广泛，选择国槐开展行道树叶面尘研究具有代表性和典型性。
(1)样品采集
采样区域在北京市六环以内，从市中心向8个方向放射状等距布设采样点，选择距样点最近的道路采集叶片样品，部分样点周围分布有不同类型的道路，则作为不同道路级别的样点，尽量使不同类型道路的采样点数量相近、分布均匀，样点分布如图1所示。此次调查共得到快速路24个、主干路25个、次干路22个、支路20个行道树样点。作为对照，在公园和生活区选择14个庭院树的样点。在2010年8月27—30日，9月10—15日进行样地调查和样品采集(8月31日、9月1日有阵雨，一般认为雨后5d以上叶面尘量变化不大)。样点设在道路中段，避开交叉路口，行道树面朝道路，背向道路一侧多为人行道，硬质地面。在道路的两侧选择长势相同的5棵树，用高枝剪剪下朝向道路和背向道路的健康叶片，取样高度距地面3m左右，将同一道路采集的所有叶片混合成一个样本(约200g)，装入自封袋后放入冰盒保存后运回实验室，共计105个样本。
(2)样品处理
滞尘量测定叶面积测定采用扫描分析法。每个样本中取20片健康叶片，用去离子水冲洗干净，擦干称重得到叶片质量m，扫描仪扫描后用WinFOLIA软件分析叶面积s，计算单位质量叶面积f=s/m。叶面尘提取采用洗脱法。从每个样本中称取50g叶片，用去离子水超声振荡4min，洗涤液用已烘至恒重的混纤微孔滤膜(φ0．45μm)抽滤，得到载尘滤膜，烘至恒重，滤膜两次烘干后均称重，得到质量差Δm，单位质量的叶面尘质量M=Δm/50。叶面滞尘量计算:D=M/f。重金属含量测定用酸溶法(HCl-HNO3-HF-HClO4)在电热板上加热消解载尘滤膜，用全谱直读等离子体发射光谱仪测定重金属元素浓度。
1．2数据处理
通过Grubbs法剔除异常值后，用单样本K-S法检验发现，叶面尘中Mn、Ni、Cu、Zn、Pb、Cr均服从对数正态分布。数据计算用Excel2007完成，统计分析用SPSS13．0软件完成，图像由ArcGIS9．3完成。
2结果
2．1不同道路类型的滞尘量
实验数据显示北京市行道树国槐的叶面滞尘量的均值为0．68g/m2，庭院树国槐(生活区)作为城区背景值，其滞尘量为0．51g/m2，二者在P=0．054水平上差异显著，行道树叶面滞尘量显著高于庭院树。不同类型道路的行道树滞尘量有差异(表1)，快速路、主干路、次干路、支路的叶面滞尘量分别为0．81、0．68、0．61、0．61g/m2。
2．2叶面尘的重金属浓度
2．2．1行道树叶面尘的重金属浓度
行道树样点共91个，剔除异常值后Mn、Ni、Cu、Cr、Pb、Zn服从对数正态分布。行道树叶面尘重金属浓度见表2。以北京市土壤背景值［12］作为参照分析各元素的污染程度(表2)，发现叶面尘重金属Cu、Zn、Pb的浓度远高于背景值，分别是土壤背景值的18．7倍、6．2倍、5．9倍，Ni、Cr略高于背景值，Mn略低于背景值，可见叶面尘中Cu、Zn、Pb的污染程度最高，其次是Ni、Cr。ANOVA方差分析表明不同道路类型的叶面尘中Mn、Ni、Cu、Cr、Pb、Zn的浓度差异不显著(P＞0．05)。说明行道树叶面尘中重金属浓度在空间上较均匀。
2．2．2行道树叶面尘与庭院树叶面尘的重金属浓度比较
比较行道树与庭院树叶面尘的Cu、Zn、Mn、Ni、Cr、Pb浓度(表3)，并计算庭院树/行道树的重金属浓度比(C(庭院树/行道树))，发现Zn(庭院树/行道树)最小，Pb(庭院树/行道树)最大，Cu(庭院树/行道树)≈1，说明Zn在行道树叶面尘中浓度高于庭院树，Pb反之。
