泰興市不同行道樹葉經(jīng)濟譜性狀對土壤重金屬的響應(yīng)

陳 珺,艾博藝,劉 勇,張 興

(1.蘇州園科生態(tài)建設(shè)集團有限公司,江蘇 蘇州 215110; 2.蘇州科技大學(xué),江蘇 蘇州 215129)

研究發(fā)現(xiàn),城市道路土壤中的重金屬Cu、Cd、Pb、Cr、Zn普遍存在累積情況[1-2],重金屬離子含量的差異對城市道路行道樹的生存與生長具有重要影響[3]。葉經(jīng)濟譜是植物在適應(yīng)環(huán)境過程中形成的一系列具有相互關(guān)系的性狀組合,能夠表征植物從外界環(huán)境中獲取資源,并對資源進(jìn)行投資與再利用的權(quán)衡方式[4-5]。許多學(xué)者研究了土壤重金屬與葉片性狀之間的關(guān)系,但大多研究單一土壤重金屬與單一植物的葉片性狀關(guān)系?？子由痆6]等研究鉛脅迫下的大葉女貞葉片性狀與光合速率的關(guān)系。還有人研究了多種土壤重金屬與單一植物性狀的關(guān)系。崔立星[7]等研究了不同重金屬與菜豆葉功能性狀之間的關(guān)系。本研究通過探討多種土壤重金屬與多種植物的多種葉片功能性狀之間的關(guān)系,分析城市道路行道樹對土壤重金屬含量的響應(yīng)變化,以期為城市道路行道樹的選擇與配置提供科學(xué)模型。

1 研究區(qū)與實驗材料

1.1 研究材料

對泰興市不同道路的污染情況進(jìn)行調(diào)查,根據(jù)污染程度可分為工業(yè)區(qū)、商業(yè)區(qū)與風(fēng)景區(qū),由高到低排序為工業(yè)區(qū)>商業(yè)區(qū)>風(fēng)景區(qū)。在三個區(qū)域分別選取具有代表性的城市道路,工業(yè)區(qū)選取道路A,商業(yè)區(qū)選取道路B,風(fēng)景區(qū)選取道路C。在3條道路中選擇具有代表性的10種園林植物,包括香樟(Cinnamomumcamphora)、銀杏(Ginkgobiloba)、桂花(Osmanthusfragrans)、雞爪槭(Acerpalmatum)金邊黃楊(Euonymusjaponicusvar.aurea-marginatus)、南天竹(Nandinadomestica)、迎春(Jasminummesnyi)、紅葉石楠(Photiniaserratifolia)、錦繡杜鵑(Rhododendronsimsii)、紅花檵木(Loropetalumchinensevar.rubrum)。對每種植物葉功能性狀進(jìn)行測定分析,研究城市道路行道樹對不同土壤重金屬污染環(huán)境的響應(yīng)。

1.2 樣品采集

1.2.1 土壤采集

在每條道路兩側(cè)分別設(shè)置5個1 m2的采樣單元,每個采樣單元內(nèi)采用對角線法采集5個樣品,使用木質(zhì)鏟在深度為5～10 cm的位置使用取土器采集相同質(zhì)量的土樣,充分混合后隨機分為5等份,放入干凈自封袋供后續(xù)測定。采樣均在連續(xù)7 d晴天進(jìn)行,以確保樣品的代表性。

1.2.2 葉片采集

在采集土樣的相應(yīng)區(qū)域采集植物葉片,各道路研究區(qū)域分別設(shè)置5個子樣點,每個子樣點選取樹齡一致、胸徑相近、生長健康、無病蟲害的樣本,每種植物選取3個樣株。采樣時戴上聚乙烯塑料手套,分別采取向陽面光照強度一致的當(dāng)年生、完全伸展、無病蟲害的成熟新鮮葉片30片作為樣本,5個子樣點的每種植物樣本等量混合均勻后,隨機分成5等份,樣品夾在濕潤的濾紙中放入自封袋,帶回實驗室放入冰箱冷藏待用。

1.3 樣品處理與測定

1.3.1 土壤樣品處理與測定

將土樣風(fēng)干去除雜質(zhì)后研細(xì)過100目篩,用四分法取所需樣品量備用。稱取0.2 g土樣置入消解管內(nèi),加入10 mL王水與3 mL氫氟酸,使用微波消解儀(CEM MARS6)進(jìn)行消解,結(jié)束后取出消解管放入恒溫消解爐,加入1mL高氯酸加熱促進(jìn)完全消解。冷卻后將剩余溶液定容至50 mL容量瓶中,振蕩溶解后過濾至50 mL容量管中。使用原子吸收分光光度計(iCE3500)測定Zn、Cu、Pb、Cr、Cd含量。

