全 文 ：哈尔滨市不同类型人工林土壤重金属含量*
孙慧珍1 摇 陆小静1 摇 陈明月1 摇 蔡春菊2 摇 祝摇 宁1**
( 1 东北林业大学林学院, 哈尔滨 150040; 2 国际竹藤研究中心, 北京 100102)
摘摇 要摇 以东北林业大学城市林业示范研究基地 9 种人工林(兴安落叶松林、樟子松林、黑皮
油松林、黄波罗林、胡桃楸林、水曲柳林、白桦林、蒙古栎林和针阔混交人工林)为对象,分析林
地土壤不同层次(0 ~ 10 cm和 10 ~ 30 cm)As、Cd、Cu、Ni、Pb、Zn 6 种重金属含量,并以哈尔滨
市土壤背景值为标准,采用综合污染指数法评价各林型土壤重金属污染状况.结果表明:不同
类型人工林同一土层重金属含量差异显著;除了 As和 Ni,同一人工林土壤重金属含量均随土
壤深度增加呈下降趋势. 各类型人工林同一土层重金属含量以 Zn 最高(62郾 29 ~ 126郾 35
mg·kg-1),Cd最低(0郾 06 ~ 0郾 47 mg·kg-1) . 6 种重金属含量由高到低顺序为:Zn>Pb>Cu
(Ni)>Ni(Cu)>As>Cd,累积程度为:Cd>Pb>Zn>Cu>Ni>As.林地土壤 Pb、Cd、Cu、Zn 间(除水
曲柳林)及其与土壤有机质、N、P、K(除水曲柳林和蒙古栎林)显著相关,且以上 4 种重金属含
量高于背景值,为人为输入;Ni和 As含量与本地背景值相当,为自然因素.不同林型土壤内梅
罗综合污染指数依次为:水曲柳林>黄波罗林>针阔混交林>胡桃楸林>樟子松林>黑皮油松林
>兴安落叶松林>白桦林>蒙古栎林.
关键词摇 城市森林摇 土壤重金属摇 林型摇 污染评价
*国家“十一五冶林业科技支撑计划项目(2006BAD0306)和黑龙江省高等学校青年学术骨干支持计划项目资助.
**通讯作者. E鄄mail: ecozn@ yahoo. com. cn
2010鄄07鄄29 收稿,2010鄄12鄄25 接受.
文章编号摇 1001-9332(2011)03-0614-07摇 中图分类号摇 S718郾 51摇 文献标识码摇 A
Soil heavy metals concentration in different type plantations in Harbin City. SUN Hui鄄zhen1,
LU Xiao鄄jing1, CHEN Ming鄄yue1, CAI Chun鄄ju2, ZHU Ning1 ( 1College of Forestry, Northeast For鄄
estry University, Harbin 150040, China; 2 International Center for Bamboo and Rattan, Beijing
100102, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2011,22(3): 614-620.
Abstract: In order to understand the soil heavy metals characteristics in different type plantations in
Harbin City, 0-10 cm and 10-30 cm soil samples were collected from eight mono鄄cultured planta鄄
tions (Larix gmelinii, Pinus sylvestris var. mongolica, Pinus tabulaeformis var. mukdensis, Phello鄄
dendron amurense, Juglans mandshurica, Fraxinus mandshurica, Betula platyphylla, and Quercus
mongolica) and one mixed plantation (P. sylvestris var. mongolica + F. mandshurica + Pinus ko鄄
raiensis + P. amurense + B. platyphylla) established in the Urban Forestry Demonstration Research
Base of Northeast Forestry University in the 1950s to analyze the concentrations of Cu, Zn, Cd, Ni,
Pb, and As, and the comprehensive pollution index was used to assess the soil heavy metals pollu鄄
tion in the plantations, based on the background values of black soil in the City. There existed sig鄄
nificant differences in the heavy metals concentration in the same soil layers among different type
plantations. In the test plantations, the concentrations of soil heavy metals except As and Ni tended
to decrease with soil depth. In the same soil layers, Zn had the highest concentration (62郾 29 -
126郾 35 mg·kg-1), while Cd had the lowest one (0郾 06-0郾 47 mg·kg-1). The abundance and
accumulation tendency of test heavy metals in the plantations was in the order of Zn>Pb>Cu(Ni)>
Ni(Cu) >As>Cd, and Cd>Pb>Zn>Cu>Ni>As, respectively. There existed positive correlations
among soil Cu, Zn, Pb, and Cd concentrations in the plantations except F. mandshurica, and the
concentrations of these four heavy metals in the plantations except F. mandshurica and Q. mongoli鄄
ca were positively correlated with soil organic matter, N, P, and K. The concentrations of soil Cd,
Pb, Zn, and Cu were higher than the background values, suggesting the anthropogenic inputs;
while those of Ni and As were similar to or lower than the background values, suggesting the origin
应 用 生 态 学 报摇 2011 年 3 月摇 第 22 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2011,22(3): 614-620
from soil materials. The soil comprehensive pollution index of the plantations was decreased in the
order of F. mandshurica >P. amurense >mixed plantation >J. mandshurica >P. sylvestris var.
