张俊辉,姜 珊,刘 滨,王彦虎



宝鸡市滨河路不同植被环境污染的磁学响应

张俊辉1,2*,姜 珊1,刘 滨1,王彦虎1

(1.宝鸡文理学院地理与环境学院,陕西 宝鸡 721013；2.宝鸡文理学院,陕西省灾害监测与机理模拟重点实验室,陕西 宝鸡 721013)

为理解城市道路绿化带不同植被叶片附尘对污染的磁学响应,对宝鸡市滨河路不同类型的植被叶片进行系统的环境磁学实验分析.结果表明,植被叶片中磁性矿物含量相对较低,主要的载磁矿物为假单畴和多畴的亚铁磁性矿物,同时含有赤铁矿,灌木植被叶片的磁性矿物浓度与粒径均大于乔木,其中χlf值平均值为6.49×10-8m3/kg,相比较校园清洁区的植被叶片,表现出较高的浓度.滨河路植被叶片的饱和等温剩磁(SIRM)和非磁滞剩磁磁化率(χARM)的变化范围分别为(964~1226)×10-6Am2/kg和(9.9~44.7)×10-8m3/kg,同样也都远高于校园植被叶片(453~771)×10-6Am2/kg和(6.8~15.1)×10-8m3/kg,表明亚铁磁性矿物的相对含量较高.磁学参数表现出一定的空间变化规律,随着高度的增大,植被叶片含有的磁性矿物浓度和粒径逐渐递减.随着高度逐渐递减.同一高度内不同种类植被记录的环境污染各有差异,灌木植被紫金叶女贞的叶片样品中含有较高的磁性矿物浓度,指示其具有更好的滞尘和防治污染的能力.植被叶片的磁性矿物浓度在滨河路东段十字路口与西段路口呈现两个高值中心,指示两个污染相对较为严重的区域.

宝鸡市；磁学特征；植被；环境污染

研究表明,城市道路绿化植被叶片可以作为揭示城市环境污染的一个重要信息载体[1-5].其中重金属污染是城市环境污染的主要组成部分[6-10].当前国内外针对城市绿化植被揭示环境污染的研究主要通过传统的化学方法(如AAS, ICP-MS等)分析绿化植被中重金属种类、含量、来源、分布和污染特征等[11-14].环境磁学作为一种具有快捷、准确、经济和对样品破坏性小等多种优势的研究方法,在植被作为环境污染信息载体的研究中也有一定的应用.Haneschet等[12]通过分析认为:大气降尘、植物、土壤和沉积物等环境污染的指示对象中,植物的叶片因采集方法便易,经济可行,可被应用在广范围、大规模的城市污染研究中.Gautam等[13]通过研究发现:植物叶片的磁化率等磁学参数的变化特征可作为区域大气重金属污染的替代指标.同样对北京西郊首钢工业区附近采集的多种植被叶片样品磁学研究表明,磁化率、非磁滞剩磁以及饱和等温剩磁等主要磁性参数与一些重金属元素呈显著相关关系(0.73££0.88),因此认为叶片的磁学参数可以作为揭示大气重金属污染研究的理想替代指标[14]. 2015年对上海城郊区公园绿地中广泛分布的香樟叶片环境磁学和重金属元素研究揭示磁性颗粒物的含量和粒径由典型工业区沿冬季风方向逐级递减,磁性矿物及重金属含量主要受工业活动和交通道路污染的复合影响[7].曹丽婉等[16]于2016年选取具有高空间分辨率优势的叶片作为收集粉煤灰的载体,对临汾市大气中可吸入颗粒物进行磁学参数监测,结果表明磁化率最大值出现在工厂污染源附近,磁化率空间分布呈现随污染源距离增加而降低的趋势,表明叶片的磁学性质可以有效反映大气污染的现状.另外,利用工业区或交通道路沿线植被叶片的磁学性质,揭示出绿化植被叶片样品中磁性矿物的含量和粒径表现出随着与污染源距离的增大而减小的变化规律[17-20].但是,关于植物叶片对环境污染的磁学响应研究主要集中北京、上海等大都市或者重点工业区[21-23],侧重于对区域范围内同一植被记录的环境污染进行分析.中小城市道路绿化植被叶片磁性特征揭示环境污染的相关研究开展的较少,且同一道路不同植被、不同高度植被揭示环境污染的研究则更为少见.