1.3.2 葉片處理與測定

隨機選擇從樣地帶回的保鮮樣品20份,利用實驗室電子天平(精確值0.0001)稱取葉片鮮重(LFW),再將樣本葉片放入烘干箱設(shè)置55 ℃,低溫烘干20 h至恒重,稱取葉片干重(LDW),通過上述試驗,根據(jù)公式LDMC=LDW/LFW計算出葉片干物質(zhì)含量(LDMC)。使用葉面積掃描儀MICROTEK ScanMakeri 800 plus得出葉片面積(LA)及葉片長寬比(LLWR),根據(jù)公式SLA=LA/LDW計算出葉片比葉面積(SLA),根據(jù)公式LMA=LDW/LA計算出比葉重(LMA)。在實驗室中,將樣本中烘干的葉片研磨至粉末狀再進(jìn)行篩取,取樣品在精密電子天平(XPE105,METTLER TOLEDO)稱取1.0～15.0 mg,通過錫紙進(jìn)行包埋處理,在元素分析儀EURO EA 3000中測得單位質(zhì)量葉氮含量(Nmass)及單位質(zhì)量葉碳含量(Cmass),同一植物數(shù)據(jù)取平均值作為測得值。使用光合呼吸儀(PPsystem,Li-Cor6400XT,USA)測定葉片生理性狀。將光源設(shè)定為LED紅藍(lán)光源,其他分別設(shè)定為光強1500 μmol·m-2·s-1,CO2物質(zhì)的量濃度400 μmol·L-1,葉室溫度30 ℃。選取樹種暴露在陽光下的枝條中部形態(tài)完好的葉片作為測定對象,重復(fù)多次測得數(shù)據(jù)并取平均值,測得單位面積最大凈光合速率(Aarea)、蒸騰速率(Tr)及氣孔導(dǎo)度(Gs),根據(jù)公式Amass=Aarea·SLA·10 000計算出單位質(zhì)量最大凈光合速率(Amass,μmol·g-1·s-1)。根據(jù)公式PNUE=Aarea/Narea計算出光合氮利用效率(PNUE,μmol·g-1·N·s-1)。使用研磨機將烘干的葉片研磨至粉末狀,在十萬分之一天平上稱取約2 mg樣品于錫舟包樣,使用EURO EA 3000元素分析儀測定葉碳與葉氮含量,計算兩者比值。

1.4 土壤重金屬污染程度界定方式

利用公式Pi=Ci/C0計算土壤中單個重金屬含量與該元素限值的比值,評價土壤重金屬污染狀況,反映土壤中單一重金屬元素是富集情況與污染等級(表1)。其中,Pi為重金屬,i為污染指數(shù),Ci為i的實測值,C0為i的評價標(biāo)準(zhǔn)(采用江蘇省土壤元素背景值作為參考標(biāo)準(zhǔn)[6])。

1.5 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS 22.0軟件對葉性狀指標(biāo)進(jìn)行方差分析,研究10種植物葉經(jīng)濟譜性狀指標(biāo)對土壤重金屬污染的響應(yīng)。葉性狀間相關(guān)關(guān)系采用Pearson相關(guān)系數(shù)分析,使用主成分分析提取主要指標(biāo),計算各綜合指標(biāo)主成分得分并將其隸屬函數(shù)化,結(jié)合指標(biāo)權(quán)重排序。

2 實驗結(jié)果分析

2.1 土壤污染情況分析

道路A測出土壤中Zn、Pb、Cu、Cd元素的污染指數(shù)分別為1.46、1.40、2.70、1.94,其中Cd污染程度最高,Zn、Pb和Cu為輕度污染。道路B檢測出的Zn與Cd元素含量較高,污染指數(shù)達(dá)到了1.73和1.70,Cu污染指數(shù)為1.37,Pb污染指數(shù)為1.15,4種重金屬均為輕度污染。道路C檢測出了Zn、Cu的元素超標(biāo),污染指數(shù)分別為1.51和1.35,Pb、Cd元素的污染指數(shù)為0.97和0.87,雖然未達(dá)到超標(biāo)界限,但已進(jìn)入警戒范圍內(nèi)。

根據(jù)各道路的污染程度,將道路A、B、C分別命名為高污染區(qū)、中污染區(qū)、低污染區(qū)。

2.2 葉片性狀間的相關(guān)性分析

由圖1可知,行道樹葉經(jīng)濟譜性狀之間的關(guān)系呈極顯著正相關(guān)的為Tr和Gs、CHL和Gs、C∶N和Gs、Pn和Gs、Tr和CHL、Tr和C∶N、CHL和Cmass、CHL和C∶N、LA和LDMC、LA和Cmass及LDMC和Nmass,葉經(jīng)濟譜性狀呈顯著正相關(guān)的為Tr和Cmass、CHL和LA及LA和SLA,葉經(jīng)濟譜呈極顯著負(fù)相關(guān)的為Gs和LDMC、Gs和Nmass、Tr和Nmass、SLA和LDMC及Nmass和Cmass,葉經(jīng)濟譜性狀之間呈負(fù)相關(guān)的為Tr和LDMC及CHL和Nmass。