mongolica >P. tabulaeformis var. mukdensis >L. gmelinii >B. platyphylla > Q. mongolica.
Key words: urban plantation; soil heavy metal; forest type; pollution assessment.
摇 摇 随着城市经济快速发展和城市化的加剧,国内
各大城市工业区、交通区、商业区、居民区和公园土
壤均存在一定程度的重金属污染[1-5] . 城市森林承
载着改善城市生态环境,为城市居民提供良好的工
作、生活和居住条件的重任[6],因此成为城市生态
学研究的热点之一. 目前有关城市森林土壤重金属
特征研究报道较少[7-9] .宁晓波等[7]研究发现,在人
为活动影响下,无林地土壤重金属的综合污染指数
和潜在生态危害指数均明显高于有林地,说明不同
植物种类组成的林地土壤对重金属吸附和累积有着
较明显的影响.乔灌木和城市森林群落对重金属具
有明显的消减作用[8-10] .本研究以东北林业大学城
市林业示范研究基地的 9 种人工林为研究对象,研
究不同类型人工林土壤重金属含量及污染状况,旨
在为城市土壤重金属污染防治和土壤环境质量改良
提供科学依据.
1摇 研究地区与研究方法
1郾 1摇 研究地区概况
东北林业 大 学 城 市 林 业 示 范 研 究 基 地
(45毅43忆10义 N,126毅37忆15义 E)位于哈尔滨市中心城
区,占地面积约 44 hm2,地处松花江第 3 阶地,海拔
136 ~ 148 m,地势略有起伏. 该区属温带季风性气
候,夏季温暖湿润,冬季寒冷干燥.年均气温 3郾 5 益,
1 月均温 - 19郾 2 益, 7 月均温 22郾 7 益,年较差
42郾 4 益 . 逸10 益 年积温 2757 益 . 年均降水量
534 mm,降水集中在 7-8 月.年干燥度 1郾 1,年均相
对湿度 67% .原生植被为沟谷草甸草原,土壤类型
为黑土,1949 年以前为耕地. 20 世纪 50 年代栽有兴
安落叶松 ( Larix gmelinii)、樟子松 (Pinus sylvestris
var. mongolica)、黑皮油松(Pinus tabulaeformis var.
mukdensis)、黄波罗(Phellodendron amurense)、胡桃
楸(Juglans mandshurica)、白桦(Betula platyphylla)、
蒙古栎 ( Quercus mongolica ) 和水曲柳 ( Fraxinus
mandshurica)等人工纯林和针阔混交人工林[6 樟+3
水+其他(榆树+红松+黄波罗+白桦)].每个样方面
积 70 m伊70 m,造林方式为小面积纯林块状混交林.
据 2005 年统计数据,兴安落叶松、水曲柳、白桦、樟
子松、蒙古栎、胡桃楸、黄波罗和黑皮油松等人工纯
林和针阔混交人工林总面积分别为 5郾 5、5郾 5、2郾 15、
1郾 5、0郾 5、2郾 1、0郾 8、1郾 5 和 0郾 5 hm2 .
1郾 2摇 研究方法
在城市林业示范研究基地内选取 9 块人工林
(兴安落叶松林、白桦林、蒙古栎林、水曲柳林、樟子
松林、黑皮油松林、黄波罗林、胡桃楸林、针阔混交
林)林地,并以郊区农耕地和撂荒地为对照.在选定
的人工林中心位置设定 20 m伊30 m 样地,其基本情
况见表 1.样地内随机布设 20 个样点,每个样点分 2
个层次(上层 0 ~ 10 cm,下层 10 ~ 30 cm)采集土壤,
运回实验室自然风干后去除植物根系和石块,过
100 目筛,装袋备测.