宝鸡市地处关中平原的西部,是陕西省重要的工业城市,研究区域位于宝鸡市高新区,区内分布有秦岭钛材加工厂、稀有金属加工厂、渭滨双星金属加工厂等众多钢铁金属加工企业,交通运输繁忙,工业和交通产生的污染严重的影响着城市环境.本文选择交通繁忙、车流量大,植被种类相对较多,且具有一定代表性的宝鸡市高新区滨河路绿化带不同植被叶片作为研究对象,系统分析宝鸡市滨河路不同绿化植被中磁性矿物的含量、种类以及颗粒大小等特征,评估不同种类、不同高度绿化植被磁学特征的空间分布规律,揭示环境污染现状.帮助构建道路绿化植被记录环境污染的磁学评价体系,为城市选择既能美化和净化城市环境、又能降低绿化成本的植被提供新的科学依据,对改善城市居民生活环境具有重要意义.

1 材料与方法

1.1 样品收集

图1 宝鸡市滨河路绿化植被采样位置示意

选取宝鸡市高新区滨河路作为研究区域,该道路绿化植被种类多样,乔木有塔松、悬铃木、大叶女贞、侧柏;灌木有紫荆、红叶李、金叶女贞.采样时间为2015年11月,基本为生长期将近一年的叶片,选择连续7d晴朗的天气后采样.以4个不同高度(1m、1.5m、3m、4m)分别对不同绿化植被一年生成熟健康叶片进行采集.其中灌木植被紫荆、金叶女贞、红叶李等采样高度分为I、II层(1m、1.5m),大叶女贞、塔松和侧柏等乔木采样高度分为III、IV层(3m、4m).为了避免误差干扰,每一层的样品采集均有东、西、南和北4个方向,实验时均匀混合.同时采集不同植被所对应的街道粉尘样品,宝鸡文理学院校园中采集人为干扰相对较小区域的大叶女贞、白皮松、杨树、悬铃木树叶样品作为背景参照.共采集样品161个(图1).

1.2 实验方法

烘箱温度设定为60℃,将样品烘干,然后用玛瑙研钵研磨成粉末状,称取2g左右的样品包裹压实后装入无磁立方塑料盒中,进行以下磁学参数的测定:使用英国Bartington公司生产的MS2型磁化率仪进行低频(470Hz)测试.使用AGICO公司生产的JR-6A双速自动旋转磁力仪和ACSD-2000T型交变退磁仪测量在峰值为100mT的交变磁场和0.05mT的直流场下获得的非磁滞剩磁(ARM),计算非磁滞剩磁磁化率(ARM)=ARM/(1000/4´3.14)´0.5).利用AGICO公司生产的JR-6A和ASCIM-10-30脉冲磁化仪双速自动旋转磁力仪对样品分别加正向的300mT、1000mT和反向的20mT、300mT磁场,从而获得等温剩磁(IRM)和饱和等温剩磁(SIRM),其中1000mT条件下获得的IRM即为SIRM,并计算ARM/lf、SIRM/lf、ARM/SIRM.选取代表性叶片样品进行磁化率随温度变化的曲线(-T曲线)、磁滞回线(Loop曲线)以及FORC图的测量.-T曲线的测量采用捷克生产的MFK1FA型卡帕乔多频率磁化仪,加热至700 ℃. Loop曲线和FORC图的测量是用美国Lake Shore公司生产的VSM3902型变梯度磁力仪完成测量,测量时所加最大磁场为1000mT.以上实验均在宝鸡文理学院陕西省灾害监测与机理模拟重点实验室和中国科学院地球环境研究所测试完成.

