屈海燕+趙懿桓+陸秀君

摘要：試驗(yàn)是科學(xué)研究的基本途徑之一，從植物葉片滯留大氣細(xì)顆粒物的質(zhì)量，及植物群落消減大氣顆粒物濃度的研究發(fā)展過程、試驗(yàn)類型、研究尺度出發(fā)，綜述了植物消減細(xì)顆粒物的研究方法和借助手段?，F(xiàn)有的試驗(yàn)方法可分為3類：野外試驗(yàn)是目前越來越受到關(guān)注和廣泛應(yīng)用的方法；操作試驗(yàn)結(jié)果更可靠，但受現(xiàn)實(shí)條件的限制更大；模擬試驗(yàn)是克服復(fù)雜的試驗(yàn)條件的一個(gè)替代途徑，并對(duì)理論的檢驗(yàn)和發(fā)展有用。這3類試驗(yàn)方法各自存在不同的優(yōu)勢(shì)和局限，彼此難以替代。從研究尺度來講，操作試驗(yàn)屬于微觀尺度，主要集中在葉片的微觀結(jié)構(gòu)與PM2.5的關(guān)系研究；野外試驗(yàn)則更多集中在宏觀和中觀的植物群落滯塵的研究上；而模擬試驗(yàn)的途徑來源于宏觀的生態(tài)系統(tǒng)，有對(duì)自然因素更多的保留和對(duì)試驗(yàn)變量的足夠控制，因而目前是研究熱點(diǎn)。最后介紹了3種試驗(yàn)方法和研究尺度的優(yōu)缺點(diǎn)、受限性及發(fā)展方向，為植物滯塵及消減試驗(yàn)研究提供參考依據(jù)。

關(guān)鍵詞：植物葉片滯塵；植物群落消減；野外試驗(yàn)；操作試驗(yàn)；模擬試驗(yàn)

中圖分類號(hào)： X173文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A

文章編號(hào)：1002-1302（2017）05-0015-07

近年來大氣中PM2.5（空氣動(dòng)力學(xué)直徑小于2.5 μm的空氣顆粒物）等可吸入顆粒物濃度增加形成灰霾天氣，對(duì)農(nóng)業(yè)、水文和生態(tài)系統(tǒng)造成一定的影響，其危害越來越引起人們的關(guān)注。目前人們?cè)絹碓疥P(guān)注園林植物及綠地群落對(duì)于細(xì)顆粒物的吸收和消減作用[1]。

由于植物自身的復(fù)雜性，目前植物滯塵能力的尺度研究大致分為單葉滯塵、單木滯塵、群落滯塵等。這3種尺度的研究過程和結(jié)果息息相關(guān)。單葉滯塵從微觀角度出發(fā)，主要研究葉表微結(jié)構(gòu)與滯塵能力的相關(guān)性[2]；宏觀角度一般研究植物群落的滯塵效益、對(duì)細(xì)顆粒物的消減率等，多采用濃度監(jiān)測(cè)分析；單木滯塵能力的研究目前主要以滯留大氣顆粒物量為主。不同尺度的試驗(yàn)借助的儀器設(shè)備不同，試驗(yàn)設(shè)計(jì)所涉及的問題和解決方法也不盡相同。細(xì)顆粒物成分的可變性、植物本身的復(fù)雜性以及環(huán)境的不穩(wěn)定性，導(dǎo)致操作和試驗(yàn)設(shè)計(jì)面臨重重困難，而隨著科學(xué)發(fā)展與儀器設(shè)備的進(jìn)步、試驗(yàn)方案的逐漸完善，研究的受限度也越來越小。

