河岸防護林對土壤重金屬含量的影響及其生態(tài)風險研究

黎燕瓊，龔固堂，鄭紹偉，陳俊華，謝天資，慕長龍

(四川省林業(yè)科學研究院，四川成都610081)

河岸防護林對土壤重金屬含量的影響及其生態(tài)風險研究

黎燕瓊，龔固堂，鄭紹偉，陳俊華，謝天資，慕長龍*

(四川省林業(yè)科學研究院，四川成都610081)

為了解不同植被配置模式的河岸防護林土壤重金屬的含量特征和污染狀況，提出能有效降解土壤重金屬危害的植被配置模式。本文選擇了成都市沙河生態(tài)景觀防護林帶中的喬灌草、喬草、灌草以及單層灌木林和草坪等5種典型植被配置模式林分，測定了Mn、Cr、Co、Ni、Cu、Zn、Cd和As等重金屬和全N、全K和全P等主要營養(yǎng)元素在土壤中的分配狀況;并對土壤重金屬的生態(tài)風險進行了評價。①Mn、Zn、Cr和Pb等8種重金屬元素含量在不同植被配置模式下均有顯著性差異(P＜0.05)，總體表現(xiàn)為Mn含量最高，Zn次之，再次是Cr＞Pb＞Ni＞Cu＞Co;As含量最低。②根據土壤環(huán)境質量標準(GB15618—1995)評價結果表明，Cr、Ni、Cu、Co和As在5中植被配置模式下均沒有超過臨界值，Zn在5種植被配置模式下的土壤含量均超過臨界值;Mn和Pb則表現(xiàn)為部分配置模式下超過臨界值;③土層中分配上，各元素總體表現(xiàn)為土層20～40 cm含量高于0～20 cm。④通過相關性對重金屬的來源初步解析表明，0～20 cm土層中重金屬來源明顯比20～40 cm土層復雜。⑤Mn、Cr、Co等8種重金屬元素在5種植被配置模式下主要表現(xiàn)為未污染或輕度污染和輕度危害。喬灌草配置模式I(植被從上到下依次為:香樟、女貞+十大功勞、迎春+鳶尾)重金屬含量最低，綜合污染指數(shù)和污染的生態(tài)風險指數(shù)最低。

重金屬;土壤;生態(tài)風險;植被配置模式;河岸防護林

城市森林生態(tài)系統(tǒng)作為城市生態(tài)系統(tǒng)中唯一具有自我修復的系統(tǒng)，不僅具有固碳釋氧，降溫減噪，改善和美化人居環(huán)境，滯塵、吸收有害氣體、凈化城市空氣，消除城市“熱島效應”，調節(jié)小氣候，保護生物多樣性等生態(tài)功能;也是動物和微生物的棲息地;是地球化學循環(huán)的儲存庫［1－2］。近年來，隨著我國工業(yè)化的不斷發(fā)展和城市化進程的加快，工業(yè)、商業(yè)、交通等各種各樣的人類活動將大量重金屬污染物等帶入城市土壤，造成了土壤重金屬等有毒有害物質不斷富集，并逐漸成為重金屬污染“源”。重金屬進入城市土壤后，不僅能通過改變土壤理化性質影響植被的生長，還通過土壤－植物的遷移過程中直接影響植物的生理生化和生長發(fā)育等影響植物的生長;同時重金屬還通過大氣、水體、食物鏈等直接或間接地威脅人類的生命健康安全［3－5］。城市土壤重金屬污染也受到越來越多的關注。