2 实验结果

2.1 磁性矿物的特征

当样品中磁性颗粒的粒径变化不大时,磁化率(lf)大小主要反映了样品中亚铁磁性(如磁铁矿)的含量[24].宝鸡市滨河路乔木(塔松、悬铃木、大叶女贞、侧柏),灌木(紫荆、红叶李,金叶女贞)等植被叶片的磁学参数变化(表1):lf值变化范围在(1.63~17.5)×10-8m3/kg,平均值为6.49×10-8m3/ kg,校园植被叶片(表2)的lf值为(1.41~4.27)× 10-8m3/kg,平均值为3.09×10-8m3/kg,滨河路植被叶片磁化率的平均值是校园植被的2倍多,表明宝鸡市滨河路绿化植被叶片磁性矿物的浓度较大.SIRM和ARM等参数主要与磁性矿物含量和粒径大小有关,其中SIRM不受顺磁性和抗磁性物质的影响,主要由亚铁磁性和不完全反铁磁性矿物所贡献,而ARM则反映SSD亚铁磁性矿物含量[25].滨河路植被叶片的SIRM和ARM的变化范围分别为(418~1926)×10-5Am-3/kg和(09.9~ 44.7)×10-8m3/kg,同样也都远高于校园植被叶片(453~771)×10-6Am2/kg和(6.8~15.1)×10-8m3/kg,表明亚铁磁性矿物的相对含量较高.

S-ratio的高值可指示亚铁磁性物质的相对重要性,当S-ratio接近1时,亚铁磁性矿物占主导地位,赤铁矿(针铁矿)的浓度增加时,S-ratio则逐步降低[26-27].滨河路及校园不同类型植被叶片样品其S-ratio变化范围为0.91~0.99(表1,表2), S-ratio值随离路面距离的增大变化不大,比较稳定,表明亚铁磁性矿物主导了所有样品的磁性特征.ARM/lf比值通常用来指示磁铁矿的颗粒大小,磁性矿物的颗粒越小,ARMlf的比值越大[28].滨河路乔木与灌木植被叶片的ARM/lf比值变化范围(表1)分别为0.83~4.68和0.15~1.63,乔木植被的值高于灌木植被,变化比较明显,表明样品中磁性矿物颗粒粒度随着灌木、乔木高度的增加呈现逐渐减小的趋势.植被叶面磁学参数值均远远低于街道粉尘的磁学参数值(表2).

表1 滨河路北侧所有绿化植被样品的主要磁性参数

表2 校园植物叶片样品与道路粉尘磁性参数

2.2 等温剩磁获得曲线

IRM获得曲线是识别磁性矿物种类的重要参数[29].滨河路典型叶片样品分别选取19-06I (金叶女贞距离地面垂直高度1m的叶片样品)、19-06II(金叶女贞距离地面垂直高度1.5m的叶片样品)、20-08III(悬铃木距离地面垂直高度3m的叶片样品)、20-08IV(悬铃木距离地面垂直高度4m的叶片样品)在最大场强为1000T的脉冲磁场下的IRM获得曲线表明(图2a):所有植被叶片样品均在100mT磁场强度下达到饱和值的72%,在300mT达到饱和值的95%~96%,表明代表性样品中所含的主要载磁矿物均亚铁磁性矿物[29].lf和SIRM相关性分析表明(图2b):样品的lf与SIRM值之间存在良好的线性正相关(2=0.9356),这一方面表明样品中磁化率的贡献主要来自于亚铁磁矿物,另一方面表明在污染样品磁化率值较低的情况下,SIRM可作为的替代指标用于监测环境污染[15].

图2 代表性样品的等温剩磁获得曲线与饱和等温剩磁与磁化率相关性

2.3 典型样品的χ-T变化曲线

-T曲线能够反映不同磁性矿物在加热和冷却过程中的转变特征,因而被经常用来识别沉积物中的磁性矿物[30].分别选取灌木、乔木植物的代表性样品19-06I、19-06II、20- 08III、20-08IV及其对应路边灰尘样品(20- 08D、19-06D)进行磁化率随温度从0升高到700℃和从700℃降低到0的测量.19-06I、19- 06II、20-08III、20-08IV样品(3a、3b、3c、3d)的-T曲线在100~200℃之间磁化率值随温度的升高而缓慢降低,表明样品中顺磁性颗粒对磁化率有一定的贡献[26].温度约升高到200℃后,磁化率值随温度升高缓慢升高,但是在550℃左右磁化率值急剧降低,至580℃左右衰减到0,揭示出磁铁矿的居里温度,表明样品中含有磁铁矿[31].