1植物滯塵研究發(fā)展歷史

國(guó)外對(duì)植物滯塵能力的研究較早，20世紀(jì)40年代就已經(jīng)開始[3]，并提出了森林植被是顆粒態(tài)污染物蓄積庫的說法。研究重點(diǎn)集中于樹木滯納放射性顆粒物和金屬污染物方面。在城市地區(qū)，尤其在顆粒物污染源周圍，如道路，廣泛栽種滯留顆粒物能力高和抗污能力強(qiáng)的樹種是提高空氣質(zhì)量的有效手段[4]。20世紀(jì)90年代開始用植物作為工具來監(jiān)測(cè)大氣環(huán)境質(zhì)量，而且這種跟蹤的研究一直持續(xù)到今天，并提出在試驗(yàn)的植物組織內(nèi)部檢測(cè)到了金屬元素，但是很難區(qū)分金屬元素是來自大氣還是土壤，這2個(gè)來源應(yīng)該同時(shí)被考慮和進(jìn)一步研究[5]。

在建立空氣質(zhì)量監(jiān)測(cè)方面，美國(guó)自1997年發(fā)布PM2.5標(biāo)準(zhǔn)起，歷時(shí)近10年并于2006年獲得了有效的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，2009年開始認(rèn)定PM2.5自動(dòng)監(jiān)測(cè)儀器并開展大氣污染觀測(cè)超級(jí)站計(jì)劃。歐盟于1984年建立了遠(yuǎn)程大氣污染輸送監(jiān)測(cè)和評(píng)估合作計(jì)劃（EMEP），現(xiàn)有的EMEP體系已覆蓋歐盟各國(guó)。2000年日本環(huán)境省初步制定相關(guān)PM2.5自動(dòng)監(jiān)測(cè)規(guī)范，2007年修訂，2009年正式公布，并給出關(guān)于PM2.5自動(dòng)監(jiān)測(cè)認(rèn)定設(shè)備名錄[6]。[LM]

空氣質(zhì)量監(jiān)測(cè)設(shè)備方面，目前世界上有300～400種空氣檢測(cè)儀。生產(chǎn)移動(dòng)式空氣檢測(cè)儀的公司有幾十家，其中德國(guó)的德圖、英國(guó)的凱恩、美國(guó)的BNERAC和BARACHE等是實(shí)力強(qiáng)大的專業(yè)廠商。國(guó)外的空氣質(zhì)量檢測(cè)設(shè)備靈敏度高、穩(wěn)定性好，外觀和結(jié)構(gòu)精巧、易于維護(hù)[7]。目前，大部分歐洲國(guó)家同時(shí)監(jiān)測(cè)PM10和PM2.5，但PM2.5監(jiān)測(cè)站點(diǎn)總數(shù)量并不多。

我國(guó)自2013年1月開始，重度灰霾在全國(guó)各地頻發(fā)。自此我國(guó)實(shí)施了新的空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，新增了PM2.5等重要指標(biāo)。

在學(xué)術(shù)研究方面，從文獻(xiàn)的數(shù)量可以看出，2013年為研究滯留PM2.5的分水嶺。2013年之前研究者主要對(duì)植物葉表面進(jìn)行觀察以及對(duì)葉表面顆粒物特性進(jìn)行描述性研究，包括植物單位葉面積滯塵量的研究，卻很少對(duì)細(xì)顆粒物的尺度進(jìn)行明確的限定。2013年之后更趨向于定量研究，包括研究具有代表性的植物葉片滯塵量的計(jì)算、滯塵多少的分級(jí)、植物滯塵能力判斷、滯塵的普遍規(guī)律的研究等。

植物滯塵的研究已經(jīng)從單純的物理層面的研究，延伸到生態(tài)學(xué)、水土保持、數(shù)學(xué)、生物、化學(xué)、監(jiān)測(cè)技術(shù)、動(dòng)力學(xué)、統(tǒng)計(jì)學(xué)、植物學(xué)等多層面研究領(lǐng)域。戴莉等應(yīng)用高效液相色譜法測(cè)定葉片中多環(huán)芳烴的含量，研究不同樹種吸收多環(huán)芳烴能力的差異[8]。馮少榮等采用非參數(shù)統(tǒng)計(jì)結(jié)合多元回歸的方法以及多元統(tǒng)計(jì)分析中的因子分析和對(duì)應(yīng)分析方法，對(duì)2013年11月全國(guó)大范圍霧霾現(xiàn)象的主要影響因素進(jìn)行了相關(guān)性實(shí)證分析研究[9]。