土壤样品中 Cu、Zn、Pb、Ni、As、Cd 含量的测试
由国土资源部哈尔滨矿产资源监督检测中心完成.
土壤重金属 Cu、 Zn、 Pb、 Ni 含量采用 HNO3 鄄HF -
HClO4 鄄HCl消煮,ZSX Primus 域型全自动顺序扫描
X鄄射线荧光光谱仪测定;As含量采用 1+1 王水在沸
水浴中分解,硫脲鄄抗坏血酸还原,用原子荧光光度法
测定;Cd 用 HF鄄HNO3鄄HClO3 分解,电感耦合等离子
体质谱法测定[11] .通过插入 8 个国家一级标准物质
进行质量控制,测试准确度监控、精密度监控及内检、
异常抽样表明,各项分析质量参数均达到优秀级.
表 1摇 不同类型人工林基本特征
Table 1摇 Basic properties of the sampled stands
林型
Type
树龄
Age
(a)
平均树高
Average
height
(m)
平均胸径
Average
DBH
(cm)
林分密度
Density
(plant·
hm-2)
蓄积量
Volume
(m3·hm-2)
Lg 47 17郾 0 17郾 8 1022 149郾 5
Ps 49 15郾 1 21郾 1 1438 159郾 2
Pt 53 12郾 5 21郾 1 876 94郾 1
Pa 57 10郾 5 17郾 1 1175 99郾 7
Jm 58 11郾 0 18郾 3 720 69郾 4
Bp 46 16郾 4 18郾 0 1600 112郾 0
Qm 48 14郾 4 19郾 1 1471 114郾 3
Fm 51 20郾 6 32郾 1 960 158郾 4
M 52 10郾 0 15郾 8 822 85郾 1
Lg:兴安落叶松林 L. gmelinii forest; Pa:黄波罗林 P. amurense forest;
Ps:樟子松林 P. sylvestris var. mongolica forest; Pt:黑皮油松林 P.
tabulaeformis var. mukdensis forest; Jm:胡桃楸林 J. mandshurica for鄄
est; Qm:蒙古栎林 Q. mongolica forest; Fm:水曲柳林 F. mandshurica
forest; Bp:白桦林 B. platyphylla forest; M:针阔混交林 Mixed forest.
下同 The same below.
5163 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 孙慧珍等: 哈尔滨市不同类型人工林土壤重金属含量摇 摇 摇 摇 摇
摇 摇 土壤化学指标测定方法见文献[12].
1郾 3摇 林地土壤重金属污染评价
采用综合污染指数法评价林地土壤污染.其算
式为:
P j =
P j max2 + P j ave 2
2
式中:P j 为第 j个林型内梅罗综合污染指数;P j max 为
第 j个林型所有重金属单项污染指数最大值;P j ave为
第 j个林型所有重金属单项污染指数平均值.
采用哈尔滨市土壤背景值作为土壤评价标
准[13] .土壤污染分级划分标准:P 臆 0郾 7 为清洁;
0郾 7 < P 臆1为尚清洁;1 < P臆2为轻度污染;2 <
P 臆3 为中度污染;P > 3 为重度污染[14] .
1郾 4摇 数据处理
所有数据均采用 Excel 2003 和 SPSS 16郾 0 软件
进行统计分析.采用单因素方差分析法比较不同林
型间 6 种重金属总体差异显著性,并用 Duncan多重
比较法分析各林型间的差异;通过 Pearson相关分析
法分析不同重金属间及其与土壤主要化学指标间的
关系.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 不同林地土壤重金属含量
不同类型人工林同一土层重金属元素含量以
Zn最高(62郾 29 ~ 126郾 35 mg·kg-1 ),Cd 含量最低
(0郾 06 ~ 0郾 47 mg·kg-1),排序为 Zn>Pb>Cu(Ni) >
Ni(Cu)>As>Cd(图 1),均未超过土壤环境质量标准
(GB 15618-1995)芋级值[14] . 除了樟子松林、黑皮
油松林和蒙古栎林表层土壤 As 含量与本地土壤背
景值相近外,其余林型各层次 As含量明显低于当地
背景值,平均是当地背景值的 0郾 9 倍;Ni 含量是当
地背景值的 1郾 1 倍,与背景值相近;Cu、Zn 和 Pb 含
量分别是当地背景值的 1郾 2、1郾 3 和 1郾 7 倍,呈现一
定的弱富集;而 Cd 是 3郾 2 倍,为强烈富集. Cd 的变
异系数最高, 在 15郾 5% ~ 79郾 2% ; Ni 最低, 为
2郾 4% ~7郾 9% .总体上,重金属累积程度为:Cd>Pb>
Zn>Cu>Ni>As.
