耐城市空氣污染植物研究進展

徐銘焓，周舒宇，余愛華，林 濤

（南京林業大學土木工程學院，南京 210037）

空氣是人類賴以生存的重要資源，它對環境的變化具有高度敏感性。隨著近代工業的迅速發展，以及城市化進程的不斷加快，排入空氣的污染物日益增多，遠遠超過了環境的自然凈化能力。植物在保護城市空氣環境中起著非常積極的作用:它能通過光合作用調節城市的O2和CO2含量，能降低空氣中某些有害污染物的濃度，具有明顯的減塵效應并美化環境。所以，在城市中大量推廣抗污染植物［1］，不僅可以提高環境的生態效益，還能達到凈化環境的功效。近年來，科學工作者做了很多的研究工作來探索對空氣污染抗性強的植物種類，并希望通過抗性等級的劃分，篩選出抗污染能力強的樹種，在城市綠化中推廣種植，以改善城市空氣環境質量。

1 城市主要空氣污染物

由于燃料燃燒、汽車尾氣、工業廢氣等的排放，使空氣中SO2、CO、碳氫化合物、Cl2、氟化物、H2S、金屬粉塵、苯并芘等的含量越來越高［2］。這些污染物能通過呼吸道、皮膚或受二次污染的食物、飲用水進入人體，嚴重威脅著人的身體健康。劉世忠［3］等對廣東省佛山市大氣監測的結果表明，酸性硫化物和毒性氟化物是陶瓷工業產生的主要污染物質。隨著汽車保有量的不斷增加，大城市的空氣質量由于氮氧化物、一氧化碳和光化學煙霧而不斷惡化，這是典型的機動車污染［4－5］。研究表明［6－8］，汽車尾氣中含有上百種不同的化合物，主要污染物有CO、碳氫化合物、NOx、SO2、煙塵微粒和甲醛等。Wang Q等［9］對國內8個城市空氣可吸入顆粒物進行采集，并用ICP－AES法分析發現，大多數重金屬（如銅、鋅、鉛、錳、鉻、鎳、鈷）富集在可吸入顆粒物PM10中，除了鐵和鈦。

總的來說，城市大氣污染物的主要來源有工業廢氣、燃料燃燒產生的廢氣和汽車尾氣的排放等。公路兩側的空氣污染物類型主要是汽車尾氣排放產生的廢氣，如CO、硫化物、碳氫化合物、氟化物、醛類、苯并芘、氮氧化物及重金屬粉塵。其中，重金屬粉塵主要含有Cr、Pb、Zn、Cu等。

2 城市植物受害性狀變化

2.1 葉片受害癥狀

魯敏［10］通過人工熏SO2氣體試驗，發現植物在低濃度的污染氣體中暴露一定時間后，葉片呈現的受害癥狀較輕，多為褪綠斑，也有少數植物有面積不大的褐色斑。高濃度的熏氣試驗會使植物受到急性傷害，葉片迅速壞死，從而使其喪失對污染物的吸收能力。胡星明［11］等研究表明，植物對大氣中重金屬污染物鉛、鉻、銅、鋅等有吸收和富集作用，但重金屬污染物超過一定閾值就會導致植物毒害或死亡。周守標和李思亮［12］提出重金屬濃度較低時對植物生長有促進作用，但植物如果從大量污染環境中吸收重金屬，往往會產生直接或間接傷害從而抑制植物生長甚至死亡。楊盛昌和吳琦［13］研究發現，通常植物受到重金屬污染時會出現生長遲緩、植株矮小、根系伸長受抑制直至停止、葉片失綠、出現褐斑等癥狀，如Mn中毒時，一般在老葉上出現褐斑;Zn、Cu中毒會使植物葉片褪綠而黃化［14－16］。