2012年2月我國(guó)頒布了《環(huán)境空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 3095—2012），將PM2.5納入了空氣質(zhì)量必測(cè)項(xiàng)目。我國(guó)已經(jīng)建立了環(huán)境PM10和PM2.5監(jiān)測(cè)網(wǎng)絡(luò)，但是目前監(jiān)測(cè)站點(diǎn)還是不夠優(yōu)化。增加監(jiān)測(cè)點(diǎn)環(huán)境的豐富性、擴(kuò)大監(jiān)測(cè)范圍，并建立規(guī)范的體系和標(biāo)準(zhǔn)，逐漸成為大氣顆粒物研究的一個(gè)重要發(fā)展方向[10]。

2012年5月，中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè)總站頒發(fā)《關(guān)于印發(fā)PM2.5自動(dòng)監(jiān)測(cè)儀器技術(shù)指標(biāo)與要求（試行）的通知》文件。在常規(guī)空氣質(zhì)量?jī)x器研究創(chuàng)新方面，李磊對(duì)單顆粒質(zhì)譜儀進(jìn)行研究，并對(duì)氣溶膠質(zhì)譜系統(tǒng)進(jìn)行模擬和改進(jìn)，引入透鏡聚焦系統(tǒng)將質(zhì)譜對(duì)離子檢測(cè)的靈敏度提高了近2倍[11]。采用β射線法監(jiān)測(cè)時(shí)揮發(fā)性成分會(huì)丟失，造成測(cè)量結(jié)果存在偏差，楊志遠(yuǎn)針對(duì)這一問題設(shè)計(jì)了含揮發(fā)性顆粒物補(bǔ)償?shù)摩律渚€式PM2.5監(jiān)測(cè)儀的采樣裝置[12]。

2植物滯塵的試驗(yàn)方法

科學(xué)試驗(yàn)是研究植物滯塵的基本途徑之一。植物滯塵的試驗(yàn)方法按性質(zhì)一般可分為3類：野外試驗(yàn)（監(jiān)測(cè)）、操作試驗(yàn)（實(shí)驗(yàn)室）、模擬試驗(yàn)。這3類方法各自存在不同的優(yōu)勢(shì)和局限，彼此難以替代。研究中往往是野外觀測(cè)和操作性試驗(yàn)相互結(jié)合共同發(fā)揮作用，最近幾年，多學(xué)科的參與為模擬試驗(yàn)（氣室模擬、風(fēng)洞模擬、流體力學(xué)模擬等）提供了有力的基礎(chǔ)。

2.1野外試驗(yàn)

自然界每時(shí)每刻都在進(jìn)行著天然的植物滯塵試驗(yàn)。葉片樣本的采集、群落內(nèi)大氣細(xì)顆粒物質(zhì)量濃度的監(jiān)測(cè)均在野外進(jìn)行，可以歸為野外操作試驗(yàn)。不同研究者采集葉片的數(shù)量和采集葉片間隔的時(shí)間會(huì)略有差異。一般將雨后1周采集的完整無損傷的植物葉片作為研究對(duì)象。

2.1.1野外植物單木及群落樣本的選擇

包括為實(shí)驗(yàn)室操作試驗(yàn)的前期準(zhǔn)備進(jìn)行的植物單葉的野外采集，以及為野外監(jiān)測(cè)試驗(yàn)進(jìn)行的群落樣地的選擇。

2.1.1.1單葉樣本的選擇

植物葉片的采集在野外進(jìn)行可以歸為野外試驗(yàn)，采集之后的葉片拿回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行檢測(cè)為操作性試驗(yàn)，為后期操作試驗(yàn)做準(zhǔn)備。