摇 摇 各人工林同一土层某重金属含量水平差异显
著.整体上,水曲柳林、针阔混交林土壤 Cd、Zn、Cu、
Pb含量较高,而蒙古栎林、白桦林、兴安落叶松林、
黑皮油松林和樟子松林土壤含量较低;樟子松林、蒙
古栎林、黑皮油松林和兴安落叶松林土壤 As 和 Ni
(除了蒙古栎林)含量较高;其他林型变化规律不明
显.不同类型人工林土壤重金属 Ni、Cu、As、Zn,Pb
和 Cd含量分别是城郊相邻的农耕地和撂荒地(对
照)均值的 1郾 0、1郾 0、1郾 1、1郾 2、1郾 4 和 1郾 9 倍.而同一
图 1摇 不同类型人工林土壤重金属含量
Fig. 1摇 Soil heavy metal concentrations in different plantations (mean依SE).
不同大、小写字母分别表示不同林型 10 ~ 30 cm 和 0 ~ 10 cm 土层差异显著(P<0郾 05) Different capital and small letters represented significant
difference in 10-30 cm and 0-10 cm soil layers of various forest types at 0. 05 level, respectively. Lg:兴安落叶松林 L. gmelinii forest; Pa:黄波罗林
P. amurense forest; Ps:樟子松林 P. sylvestris var. mongolica forest; Pt:黑皮油松林 P. tabulaeformis var. mukdensis forest; Jm:胡桃楸林 J. mand鄄
shurica forest; Qm:蒙古栎林 Q. mongolica forest; Fm:水曲柳林 F. mandshurica forest; Bp:白桦林 B. platyphylla forest; M:针阔混交林 Mixed
forest. 下同 The same below.
616 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
表 2摇 不同类型人工林土壤重金属元素间及其与化学性质指标的相关系数
Table 2摇 Correlation coefficients between soil heavy metal concentrations and soil chemical properties of different plantations
林型
Forest
type
Cd Cu Ni Pb Zn pH 有机质
Organic
matter
全氮
Total N
全磷
Total P
水解氮
Available
N
有效磷
Available
P
速效钾
Available
K
Lg As 0郾 56** 0郾 48** 0郾 31 0郾 45** 0郾 46** -0郾 54** 0郾 45** 0郾 47** 0郾 39* 0郾 61** 0郾 40* 0郾 53**
Cd 1 0郾 94** 0郾 34* 0郾 93** 0郾 95** -0郾 13 0郾 87** 0郾 90** 0郾 72** 0郾 74** 0郾 71** 0郾 70**
Cu 1 0郾 24 0郾 95** 0郾 98** -0郾 14 0郾 86** 0郾 90** 0郾 80** 0郾 71** 0郾 79** 0郾 63**
Ni 1 0郾 24 0郾 20 -0郾 04 0郾 10 0郾 08 -0郾 03 0郾 25 0郾 09 0郾 14
Pb 1 0郾 96** -0郾 15 0郾 85** 0郾 92** 0郾 68** 0郾 56** 0郾 78** 0郾 65**
Zn 1 -0郾 11 0郾 90** 0郾 96** 0郾 85** 0郾 72** 0郾 76** 0郾 64**
Ps As 0郾 89** 0郾 86** 0郾 09 0郾 90** 0郾 89** -0郾 32* 0郾 89** -0郾 72** 0郾 60** 0郾 72** 0郾 76** 0郾 61**
Cd 1 0郾 96** 0郾 20 0郾 97** 0郾 98** -0郾 15 0郾 96** -0郾 78** 0郾 71** 0郾 85** 0郾 78** 0郾 69**
Cu 1 0郾 22 0郾 98** 0郾 98** -0郾 19 0郾 95** -0郾 85** 0郾 73** 0郾 86** 0郾 76** 0郾 64**