街道灰尘代表性样品20-08D和19-06D(图3e、3f)的-T曲线在0~400℃之间,磁化率值随温度增加缓慢上升,400~540℃间略有降低,在约为540℃时磁化率值急剧降低,至580℃左右时衰减到0,表明样品中的主要磁性矿物为磁铁矿[14].冷却时,除19-06D样品(图3f)外,其余样品磁化率在580℃迅速上升,远高于加热时的值,表明有更多的新的磁铁矿生成.19-06D样品(图3f)其冷却曲线与加热曲线的高温段大致可逆,因此在400℃左右的磁化率峰值对应着磁性矿物的解阻温度,可以推断,19-06D样品(图3f)中的磁铁矿为细颗粒[14].

2.4 磁滞回线

磁滞回线是用来描述铁磁性物质在脉冲直流场中所获得的剩余磁化强度与外加磁场强度之间的关系,磁滞特征可以用来鉴别磁性矿物的成分[32].如图4所示,19-06I、19-06II、20-08III、20-08IV、20-08D和19-06D(图5a、5b、5c、5d、5e、5f)等代表性样品的磁滞回线均表现出明显的细腰的变化特征,外加磁场在300mT附近时形成闭合,表明样品中含有低矫顽力的亚铁磁性矿物[32].代表性样品rs(饱和剩余磁化强度)和s(饱和磁化强度)的比值变化范围在0.02~ 0.14,cr(剩磁矫顽力)和c(矫顽力)的比值变化范围为在2.41~5.24,进一步表明样品中的磁性矿物为低矫顽力的亚铁磁性矿物[32].

2.5 FORC图

FORC(First-Order Reversal Curve)图不但可以反映磁性矿物矫顽力的大小和磁性矿物颗粒之间相互作用的强弱,而且还可以区分磁性矿物的种类和磁畴状态[33].滨河路叶片样品FORC图的等值线沿着纵轴具有大开口的特征(图5),且它们的中心矫顽力均相对较小,基本都为0.03T左右,表明它们的样品中含有的磁性矿物为MD颗粒的磁铁矿[33].

图5 滨河路绿化植被代表性样品的FORC

横坐标代表矫顽力大小,纵坐标代表磁性颗粒间的相互作用力

3 讨论

3.1 Day图与King图

滨河路不同种类代表性植被叶片样品的IRM曲线、loop曲线、-T曲线和FORC图分析表明,样品中含有的主要的载磁矿物为低矫顽力的亚铁磁性矿物如磁铁矿和磁赤铁矿,但同时含有高矫顽力的硬磁性矿物赤铁矿.M与M的比值为纵坐标、B与B的比值为横坐标建立的Day氏图(图6a)上,基本所有乔木植被叶片样品均投影到PSD区域,有个别灌木叶片样品投影到MD区域,表明滨河路绿化植被叶片的磁性矿物粒径均以PSD和 MD等粗颗粒为主[34].此外,由图6a可明显看出,灌木植被叶片中M与M的比值整体小于乔木植被叶片的M与M的比值,不同类型植被叶片出现的这种变化,表明灌木植被叶片中的磁性矿物颗粒比乔木植被叶片的磁性矿物颗粒粗.当样品中的磁性矿物以磁铁矿为主时,ARM和lf的比值组成的King图可指示样品中磁性矿物的粒度[34],滨河路植被叶片样品的结果显示除了个别乔木样品落在了大于5µm的粒径范围之外,其余均落在0.1~5µm之间,且也可明显看出,灌木植被叶片磁性矿物的粒径整体大于乔木植被叶片中磁性矿物的粒径(图6b).这与代表性样品FORC图以及Day图的反映的磁性矿物的粒径结果基本一致:滨河路植被叶片样品中的磁性矿物主要是由粗颗粒的PSD和MD组成,且灌木植被叶片所含磁性矿物的粒径整体大于乔木.