城市河岸帶是城市森林重要分布區(qū)域，在城市水源保護具有重要作用。研究表明，城市水岸景觀生態(tài)防護林能滯留阻控污染物質進入水體，尤其對地表徑流中的N、P營養(yǎng)物質具有較好的截留轉化作用［6］;對于土壤中不能降解的污染物如重金屬，則一方面可以通過植物的富積、揮發(fā)、固化等作用減少重金屬含量，另一方面可以通過土壤微生物與土壤動物對重金屬的吸附積累，通過降低土壤重金屬的毒性來減緩重金屬污染［7］。本文對成都市沙河生態(tài)景觀防護林下土壤中Mn、Cu、Cr、Pb、Zn等8種重金屬污含量及土層分配研究;了解河道不同生態(tài)景觀防護林配置模式對沿岸土壤重金屬及其污染的影響，為城市水源地重金屬污染防治和水岸生態(tài)景觀防護林建設提供理論依據。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)域位于成都市沙河的生態(tài)景觀防護林帶。沙河，屬岷江水系，是成都市區(qū)內第二大河，北起成都市北郊洞子口，沿金牛、成華、錦江三城區(qū)逶迤而下，在市區(qū)匯入府河，全長22.22 km，河寬18.6～55.0 m，水深2.5～6.7 m。沙河年平均氣溫16.2℃，年平均降雨量947 mm。沙河沿岸土壤主要為黃壤，少有斑塊狀或成片分布的紫色土。為推進成都市景觀綠化廊道建設，從2001－2004年，開展了沙河綠化整治工程，全線栽植水杉(Metasequoia glyptostroboides)、香樟(Cinnamomum camphora)、女貞(Ligustrum lucidum)等高大喬木12.2萬株，栽植玉蘭(Magnolia denudata)、紫薇(Lagerstroemia indica)、鐵梗海棠(Chaenomeles speciosa)等花草310多萬株，種植麥冬(Ophiopogon japonicus)、白車軸草(Trifolium repens)、蔥蘭(Zephyranthes candida)、粉條兒菜(Aletris spicata)等草坪20多hm2，總體綠化景觀帶3.45 km。其中，駟馬橋以上是飲用水源保護區(qū)，兩岸各留出200 m寬的生態(tài)防護景觀林帶，此段設計為“人水分離”，人行道與水體由綠帶隔開，主要避免河水污染，同時也減少了河流生態(tài)系統(tǒng)的人為干擾;駟馬橋以下是50 m寬的控制綠化帶，主要作為城市濱水綠化景區(qū)設計。

2 研究方法

2.1 樣地的選擇與取樣

試驗區(qū)域選擇駟馬橋以上的生態(tài)景觀防護林區(qū)。該區(qū)域汽車、摩托車等機動車通行量較少，附近有少量居民會沿林內健康休閑步道徒步進入林區(qū)。同時根據成渝地區(qū)城市森林建設現(xiàn)狀，選擇了喬灌草、喬草、灌草以及單層灌木林、草坪等5種典型的植被配置模式(表1)，在河岸兩邊，按照間隔200 m的距離，設置植被配置模式林分樣地，每塊林分面積不低于0.10 hm2(林帶長≥50 m，寬≥25 m)。每個取樣林分中間段，沿垂直河岸的方向，在林內以10米等距離布置3～5個土壤取樣點，挖掘土壤剖面，按照0～20、20～40 cm分層次取樣，測定土壤理化學性質、重金屬含量等，以平均值進行比較分析。因本研究只針對地面植被對土壤重金屬的影響，因此樣地選擇主要根據前期本底調查結果，樣地選擇了該區(qū)域在生態(tài)景觀防護林建設前為城市中的撂荒地，植被主要以自然生長的構樹為主，土壤中重金屬濃度(表2)經方差分析沒有顯著性差異的試驗地為研究對象。

2.2 樣品分析處理

土壤全氮采用濃硫酸消解，開氏定氮法測定;全磷、全鉀，采用HCLO4-HF消解，IPC-AES測定;重金屬含量采用硝酸+氟酸微薄消解，ICP-MS檢測;其中微波消解儀器采用CEMMARS6，ICP-MS檢測儀器為NexION300。土壤處理與以及土壤全氮、全磷、全鉀和重金屬含量測定均由中國科學院水利部成都山地災害與環(huán)境研究所土壤分析實驗室處理與分析測定。

2.3 重金屬污染評價方法

以土壤重金屬含量的均值進行重金屬污染和潛在生態(tài)風險評價。評價方法采用單項指標(Pi)和內梅羅綜合指數(shù)(P)法和潛在生態(tài)風險系數(shù)(Ei)和潛在風險指數(shù)(RI)的評價方法［8－10］。毒害系數(shù)Mn =Zn=1＜Cr=2＜Cu=Ni=Pb=Co=5＜Cd=30＜Hg=40［11］，潛在生態(tài)風險程度劃分依據采用張菊［8］等劃分的分級標準:E＜40，RI＜150為輕微污染;40≤E＜80，150≤RI＜300為中等污染;80≤E＜160，300≤RI＜600為強污染;160≤E＜320，600≤RI＜1200為很強污染;E≥320，RI≥1200為極強污染。主要計算公式如下:

表1 樣地概況Table1 The profile of sampling plots

其中，Pi為某重金屬的單因子污染指數(shù);P為植被配置林分的內梅羅綜合指數(shù);Ci為土壤中重金屬的實測含量;Si為重金屬的參比值，由于試驗區(qū)屬于飲用水源地，本文采用的是土壤環(huán)境質量標準(GB15618—1995)中一類標準的臨界值(飲用水水源地的土壤限制值)［9］作為參比值，其中Mn以《中國土壤元素背景值》中四川省Mn元素值［10］為參比值。Ei為潛在生態(tài)風險系數(shù)，RI為潛在風險指數(shù)，Ti為某重金屬的毒性系數(shù)。

2.4 數(shù)據分析與處理

數(shù)據處理:采用Spss17.0和Excel2013處理。

3 結果與分析

3.1 重金屬元素在土壤中的含量及分配狀況

從不同植被配置下土壤重金屬元素的含量及分布特征表(表2)可以看出，在0～40 cm土層中，Mn、Zn、Cr和Pb等8種重金屬元素平均含量在不同植被配置的林分內表現(xiàn)出較大的差異性。其中Mn含量最高，分布范圍在(336.3±14.3)～(782.8± 18.0)mg/kg;并表現(xiàn)為配置模式III、IV與I、II、V，配置模式I、II與V之間有顯著性差異(P＜0.05)。Zn含量次之，分布范圍在(144.4±3.2)～(308.1± 2.0)mg/kg;配置模式Ⅱ顯著性高于其余配置模式。再次是Cr［(45.1±3.3)～(71.1±1.0)mg/kg］＞Pb［(24.6±1.2)～(57.0±1.5)mg/kg］＞Ni［(26.9±0.7)～(38.8±0.5)mg/kg］＞Cu［(23.5±1.0)～(48.0±4.3)mg/kg］＞Co［(10.4±2.3)～(14.1 ±0.7)mg/kg］;As含量最低，分布在(9.05±0.32)～(13.0±1.2)mg/kg。

從重金屬元素在土層中分配可以看出，在0～20和20～40 cm土壤中，除了Mn和Cu，其余各元素總體表現(xiàn)為土層20～40 cm含量高于0～20 cm;但在不同植被配置模式下各元素含量大小表現(xiàn)出較大差異。其中植被配置模式III的Mn和Pb，配置模式I的Zn，配置模式I、II、IV和V的Cr，配置模式I和III的Ni、Cu和As，配置模式I、III和V的Co均表現(xiàn)為土層20～40 cm含量高于0～20 cm;其余配置模式下的所測定的重金屬均表現(xiàn)為為土層0～20 cm含量高于20～40 cm。

表2 土壤重金屬的環(huán)境背景值和環(huán)境質量標準值Table 2 Environmental background and environmental quality standard values of soil heavymetals

表3 不同配置模式下土壤重金屬含量及其分布特征Table 3 Heavymetal concentration of soil and their distribution in different vegetation deploymentmodels

3.2 重金屬元素與主要營養(yǎng)元素的相關性

為探討城市森林不同植被配置模式對土壤中各種重金屬的吸附影響，對土壤重金屬元素之間及其與土壤營養(yǎng)元素指標的相關性進行分析。結果(表4)表明，各重金屬元素之間及其與土壤的全N、全P、全K均有相關性，但不同土層上，表現(xiàn)有差異。幾種植被配置模式下，重金屬元素之間及其與主要營養(yǎng)元素的相關性總體表現(xiàn)為:Mn與全N、全P，Cr與Zn、全K，Co與Zn、全K，Ni與全K，Cu與全K，Zn與Pb、As，As與全K均呈極顯著負相關，Cr與Co、Ni、Cu、As、全P，Co與Ni、Cu、As，Ni與Cu、As、全P，Cu與As、全P，Pb與全P呈極顯著正相關;其余各重金屬元素間沒有顯著性相關性。0～20 cm土層中，Mn與Pb、全N，Cr與Zn，Ni與Pb，呈極顯著性負相關(P＜0.01)，Co與Ni、Zn與全鉀，Pb與全N都呈極顯著正相關(P＜0.01);Mn與Co，Cr與Ni，Co與As，Cu與Zn呈顯著正相關(P＜0.05); Mn與Cu，Ni與全K呈顯負相關(P＜0.05);其余各重金屬元素間沒有顯著相關性。20～40 cm土層中，Mn與全N、全P，Cr與Zn、全K，Co與Zn、全K，Ni與Zn、全K，Cu與Zn、全K，Zn與Pb、As，As與全K均呈極顯著負相關，Mn與全K，Cr與Co、Ni、Cu、As、全P，Co與Ni、Cu、As，Ni與Cu、As、全P，Cu與As、全P，Pb與As呈極顯著正相關;其余各重金屬元素間沒有顯著性相關性。