2.2 生理生化性狀

植物在高濃度的SO2氣體環境下生理活性會遭到破壞［10］，重金屬污染也將影響植物的生理生化活性，如光合作用、呼吸作用、蒸騰作用、營養元素的吸收、水分吸收以及酶的活性等［17］。植物吸收過量Cu，會對細胞膜及多種細胞器的膜系統產生傷害［12］。紫云英細胞核在Cu脅迫下核膜破裂，核仁膨脹消失，并與染色質凝聚在一起［18］。細胞膜透性是評定植物對污染物反應的生理指標之一［19］。植物體內過氧化物酶（POD）、超氧化物歧化酶（SOD）、過氧化氫酶（CAT）共同組成一個有效的活性氧消除酶系統，若植物受銅污染影響，會打破三者之間的平衡，使植物體內自由基含量上升［12］。王愛霞［20］等研究發現，植物在交通污染環境下，多數樹種可溶性蛋白含量、游離脯氨酸含量、丙二醛含量均表現出不同程度的增加。高厚強和張曉玲［21］研究了安徽省合肥市城市大氣對該市的5種常見綠化植物葉綠素（a、b）含量比例的影響，結果表明，污染嚴重的市中心葉綠素a/b值最高，無污染的對照區葉綠素a/b值最低。溫學［22］等研究了佛山市不同污染點30種綠化植物的葉面積、Fv/Fm、葉片細胞膜滲漏率及光合色素含量相對與清潔對照點的差異，結果表明，大氣污染條件下，綠化植物葉片的生長受到抑制，PSⅡ最大光化學效率下降，光合色素發生降解，細胞膜受到了傷害。黃曉華［23］等研究發現，在高濃度（800 mg/L）鉛脅迫下，所選5種常綠樹木葉片的葉綠素含量、質膜透性、過氧化氫酶活性及鉛富集量等生理生化特性均產生明顯變化，但變幅不完全相同。

植物依據種類的不同對大氣中污染物有不同程度的吸收能力，吸收能力強的植物在葉片受害癥狀和生理生化性狀上沒有太大變化，吸收能力弱的植物在葉片上表現為失綠出現褐斑或發黃等癥狀，各項生理生化指標也會發生明顯變化。

2.3 試驗方法分類

（1）人工熏氣法。人工熏氣是研究植物與大氣污染物相互作用的一種試驗方法，即在人工控制的環境下使植物接觸氣體污染物，以研究植物對污染物的吸收能力、抗性和敏感性，一般分靜式熏氣、動式熏氣和開頂式熏氣3種。試驗中需要考慮和控制的條件是:污染物的濃度和接觸時間、接觸方式 （連續或間歇）、植物種類、年齡、發育時期、生長狀態，熏氣時的環境條件 （光照、溫度、濕度、肥水供應、風速和換氣次數等）以及熏氣前后的生長條件。魯敏［10］采用動式熏氣箱在常溫、常壓下對北方部分綠化樹種吸收凈化主要大氣污染物 （二氧化硫、氯氣和氟化氫）的能力做了相關研究。勾曉華［24］等采用開頂式熏氣裝置，研究不同濃度（0.041，0.083，0.166 mg/m3）氟化氫熏氣對3種植物的質膜透性和膜脂過氧化作用的影響，每次熏氣前對各熏氣罩先進行0.5～1 h的預處理，待氣體濃度穩定均勻后再放入供試植物，連續熏氣4 d，每天處理3 h。

（2）實地調查法。通過實地調查，確定某地空氣污染類型，并在典型污染區和對照區分別采集植物樣品至實驗室分析處理的方法叫實地樣品采集法，采集時應保證葉片著生位置一致、葉齡一致。目前很多學者采用該法進行植物與污染物關系研究。例如，任乃林［25］通過對潮州市區交通繁忙路段和對照區不同植物葉片重金屬的含量研究，探討了重金屬含量與城市大氣污染之間的關系。Liu L［26］等將城市劃分為工業區、居住區、商業區和一個控制區來研究植物葉片形態結構與其吸滯灰塵能力的關系。

3 植物對空氣污染物的抗性

3.1 植物對重金屬的抗性

許多重金屬都是植物必須的微量元素，例如銅和鋅，對植物的生長發育起著十分重要的作用。但是，當空氣環境中重金屬含量超過某一臨界值時，植物體內的代謝過程將會發生紊亂，生長發育受到抑制，甚至導致植物死亡。

