淮南礦區(qū)大氣及二球懸鈴木葉片中重金屬含量及其相關(guān)性分析

劉 玲, 方炎明, 王順昌, 謝 影, 汪承潤(rùn)

(1. 南京林業(yè)大學(xué)森林資源與環(huán)境學(xué)院, 江蘇 南京 210037; 2. 淮南師范學(xué)院生命科學(xué)系, 安徽 淮南 232001)

空氣顆粒物(particulate matter，PM)是指懸浮在空氣中微小固體和液滴的混合物，包括降塵和空氣動(dòng)力學(xué)當(dāng)量小于100 μm的總懸浮顆粒(total suspended particle，TSP)，PM10-100、PM5-10、PM2.5-5和PM2.5是TSP中不同的空氣動(dòng)力學(xué)等效直徑顆粒物[1]，其中的PM2.5因粒徑小被稱(chēng)作細(xì)顆粒[2]。由于細(xì)顆粒容易再懸浮于空氣中且保留很長(zhǎng)時(shí)間[3-4]，且比表面積大、散射性強(qiáng)，不僅能夠影響全球氣候與城市可見(jiàn)度，還含有重金屬[5]；PM2.5中含有的毒性物質(zhì)能夠隨著人體呼吸進(jìn)入呼吸系統(tǒng)甚至穿透肺泡進(jìn)入血液循環(huán)系統(tǒng)從而影響人們的身體健康[6-7]，所以城市空氣中細(xì)顆粒物和重金屬的污染已成為當(dāng)今世界面臨的一個(gè)十分突出的環(huán)境問(wèn)題。

近年來(lái)，基于空氣懸浮顆粒物質(zhì)量濃度和化學(xué)組成研究城市空氣質(zhì)量已有較多報(bào)道[8-9]，使用濾膜進(jìn)行空氣取樣以區(qū)分顆粒源及比較環(huán)境地化及氣象因子對(duì)顆粒物磁性的影響已成為一種主動(dòng)方法而被大量利用[10-12]；沉積在地表之上平整表面(路邊灌木、墻頂和窗邊)的灰塵也可用于研究交通與污染顆粒物磁性的關(guān)系[13]。由于經(jīng)濟(jì)能力影響和連續(xù)性取樣可能被中斷，利用主動(dòng)方法監(jiān)測(cè)環(huán)境污染在一些地方受到限制。然而，大氣顆粒普遍具有磁性[14-15]，植物代謝不僅能產(chǎn)生鐵蛋白，樹(shù)葉和樹(shù)皮還可以吸附和聚集污染的磁性顆粒[16]；加之樹(shù)木總?cè)~表面積通常為植物本身占地面積的20倍以上，截塵量大[17]；葉片表面多粗糙或有表皮毛，能夠有效滯留大氣顆粒物[18]并累積顆粒物中的重金屬[19-20]。因此，可根據(jù)同一樹(shù)種相同時(shí)間在不同地區(qū)重金屬的累積量估計(jì)樣區(qū)空氣污染狀況，分析和鑒別環(huán)境的污染程度，進(jìn)行環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)和污染等級(jí)確定等[21]。在一些國(guó)家已利用樹(shù)木地上器官對(duì)污染物的累積值評(píng)價(jià)大氣環(huán)境，并利用樹(shù)木葉片研究空氣顆粒物特征及顆粒源[22-24]。

二球懸鈴木〔Platanus×acerifolia(Ait.) Willd.〕是廣泛使用的行道樹(shù)，其幼葉有細(xì)小表皮毛，成葉上、下表皮粗糙，可吸附灰塵，在淮南市城鄉(xiāng)已廣泛栽植。有關(guān)二球懸鈴木葉片對(duì)重金屬與空氣顆粒物以及懸浮顆粒(非葉片吸附的)富集和積累效應(yīng)的相關(guān)研究報(bào)道不多。為此，作者以淮南市廣泛栽植的二球懸鈴木為研究對(duì)象，對(duì)淮南礦區(qū)污染區(qū)及對(duì)照區(qū)空氣顆粒物和二球懸鈴木葉片中重金屬含量的動(dòng)態(tài)變化及其相關(guān)性進(jìn)行比較分析，探討二球懸鈴木葉片對(duì)空氣顆粒物以及重金屬污染物的吸收效應(yīng)，以期為空氣污染監(jiān)測(cè)樹(shù)種的選擇以及淮南市空氣環(huán)境的綜合評(píng)價(jià)提供理論參考。