3.3 不同植被配置模式下土壤污染狀況

從不同植被配置模式下土壤重金屬的污染指數(shù)(表5)可以看出，Mn、Cr、Co等8種重金屬的綜合污染指數(shù)(P)除了植被配置模式II分布于(2.09±0.09)～(2.49±0.13)，屬于中度污染外;其余植被配置模式下，均處于1＜P≤2，屬于輕度污染;同時因各金屬元素評價標準不同，Mn、Cr、Co等8種重金屬的單因子污染指數(shù)在不同植被配置模式下表現(xiàn)出較大差異。在配置模式I中，Mn、Cr、Co、As和Ni屬于未污染;Cu、Zn和Pb 3種重金屬元素屬于輕度污染(1＜Pi≤2)。在配置模式II中，Zn屬重度污染;Cu屬于輕度污染;其余重金屬元素屬未污染。植被配置模式III中，Mn、Zn、Pb、Cu屬于輕度污染;其余則屬于未污染。植被配置模式IV中，Mn、Zn屬于輕度污染;其余則屬于未污染。植被配置模式V中，Zn和Pb屬于輕度污染;其余則屬于未污染。

表4 重金屬元素之間及其與主要營養(yǎng)元素的相關性分析Table4 Correlation analysis among heavymetals and main nutrients

表5 不同植被配置模式下土壤重金屬污染指數(shù)Table 5 Pollution index of soil heavymetal in different vegetation deploymentmodels

3.4 不同植被配置模式下土壤重金屬生態(tài)風險評價

由于各種重金屬元素的參比標準和毒害系數(shù)的不同，幾種重金屬元素潛在的生態(tài)風險系數(shù)有較大差異。各重金屬的平均潛在生態(tài)危害系數(shù)表現(xiàn)為As的潛在生態(tài)風險系數(shù)最高，為7.65;其次是Pb (5.49)＞Cu(4.49)＞Ni(4.15)＞Co(4.03)＞Zn (1.84)，Mn最低，為0.93。從不同植被配置模式下土壤重金屬元素的生態(tài)風險系數(shù)和生態(tài)風險指數(shù)表(表6)可以看出，Mn、Cr、Co等8種重金屬潛在的生態(tài)風險系數(shù)分布于0.49～9.25，潛在的生態(tài)風險指數(shù)則分布于20.53～36.36，生態(tài)危害均處于輕微水平(E＜40，RI＜150)。

表6 不同植被配置模式下土壤重金屬潛在生態(tài)危害系數(shù)和危害指數(shù)狀況Table 6 Potential ecological risk coefficient and index of soil heavymetals in different vegetation deploymentmodels

4 討論

在不同植被配置模式下，Mn、Zn、Cr和Pb等8種重金屬元素在土壤中的含量均表現(xiàn)出顯著差異。這種結果應該主要來自兩個方面因素，一方面是不同植被配置配置模式下，使林內通透度、通達性等有差異，導致林內人為干擾程度出現(xiàn)差異，從而影響了建成后林分內重金屬元素的部分輸入;另一方面則是不同植被配置配置模式下形成的小環(huán)境而導致:一是不同植被配置模式下，植物本身對重金屬的吸附差異［12－16］，會導致不同植被配置模式下土壤重金屬含量的差異，二是不同植被配置模式造就林內小生境差異，導致土壤微生物、動物種類及其數(shù)量差異，影響土壤微生物、動物等在重金屬污染方面對土壤修復的成效［17－19］，從而導致不同植被配置模式下土壤重金屬含量的差異，三是不同植被配置模式下形成了不同的生物學特性，改變了林內土壤化學性質如N、P、K含量，導致對不同重金屬的吸附和累積有較為明顯的影響［20－21］，從而引起不同植被配置種重金屬含量特征及同一植被配置模式下不同土層中同種重金屬含量差異顯著［22］。重金屬元素在不同植被配置模式下含量差異性，也表明了生態(tài)景觀防護林對土壤重金屬污染治理方面具有作用;在今后類似區(qū)域的土壤修復中，可以針對其區(qū)域內特定的重金屬種類選擇植物營建生態(tài)景觀林。