圖1 行道樹葉經(jīng)濟譜性狀相關(guān)性Fig.1 Correlation of economic spectral characters of street leaves

2.3 不同土壤重金屬污染程度下的葉經(jīng)濟譜性狀

在不同程度重金屬污染環(huán)境中,C∶N與Nmass之間始終保持負(fù)相關(guān)關(guān)系(圖2),在土壤重金屬污染程度較輕的道路B與道路C中,Nmass與C∶N的負(fù)相關(guān)關(guān)系要弱于其在污染程度較重的道路A,但趨勢并不明顯,說明外界惡劣環(huán)境脅迫促使植物將更多的氮元素投入到葉片構(gòu)建,且增加幅度較碳元素稍高[8]。

圖2 葉經(jīng)濟譜性狀在不同土壤重金屬污染的相關(guān)性Fig.2 Correlation of leaf economic spectra characters with heavy metal pollution in different soils

LA與LDMC之間在不同土壤重金屬污染程度的研究區(qū)道路中均維持正相關(guān)關(guān)系,從性狀間關(guān)系的線性擬合來看,污染程度最高的道路A擬合直線的斜率最高,污染程度較低的道路B和道路C擬合直線的 斜率較低,說明隨著土壤中重金屬污染程度的加重,相同LA下,植物傾向于增加LDMC作為適應(yīng)不良環(huán)境的對策。

植物Nmass與LDMC間的協(xié)變關(guān)系在不同污染程度的土壤重金屬環(huán)境下存在較大差異,在污染程度較輕的道路C中,Nmass與LDMC保持較為穩(wěn)定的正相關(guān)關(guān)系,且隨污染程度增加表現(xiàn)出的變化幅度不大。在污染程度較為嚴(yán)重的道路A與道路B中,Nmass與LDMC的性狀間關(guān)系發(fā)生變化,轉(zhuǎn)變?yōu)樨?fù)相關(guān)關(guān)系。

在道路C中,土壤重金屬污染程度較輕,Pn與CHL呈顯著正相關(guān),關(guān)聯(lián)擬合直線斜率較高,且受污染程度影響變化不大。而在污染程度較重的道路A和道路B中,Pn與CHL仍然維持正相關(guān)關(guān)系,但擬合直線斜率極低,且兩性狀間不表現(xiàn)出差異的顯著性。

2.4 不同植物葉經(jīng)濟譜性狀的響應(yīng)

植物葉經(jīng)濟譜性狀數(shù)據(jù)的KMO與Bartlett球形檢驗結(jié)果量值為0.609,p<0.05,適合進(jìn)行主成分分析。根據(jù)分解出的主成分的特征值與方差解釋度,提取出其中特征值>1的4個主成分,4個主成分對葉經(jīng)濟譜性狀變異的解釋度分別為29.67%、18.42%、15.66%、12.15%,累積解釋度75.90%。

表2 各成分因子載荷

根據(jù)主成分分析后獲得的成分因子載荷系數(shù)(表2)可知,第一主成分包含的主要性狀指標(biāo)為Tr、C∶N、Gs、Nmass、CHL,載荷系數(shù)絕對值分別為0.796、0.737、0.696、0.639、0.592。4個葉片光合生理性狀均有著較高的正載荷系數(shù),但葉氮含量在第1主成分中荷載系數(shù)為負(fù),而Cmass和C∶N的荷載系數(shù)均為正,則第一主成分中的信息主要代表的是由C∶N主導(dǎo)的植物葉片層面的光合同化生產(chǎn)力。第二主成分中主要性狀指標(biāo)為Pn、C∶N、Nmass,載荷系數(shù)絕對值分別為0.717、0.624、0.538。第二主成分主要性狀的荷載系數(shù)與第一主成分相近,代表光合生理的Gs、Pn、Tr均有著較高的正載荷系數(shù),但不同的是Nmass為正載荷系數(shù),而Cmass和C∶N載荷系數(shù)為負(fù),因此第二主成分代表的主要是Nmass所主導(dǎo)的葉片光合能力。第三主成分中包含的主要性狀指標(biāo)為LDMC、LA、Cmass,載荷系數(shù)絕對值分別為0.740、0.634、0.460。這3個指標(biāo)都與植物增強抗逆性的防御組織構(gòu)建緊密相關(guān),即第三主成分主要代表植物葉片抵御不良環(huán)境的能力。第四主成分中的主要性狀為SLA與LA,載荷系數(shù)分別為0.838、0.637,反映了植物的光資源獲取策略。