1 樣點(diǎn)選擇和研究方法

1.1 采樣點(diǎn)的選擇

選擇安徽淮南潘集區(qū)實(shí)驗(yàn)中學(xué)(地理坐標(biāo)為北緯32°46′55″、東經(jīng)116°48′18″)為污染區(qū)采樣點(diǎn)，周邊有2個(gè)煤礦、1個(gè)電廠和1條交通主干道，分別位于采樣點(diǎn)的西北、 正北、 東南和北方， 距該樣點(diǎn)3.0、 1.0、 3.5和1.0 km。選擇淮南師范學(xué)院泉山校區(qū)(地理坐標(biāo)為北緯32°36′47″、東經(jīng)116°57′35″)為對(duì)照區(qū)采樣點(diǎn)，該樣點(diǎn)地處市郊，周邊4 km內(nèi)無(wú)煤礦和電廠；其南面依山傍水，北面1 km外有1條東西向交通主干道，機(jī)動(dòng)車(chē)輛較多，白天平均每分鐘約45 輛。

1.2 方法

1.2.1 空氣樣品采集及處理 每個(gè)采樣點(diǎn)各設(shè)置KC-120H型智能中流量TSP采樣器(青島嶗山電子儀器總廠有限公司)1臺(tái)，置于距地面12 m的樓頂，4種粒徑(PM10-100、PM5-10、PM2.5-5和PM2.5)空氣顆粒物可由同一臺(tái)采樣器同時(shí)采集；當(dāng)空氣流過(guò)切割器時(shí)，PM10-100、PM5-10和PM2.5-5顆粒物留在3個(gè)環(huán)形濾膜(外徑72 mm、孔徑0.8 μm，青島嶗山電子儀器總廠有限公司)上，而PM2.5顆粒物被圓形濾膜(直徑90 mm、孔徑0.8 μm，青島嶗山電子儀器總廠有限公司)吸附。2種濾膜在使用前一天進(jìn)行標(biāo)記并于溫度25 ℃、空氣相對(duì)濕度40%條件下處理24 h，然后用AEY-210分析天平(湘儀天平儀器設(shè)備有限公司，精確度0.000 1 g)稱(chēng)取質(zhì)量；自2012年4月23日開(kāi)始采樣，每天的采樣時(shí)段從當(dāng)日8:00至次日8:00，遇雨停止采樣，天晴后采樣天數(shù)順延，共采集PM10-100、PM5-10、PM2.5-5和PM2.5顆粒物樣本各60個(gè)，采樣濾膜用鋁箔紙包裹后帶回實(shí)驗(yàn)室，分析每天的空氣顆粒物質(zhì)量濃度；以10 d為1個(gè)時(shí)間段，計(jì)算每個(gè)時(shí)間段內(nèi)各空氣顆粒物的日均質(zhì)量濃度。

1.2.2 葉片樣品采集及處理 在空氣顆粒物采樣點(diǎn)東、南、西、北4個(gè)方向(距空氣顆粒物采樣點(diǎn)0.5 km之內(nèi))各選擇10株胸徑相似(30 cm左右)的二球懸鈴木，于植株的東、南、西、北4個(gè)方向的當(dāng)年生枝條上采摘大小基本一致的健康葉片各4個(gè)，重復(fù)3次，每次采集的葉片裝入同一自封袋，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析測(cè)定。自2012年4月23日(二球懸鈴木葉片展開(kāi)10 d)開(kāi)始，每隔10 d(無(wú)雨天)采集1次，每個(gè)采樣點(diǎn)共采樣6次；二球懸鈴木葉片采樣點(diǎn)與空氣顆粒物采樣保持一致。

采回的葉片用清水沖洗去塵，用1 mol·L-1HCl溶液浸泡15 min，再用去離子水潤(rùn)洗3～4次，于溫度75 ℃條件下處理24 h，干燥至恒質(zhì)量后取出，冷卻后用陶瓷研缽研磨成粉，裝入自封袋保存于干燥器中，待測(cè)。