图6 滨河路绿化植被样品的Day氏图和King图

3.2 不同种类植被磁学参数记录的环境污染

图7横坐标代表不同类型植被,纵坐标代表滨河路绿化植被叶片不同的磁性参数值.灌木植被叶片高度为I、II(距离地面高度分别为1m、1.5m),乔木植被叶片采样高度分别为III、IV(距离地面高度分别为3m、4m).为了避免个别数据误差,以下所有参数均选自几种相同植被的平均值.同一高度所有不同类型的灌木和乔木植被叶片中,lf、SIRM和ARM值均表现出相似的变化规律(图7a-f).1m高度不同类型的灌木植被的lf值(图7a):金叶女贞为17.78×10-8m3/kg,紫荆与红叶李分别仅为5.11×10-8m3/kg和7.98×10-8m3/kg; 1.5m高度处灌木植被lf值呈现出与1m处相同的变化规律(图7a),但其值整体均比1m高度处的低,金叶女贞的值最高,且仅为11.50×10-8m3/kg. 1m高度处金叶女贞的SIRM(图7b)与ARM值(图7c)分别为1901×10-6Am2/kg和68.3×10-8m3/kg,远远高于紫荆、红叶李的值,金叶女贞的ARM值是紫荆的3倍(图7c);1.5m高度处不同类型的灌木植被SIRM与ARM值也表现出相似的变化规律,其中金叶女贞的值均较高.金叶女贞不同高度(1m、1.5m)的所有磁学参数值均高于同高度的其它灌木植被,表明金叶女贞叶片中磁性矿物浓度含量较高,这可能与金叶女贞叶片的上表面排列有紧密的小室,小室边缘突起,突起边缘间可以深藏颗粒物,而且下表面有绒毛,可增加叶面滞留颗粒物的能力[35],因此金叶女贞植被叶片的磁性浓度均表现出较高值.

3m高度处不同类型的乔木植被叶片样品中(图7d),塔松与侧柏的lf值分别为15.28× 10-8m3/kg和11.64×10-8m3/kg,均远高于大叶女贞和悬铃木的6.25×10-8m3/kg和5.16×10-8m3/ kg;4m高度处,侧柏、大叶女贞和塔松的lf值出现了一个有规律的递减变化,侧柏的lf值为7.38×10-8m3/kg,高于大叶女贞和塔松的值.3m高度处塔松与侧柏的SIRM也表现出一个明显的高值(图7e),分别为1880×10-6Am2/kg和1440×10-6Am2/kg,4m高度处侧柏、大叶女贞、塔松的SIRM值与ARM依然呈现递减规律(图7f).有研究发现,针叶树种叶片单位面积滞尘能力高于阔叶树种[36-37],因此在距离地面3m高度处塔松与侧柏的植被叶片中可能吸附了较多的污染物质.4m高度处,侧柏、大叶女贞植被叶片对污染的吸附作用强于塔松等植被叶片,这可能与高度有一定关系,当植被生长达到一定高度后接受的污染相对单一,主要以大气降尘为主时,一方面阔叶乔木植物叶片面积较大、树冠宽阔,滞尘量较高,对大气颗粒物截留效果显著;另一方面可能是因为侧柏、大叶女贞植被树冠较高,对空气流动的影响更大,更易使周边空气形成湍流,从而为颗粒物沉降提供有利条件,促进植物对颗粒物的吸附[38].

图7 滨河路不同种类绿化植被叶片磁参数比较

3.3 植被磁学参数记录环境污染的空间特征

选定代表磁性矿物浓度和颗粒大小的磁学参数lf与ARM/lf,通过等值线图来揭示宝鸡市滨河路植被叶片磁学参数记录环境污染的空间变化特征(图8a~h).灌木植被叶片样品在1m高度处lf大于1.5m高度处,而ARM/lf值则1m高度处则较小(图8a~d),表明1m高度处植物叶面的磁性矿物浓度高,粒径值大.同一类型灌木植被叶片样品的磁性矿物浓度与粒径随着高度的增加出现的这种变化,表明同种植被叶片在1m高度处所受污染程度较大.这可能是在1m的高度范围内,相对低矮的植物叶片既接受大气降尘的污染,同时更为主要的是受到机动车排放和地面扬尘影响,尤其是生长高度为0.3~1m的灌木植物金叶女贞叶片处于机动车辆与路面灰尘吸收范围[31]. 3m高度处,lf呈现最低值(图8e),ARM/lf呈现出最高值(8f),指示了乔木植被树叶所含的磁性矿物浓度最低,粒径较细,植被叶片在此高度处对污染的吸附能力最弱,一方面可能是由于远离地面交通污染源,另一方面由于植被顶层较大叶片的遮盖,导致大气降尘也受到阻隔,因此在此高度污染最为轻微.但是,4m高度处乔木植被叶片的磁性参数值略高于3m高度处,原因可能是在4m的高空范围内,叶片不受遮挡,能受到大气降尘的污染影响,但由于乔木植被叶片与地面距离较高,污染的来源相对单一,其叶片滞尘主要来自大气沉降颗粒物,因此乔木植被叶片样品的磁性参数值(图8e~h)相比较灌木植被叶片均明显下降.