植物葉片采集多在應(yīng)用廣泛、生長(zhǎng)狀況良好的植物成株上，采集的數(shù)量多為20～40張，采集方位選擇植株四周不同的高度。大部分研究者采樣方式相似，而在采集的間隔時(shí)間和次數(shù)上差異較大，這是因?yàn)椴煌脑囼?yàn)設(shè)計(jì)和地區(qū)的降雨頻度對(duì)采樣時(shí)間和次數(shù)有影響。

研究目的不同，選擇的采樣方式也不同。趙勇等為了估算全市植物滯塵效應(yīng)需要進(jìn)行葉片的采集，采集葉片的標(biāo)準(zhǔn)為要保證被采集的植物品種是這座城市的主要樹種，這樣才能保證選擇的植物種類具有代表性[13]。李海梅等根據(jù)青島市降雨與飄塵的特點(diǎn)，每4 d采樣1次，連續(xù)采樣4次，其中，試驗(yàn)進(jìn)行到第15天時(shí)，出現(xiàn)了降雨天氣，對(duì)前3次的滯塵能力進(jìn)行比較，并計(jì)算降雨前的平均值、降雨后的滯塵量，得出被雨水沖掉的比例[14]。柴一新等在研究哈爾濱市植物葉片滯塵能力時(shí)，結(jié)合當(dāng)?shù)氐臍夂蚯闆r，常綠樹種的葉片采集在春季進(jìn)行，分別在雨后1～4周進(jìn)行4次采集。而落葉闊葉樹由于葉片成熟后進(jìn)入雨頻的夏季，則雨后1、2周進(jìn)行2次采集[15]。

2.1.1.2群落樣地的選擇

植物群落的滯塵作用是城市綠地重要的生態(tài)功能之一，植物群落復(fù)雜的表面結(jié)構(gòu)增加了空氣湍流的模式，提高了群落表面的邊界阻力；群落有效固定土壤表面，杜絕了二次揚(yáng)塵，從而對(duì)顆粒物的沉降和吸附有積極作用；植物群落對(duì)風(fēng)力和風(fēng)向的改變和形成小氣候的特點(diǎn)使得群落的滯塵作用較大[16-18]。

群落的尺度、綠量[19-20]、結(jié)構(gòu)類型、郁閉度、寬度以及構(gòu)成群落的植物種類等因素綜合影響植物群落的滯塵能力。除了這些因素，植物群落所在區(qū)域污染的程度也與研究的結(jié)果息息相關(guān)。

粟志峰等研究街道綠地，選擇不同植物配置類型的樣地，分別為喬木加灌木加花草型、密喬木型、稀疏喬木型，覆蓋率分別為98%、33%、5%，進(jìn)行對(duì)比研究[19]。阮氏清草在研究城市森林植被類型與等顆粒物濃度的關(guān)系時(shí)選擇了闊葉林、混交林、灌木林、針葉林和對(duì)照草地，得出不同類型的綠地對(duì)懸浮顆粒物的滯留能力不同[21]。王國(guó)玉等研究道路綠地時(shí)選擇3處典型道路綠地作為監(jiān)測(cè)樣地，每處樣地內(nèi)沿垂直道路方向分別于綠化林帶內(nèi)約6、16、26、36 m距離處設(shè)4處測(cè)試點(diǎn)，并在道路邊緣，距離綠化林帶大約1 m處設(shè)置對(duì)照點(diǎn)[22]。郭建超等以楊樹林和油松林為研究對(duì)象，選擇典型天氣研究2種城市林地PM2.5質(zhì)量濃度變化規(guī)律與不同氣象要素之間的關(guān)系[23]。邱媛等為了研究4種主要綠化喬木不同功能區(qū)的滯塵總量，分別在工業(yè)區(qū)、商業(yè)區(qū)、交通區(qū)、居住區(qū)、清潔區(qū)進(jìn)行采樣，這是根據(jù)區(qū)域顆粒物濃度的高低進(jìn)行分類選擇樣地[24]。