1.2.3 空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度測(cè)定 采樣完畢后將吸附濾膜小心取出，于溫度25 ℃、空氣相對(duì)濕度40%條件下處理24 h，然后稱(chēng)取質(zhì)量，采樣前后纖維素濾膜的質(zhì)量差即為該濾膜吸附各類(lèi)顆粒物的質(zhì)量；TSP質(zhì)量則為PM10-100、PM5-10、PM2.5-5和PM2.5顆粒物的質(zhì)量之和；顆粒物質(zhì)量與每日采樣體積之比即為該類(lèi)顆粒物的日均質(zhì)量濃度。稱(chēng)取顆粒物質(zhì)量后，吸附顆粒物的纖維素濾膜裝入自封袋中，于-20 ℃保存、備用。

1.2.4 重金屬含量分析 稱(chēng)取葉片粉末0.5 g，放入預(yù)先用1 mol·L-1HCl溶液及去離子水清洗的燒杯(空白對(duì)照不放入葉片粉末[25])中，加入10 mL硝酸-2 mL高氯酸混合液，浸泡過(guò)夜；次日加熱消煮，溫度由150 ℃逐漸升到190 ℃，至燒杯中液體近蒸干；冷卻后加入0.5 mL體積分?jǐn)?shù)0.1%HNO3溶液和2.5 mL去離子水浸潤(rùn)，并用去離子水定容至10 mL，待測(cè)。將每張空氣采樣濾膜一分為二(視為2次重復(fù))，分別剪碎后消解，消解過(guò)程如上。

采用OPTIMA 4300DV型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES)(美國(guó)PerkinElmer公司)測(cè)定葉片及濾膜消煮液中鉻(Cr)、鎳(Ni)、鉛(Pb)、鎘(Cd)、銅(Cu)和鋅(Zn)含量，標(biāo)準(zhǔn)樣為GBW10020(GBW-11柑橘葉，純度98%，北京興林盛業(yè)科技發(fā)展中心)，樣品回收率大于90.2%。

采用SPSS 21.0統(tǒng)計(jì)學(xué)軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理，計(jì)數(shù)資料以百分?jǐn)?shù)（%）表示，采用x2檢驗(yàn)，以P＜0.05為差異有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義。

1.3 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用SPSS 13.0統(tǒng)計(jì)分析軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理；采用ANOVA單因素方差分析組間差異；采用Spearman 法進(jìn)行相關(guān)性分析(P<0.05)。

2 結(jié)果和分析

2.1 污染區(qū)和對(duì)照區(qū)各類(lèi)空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度及空氣TSP中重金屬質(zhì)量濃度的比較

淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)各類(lèi)空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度的動(dòng)態(tài)變化見(jiàn)表1。由表1可見(jiàn)：在6個(gè)采樣時(shí)間段污染區(qū)TSP和PM2.5的日均質(zhì)量濃度均高于對(duì)照區(qū)，除第1個(gè)時(shí)間段(1～10 d)采集的樣品外，采樣期內(nèi)污染區(qū)PM2.5日均質(zhì)量濃度都超過(guò)對(duì)照區(qū)的2倍以上，而對(duì)照區(qū)PM10-100、PM5-10和PM2.5-5日均質(zhì)量濃度大部分高于污染區(qū)。表明煤炭開(kāi)采、運(yùn)輸和燃燒會(huì)給空氣帶來(lái)細(xì)顆粒物污染，而對(duì)照區(qū)空氣顆粒物中的主要成分是粗顆粒。

僅僅根據(jù)PM的濃度不能反映顆粒物的毒性，其化學(xué)組成也是重要的判斷指標(biāo)[26]。不同采樣區(qū)空氣TSP中重金屬質(zhì)量濃度的比較結(jié)果見(jiàn)表2。由表2可知：污染區(qū)和對(duì)照區(qū)TSP中Pb和Zn質(zhì)量濃度遠(yuǎn)超過(guò)10 ng·m-3，且遠(yuǎn)高于Ni、Cd、Cr和Cu的質(zhì)量濃度。污染區(qū)和對(duì)照區(qū)6種重金屬的質(zhì)量濃度由高到低的順序一致，均依次排序?yàn)閆n、Pb、Ni、Cd、Cr、Cu。污染區(qū)TSP中的Cd、Cr、Cu和Zn的質(zhì)量濃度均高于對(duì)照區(qū)，且Cd、Cu和Zn的質(zhì)量濃度間存在顯著差異；2個(gè)樣區(qū)TSP中Ni質(zhì)量濃度幾乎相同；對(duì)照區(qū)TSP中Pb質(zhì)量濃度高于污染區(qū)。