早在20世紀70年代科學家Wardetal［27］就發現交通繁忙地段植物葉片的重金屬含量明顯增高。我國莊樹宏等［28］研究發現，植物葉片中重金屬Pb、Cu和Zn的富積量與大氣中Pb，Cu和Zn的相對含量呈顯著的正相關。閆小紅［29］等采用原子吸收法測定江西省吉安市6個區域10種綠化植物鉛、鋅含量，結果表明10種綠化植物對大氣鉛、鋅污染物均具有一定的吸收凈化能力，并依污染物和植物種類的不同差異明顯，對鉛吸收量最高的植物為圓柏（Sabina Chinensis）和雪松（Cedrus deodara），最低為海桐（Pittosporum tobira）;對鋅吸收量最高的植物為日本女貞（Ligustrum japonicum），最低為小葉黃楊（Buxus microphylla）。陳學澤［30］等通過采樣試驗得出夾竹桃（Nerium indicum）對鉛有比較強的富集能力，構骨（ILex cornuta）對鉛和鉻都有比較強的富集能力。馬躍良［31］等通過對廣州市區植物葉片中重金屬元素含量的分析，發現植物葉片中Pb、Cd、Cu、Cr元素污染都較嚴重，大葉榕（Ficus altissima）、小葉榕（Ficus microcarpa）對大氣環境污染中Pb、Cr、Cd等重金屬元素都具有比較強的富集作用，對污染物有一定的忍耐和抵抗能力。于一蘇等［32］分別對合肥市電廠等4地，紫葉李（Prunus ceraifera）等17個綠化樹種同步定點采集葉片樣品，試驗得出砷離子主要富集在紫葉李（P.ceraifera）、小葉女貞（Ligustrum quihoui）、雪松（C.deodar）、蜀檜（Sabina sp.）、紫荊（Cercis chinensis）、石楠（Photinia serrulata）、大葉女貞（Ligustrum lucidum）、構樹（Broussonelia papyrifera）等樹種中;鎘離子主要富集在蜀檜（Sabina sp.）、廣玉蘭（Magnolia grandiflora）、雪松（C.deodara）、大葉女貞（L.lucidum）、構樹（B.papyrifera）等樹種中;鉛離子主要富集在蜀檜（Sabina sp.）、雪松（C.deodara）、廣玉蘭（M.grandiflora）、夾竹桃（N.indicum）、大葉黃楊（Euonymus japonicus）、法國冬青（Viburnum awabuki）等樹種中;對有害重金屬吸滯均較好的樹種有蜀檜（Sabina sp.）、雪松（C.deodara）、廣玉蘭（M.grandiflora）等。魯敏等［33］研究發現，對鉛吸收量高的樹種有:桑樹（Morus alba）、黃金樹（Catalpa speciosa）、榆樹（Ulmus pumila）、旱樹（Salix matsudana）、梓樹（Catalpa ovata）;吸鎘量高的樹種有:美青楊（P.cathayana）、桑樹（M.alba）、旱樹（S.matsudana）、榆樹（U.pumila）、梓樹（C.ovata）、刺槐（Robinia pseudoacacia）。

不同種類植物對同一種重金屬的抗性程度有所不同，同種植物對不同重金屬抗性程度也有所不同，這內部存在著一定但卻相當復雜的機理作用，通過大部分學者的試驗，我們能大概得出針對某種或某幾種重金屬污染物，可以選擇何種綠化植物，來吸收或吸滯污染物，以達到植物修復的效果。

3.2 植物對SO2、氯氣和氟化氫等的抗性

植物對大氣污染物的敏感性程度與其跟大氣污染物接觸劑量（濃度、時間）密切相關［34］，只要空氣中污染物的含量不超過一定濃度，植物的葉片就不會受害，并不斷吸收空氣中的污染物［35］。例如，紅花銀樺（Grevillea banksii）在420 d的污染環境下葉、枝、主干、根等器官對大氣SO2和氟化物等污染氣體具有比較強的抗性和吸收、凈化能力，并且枝、主干和根對污染物的吸收、凈化能力都比抗性強的小葉榕（F.microcarpa）高［36］。植物葉片含氟量與大氣中氟化物濃度之間有著密切的相關性，并依植物種類的不同而差異明顯:如懸鈴木（Platanus orientalis）的相關性比香樟（Cinnamomum camphora）更顯著［37］，由于氟是植物本身不需要的元素，植物從大氣中吸收的氟主要積累貯存于葉片中，不能為植物代謝吸收利用，所以可以用葉片含氟量來監測大氣中氟化物的污染情況。