滨河路植被树叶的lf与ARM/lf等值线图揭示的自东向西污染变化规律为:出现两个峰值,一个是以滨河路十字路口为中心的高值区,另一个是滨河路西侧的路口,表明植被叶片中的磁性矿物东段呈现出较高的浓度,粒径也较粗.1m与1.5m高度处的峰值(图8a~d),原因可能是东段是十字路口,一方面车流量出现明显的一个增大峰值,另一方面车辆的运行速度和方式、车胎摩擦以及车辆所处的位置影响,导致污染物来源增强;3米高度的峰值不明显,主要可能是因为此高度处的植物叶片的磁性参数受到地面交通污染影响较小;而4m高度处又出现与1m、1.5m相同的峰值变化,原因可能是采样期间滨河路西段路面正在进行施工,正逢大风天气,从地面卷起的尘土与高空的大气污染共同给植被叶片带来一定的污染影响.

图8 磁性参数的等值线分布图(黑色圆点表示样品点位置)

4 结论

4.1 宝鸡市滨河路植被叶片样品中的磁性矿物浓度较相对清洁的校园区植被叶片浓度较高,主要的载磁矿物为粗颗粒的低矫顽力磁铁矿和磁赤铁矿,还含有高矫顽力的赤铁矿,且灌木植被叶片所含磁性矿物的粒径整体大于乔木植被叶片中磁性矿物的粒径.

4.2 滨河路绿化带中同一高度内不同种类植被的揭示的环境污染各有差异,相比较于灌木植被紫荆和红叶李,金叶女贞的叶片样品中表现出较高的磁性矿物浓度,指示其具有更好的滞尘和防治污染的能力.

4.3 滨河路植被叶片中的磁性矿物浓度和粒径表现出一定的空间变化规律,随着高度的增大浓度和粒径都呈现逐级递减的趋势,植被叶片磁学参数记录的污染高响应区为距离地面高度大约1m的环状区域内.另外在滨河路东段十字路口与西段路口,植被叶片磁性矿物浓度呈现出由两个高值区向中心向周围递减的扩散模式,分别可能与十字路口车流量大和采集样品时期路段正在施工人为活动所带来的影响有关.

[1] Canbay M, Aydin A, Kurtulus C. Magnetic susceptibility and heavy-metal contamination in topsoils along the Izmit Gulf coastal area and IZAYTAS (Turkey) [J]. Journal of Applied Geophysics, 2010,70(1):46-57.

[2] Leng X, Wang C, Li H, et al.Response of magnetic properties to metal deposition on urban green in Nanjing [J]. Environ. Sci. Pollut. Res. Int. 2017,60(1):43-52.

[3] Leng Z X, Wang C, Li M H, et al.Efficiency of stepwisemagnetic chemical site assessment for fly ash derived heavymetal pollution [J]. Geophysical Journal International, 2017,24: 25315-25328.

[4] Kawasaki K, Horikawa K, Sakai H. Environmental magnetism of roadside soil contamination in the restricted Bijyodaira Area of Mt. Tateyama, Toyama, Janpan [J]. Asian Journal of Water Environment and Pollution, 2015,12(2):1-11.

[5] Cao I. W, Appel E, R&sler W, et al.Response of magnetic properties to metal deposition on urban green in Nanjing, China [J]. Environ. Sci. Pollut. Res. Int., 2015,203(2):767-775.

[6] 王 呈,王金花,钱 新.南京市树叶附尘对大气重金属污染的磁学响应[J].中国环境科学, 2017,37(7):2414-2423.