上述研究結(jié)果表明：Pb和Zn在淮南礦區(qū)空氣TSP中質(zhì)量濃度較高。雖然對(duì)照區(qū)周邊沒(méi)有煤礦、環(huán)境較污染區(qū)清潔，但是由于對(duì)照區(qū)位于市郊，來(lái)往車(chē)輛較多、餐飲業(yè)發(fā)展很快，人為排放的煙塵可能高于污染區(qū)，所以空氣中的Pb含量較高。

2.2 污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量的動(dòng)態(tài)變化

淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量的動(dòng)態(tài)變化見(jiàn)表3。由表3可知：污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中Cd含量的變化趨勢(shì)相似，在前50 d葉片中Cd含量持續(xù)上升，在第50天達(dá)到峰值(分別為0.14和0.11 mg·kg-1)，然后下降。污染區(qū)葉片中Cr、Cu和Ni含量具有相同的變化趨勢(shì)，在葉片生長(zhǎng)幼期(葉展開(kāi)的第20天)達(dá)到第1個(gè)峰值，然后下降，在第40天出現(xiàn)第2個(gè)峰值，分別是2.72、4.78和0.67 mg·kg-1；而對(duì)照區(qū)葉片中Cr、Cu和Ni的含量先逐漸增加然后降低。污染區(qū)和對(duì)照區(qū)葉片中Zn含量呈先增加再降低的趨勢(shì)，在第40天達(dá)到峰值。污染區(qū)葉片中Pb含量呈先增加后降低的趨勢(shì)，在第40天達(dá)到峰值；而對(duì)照區(qū)葉片中Pb含量的變化趨勢(shì)與污染區(qū)葉片中Cr、Cu和Ni含量的變化趨勢(shì)相似。

表1 淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)各類(lèi)空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度的動(dòng)態(tài)變化

表2 淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)空氣TSP中重金屬元素質(zhì)量濃度比較

此外，在同一采樣時(shí)間，污染區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量(除Pb外)均高于對(duì)照區(qū)。二球懸鈴木葉片在生長(zhǎng)過(guò)程中累積重金屬，使葉片中重金屬含量均高于初始含量。因此，二球懸鈴木葉片中重金屬含量的變化可作為監(jiān)測(cè)不同區(qū)域空氣重金屬污染的指標(biāo)。

2.3 污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量與空氣TSP中重金屬質(zhì)量濃度的相關(guān)性分析

淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量與空氣TSP中重金屬質(zhì)量濃度的相關(guān)系數(shù)見(jiàn)表4。

由表4可知：在污染區(qū)，二球懸鈴木葉片中Pb含量與空氣TSP中Cu和Zn的質(zhì)量濃度以及總重金屬質(zhì)量濃度呈負(fù)相關(guān)，而二球懸鈴木葉片中其他重金屬元素含量與空氣TSP中重金屬質(zhì)量濃度均呈正相關(guān)。其中，葉片的Cr、Cd和Ni含量與空氣TSP的Cr、Cu、Ni和Pb質(zhì)量濃度的相關(guān)性達(dá)顯著水平，葉片中Cu含量與空氣TSP中Cu和Ni質(zhì)量濃度、葉片中Zn含量與空氣TSP中總重金屬質(zhì)量濃度、葉片中總重金屬含量與空氣TSP中Cu和Ni質(zhì)量濃度以及總重金屬質(zhì)量濃度的相關(guān)性也均達(dá)顯著水平，相關(guān)系數(shù)為0.712～0.902。

表3 淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬元素含量的動(dòng)態(tài)變化

表4 淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬元素含量與空氣TSP中重金屬元素質(zhì)量濃度的相關(guān)系數(shù)1)

上述分析結(jié)果表明：污染區(qū)葉片中的重金屬多來(lái)自大氣，不同地區(qū)的空氣污染程度不同，樹(shù)木葉片累積的重金屬間的相關(guān)性有一定差異。

2.4 污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量與空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度的相關(guān)性分析

淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量與空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度的相關(guān)系數(shù)見(jiàn)表5。由表5可見(jiàn)：污染區(qū)二球懸鈴木葉片中6種重金屬元素的含量均與空氣中PM2.5的日均質(zhì)量濃度呈正相關(guān)，其中葉片中Cd含量與空氣中PM2.5日均質(zhì)量濃度的相關(guān)性達(dá)顯著水平。對(duì)照區(qū)葉片中Cd、Cr、Ni和Pb的含量以及總重金屬含量與空氣中PM2.5日均質(zhì)量濃度呈正相關(guān)，葉片中Cu和Zn含量與空氣中PM2.5日均質(zhì)量濃度呈負(fù)相關(guān)，但相關(guān)性均不顯著；葉片中Cd、Cr和Ni含量與空氣中TSP、PM10-100、PM5-10和PM2.5-5的日均質(zhì)量濃度均呈正相關(guān)，葉片中Pb含量只與空氣TSP日均質(zhì)量濃度呈負(fù)相關(guān)，而Cu和Zn含量主要與空氣粗顆粒的日均質(zhì)量濃度呈正相關(guān)。

表5 淮南礦區(qū)污染區(qū)和對(duì)照區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬元素含量與空氣顆粒物日均質(zhì)量濃度的相關(guān)系數(shù)1)

3 討論和結(jié)論

木本植物一般具有較深的直根系，可以吸收土壤中的重金屬元素，然而根吸收的重金屬元素主要滯留在根部[27]，由于植物的地上部分主要器官是葉片，所以樹(shù)木葉片是大氣污染物的重要吸收器官[28]。本研究結(jié)果表明：在同一時(shí)間，污染區(qū)二球懸鈴木葉片中Cd、Cr、Cu、Ni和Zn的含量均高于對(duì)照區(qū)，表明二球懸鈴木葉片對(duì)重金屬的累積與其生長(zhǎng)環(huán)境的污染程度密切相關(guān)。這與前人的研究結(jié)果[29-31]基本一致。

研究結(jié)果顯示：二球懸鈴木葉片中Zn和Cu的含量較高，而Cr、Cd、Ni和Pb的含量較低。因?yàn)镃u是植物代謝過(guò)程中一些氧化酶激活的必需元素，而Zn是合成生長(zhǎng)素類(lèi)激素所必需的礦質(zhì)元素[32]，這2種重金屬元素不僅來(lái)源于地表，也包含在人為釋放的污染物中[33]，因而，樹(shù)木的不同器官對(duì)Zn和Cu的積累量都較高[34]。

此外，樹(shù)木對(duì)污染物的積累與自身的生長(zhǎng)狀況和代謝水平[35]、影響樹(shù)木生長(zhǎng)的外界環(huán)境[36]和生長(zhǎng)季節(jié)[37]等因素有關(guān)，其中某種重金屬含量的變化會(huì)影響植物對(duì)其他元素的吸收[38]，空氣懸浮顆粒粒徑的大小也會(huì)影響葉片內(nèi)元素的分配[39]。本研究結(jié)果表明：污染區(qū)二球懸鈴木葉片中重金屬含量和空氣TSP中重金屬質(zhì)量濃度的18對(duì)指標(biāo)的相關(guān)性達(dá)顯著水平；葉片中6種重金屬元素含量與空氣中PM2.5的日均質(zhì)量濃度均呈正相關(guān)?？諝馕廴境潭炔煌瑯?shù)木葉片積累的重金屬元素間的相關(guān)性有一定差異；隨著污染程度加劇，葉片吸收的重金屬元素之間協(xié)同效應(yīng)加強(qiáng)；二球懸鈴木葉片在污染較重的區(qū)域重金屬累積多，這與前人的研究結(jié)果[40]相似。

在污染區(qū)，二球懸鈴木葉片由嫩葉生長(zhǎng)至成熟葉的過(guò)程中，幼葉對(duì)重金屬元素的累積較多，及時(shí)吸收-消減的現(xiàn)象非常明顯；而在相對(duì)清潔區(qū)(對(duì)照區(qū))，葉片對(duì)重金屬元素的累積較緩慢，及時(shí)吸收-消減的現(xiàn)象沒(méi)有污染區(qū)明顯；但是在污染區(qū)和對(duì)照區(qū)20 d后采集的葉片中重金屬含量都高于第1次采樣(第10天，4月23日)時(shí)的測(cè)定值，表明二球懸鈴木葉片對(duì)6種重金屬元素均有一定的吸收和累積能力。