Mn、Zn、Cr和Pb等8種重金屬元素在幾種植被配置模式下，土壤重金屬平均含量總體表現(xiàn)為0～20 cm土層中幾種重金屬含量高于20～40 cm土壤含量，即重金屬在土壤中具有表層聚集的現(xiàn)象，并會隨著土壤水分下滲而向下移動，即存在向下遷移現(xiàn)象。這與吳新民［23］等對南京市不同功能城區(qū)土壤中重金屬Cu、Zn、Pb和Cd的污染特征研究結論一致。而在植被配置模式III中，重金屬總體則表現(xiàn)為20～40 cm含量高于0～20 cm，這可能是由于該植被配置模式是成渝地區(qū)典型的觀花植被配置模式，林內具有較好的通達性，尤其在紫薇、白玉蘭的花期，人們通常是在林下近距離接觸，導致林內頻繁的人為活動或踩踏，從而導致重金屬在類植被配置模式下表層聚集的不明顯。

重金屬與土壤全N、全P，全K之間有顯著相關性，表明該區(qū)域內森林土壤營養(yǎng)元素對重金屬具有較強的吸附性，其營養(yǎng)元素是區(qū)域內森林土壤中重金屬的重要載體［24］。森林生態(tài)系統(tǒng)是一個具有自我修復功能的系統(tǒng)，隨著修復的進行，林內土壤微生物的生物量、土壤有機質、全氮、全磷、全鉀等營養(yǎng)元素會隨著增加［25］;其中將可能形成部分與重金屬離子形成絡合物或對部分重金屬離子有一定抗性和解毒性的菌類，這將對于降低土壤重金屬含量有重要意義。

兩兩重金屬元素之間的相關性顯示:在0～20 cm土層只表現(xiàn)為Mn與Pb、Co、Cu，Cr與Ni、Zn，Co與Ni、As，Cu與Zn，Ni與Pb，有極顯著性相關性(P＜0.01)或顯著相關性(P＜0.05)，其余各重金屬元素間無顯著性相關性;而在20～40 cm土層除了Zn與Cu和Mn與其余各重金屬之間無顯著性相關性外，其余各元素間均有有極顯著性相關性(P＜0.01)或顯著相關性(P＜0.05)。按照Robertson等人以土壤重金屬間不否具有相關性來大致判斷其重金屬的來源是否相同的標準看［26］，這種結果表示在研究區(qū)域內，0～20 cm土層中重金屬的來源可能與20～40 cm土層中不一致。因為在研究區(qū)域中，幾種植被配置林分處于同一環(huán)境，其林內20～40 cm土層土壤中Mn、Pb、Co、Cu等重金屬主要來自于成土母質和上層土壤重金屬的向下遷移的結果，來源相對一致;而0～20 cm土層中，重金屬來源不僅有成土母質、人為活動，還有空氣顆粒物沉降、降雨等多途徑;各重金屬元素間表現(xiàn)為表現(xiàn)為相互伴隨的復合污染現(xiàn)象，這與秦魚生等對成都平原北部水稻土重金屬含量狀況研究結論相一致［27］。

對林分土壤重金屬的生態(tài)風險評價中，采用單因子指數(shù)法、內梅羅綜合指數(shù)法和潛在生態(tài)危害(系數(shù))指數(shù)法的評價結果不一致。這與秦魚生等［27］對成都平原北部水稻土重金屬的生態(tài)風險研究結論相一致。作者認為在本研究中宜采用潛在生態(tài)危害(系數(shù))指數(shù)法評價結果。因為土壤重金屬的存在形態(tài)多樣，不同形態(tài)的同一種重金屬元素在生物體內的累積及其對生物體的影響不同，同一形態(tài)的同種元素在不同生物體內的累積及其產生的生物效應也有差異;只有可被生物吸收形態(tài)的重金屬，才有可能通過食物鏈進入人類和動植物體內，并對其產生潛在的毒性。潛在的風險指數(shù)法中，以重金屬的毒性系數(shù)從生態(tài)效應、環(huán)境效應和毒理學特征等［28］方面綜合考慮了重金屬的毒害特征，能綜合反映重金屬對生態(tài)環(huán)境影響潛力。