[7] 刘 飞,褚慧敏,郑祥民.上海市公园绿地叶片对大气重金属污染的磁学响应[J].环境科学, 2015,36(12):0250-3301.

[8] Schädlich G, Werssflog L, Schüürmann G. Magnetic susceptibility in conifer as indicator of fly ash deposition [J]. Fresenius Environ. Bull., 1995,36(6):7-12.

[9] 王 冠,夏敦胜,刘秀民,等.兰州市城市街道尘埃磁学特征时空变化规律[J].科学通报,2008,4(2):49-58.

[10] Gautam P, Blaha U, Appel E, et al.Environmental magnetic approach towards the quantification of pollution in Kathmanduur-ban area, Nepal [J]. Physics and Chemistry of the Earth, 2004,29: 973-984.

[11] 张卫国,俞立中.长江口潮滩沉积物的磁学性质及其与粒度的关系[J].中国科学, 2002,32(9):783-792.

[12] Hanesch M, Scholger R, Rey D. 2003. Mapping dust distribution around an industrial site by measuring magnetic parameters of tree leaves [J]. Atmospheric Environment, 37(36):5125-5133.

[13] Gautam P, Blaha U, Appel E. 2005. Magnetic susceptibility of dust loaded leaves as a proxy of traffic-related heavy metal pollution in Kathmandu city, Nepal [J]. Atmospheric Enviroment, 39(12):2201-2211.

[14] 胡守云,段雪梅,沈明洁,等.北京首钢工业区重金属污染叶片的磁性响应[J].科学通报,2008,32(2):291-295.

[15] 张春霞,黄宝春,李震宇.高速公路附近叶片的磁学性质及其对环境污染的指示意义[J]. 科学通报, 2006,51(12):1459-1468.

[16] 曹丽婉,胡守云.临汾市叶片磁性的时空变化特征及其对大气重金属污染的指示[J]. 地球物理学报, 2016,59(5):1729-1742.

[17] 隆 茜,周菊珍,孟 颇,等.城市道路绿化带不同植物叶片附尘对大气污染的磁学响应[J].环境科学, 2012,33(12):0250- 3301.

[18] 段雪梅,沈明洁,胡守云,等.首钢工业区土壤剖面重金属含量及其结合态的磁指示作用的研究[J].地球物理学进展,2008, 55(4):650-658.

[19] 张春霞,黄宝春.环境磁学在城市环境污染监测中的应用和进展[J].地球物理学进展,2005,20(3):705-711.

[20] 张俊辉,张 健,王 瑾,等.宝鸡市大气降尘的磁学特征与环境意义[J].干旱区地理, 2015,38(3):539-548.

[21] 李 勇,不同环境中叶片的磁学性质及其对大气环境污染的指示[J].现代地质, 2016,30(3):1000-8527.

[22] 尹 刚,胡守云,闫海涛.不同环境污染载体的磁学研究及其应用特点[J].地球物理学进展, 2012,27(5):1947-1956.

[23] 张春霞,黄宝春,刘青松.钢铁厂周围不同污染介质的磁学性质及环境意义[J].地球物理学报, 2009,52(11):2826-2839.

[24] Maher B A, Thompson R. Quaternary climates, environmentsandmagnetism [M].Cambridge:Cambridge University Press,1999: 49-53.

[25] Dunlop D J, Ozdemir O. Rock Magnetism Fundamentals and Frontiers[M]. Geochronique, 2002,51(9):76-79.

[26] Evans M E,Heller F. Environmental magnetism: principles and applications of environmental magnetism[M].London: Academic Press,2003,7(3):68-77.

[27] LiuQS, RobertsAP,Larrasoana.JC,et al. Environmental magnetism: principles and applications [J]. Reviews of Geophysics, 2012,50(4):58-67.

[28] Heider F, Zitzelsoberger A, Fabian K. Magnetic susceptibility and remanent coercive force in grown magnetite crystals from 0.1μm to 6mm [J]. Phys Earth Planet Inter, 1996,93:239-256.