為了研究城市顆粒物濃度變化，一般還會(huì)選擇能代表全市平均顆粒物濃度水平的樣地。趙勇等根據(jù)不同區(qū)域污染程度綜合考慮，選取具有代表性的河南農(nóng)業(yè)大學(xué)為測(cè)試地點(diǎn)[13]。

2.1.2野外監(jiān)測(cè)技術(shù)、方法及群落消減率的計(jì)算

群落樣地的選擇與大氣顆粒物的野外監(jiān)測(cè)緊密相連，大氣顆粒物的監(jiān)測(cè)雖然在野外，但是也有個(gè)別帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行操作最終得出數(shù)據(jù)的，如重量法操作試驗(yàn)。

2.1.2.1大氣顆粒物的監(jiān)測(cè)技術(shù)和原理

大氣細(xì)顆粒物的監(jiān)測(cè)可以偵察空氣中細(xì)顆粒物的數(shù)量、動(dòng)向、轉(zhuǎn)化及消長(zhǎng)規(guī)律等，為研究植物對(duì)PM2.5等的消減率等生態(tài)功能提供有力數(shù)據(jù)支撐[25]。其監(jiān)測(cè)方式主要包括地面PM2.5監(jiān)測(cè)技術(shù)和基于衛(wèi)星遙感技術(shù)的氣溶膠光學(xué)厚度結(jié)合空間聚類分析預(yù)測(cè)的濃度[26]。王家成等利用衛(wèi)星和地基遙感氣溶膠數(shù)據(jù)分析了北京地區(qū)多氣溶膠性質(zhì)參量與PM2.5的相關(guān)性，提出了計(jì)算粒子直徑小于2.5 μm的氣溶膠體積濃度和光學(xué)厚度（AOD）的方法，并用該方法對(duì)2012年3—9月北京地區(qū)地基遙感氣溶膠體積濃度和光學(xué)厚度進(jìn)行了尺度校正[27]。

地面監(jiān)測(cè)常用技術(shù)主要有濾膜稱重法、壓電晶體頻差法、光散射法、β射線法、微量振蕩天平技術(shù)[6]。

濾膜稱重法（重量法）[28-29]是在野外通過采樣器使空氣中的細(xì)顆物滯留在濾膜上，得到濾膜采樣前后的顆粒物質(zhì)量變化，結(jié)合采樣空氣體積計(jì)算出細(xì)顆粒物濃度。該法對(duì)細(xì)小顆粒物截留效率高，測(cè)定結(jié)果比較準(zhǔn)確。但操作涉及室內(nèi)和室外2個(gè)部分，過程繁瑣，得出結(jié)果相對(duì)較慢。目前也研發(fā)出基于濾膜稱重法測(cè)量顆粒物濃度的自動(dòng)監(jiān)測(cè)儀，能夠?qū)Σ杉玫降念w粒物進(jìn)行分析處理，并利用LabVIEW實(shí)現(xiàn)測(cè)試數(shù)據(jù)的遠(yuǎn)程實(shí)時(shí)監(jiān)控。這對(duì)于我國(guó)顆粒物監(jiān)測(cè)設(shè)備的研發(fā)和產(chǎn)業(yè)化的實(shí)現(xiàn)有著重要意義[30]。

β射線法[29]的原理是顆粒物沉淀在采樣濾膜上，當(dāng)β射線通過沉積顆粒物的濾膜時(shí)，β射線能量衰減，通過對(duì)衰減量的測(cè)定計(jì)算出顆粒物的濃度。該法監(jiān)測(cè)時(shí)濾膜吸附空氣中水分，因此采樣管通常須加載相應(yīng)的動(dòng)態(tài)加熱系統(tǒng)才能保證測(cè)量結(jié)果相對(duì)準(zhǔn)確。該法可間斷測(cè)量，也可進(jìn)行自動(dòng)連續(xù)測(cè)量。