2．3重金属元素的相关性分析
对行道树和庭院树的叶面尘重金属浓度分别进行相关分析(表4)，结果表明行道树叶面尘的所有重金属元素显著相关，而庭院树叶面尘中Cu与Mn、Ni、Cr不相关，Cr与Pb、Cu、Zn不相关，Pb-Mn、Ni-Zn弱相关。这说明行道树叶面尘重金属的同源性较大，而庭院树的叶面尘重金属来源不止一个。
2．4重金属元素的主成分分析
行道树和庭院树叶面尘中各重金属元素浓度均服从对数正态分布，经对数转换后进行主成分分析(表5)，按累积百分比大于85%的要求抽取主成分。结果显示:行道树叶面尘中，Cu、Pb、Zn在第一主成分有较大载荷量(贡献率35．2%)，Mn在第二主成分有较大载荷量(贡献率26．5%)，Cr、Ni在第三主成分载荷量大(贡献率23．5%);非交通叶面尘中Cr、Mn、Ni是第一主成分的主要元素(贡献率44．7%)，Cu、Zn、Pb在第二主成分的载荷量较大(贡献率41．2%)。
3讨论
3．1行道树国槐叶面尘分布与道路等级密切相关
道路交通可能是影响行道树国槐叶面尘的主要因素，而车流量越大的道路行道树的滞尘量可能越大。道路类型是车流量的间接体现，据统计［13］，快速路、主干路、次干路、支路的车流量比例为100∶29∶10∶9。樊守彬等［13］报道了2007年8—9月间北京市不同类型道路的降尘量，快速路∶主干路∶次干路∶支路=100∶85∶76∶66。本研究中，不同道路类型的行道树叶面滞尘量为快速路∶主干路∶次干路∶支路=100∶84∶75∶75，与道路降尘情况相似，说明道路降尘与行道树叶面尘有相同的影响因素，即道路降尘主要受车流量影响，因此叶面滞尘量的主要影响因素是车流量。
交通主要可能通过3种方式影响行道树叶面滞尘量:车辆行驶造成气流扰动，将路面积尘再次扬起形成二次扬尘;汽车尾气排放大量PM，且在汽车加速、减速、停止时会排放更多尾气［14］，车流量大时加速、减速、停止等行为更频繁;制动磨损、轮胎磨损、路面磨损等非尾气排放也增加行道树PM［3，15］。这些交通排放的PM使大气PM含量增加，部分PM通过沉降、附着等方式滞留在行道树的叶片上形成叶面尘，在未达到饱和之前随空气PM浓度的增加而增大。因此车流量越大的道路其行道树滞尘量也越大。行道树滞尘量显著大于庭院树，可能归结于两个原因:一是行道树的阻滞作用拦截了近地面大气PM的迁移，被叶面滞留的PM难以重新扬起;二是由于重力作用，较大粒径的PM都在道路及路侧区域沉降，只有粒径较小的PM能够随气流迁移到距道路较远的庭院树。
3．2行道树国槐叶面尘的重金属主要来源于道路交通
大气中的重金属元素主要借助风力迁移，车辆行驶形成的气流扰动会使重金属元素沿道路均匀分布。本研究中，国槐叶面尘中Mn、Ni、Cu、Cr、Pb、Zn的浓度在不同道路类型的差异不显著，说明它们具有很高的同源性，与以往的研究结论相符［16-17］。
通过比较行道树叶面尘与土壤背景值的重金属浓度可以辨识出交通排放产生的主要污染元素。叶面尘中Cu、Zn、Pb的浓度达到土壤背景值的6倍以上，Ni、Cr约为背景值的2倍，Mn略低于土壤背景值，说明交通区的首要重金属污染物是Cu、Zn、Pb，其次是Ni、Cr。Cu是制动磨损的标志元素、Zn是轮胎磨损的典型代表，它们代表非尾气排放水平。本研究发现Cu、Zn显著高于土壤背景值，说明非尾气排放对交通排放的影响很大。据估算，北京典型道路交通高峰时机动车尾气排放PM10为1．14t/h(2009年)［18］，非尾气排放PM10为0．67t/h(2008年)［19］，非尾气排放已超过交通PM总排放量的三分之一。一些欧洲城市的研究者也发现尾气排放量持续减小，但非尾气排放有增无减［15］的情况，例如英国繁忙道路上尾气排放和非尾气排放的贡献几乎相同［20］。可见，非尾气排放在现代城市交通污染中所占比例呈现不断增加的趋势。