淮南礦區(qū)污染區(qū)空氣TSP和PM2.5日均質(zhì)量濃度及二球懸鈴木葉片對(duì)6種重金屬元素(除Pb外)的累積量均高于相對(duì)清潔區(qū)(對(duì)照區(qū))，消減的頻率較快；二球懸玲木葉片對(duì)6種重金屬元素的累積量與大氣PM2.5的日均質(zhì)量濃度均呈正相關(guān)。表明空氣污染程度在一定范圍內(nèi)，隨空氣污染程度的加重，二球懸鈴木葉片對(duì)重金屬元素的累積量增加，因此，利用二球懸鈴木葉片監(jiān)測(cè)大氣中的PM2.5和重金屬污染具有可行性。

參考文獻(xiàn):

[1] 唐孝炎, 張遠(yuǎn)航, 邵 敏. 大氣環(huán)境化學(xué)[M]. 2版. 北京: 高等教育出版社, 2006: 5-10.

[2] 國(guó)家環(huán)境保護(hù)部, 國(guó)家質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)檢疫總局. GB 3095—2012 環(huán)境空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)[S]. 北京： 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社， 2012.

[3] LU X, WANG L, LI L Y, et al. Multivariate statistical analysis of heavy metals in street dust of Baoji, NW China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 173: 744-749.

[5] HSU S C, LIU S C, JENG W L, et al. Variations of Cd/Pb and Zn/Pb ratios in Taipei aerosols reflecting long-range transport or local pollution emissions[J]. Science of the Total Environment, 2005, 347: 111-121.

[6] DENG W J, LOUIE P K K, LIU W K, et al. Atmospheric levels and cytotoxicity of PAHs and heavy metals in TSP and PM2.5at an electronic waste recycling site in southeast China[J]. Atmospheric Environment, 2006, 40: 6945-6955.

[7] BRUNEKEEF B, HOLGATE S T. Air pollution and health[J]. The Lancet, 2002, 360: 1233-1242.

[8] KUO C Y, CHEN P T, LIN Y C, et al. Factors affecting the con-centrations of PM10in central Taiwan[J]. Chemosphere, 2008, 70: 1273-1279.

[9] OANH N T K, THIANSATHIT W, BOND T C, et al. Compositional characterization of PM2.5emitted from in-use diesel vehicles[J]. Atmospheric Environment, 2010, 44: 15-22.

[10] SHU J, DEARING J A, MORSE A P, et al. Determining the sources of atmospheric particles in Shanghai, China, from magnetic and geochemical properties[J]. Atmospheric Environment, 2001, 35: 2615-2625.

[11] MUXWORTHY A R, MATZKA J, DAVILA A F, et al. Magnetic signature of daily sampled urban atmospheric particles[J]. Atmospheric Environment, 2003, 37: 4163-4169.

[12] SPASSOV S, EGLI R, HELLER F, et al. Magnetic quantification of urban pollution sources in atmospheric particulate matter[J]. Geophysical Journal International, 2004, 159: 555-564.

[13] MCINTOSH G, GMEZ-PACCARD M, OSETE M L. The mag-netic properties of particles deposited onPlatanus×hispanicaleaves in Madrid Spain and their temporal and spatial variations[J]. Science of the Total Environment, 2007, 382: 135-146.

[14] HUNT A, JONES J, OLDFIELD F. Magnetic measurements and heavy metals in atmospheric particulates of anthropogenic origin[J]. Science of the Total Environment, 1984, 33: 129-139.

[15] FLANDERS P J. Collection, measurement, and analysis of airborne magnetic particulates from pollution in the environment[J]. Journal of Applied Physics, 1994, 75: 5931-5936.

[16] MCCLEAN R G, SCHOFIELD M A, KEAN W F, et al. Botanical iron minerals: correlation between nanocrystal structure and modes of biological self-assembly[J]. European Journal of Mineralogy, 2001, 13: 1235-1242.

[17] 粟志峰, 劉 艷, 彭倩芳. 不同綠地類(lèi)型在城市中的滯塵作用研究[J]. 干旱環(huán)境監(jiān)測(cè), 2002, 16(3): 162-163.

[18] 王亞超. 城市植物葉面塵理化特性及源解析研究[D]. 南京: 南京林業(yè)大學(xué)森林資源與環(huán)境學(xué)院, 2007: 3-7.

[19] BARGAGLI R, MONACI F, AGNORELLI C. Oak leaves as accu-mulators of airborne elements in an area with geochemical and geothermal anomalies[J]. Environmental Pollution, 2003, 124: 321-329.

[20] AL-ALAWI M M, MANDIWANA K L. The use of Aleppo pine needles as a bio-monitor of heavy metals in the atmosphere[J]. Journal of Hazardous Materials, 2007, 148: 43-46.