Ni 1 0郾 14 0郾 17 0郾 28 0郾 14 -0郾 01 -0郾 02 0郾 07 -0郾 04 -0郾 09
Pb 1 0郾 99** -0郾 22 0郾 97** -0郾 85** 0郾 76** 0郾 87** 0郾 82** 0郾 69**
Zn 1 -0郾 18 0郾 97** -0郾 83** 0郾 74** 0郾 88** 0郾 82** 0郾 69**
Pt As 0郾 78** 0郾 89** 0郾 25 0郾 85** 0郾 86** -0郾 57** 0郾 78** 0郾 60** 0郾 73** 0郾 66** 0郾 46** 0郾 35*
Cd 1 0郾 86** 0郾 17 0郾 96** 0郾 96** -0郾 46** 0郾 90** 0郾 91** 0郾 94** 0郾 82** 0郾 54** 0郾 31*
Cu 1 0郾 22 0郾 93** 0郾 93** -0郾 51** 0郾 84** 0郾 76** 0郾 76** 0郾 69** 0郾 58** 0郾 32*
Ni 1 0郾 07 0郾 14 0郾 05 0郾 04 0郾 01 -0郾 14 -0郾 25 0郾 20 -0郾 03
Pb 1 0郾 98** -0郾 49** 0郾 93** 0郾 85** 0郾 92** 0郾 79** 0郾 60** 0郾 39*
Zn 1 -0郾 47** 0郾 92** 0郾 87** 0郾 89** 0郾 77** 0郾 58** 0郾 37*
Pa As -0郾 26 -0郾 14 0郾 58**-0郾 26 -0郾 30 0郾 45**-0郾 23 -0郾 01 -0郾 40* -0郾 35* -0郾 31 -0郾 19
Cd 1 0郾 86** -0郾 15 0郾 98** 0郾 98** 0郾 16 0郾 97** 0郾 87** 0郾 94** 0郾 75** 0郾 87** 0郾 80**
Cu 1 -0郾 01 0郾 88** 0郾 88** 0郾 20 0郾 88** 0郾 75** 0郾 77** 0郾 51** 0郾 77** 0郾 67**
Ni 1 -0郾 14 -0郾 16 0郾 15 -0郾 17 -0郾 08 -0郾 31 -0郾 45** -0郾 13 -0郾 03
Pb 1 0郾 99** 0郾 15 0郾 97** 0郾 86** 0郾 93** 0郾 76** 0郾 88** 0郾 79**
Zn 1 0郾 11 0郾 96** 0郾 85** 0郾 94** 0郾 75** 0郾 87** 0郾 80**
Jm As -0郾 31* -0郾 39* 0郾 18 -0郾 42**-0郾 43** -0郾 19 -0郾 43** 0郾 08 -0郾 45* -0郾 27 -0郾 53** -0郾 20
Cd 1 0郾 83** 0郾 09 0郾 98** 0郾 99** 0郾 26 0郾 93** 0郾 48** 0郾 88** 0郾 93** 0郾 41* 0郾 88**
Cu 1 0郾 33* 0郾 84** 0郾 86** 0郾 40* 0郾 78** 0郾 42* 0郾 83** 0郾 73** 0郾 47** 0郾 69**
Ni 1 0郾 04 0郾 09 0郾 10 0郾 01 0郾 12 0郾 26 -0郾 07 -0郾 06 0郾 03
Pb 1 0郾 99** 0郾 28 0郾 93** 0郾 40* 0郾 85** 0郾 93** 0郾 49** 0郾 86**
Zn 1 0郾 29 0郾 95** 0郾 43* 0郾 88** 0郾 92** 0郾 50** 0郾 87**
Qm As 0郾 20 0郾 13 0郾 01 0郾 09 0郾 09 0郾 09 0郾 10 -0郾 26 -0郾 18 0郾 06 0郾 02 0郾 08
Cd 1 0郾 72** -0郾 41**0郾 77** 0郾 82** 0郾 36* 0郾 43** -0郾 13 -0郾 02 0郾 25 0郾 55** 0郾 13
Cu 1 -0郾 31 0郾 67** 0郾 82** 0郾 10 0郾 58** -0郾 05 0郾 24 0郾 19 0郾 34* 0郾 12
Ni 1 -0郾 70**-0郾 59** 0郾 02 -0郾 53** -0郾 06 -0郾 39* -0郾 54** -0郾 52** -0郾 34*