2.5 模糊隸屬函數(shù)分析

香樟、銀杏和紅花檵木在不同梯度的重金屬污染環(huán)境下均具有較好的環(huán)境適應(yīng)性,且受環(huán)境變化影響不大,穩(wěn)定性較強。而雞爪槭、南天竹和迎春的環(huán)境適應(yīng)性受重金屬污染程度影響較大。在高污染區(qū)中適應(yīng)性較強的植物與同生長型植物相比,保持著較小的LA與SLA,葉片碳含量水平較高,且整體C∶N受環(huán)境影響變化較小。適應(yīng)中污染區(qū)的植物則有著較高的C∶N,SLA較高,LDMC較低。在輕度污染環(huán)境中具有良好適應(yīng)性的植物都具有較高的Nmass和較低的C∶N(圖3)。

3 結(jié)論

3.1 行道樹葉經(jīng)濟譜分析

在輕度土壤重金屬污染環(huán)境中,迎春、紅葉石楠、金邊黃楊和紅花檵木位于快速投資-收益型物種一端。香樟、桂花、銀杏、雞爪槭、南天竹和錦繡杜鵑位于緩慢投資-收益型物種一側(cè)。在中度污染環(huán)境中,迎春、紅葉石楠、金邊黃楊、紅花檵木和錦繡杜鵑位于快速投資-收益型物種一端。香樟、銀杏、桂花、雞爪槭、南天竹位于緩慢投資-收益型物種一端;而在重度污染環(huán)境中,桂花、香樟、紅葉石楠、南天竹和金邊黃楊位于快速投資-收益型物種一端。銀杏、迎春、紅花檵木、雞爪槭和錦繡杜鵑位于較為保守的緩慢投資-收益型物種一側(cè)。

圖3 行道樹對土壤重金屬污染程度的模糊隸屬函數(shù)值Fig.3 Fuzzy membership function values of heavy metal pollution in soil caused by roadside trees

3.2 葉經(jīng)濟譜性狀對土壤重金屬污染環(huán)境的響應(yīng)

不同植物物種的葉經(jīng)濟譜性狀對土壤重金屬污染環(huán)境的響應(yīng)存在較明顯的差異,但整體來看,土壤重金屬環(huán)境的脅迫使得植物多傾向于通過減少SLA、增加LDMC的方式增強葉片的抗逆性以適應(yīng)不良環(huán)境,葉片層面上碳、氮元素的投入更多用于構(gòu)建保衛(wèi)結(jié)構(gòu),增強葉片韌性[9-11]。對植物葉經(jīng)濟譜性狀組合在不同重金屬污染環(huán)境下的分析表明,植物葉經(jīng)濟譜性狀間的協(xié)同變化關(guān)系受重金屬污染環(huán)境梯度的影響不大或不受影響,但當(dāng)土壤中重金屬污染物的濃度過高時,由于低促高抑現(xiàn)象的存在,會出現(xiàn)葉經(jīng)濟譜性狀間關(guān)系的脫鉤[12]。

3.3 植物配置優(yōu)化策略

以植物葉經(jīng)濟譜性狀對道路土壤重金屬污染的響應(yīng)機制為基礎(chǔ),遵循道路植物配置原則,提出以下兩點植物配置優(yōu)化策略。

基于群落組成的優(yōu)化。植物群落搭配應(yīng)結(jié)合當(dāng)?shù)氐淖匀蝗郝錁?gòu)成特征,結(jié)合景觀營造的實際效果,選擇適宜的樹種。根據(jù)道路樹種遴選結(jié)果,針對不同道路的污染情況選擇具有適應(yīng)性的樹種。在輕度污染道路選擇紅花檵木、錦繡杜鵑、迎春等植物,在中度污染道路土壤中多種植紅葉石楠、野迎春、南天竹等,重度污染區(qū)域則多選擇香樟、雞爪槭、金邊黃楊等植物。在植物配置過程中應(yīng)考慮植物的生長速度及立面構(gòu)成,實現(xiàn)個體效益與整體構(gòu)成的效果最大化。

基于葉經(jīng)濟譜性狀的優(yōu)化。環(huán)境的過濾作用使得區(qū)域尺度內(nèi)植物產(chǎn)生葉經(jīng)濟譜性狀的趨同,而物種間的相似性限制又驅(qū)使植物葉經(jīng)濟譜性狀產(chǎn)生分異以分化生態(tài)位。葉經(jīng)濟譜性狀相似的植物往往對環(huán)境的需求具有較高的一致性,從而導(dǎo)致激烈的種間競爭。為了使群落達(dá)到更好的景觀效果,降低后期維護成本,在植物配置過程中應(yīng)充分考慮植物種間的相似性、生長習(xí)性及競爭關(guān)系,如香樟-金邊黃楊、桂花-南天竹等良好的植物搭配組合均可充分在道路植物配置中運用。