魯敏［38］通過試驗得出，對SO2的吸收量高的樹種有加楊（Populus canadensis）、花曲柳（Fraxinus rhynchophylla）、臭椿（Ailanthus altissima）、刺槐（R.pseudoacacia）、衛矛（Euonymus alatus）、丁香（Syzygium aromaticum）、旱柳（Salix matsudana）等;對Cl2吸收量高的樹種有京桃（Prunus davidiana）、山杏（Prunus armeniaca）、山楂（Crataegus pinnatifida）等;對HF吸收量高的樹種有棗樹（Ziziphus jujuba）、榆樹（U.pumila）、桑樹（M.alba）、山杏（P.armeniaca）等。王桂林［39］等通過對以 SO2、NO2為主要污染物的污染區綠化植物調查研究發現，植物生長狀況好、較健壯的樹種有夾竹桃（N.indicum）、棕櫚（Trachycarpus fortunei）、石楠（P.serrulata）、大葉黃楊（E.japonicus）等;綠化植物污染程度具有明顯的方向性和地帶性，距離污染源近的地方，樹木死亡率高，距離污染源越遠，植物受害程度逐步減輕。王芳［40］等通過測定化肥廠下風區3種不同綠化樹種植物葉片中氟化物的含量，來比較不同樹種對氟的富集累積情況，結果表明3種植物的生長環境相同，對氟的吸收作用卻不同，富集能力:榆樹（U.pumila）＞松樹（Pinus massoniana）＞ 柳樹（S.matsudana）。薛皎亮［41］等在太原市中心區布點，采集44種植物的葉片，化驗其含硫量，結果表明，闊葉樹木葉片含硫量明顯高于針葉樹，其中以銀杏（Ginkgo billoba）的含量最高。

不同種類植物對二氧化硫、氟化氫、氯氣等污染氣體吸收能力也不相同，敏感植物可用來監測空氣污染情況，抗性較強植物可在相應污染地區推廣種植，以達到凈化空氣、美化環境的效果。

3.3 植物對污染物抗性機理研究

楊震［42］對南京市15種主要綠化樹木吸塵凈化大氣中鉛、鋅的能力進行了研究，得出植物對污染物的滯留是一個復雜的過程，與氣候條件、葉片表面的濕潤程度、植物的表面結構、污染物本身的性質、植物的高度及氣象條件等多種因素有關，它主要發生在地上部分的表面及葉片的氣孔，將污染物滯留在葉片的表面，像雪松（C.deodara）、圓柏（S.Chinensis）表現出對鉛的較強吸附能力，很可能與其表面的油性分泌物有關。植物對重金屬的吸收主要取決于自由態離子活度［43］。不同種類植物之所以對污染物產生各種各樣的反應，是因為植物葉片結構及葉細胞生理生化特性存在差異而導致的［44］。氣態SO2從氣孔進入植物體之后，以的形式起作用，使植物葉片組織pH降低，進而影響細胞正常的生命代謝活動，這是SO2傷害植物的機理之一，也可以部分說明為什么葉片組織pH較低的植物對SO2的抗性較弱［45］。但只要大氣中二氧化硫質量分數不超過3.0 × 10－5，植物就能不斷吸收利用［46］。楊世勇［47］等認為將超富集植物人為地引種到重金屬污染地區，使之逐漸適應當地的環境條件，將在以后的生態環境中發揮積極作用。除此之外，還可以運用基因重組技術［48］，將MT－like基因轉入非耐性植物，從而大大提高植物的重金屬耐性，這將是一項很有前景的工作。

4 植物對污染物抗性等級劃分

植物對大氣污染反應非常復雜，單一生長指標難于準確比較評價植物的受影響程度，于是采用綜合生長比值（Complex Growth Rate，GRC）對參試植物進行比較排列，試驗結果表明大氣污染對樹木基徑的影響最小，對株高影響次之，對冠幅影響最大，于是對三者分別賦以0.25、0.30、0.45的加權系數，則計算各污染點的加權綜合生長比值的公式為［3］:

式中RBD、RH、RCA分別表示基徑、株高、冠幅的增長比值，綜合增長比值越高，表明植物受大氣污染影響越小，生長較為正常;反之，則受大氣污染影響較大，生長受較嚴重的抑制。按照綜合增長比值的大小將參試植物分為3級:抗性強的植物（GRC＞60%），如鐵冬青（Ilex rotunda）、菩提榕（Ficus religiosa）、環榕（Ficus annulata）、儀花（Lysidice rhodostegia）、小葉榕（F.microcarpa）等;中等抗性植物（30% ＜GRC＜60%），如小葉胭脂（Artocarpus styracifolius）、臘腸樹（Cassia fistula）、毛黃肉楠（Actinodaphne pilosa）、茶花（Camellia japonica）等;敏感植物（GRC＜30%），如華潤楠（Machilus chinensis）、海南木蓮（Manglietia hainanensis）、格木（Erythrophloeum fordii）等［3］。

也有學者根據植株的生長、生長勢和受害狀況以及植物體或葉片的各項生理指標測試數據得出植物抗性的分級標準［22］:植株生長（較）正常，頂端優勢明顯，生長良好，開花結果（較）正常，在污染點大面積分布范圍內只有少數植株或葉片受害，污染點內植物葉片的各項測定值約大于或小于對照點的50%為抗性強;植株長勢中等，枝、芽生長受到抑制，葉片變小或明顯變小，較多葉片出現可見傷害癥狀，但仍可開花結果，污染點內植物葉片各項測定值小于或大于對照點的50%～40%為抗性中等;植株長勢差，枝或梢干枯，甚至植株死亡，葉片普遍出現傷害癥狀，大量落葉，開花結果不正常，污染點內植物葉片各項測定值小于或大于對照點的40%為抗性弱［22］。

植物抗性等級目前沒有唯一的分類標準，根據強、中、弱大致可分為3類，具體的劃分界限還有待進一步研究。同時，不同植物對同一污染物的抗性程度不同，同一植物對不同污染物的抗性程度也不同，所以要找出綜合抗性強的植物還需更多的植物篩選和研究。

5 總結與展望

大氣污染已經成為亟待解決的環境問題，它不僅威脅著人類的生命安全，對動植物也有很大的負面影響，所以研究植物對污染物的抗性程度是非常必要的。通過實地考察，尋找在污染 （較）嚴重的地區依然能存活的樹種，分析其吸收污染物的原理進行抗性等級劃分，然后推廣到全國各地污染情況相當的地區普遍種植。但是，大氣污染物的類型多種多樣，植物對污染物吸收能力的大小也千差萬別，有的植物吸收重金屬中的某一種或幾種能力較強，但吸收SO2、HF等能力就一般或較差，如果在重污染地區，我們就得尋找綜合吸污能力強的植物;對于單一型的污染地區，可選擇相應吸污能力強的植物。植物修復能否有效凈化大氣環境還受到多種因素的影響［49］，針對不同氣候環境和土壤條件，優化配置不同生態型植物將是一項提高植物修復效果的有效措施［50］。

大氣污染的植物修復還處于探索階段，它涉及到植物生理學、生態學、大氣化學、遺傳學、環境保護學、生物工程等多學科知識的交叉和綜合利用。但只要設計正確的實驗方案，對被試植物的各項指標進行精確測定、分析、比較，定能建立起耐城市空氣污染的植物篩選庫，為不同城市在進行植物修復時提供參考。同時，研究植物對污染物的抗性機理，并運用基因技術，加強抗性弱的植物對某些污染物的耐受能力將有很好的前景。

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［1］許桂芳，吳鐵明，張朝陽.抗污染植物在園林綠化中的應用［J］.林業調查規劃，2006，31（2）:146 －148.

［2］陳平平.城市生態系統中的綠色植物及其功能［J］.生物學通報［J］.1994，29（3）:2 －3.