主成分分析进一步证实了交通区叶面尘的同源性。3个主因子中，Cu、Pb、Zn在第一主成分有较大载荷量，是典型街道灰尘的污染组合［21］。Zn是轮胎硬化剂的材料，叶面尘Zn主要来自轮胎磨损［15，22］，润滑油泄漏［23］，镀锌护栏、灯柱的腐蚀［3］也有一定贡献。Cu主要来自汽车金属部件，尤其是刹车里衬的磨损［24］。Pb来自尾气排放、路面磨损、油漆涂料腐蚀等。Mn是第二主成分的主要元素，Zn、Pb、Ni也有一定的载荷量。
Mn是合金材料和建筑材料的特征元素，路面材料和油漆涂料中含有少量的Zn、Pb，据此推测第二主成分主要是路面扬尘，主要由路面磨损、建筑材料风化、路边裸土等共同产生。Cr、Ni在第三主成分有较大载荷量，与刹车制动［25］、燃料燃烧、建筑材料的风化、天然降尘等相关，为非特定源污染。
Pearson相关性分析发现庭院树叶面尘的来源不止一个，这与交通区的情况形成对比。由于样点附近没有显著工业源，推测庭院树叶面尘来源主要有大气降尘和交通排放。主成分分析发现，庭院树叶面尘中Cr、Ni、Mn是第一主成分的主要元素，Pb和Zn也有一定的载荷量，可以认为第一主成分主要来自大气降尘，是融合了交通、工业、建筑材料、岩石风化等多种来源的混合源PM;Cu、Zn、Pb在第二主成分的载荷量较大，Cu-Zn-Pb的组合是交通排放的典型识别标志，这说明交通排放已经成为北京市居民区PM重金属污染物的重要来源，某些欧洲城市［26］的研究也得到类似结果。
Pb、Zn、Cu虽然都主要来自交通排放，但它们在大气环境中的扩散能力不同。本研究比较发现，典型交通源重金属的扩散能力为Pb＞Cu＞Zn。Pb在庭院树叶面尘中浓度高(Pb(庭院树/行道树)＞1)，Zn刚好相反(Zn(庭院树/行道树)＜1)，这种差异可能与重金属的扩散能力有关。研究表明，粒径越小的PM越容易长时间停留在大气中，并且随气流远距离迁移［27］。陈同斌等［28］研究发现香港海拔800m人类活动很少的山地土壤Pb浓度也受到人类排放影响，Pb能以大气为媒介传输到很远的地方。徐宏辉等［8］在北京研究发现，Pb主要在粒径＜1．1μm的颗粒中被富集，且垂直分布比较均匀，而Zn、Cu在粒径＜5．8μm的颗粒中富集较多，在近地面浓度更高，较难扩散到高空，对污染源周边区域影响更大。
4结论
(1)行道树国槐的平均叶面滞尘量为0．68g/m2，庭院树国槐(远离交通)叶面滞尘量是0．51g/m2，两者差异显著。交通排放是路域PM浓度显著高于庭院树的主要原因。
(2)行道树叶面滞尘量在快速路、主干路、次干路、支路的滞尘量比值为100∶84∶75∶75，滞尘量与车流量正相关。
(3)交通排放产生的首要重金属污染物是Cu、Zn、Pb，在叶面尘中的浓度达到土壤背景值的6倍，重金属主要来自尾气排放、制动磨损、轮胎磨损、路面磨损等，非尾气交通排放对交通环境影响越来越显著。
(4)行道树叶面尘中的重金属元素具有很高的同源性，道路交通排放是主要贡献者，其中尾气排放、制动磨损、轮胎老化的贡献较大。交通排放也是庭院树叶面尘的重要来源。
(5)首要交通源重金属Cu、Zn、Pb的扩散能力由大到小依次为Pb、Cu、Zn。