[29] DankersP.Relationshipbetween mediandestructive fieldand remanent coercive forces for disperse naturalmagnetite,titanomagnetite and hematite [J]. Geophysical Journal of the Royal Astronomical Society, 1981,64(2):447-461.

[30] 刘青松,邓成龙.磁化率及其环境意义[J]. 地球物理学报, 2009,52(4):1041-1048.

[31] Hu S Y, Goddu S R, Appel E, et al. Palae climatic changes over the past 1million years derived from lacustrine sediments of Heqingbasin (Yun nan, China) [J]. Quat Inter, 2005,136:123-129.

[32] Thompson R, Oldfield F. Environmental magnetism [M].London: Allen and Unwin,1986,26(1):1-227.

[33] Dearing J A, Bird P M, Dannr J L, et al. Secondary ferrimagnetic minerals in Welsh soils:a comparison of mineral magneticdetection methods and implications for mineral formation [J].Geophysical Journans of environmental magnetism [M].London:Academic Press, 2003,68-77.

[34] 秦华峰,刘青松,潘永信.一阶反转曲线(FORC)图的原理及应用实例[J]. 地球物理学报, 2008,51(3):743-751.

[35] Dearing J A,Bird P M, Dannr J L, et a1. Secondary ferrimagnetic minerals in Welsh soils:a comparison of mineral magnetic detection methods and implications for mineral formation [J]. Geophysical Journal International, 1997,130(3):727-736.

[36] 王赞红,李纪标.城市街道常绿灌木植物叶片滞尘能力及滞尘颗粒物形态[J]. 生态环境, 2006,15(2):327-330.

[37] 范舒欣,蔡 妤,董 丽.北京市8种常绿阔叶树种滞尘能力[J]. 应用生态学报, 2017,28(2):408-414.

[38] Liu Q S, Roberts A P, Larrasoana J C, et a1. Environmental magnetism:principles and applications [J]. Reviews of Geophysics, 2013,50(4):197-215.

致谢：本论文的大部分磁学实验由中国科学院地球环境研究所测试完成,感谢地环所强小科老师提供的帮助,在此表示感谢.

Magnetic response of environmental pollution about different vegetation leavesinBinhe Street of BaojiCity.

ZHANG Jun-hui1,2*, JIANG Shan1, LIUBin1, WANG Yan-hu1

(1.College of geography and Environment, Baoji University of Arts and Sciences, Baoji 721013, China；2.Shaanxi Key Laboratory of Disasters Monitoring and Mechanism Simulation, Baoji University of Arts and Sciences, Baoji 721013, China)., 2018,38(5)：1893~1904

By exploring the magnetic response of environmental pollution about different vegetation leaves in urban street, the environmental magnetism of the different vegetation leaves was analyzed in Binhe street. The results show that the concentration of magnetic mineral samples was relatively low, magnetic domain was mainly composed by coarse particles of PSD (pseudo single domain) and MD (multidomain grain). The particle size of magnetic mineral of shrub vegetation was greater than arbor vegetation in the leaves. The average value of χlfwas 6.49×10-8m3/kg, compared with the campus clean area vegetation blade, showed high concentration. The SIRM and χARMrange was (964~1226)×10-6Am2/kgand (9.9~44.7)×10-8m3/kg, were also much higher than the campus vegetation blade, Which was (453~771)×10-6Am2/kg and (6.8~15.1)×10-8m3/kg, show that the relative content of ferrous magnetic minerals was higher. The magnetic mineral concentration and the particle size of the vegetation leaves in Binhe street decreased with the increasing of height. Different kinds of vegetation within the same height have different environmental effects in Binhe street. The magnetic mineral concentration and particle size of Gold leaf privet present a higher value, which indicated its had better dust detention and the ability to prevent and control pollution. In addition, in the east section of Binhe street and western intersection, The magnetic mineral of vegetation leaves appears high value center, which indicates the heavy pollution.

Binhe street；magnetic parameters；vegetation；pollution

X169;X513

A

1000-6923(2018)05-1893-12

2017-10-22

陕西省教育厅科学研究计划重点项目资助(17JS004)

* 责任作者, 副教授, bwlzjh@126.com

张俊辉(1978-),男,陕西咸阳人,副教授,博士,主要从事环境磁学与全球气候变化.发表论文10余篇.