［3］劉世忠，薛克娜，孔國輝，等.大氣污染對35種園林植物生長的影響［J］.熱帶亞熱帶植物學報，2003，11（4）:329 －335.

［4］趙 曜，趙 塵，余愛華.公路兩側大氣污染防治研究進展［J］.森林工程，2010，26（5）:44 －48.

［5］He K B，Huo H，and Zhang Q.Urban air pollution in China:Current status，characteristics，and progress［J］.Annual Review of Energy and the Environment，2002，11（27）:397 －431.

［6］Small K A and Kazimi C.On the costs of air pollution from motor vehicles［J］.Journal of Transport Economics and Policy，1995（29）:7－32.

［7］王 琨，袁春歡，劉 洋，等.哈爾濱道路附近大氣可吸入顆粒物濃度及其成份分析［J］.環境保護科學，2007，33（3）:5－7，13.

［8］朱京海，郭海軍，黃 亮.高速公路兩側大氣環境保護初探［J］.實用技術，2009（6）:21 －23.

［9］Wang Q，Bi X，Wu J，et al.Heavy metals in urban ambient PM10 and soil background in eight cities around China［J］.Environmental Monitoring and Assessment，2013，185（2）:1473 －1482.

［10］魯 敏.北方吸污綠化樹種選擇［J］.中國園林，2002（3）:86－88.

［11］胡星明，王麗平，畢建洪.城市大氣重金屬污染分析［J］.安徽農業科學，2008，36（1）:302 －303.

［12］周守標，李思亮.重金屬污染下植物生理生態反應及富集機制的研究進展［J］.安徽師范大學學報（自然科學版），2007，30（3）:331－337.

［13］楊盛昌，吳 琦.Cd對桐花樹幼苗生長及某些生理特性的影響［J］.海洋環境科學，2003，22（1）:38 －42.

［14］EI-Jaoual T and Cox D A.Manganese toxicity in plants［J］.Plant Nutrition，1998，21（2）:353 －386.

［15］曹洪法.陸地生態系統中重金屬的污染［J］.環境科學，1981，2（2）:81－84.

［16］Rousos P A，Horrison H C，and Steffen K L.Physiological responses of cabbage to incipient copper toxicity［J］.Journal of America Society of Horticultural Science，1989（114）:149 －152.

［17］黃益宗，朱永官.森林生態系統鎘污染研究進展［J］.生態學報，2004，24（1）:101 －108.

［18］倪才英，陳英旭，駱永明，等.紅壤模擬銅污染下紫云英根表形態及組織和細胞結構變 化［J］.環境科學，2003，24（3）:116－120.

［19］任安芝，高玉葆，劉 爽.鉻、鎘、鉛脅迫對青菜葉片幾種生理生化指標的影響［J］.應用與 環境生物學報，2000，6（2）:112－116.

［20］王愛霞，張 敏，方炎明，等.行道樹對重金屬污染的響應及其功能型分組［J］.北京林業大學學報，2010，32（2）:177 －183.

［21］高厚強，張曉玲.合肥市大氣污染對植物葉綠素（a、b）含量比例的影響［J］.安徽農業科學，2003，31（3）:367 －368.

［22］溫 學，孔國輝，彭長連，等.植物監測大氣污染及其抗性［J］.熱帶亞熱帶植物學報，2003，11（4）:348 －357.

［23］黃曉華，周 青，程宏英，等.五種常綠樹木對鉛污染脅迫的反應［J］.城市環境與城市生態，2000，13（6）:48 －50.

［24］勾曉華，王勛陵，陳發虎.氟化氫熏氣對植物的傷害研究［J］.蘭州大學學報（自然科學版），1999，35（2）:141 －145.

［25］任乃林，陳煒彬，黃俊生，等.用植物葉片中重金屬元素含量指示大氣污染的研究［J］.廣東微量元素科學，2004，11（10）:41－45.

［26］Liu L，Guan D，Peart M R.The morphological structure of leaves and the dust-retaining capability of afforested plants in urban Guangzhou，South China［J］.Environmental Science and Pollution Research，2012，9（19）:3440 －3449.

［27］Lau O W and Luk S F.Leaf of Bauhinia blakeana as indicators of atmospheric pollution in Hong Kong［J］.Atmospheric Environment，2001，35（18）:3113 －3120.