5 結論

從不同植被配置模式下，Mn、Zn、Cr和Pb等8種重金屬含量及林分土壤中重金屬污染的生態(tài)風險評估綜合分析結果表明，配置模式I(植被從上到下依次為:香樟、女貞+十大功勞、迎春+鳶尾)重金屬含量最低，綜合污染指數(shù)和污染的生態(tài)風險指數(shù)最低。城市水源地重金屬污染防治和水岸生態(tài)景觀防護林可以采用以下植被配置模式:植被從上到下依次為:香樟、女貞(喬木郁閉度0.6～0.8，常綠喬木為主)+紫薇、玉蘭、三角梅等觀花灌木(灌木總蓋度40%，平均高2.0 m)+蕨、麥冬等草本(草本蓋度15%，平均高35 cm)。

［1］李鋒，劉旭升，王如松.城市森林研究進展與發(fā)展戰(zhàn)略［J］.生態(tài)學雜志，2003，22(4):55－59.

［2］薛建輝，李蘇萍.城市森林效益與可持續(xù)性研究展望［J］.南京林業(yè)大學學報(人文社會科學版)，2001，2(1):31－35.

［3］Markus JA，Mcbranthey A B.A review of the contamination of soil with lead(Ⅱ):spatial distribution and risk assessment of soil lead［J］.Environment International，2001，27:399－411.

［4］De Kimpe CR，Morel JL.Urban soilmanagement:A growing concenl［J］.Soil Science，2000，165:31－40.

［5］李敏，林玉鎖.城市環(huán)境鉛污染及其對人體健康的影響［J］.環(huán)境監(jiān)測管理與技術，2006，18(5):6－10.

［6］張建春.河岸帶功能及其管理［J］.水土保持學報，2001，15(6): 143－146.

［7］唐浩，朱江，黃沈發(fā)，等.蚯蚓在土壤重金屬污染及其修復中的應用研究進展［J］.土壤，2013，45(1):17－25.

［8］張菊，陳詩越，鄧煥廣，等.山東省部分水岸帶土壤重金屬含量及污染評價［J］.生態(tài)學報，2012，32(10):3144－3153.

［9］國家環(huán)境保護局.土壤環(huán)境質量標準(GB15618-1995)［S］.北京:中國標準出版社，1995.

［10］國家環(huán)境保護局，中國環(huán)境監(jiān)測總站.中國土壤元素背景值［M］.北京:中國環(huán)境科學出版社，1990:340－382.

［11］徐爭啟，倪師軍，庹先國，等.潛在生態(tài)危害指數(shù)法評價中重金屬毒性系數(shù)計算［J］.環(huán)境科學與技術，2008，31(2):112－115.

［12］Brooks R R，Lee J，Reeves R D，et al.Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants［J］.Journal of Geochemical Exploration，1977(7):49－57.

［13］Reeves R D，Brooks R R.Hyperaccumulation of lead and zinc by twometallophytes from mining areas of central Europe［J］.Environment Pollution，1983，31:277－285.

［14］楊陽，周正朝，王歡歡，等.灃河沿岸土壤和優(yōu)勢植物重金屬富集特征和潛在生態(tài)風險［J］.生態(tài)學報，2013，33(21):6834－6843.

［15］王謙，咸水平.大型水生植物修復重金屬污染水體研究進展［J］.環(huán)境科學與技術，2010，33(5):96－102.

［16］王廣林，張金池，莊家堯，等.31種園林植物對重金屬的富集研究［J］.皖西學院學報，201 l，27(5):83－87.

［17］黃藝，陳有鍵，陶澍.菌根植物根際環(huán)境對污染土壤中Cu、Zn、Pb、Cd形態(tài)的影響［J］.應用生態(tài)學報，2000，11(3):431－434.

［18］黃藝，陶澍，陳有鍵，等.外生菌根對歐洲赤松苗Cu、Zn積累和分配的影響［J］.環(huán)境科學，2000，21(2):l－6.

［19］耿春女，李培軍，韓桂云，等.生物修復的新方法——菌根根際生物修復［J］.環(huán)境污染治理技術與設備，200l，2(5):20—26.