Pb 1 0郾 91** 0郾 13 0郾 63** -0郾 09 0郾 35 0郾 54** 0郾 72** 0郾 31
Zn 1 0郾 14 0郾 68** 0郾 01 0郾 35 0郾 45** 0郾 63** 0郾 28
Bp As -0郾 12 0郾 14 0郾 21 0郾 06 -0郾 05 -0郾 08 -0郾 08 0郾 01 0郾 05 -0郾 17 -0郾 40* -0郾 21
Cd 1 0郾 65** -0郾 36* 0郾 90** 0郾 96** 0郾 14 0郾 81** 0郾 92** 0郾 70** 0郾 90** 0郾 53** 0郾 22
Cu 1 0郾 02 0郾 81** 0郾 75** 0郾 05 0郾 67** 0郾 78** 0郾 38* 0郾 61** 0郾 31 0郾 07
Ni 1 -0郾 29 -0郾 33* -0郾 17 -0郾 43** -0郾 22 -0郾 49** -0郾 33* -0郾 30 -0郾 30
Pb 1 0郾 93** 0郾 09 0郾 81** 0郾 91** 0郾 62** 0郾 79** 0郾 35* 0郾 18
Zn 1 0郾 19 0郾 85** 0郾 95** 0郾 69** 0郾 88** 0郾 49** 0郾 21
M As -0郾 50**-0郾 40* 0郾 36*-0郾 53**-0郾 46** 0郾 39* -0郾 51** -0郾 53** -0郾 33 -0郾 27 -0郾 48** -0郾 44*
Cd 1 0郾 95** -0郾 03 0郾 99** 0郾 99** -0郾 23 0郾 94** 0郾 80** 0郾 58** 0郾 80** 0郾 66** 0郾 80**
Cu 1 0郾 18 0郾 95** 0郾 98** -0郾 19 0郾 92** 0郾 74** 0郾 60** 0郾 79** 0郾 64** 0郾 77**
Ni 1 -0郾 06 0郾 08 0郾 34* -0郾 05 -0郾 24 -0郾 26 0郾 09 -0郾 19 -0郾 14
Pb 1 0郾 98** -0郾 28 0郾 95** 0郾 80** 0郾 62** 0郾 79** 0郾 66** 0郾 80**
Zn 1 -0郾 21 0郾 94** 0郾 78** 0郾 60** 0郾 81** 0郾 64** 0郾 78**
Fm As -0郾 51** 0郾 01 0郾 50**0郾 15 -0郾 19 -0郾 07 0郾 33* -0郾 10 -0郾 08 -0郾 05 -0郾 33* -0郾 20
Cd 1 0郾 29 -0郾 26 0郾 08 0郾 65** 0郾 12 -0郾 18 0郾 22 0郾 25 0郾 47** 0郾 41* 0郾 44**
Cu 1 0郾 39* 0郾 52** 0郾 85** 0郾 39* -0郾 11 0郾 25 0郾 58** 0郾 43** 0郾 46** 0郾 50**
Ni 1 0郾 19 0郾 12 0郾 18 0郾 12 -0郾 12 -0郾 16 -0郾 03 -0郾 29 -0郾 19
Pb 1 0郾 47** -0郾 15 0郾 20 0郾 35 0郾 50** 0郾 20 0郾 06 0郾 17
Zn 1 0郾 29 -0郾 16 0郾 42* 0郾 68** 0郾 65** 0郾 54** 0郾 62**
** P <0郾 01; * P <0郾 05.
7163 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 孙慧珍等: 哈尔滨市不同类型人工林土壤重金属含量摇 摇 摇 摇 摇
环境条件下的农耕地和撂荒地 Cd、Cu、Pb、Zn、As、
Ni的比值分别为 0郾 7、0郾 9、0郾 9、0郾 9、1郾 0 和 1郾 0,说
明农耕地和撂荒地重金属含量相当. 这也反证了同
一环境背景下的城市林业示范研究基地土壤经不同
类型树种覆盖 50 年后,土壤重金属含量发生显著
变化.
同一人工林土壤重金属含量(除 As 和 Ni 外)
均随土壤深度的增加而降低. 水曲柳林两层土壤重
金属除了 Ni和 Pb差异显著(P<0郾 05)外,其余重金
属均无差异(P>0郾 05);除兴安落叶松林、樟子松林
和黑皮油松林两层土壤 Ni,白桦林 As,胡桃楸林和
针阔混交林 As、Ni,蒙古栎林 As、Cu差异不显著外,
其他林地均差异显著或极显著.