微量震蕩天平技術(shù)[31]是在質(zhì)量傳感器內(nèi)使用一個(gè)振蕩空心錐形管，空心錐形管保持往復(fù)振蕩的狀態(tài)，其振蕩頻率將隨著濾膜所收集的顆粒物的質(zhì)量變化而改變，通過準(zhǔn)確測(cè)量頻率的變化得到顆粒物的質(zhì)量，結(jié)合采集的樣品體積獲得樣品的濃度。測(cè)量時(shí)，空氣中水分含量對(duì)膜片存在較大的影響，但若采取對(duì)采樣管加熱以維持適宜的稱重濕度環(huán)境，則會(huì)造成被測(cè)氣體所含的揮發(fā)性、半揮發(fā)性的顆粒物損失。該技術(shù)也可實(shí)現(xiàn)自動(dòng)監(jiān)測(cè)。

壓電晶體頻差法[32-33]的工作原理是恒定流量空氣經(jīng)過一個(gè)切割器后進(jìn)入靜電采樣器，氣流中的顆粒物因高壓電暈的放電作用而在測(cè)量諧振器電極表面上聚集，引起其振蕩頻率變化，從而可測(cè)定顆粒物的質(zhì)量濃度。該方法可以實(shí)現(xiàn)實(shí)時(shí)在線監(jiān)測(cè)顆粒物濃度，反應(yīng)迅速。但由于在線監(jiān)測(cè)技術(shù)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)位設(shè)置目前還無法全面覆蓋，且涉及大量經(jīng)費(fèi)，因?yàn)橐巴獗O(jiān)測(cè)方法大多數(shù)還是人為移動(dòng)式監(jiān)測(cè)。

光散射法[34]的原理是當(dāng)光照射在空氣中懸浮的細(xì)顆粒物上時(shí)，產(chǎn)生散射光，顆粒物的散射光強(qiáng)度和其自身的質(zhì)量濃度存在正比關(guān)系，通過散射系數(shù)換算出顆粒物的濃度[6]。目前國(guó)內(nèi)外較少單獨(dú)采用此方法來測(cè)量，該方法可實(shí)現(xiàn)自動(dòng)監(jiān)測(cè)。

我國(guó)大氣細(xì)顆粒物監(jiān)測(cè)方面起步較晚，監(jiān)測(cè)方法的原理和特點(diǎn)各異，監(jiān)測(cè)設(shè)備及技術(shù)有待發(fā)展，建議建立覆蓋全面的環(huán)境監(jiān)測(cè)系統(tǒng)，以滿足對(duì)空氣質(zhì)量的實(shí)時(shí)監(jiān)測(cè)。目前在監(jiān)測(cè)設(shè)備方面，集中檢測(cè)6項(xiàng)空氣質(zhì)量指標(biāo)的移動(dòng)式空氣質(zhì)量檢測(cè)儀很少，對(duì)于PM2.5成分識(shí)別不精確。在質(zhì)量濃度監(jiān)測(cè)的基礎(chǔ)上，可以逐步開展PM2.5主要組分監(jiān)測(cè)，為進(jìn)一步分析PM2.5的污染特征、組成成分和來源提供更精確的數(shù)據(jù)。

2.1.2.2群落消減率的計(jì)算

消減率的計(jì)算通常采用監(jiān)測(cè)法、計(jì)算法、自然沉降法。

計(jì)算法：用單株植物滯塵量乘以植物群落數(shù)據(jù)來表達(dá)整個(gè)綠地的滯塵能力。單株滯塵量一般采用單葉采集進(jìn)行實(shí)驗(yàn)室操作，植物群落的數(shù)據(jù)則通過植物普查得到。Nowak指出美國(guó)城市樹木移除PM10的效率是3.8 g/（m2·年），草本植物移除PM10的效率是1.12～1.52 g/（m2·年）[35]。邱媛等根據(jù)線性相關(guān)模型計(jì)算出惠州建成區(qū)67.48 km2植被地面生物量為3.2×105 t[24]。