［20］寧曉波，項文化，方晰，等.貴陽花溪區(qū)石灰土林地土壤重金屬含量特征及其污染評價［J］.生態(tài)學報，2009，29(4):2169－2177.

［21］Vandecasteele B，Quataert P，Tack M G F.Uptake of Cd，Zn and Mn by willow increases during terrestrialisation of initially ponded polluted sediments［J］.Science of the Total Environment，2007，380(1/3):133－143.

［22］孫慧珍，陸小靜，陳明月，等.哈爾濱市不同類型人工林土壤重金屬含量［J］.應用生態(tài)學報，2011，22(3):614－624.

［23］吳新民，李戀卿，潘根興，等.南京市不同功能城區(qū)土壤中重金屬Cu、Zn、Pb和Cd的污染特征［J］.環(huán)境科學，2003，24(3):105－111.

［24］方晰，唐志娟，田大倫，等.長沙城市森林土壤7種重金屬含量特征及其潛在生態(tài)風險［J］.生態(tài)學報，2012，32(23):7595－7606.

［25］劉占鋒，劉國華，傅伯杰，等.人工油松林恢復過程中土壤微生物生物量C、N的變化特征［J］.生態(tài)學報，2007，27(3):1011－1018.

［27］秦魚生，喻華，馮文強，等.成都平原北部水稻土重金屬含量狀況及其潛在生態(tài)風險評價［J］.生態(tài)學報，2013，33(19):6335－6344.

［28］范拴喜，甘卓亭，李美娟，等.土壤重金屬污染評價方法進展［J］.中國農學通報，2010，26(17):310－315.

(責任編輯 李潔)

Effect of River Shelter on Concentration of Soil Heavy M etals and Its Ecological Risk

LIYan-qiong，GONG Gu-tang，ZHENG Shao-wei，CHEN Jun-hua，XIE Tian-zi，MU Chang-long*
(Sichuan Academy of Forestry，Sichuan Chengdu 610081，China)

In order to identify the concentration and pollution features of soil heavymetals in the riparian shelter，five vegetation deployment models(I:trees+shrubs，II:trees+grasses，III:shrubs+grasses，IV:shrubs and V:grasses)of ecological landscape shelterwere selected along Sha River in Chengdu，the concentration and distribution pattern ofMn，Cr，Co，Ni，Cu，Zn，Cd and As，aswell as total N，total K and total P in soil weremeasured.Meanwhile，single factor index，comprehensive index and potential ecological risk index were applied to evaluate the riparian soil pollution by heavymetals.The results indicated that:(i)The concentration of the above-mentioned eight heavymetals have significant difference(P＜0.05)among the different vegetation deploymentmodels，Mn＞Zn＞Cr＞Pb＞Ni＞Cu＞Co＞As.(ii)Taking the critical value in the first category in the EnvironmentalQuality Standards for Soils(GB15618-1995)asevaluation standards，the concentration of Zn was higher than the critical value in all the five vegetation deploymentmodels;The concentration of Mn was higher than the critical value in IIIand IVmodels;The concentration of Pb ishigher than the critical value in I，IIIand Vmodels;The concentrations of Cr，Ni，Cu，Co and Asare lower than the critical value in the fivemodels.(iii)The concentration of each nutrientwashigher in 20－40 cm layer than thatof0－20 cm layer.(iv)The correlation analysis showed that the source of heavymetalswasmore complicated in 0－20 cm soil layer than thatof20－40 cm layer.(v)In conclusion，the soil in the five vegetation deploymentmodelswere not polluted by the above-mentioned eightheavymetals，or justmild pollution or damage occurred.Patterns Iofshrub and shrub allocation had the lowest content of heavymetals，the lowest integrated pollution index and the ecological risk index of pollution.

Heavymetal;Soil;Ecological risk;Vegetation deploymentmodel;Landscape shelter

X592

A

1001－4829(2017)2－0401－08

10.16213/j.cnki.scjas.2017.2.027

2016－04－18

林業(yè)公益行業(yè)專項課題“美麗城鎮(zhèn)森林景觀的構建技術研究與示范”(201404301)

黎燕瓊(1979－)，女，重慶石柱人，副研究員，主要從事森林生態(tài)研究以及森林城市建設等工作，E-mail:527984863 @qq.com;*為通訊作者:慕長龍(1964－)，研究員，E-mail: mucl2006@aliyun.com。