［28］莊樹宏，王克明.城市大氣重金屬（Pb，Cd，Cu，Zn）污染及其在植物中的富積［J］.煙臺大學學報（自然科學與工程版），2000，13（1）:31－37.

［29］閆小紅，曾建國，周 兵，等.10種綠化植物葉片對鉛、鋅吸收能力的研究［J］.安徽農業科學，2009，37（29）:14137 －14139，14159.

［30］陳學澤，謝耀堅，彭重華.城市植物葉片金屬元素含量與大氣污染的關系［J］.城市環境與城市生態，1997，10（1）:45 －47.

［31］馬躍良，賈桂梅，王云鵬，等.廣州市區植物葉片重金屬元素含量及其大氣污染評價［J］.城市環境與城市生態，2001，14（6）:28－30.

［43］于一蘇，吳中能.合肥市大氣污染物中重金屬對綠化植物影響的研究［J］.安徽林業科技，2005，（3）:2 －6.

［33］魯 敏，李英杰.綠化樹種對大氣金屬污染物吸滯能力［J］.城市環境與城市生態，2003，16（1）:51 －52.

［34］孔國輝，陳宏通，劉世忠，等.廣東園林綠化植物對大氣污染的反應及污染物在葉片的積累［J］.熱帶亞熱帶植物學報，2003，11（4）:297－315.

［35］崔永春.綠色植物與城市大氣環境［J］.園林綠化，1998（3）:52－53.

［36］趙鴻杰，胡羨聰，鄺健智，等.紅花銀樺對大氣SO2和氟化物的凈化能力［J］.亞熱帶農業研究，2009，5（2）:124 －127.

［37］潘如奎，汪嘉熙，柳福妹，等.城市大氣氟化物與植物含氟量之間關系的研究［J］.環境科學，1987，8（2）:28 －31.

［38］魯 敏，李英杰，魯金鵬.綠化樹種對大氣污染物吸收凈化能力的研究［J］.城市環境與城市生態，2002，15（2）:7 －9.

［39］王桂林，吳秋峰，沈微微，等.寧波市某化肥廠空氣污染的調查與樹種的耐污染評價［J］.安徽農學通報，2009，15（5）:91－95.

［40］王 芳，劉明成，王 瓊，等.三種綠化樹種葉片中氟含量的累積［J］.安徽農業科學，2008，36（6）:2388 －2339.

［41］薛皎亮，謝映平，李景平，等.太原市空氣中硫污染在植物體內積累的研究［J］.城市環境與城市生態，2001，14（1）:47 －49.

［42］楊 震.南京市15種綠化樹木對大氣重金屬污染凈化能力的研究［J］.滁州學院學報，2009，11（4）:61 －63.

［43］羅春玲，沈振國.植物對重金屬的吸收和分布［J］.植物學通報，2003，20（1）:59 －66.

［44］曼 寧W J，費德爾W A著.黃楚豫，王瑞金譯.大氣污染物的植物監測［M］.北京:中國環境科學出版社，1987.

［45］劉 楠，溫 學，孔國輝，等.抗SO2綠化植物的初步篩選［J］.熱帶亞熱帶植物學報，2003，11（4）:364 －371.

［46］任金旺，陳茂玉.植物在防治環境污染中的作用及主要抗污染植物［J］.清潔能源，2005，7（4）:24 －25.

［47］楊世勇，王 方，謝建春.重金屬對植物的毒害及植物的耐性機制［J］.安徽師范大學學報，2004，27（1）:71 －74，90.

［48］胡章立，邢 苗，吳玉荷，等.轉MT－like基因衣藻的重金屬結合能力與抗性特征分析［J］.湖泊科學，2002，14（3）:247－252.

［49］李 玫，章金鴻.大氣污染的植物修復及其機理研究的進展［J］.廣州環境科學，2006，21（2）:39 －43.

［50］Becker J S，Bellis D，Staton I，et al.Determination of trace elements including platinum in tree bark by ICP mass spectrometry Fresenius［J］.Analytical Chemistry，2002，368（5）:490 － 495.