2郾 2摇 林地土壤重金属元素间的相关分析
由表 2 可见,兴安落叶松林、樟子松林和黑皮油
松林土壤 As、Pb、Cd、Cu、Zn含量之间呈极显著正相
关,相关系数(R)分别在 0郾 45 ~ 0郾 98、0郾 86 ~ 0郾 99
和 0郾 78 ~ 0郾 98;黄波罗林、胡桃楸林、蒙古栎林、白
桦林和针阔混交林土壤 Pb、Cd、Cu、Zn 含量间极显
著正相关,R 在 0郾 65 ~ 0郾 99;水曲柳林土壤 Pb、Cu、
Cd与 Zn均正相关,R在 0郾 52 ~ 0郾 85.
2郾 3摇 林地土壤重金属含量与土壤化学指标的相关
分析
兴安落叶松林、樟子松林和黑皮油松林(Ni 除
外)土壤重金属含量与 pH值为负相关关系(表 2),
与土壤有机质、N(除樟子松林土壤重金属与全氮为
负相关外)、P、K为显著正相关.黄波罗林和蒙古栎
林 6 种重金属含量与 pH 值正相关,其他林型土壤
重金属与 pH 值相关有正有负. 阔叶林和针阔混交
林土壤除 As和 Ni与养分指标相关不显著或为负相
关外,黄波罗林、胡桃楸林、白桦林和针阔混交林土
壤 Cd、Pb、Cu、Zn 与有机质、N、P(除了白桦林土壤
Cu)、K(白桦林土壤重金属除外)均为显著正相关;
水曲柳林和蒙古栎林土壤 Cd、Pb、Cu、Zn 含量与养
分指标相关性较差,只与其中几个养分指标显著正
相关.
2郾 4摇 土壤综合污染指数
为了客观地反映不同类型人工林土壤污染程
度,选用兼顾单因素污染指数平均值和最大值的内
梅罗综合污染指数法对 9 种人工林土壤重金属污染
进行综合评价(图 2).结果表明,水曲柳林表层和下
层土壤污染最严重,综合污染指数分别为 8郾 11 和
12郾 73;其他类型人工林土壤综合污染指数均随土层
加深而下降,白桦林、蒙古栎林表层土壤综合污染指
图 2摇 林地土壤重金属污染综合评价指数
Fig. 2 摇 Soil comprehensive pollution index of heavy metals in
different plantations.
数分别为 2郾 97、2郾 66,为中度污染;其余林型污染指
数在 3郾 14 ~ 5郾 12,呈重度污染.针阔混交林、蒙古栎
林、白桦林下层土壤综合污染指数分别为 2郾 67、
2郾 15 和 2郾 13,呈中度污染;其他林型污染指数在
1郾 44 ~ 1郾 78,为轻度污染.不同林型土壤重金属污染
程度大致为:水曲柳林>黄波罗林>针阔混交林>胡
桃楸林>樟子松林>黑皮油松林>兴安落叶松林>白
桦林>蒙古栎林.
3摇 讨摇 摇 论
通常,由于城市土壤受人类扰动强烈,导致土壤
剖面重金属分布没有规律性[2,15-16] . 而本文不同类
型人工林土壤重金属(除 As和 Ni)含量随土层深度
增加而下降,说明研究样地受人为扰动较少. 另外,
不同重金属变异系数在 2郾 4% ~ 79郾 2% ,且林地人
为源或半人为源重金属 As 含量低于当地背景
值[16],均说明研究地土壤没有受到强烈的人为扰
动,且受外界影响较一致.
处于城市中心同一环境不同类型人工林土壤中
的重金属均来自成土母质和人类活动. 通过分析土
壤重金属间相关性,可推测重金属污染来源是否相
同[17] .总体上,人工林土壤 Pb、Cd、Cu、Zn(除水曲柳
林为 Cu、Pb、Zn)间呈显著或极显著正相关,并且其
又是人类活动引起污染的重要指示元素[18],说明处
于同一环境背景下的人工林上述 4 种金属是外界污
染源人为输入的,主要是来自于汽车尾气和轮胎磨
损产生的粉尘直接污染城市土壤,或者汽车尾气、城
市建设工程、工业废气排放的重金属进入大气,再经
大气沉降富集到土壤中[4] . 此外,近些年哈尔滨市
虽加快了生态园林城市建设步伐,但以燃煤为主的
能源消耗仍是城市土壤重金属的主要来源之
816 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
一[4,10] .不同林地土壤 Ni 和 As 含量与本地背景值
相当,表明该重金属主要来自土壤母质[9],因此可
归结为自然原因.这与乔胜英等[19]的 As、Ni受控于
成土母质的元素组合较一致.