[21] 王建龍, 文湘華. 現(xiàn)代環(huán)境生物技術(shù)[M]. 北京: 清華大學(xué)出版社, 2001: 315-317.

[22] HANESCH M, SCHOLGER R, REY D. Mapping dust distribution around an industrial site by measuring magnetic parameters of tree leaves[J]. Atmospheric Environment, 2003, 37: 5125-5133.

[23] MORENO E, SAGNOTTI L, DINARS-TURELL J, et al. Bio-monitoring of traffic air pollution in Rome using magnetic properties of tree leaves[J]. Atmospheric Environment, 2003, 37: 2967-2977.

[24] URBAT M, LEHNDORFF E, SCHWARK L. Biomonitoring of air quality in the Cologne Conurbation using pine needles as a passive sampler-part Ⅰ: magnetic properties[J]. Atmospheric Environ-ment, 2004, 38: 3781-3792.

[25] WANG C R, WANG X R, TIAN Y, et al. Oxidative stress, defense response, and early biomarkers for lead-contaminated soil inViciafabaseedlings[J]. Environmental Toxicology and Chemis-try, 2008, 27: 970-977.

[26] KIM H S, HUH J B, HOPKE P K, et al. Characteristics of the major chemical constituents of PM2.5and smog events in Seoul, Korea in 2003 and 2004[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41: 6762-6770.

[27] 王煥校. 污染生態(tài)學(xué)[M]. 2版. 北京: 高等教育出版社, 2002: 7-15.

[28] STERNBERG T, VILES H, CATHERSIDES A, et al. Dust par-ticulate absorption by ivy (HederahelixL.) on historic walls in urban environments[J]. Science of the Total Environment, 2010, 409: 162-168.

[29] GRATANI L, CRESCENTE M F, PETRUZZI M. Relationship between leaf life-span and photosynthetic activity ofQuercusilexin polluted urban areas (Rome)[J]. Environmental Pollution, 2000, 110: 19-28.

[30] MONACI F, MONI F, LANCIOTTI E, et al. Biomonitoring of airborne metals in urban environments: new tracers of vehicle emission,in placeoflead[J].Environmental Pollution,2000,107: 321-327.

[31] De NICOLA F, MAISTO G, PRATI M V, et al. Leaf accumulation of trace elements and polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) inQuercusilexL.[J]. Environmental Pollution, 2008, 153: 376-383.

[32] 潘瑞熾. 植物生理學(xué)[M]. 7版. 北京: 高等教育出版社, 2012: 35-37.

[33] STERNBECK J, SJ?DIN ?, ANDRéASSON K. Metal emissions from road traffic and the influence of resuspension-results from two tunnel studies[J]. Atmospheric Environment, 2002, 36: 4735-4744.

[34] 王愛(ài)霞, 張 敏, 方炎明, 等. 行道樹(shù)對(duì)重金屬污染的響應(yīng)及其功能型分組[J]. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 32(2): 177-183.

[35] ZECHMEISTER H G, HOHENWALLNER D, RISS A, et al. Variations in heavy metal concentrations in the moss speciesAbietinellaabietina(Hedw.) Fleisch., according to sampling time, within site variability and increase in biomass[J]. Science of the Total Environment, 2003, 301: 55-65.

[36] 吳玉環(huán), 高 謙, 程國(guó)棟, 等. 苔蘚植物對(duì)全球變化的響應(yīng)及其生物指示意義[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 13(7): 895-900.

[37] COUTO J A, FERNNDEZ J A, ABOAL J R, et al. Annual variability in heavy-metal bioconcentration in moss: sampling protocol optimization[J]. Atmospheric Environment, 2003, 37: 3517-3528.

[38] ALBASEL N, COTTENIE A. Heavy metal contamination near major highways, industrial and urban areas in belgian grassland[J]. Water, Air, and Soil Pollution, 1985, 24: 103-109.

[39] GIDHAGEN L, JOHANSSON C, STR?M J, et al. Model simulation of ultrafine particles inside a road tunnel[J]. Atmos-pheric Environment, 2003, 37: 2023-2036.

[40] SAWIDIS T, BREUSTE J, MITROVIC M, et al. Trees as bioindicator of heavy metal pollution in three European cities[J]. Environmental Pollution, 2011, 159: 3560-3570.