生长在同一立地条件的不同树种,由于其生物
学特性显著改变了土壤化学性质如 pH 值、有机质
和 N、P、K含量[12] . 而土壤化学性质对重金属含量
起着重要作用[2] .土壤有机质对重金属的络合作用
随着有机质含量增加而增加[20] .因此重金属常累积
于有机质含量较高的表层土壤[21] . 与此相一致,本
研究中各林型表层土壤重金属(除 As和 Ni)含量最
高.不同类型人工林土壤 As(除针叶林)和 Ni 与土
壤养分含量不相关或为负相关;除蒙古栎林和水曲
柳林土壤 Pb、Cd、Cu、Zn与养分含量相关性较差外,
针叶人工林、阔叶林和针阔混交林土壤上述重金属
均与养分含量显著正相关. 这与卢瑛等[2]和卓文珊
等[22]研究结果一致. 各林型土壤重金属含量与 pH
值关系较复杂,微酸性的针叶林土壤重金属含量与
pH值均为负相关,而微酸性的针阔叶林和中性的阔
叶林(除蒙古栎林为酸性)土壤重金属含量与 pH值
的相关性有正有负. 这与前人的研究结果不
同[2,7,22] .陈怀满[23]研究表明,As 在碱性土壤中,可
溶性百分率显著增加.而本研究中兴安落叶松林、樟
子松林、黑皮油松林、蒙古栎林土壤 As含量较高,但
土壤为微酸性或酸性,且与 pH值负相关(除蒙古栎
林).这进一步说明了土壤化学指标与重金属关系
的复杂性,以后需进一步加强不同类型人工林重金
属吸收、迁移和转化的机理研究.
不同林型土壤重金属综合污染指数排序为:水
曲柳林>黄波罗林>针阔混交林>胡桃楸林>樟子松
林>黑皮油松林>兴安落叶松林>白桦林>蒙古栎林.
与土壤肥力排序相比,除白桦林和蒙古栎林外,其他
人工林重金属污染程度与林地土壤肥力排序相
似[12] .阔叶树种(除白桦和蒙古栎)土壤重金属污染
较高,可能由于叶片是重金属元素相对富集的器
官[21],叶面积大,吸收和截留重金属高;而且阔叶树
凋落物量大、分解速率快,叶片吸附的重金属很快地
释放和渗入到土壤,导致阔叶树种(除白桦和蒙古
栎)土壤重金属累积程度高于针叶树种.另外,可能
由于不同树种吸收重金属具有明显差异[24] .对不同
树种胸径重金属富集系数(树木与土壤重金属含量
之比)分析表明,表层和下层土壤综合污染指数分
别是其他林型的 1郾 6 ~ 3郾 0 和 4郾 8 ~ 8郾 8 倍的水曲柳
林各重金属富集系数较低,可能是导致该土壤重度
污染的原因;而白桦林树体重金属富集系数较高,其
林地土壤污染也较轻.蒙古栎林土壤污染程度最轻,
可能与其土壤呈酸性有关[25] . Mertens 等[25]发现,
种植在疏浚底泥 33 年后的夏栎(Quercus robur)、欧
洲白蜡木(Fraxinus excelsior)、欧亚槭(Acer pseudo鄄
platanus)和杨树(Populus ‘Robusta爷)对土壤和树木
体内重金属进行重新分配,其中夏栎较其他树种使
土壤更加酸化,导致表层土壤重金属浓度下降.利用
不同树种对重金属吸附、累积和转移的差异,可通过
树木对重金属的吸收或树木本身将污染物转化,并
将其带走,最终达到清除土壤重金属的污染修
复[1] .
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作者简介摇 孙慧珍,女,1973 年生,副教授.主要从事森林生
态学教学和科研工作,发表论文 20 余篇. E鄄mail: sunhuizhen
@ yahoo. com. cn
责任编辑摇 李凤琴
026 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