監(jiān)測(cè)法：通過監(jiān)測(cè)林內(nèi)和林外（對(duì)照點(diǎn)）的空氣顆粒物的濃度，用林外（對(duì)照點(diǎn)）大氣顆粒物含量減去林內(nèi)大氣顆粒物含量，其與林外（對(duì)照點(diǎn)）數(shù)據(jù)的比值即為消減率。張新獻(xiàn)等在北京市居住區(qū)選3種不同結(jié)構(gòu)的樓間綠地為研究對(duì)象，以樓間非綠地為對(duì)照計(jì)算減塵率，得出3種類型的樓間綠地都具有明顯的減塵率[36]。肖以華等用監(jiān)測(cè)法對(duì)廣州市大夫山森林公園林內(nèi)外空氣的總懸浮顆粒物和細(xì)顆粒物進(jìn)行監(jiān)測(cè)，算出質(zhì)量濃度平均值，得出林內(nèi)外TSP和PM2.5的質(zhì)量濃度比值，表明森林能顯著改善空氣環(huán)境質(zhì)量[37]。

自然沉降法：在相同的一段時(shí)間分別在不同點(diǎn)放置塵缸，按塵缸內(nèi)灰塵的自然沉降量進(jìn)行對(duì)比分析，降塵越多說明該區(qū)域?qū)Υ髿忸w粒物的滯留能力越弱[35]。粟志峰等通過對(duì)不同郁閉度片林用培養(yǎng)皿進(jìn)行降塵，得出其中覆蓋率為98%的區(qū)域TSP濃度僅有覆蓋率為5%的區(qū)域TSP濃度的1/6，比覆蓋率為33%的區(qū)域低50%以上，而覆蓋率為33%的區(qū)域也比覆蓋率為5%的區(qū)域低59%[19]。

在野外進(jìn)行葉片采集時(shí)，受植物本身、氣候、監(jiān)測(cè)環(huán)境等影響；植物采集時(shí)葉片的生長(zhǎng)狀態(tài)、不同的生命階段對(duì)環(huán)境的感應(yīng)水平也存在差異；氣候（風(fēng)速、降水量）、地理位置不同對(duì)葉面灰塵均會(huì)有影響；城市粉塵來源復(fù)雜，位于城市不同位點(diǎn)的粉塵組成往往具有特異性。因此采集葉片的時(shí)間、地區(qū)、氣候因素都難以規(guī)范。

野外觀測(cè)試驗(yàn)的取樣在空間尺度和對(duì)象的選擇上有較大余地，減輕了管理和試驗(yàn)成本的限制；試驗(yàn)時(shí)間的約束較小，可以避免因試驗(yàn)和觀測(cè)時(shí)間不足而得出錯(cuò)誤結(jié)論；試驗(yàn)條件受人為操控影響小，對(duì)自然狀況有最好的代表性和普遍性。對(duì)于一些大尺度的植物群落來說，對(duì)比觀測(cè)試驗(yàn)也許是目前唯一可行的研究途徑。但這種試驗(yàn)方法也有致命缺陷：缺乏處理前觀測(cè)和空間上可靠的對(duì)照，也會(huì)由于受空間異質(zhì)性的影響而難以重復(fù)，而且非觀測(cè)因子的影響及多因子間的交互作用難以排除。這些不足降低了基于野外觀測(cè)試驗(yàn)結(jié)果的統(tǒng)計(jì)推斷的可靠性[38]。

2.2操作性試驗(yàn)

操作性試驗(yàn)是指在實(shí)驗(yàn)室借助一些試驗(yàn)設(shè)備并進(jìn)行手動(dòng)操作的試驗(yàn)。如植物葉表微結(jié)構(gòu)與滯塵量的關(guān)系需要用到顯微鏡；植物葉面塵與植物葉片里元素的相關(guān)性需要借助元素追蹤；葉面塵質(zhì)量的測(cè)定需要燒杯、天平、濾膜之類的儀器；計(jì)算單位葉面積滯塵量時(shí)還需要葉面積儀測(cè)出植物葉片的面積等。

2.2.1顯微鏡觀測(cè)及電鏡掃描

園林植物滯塵能力的差異是由植物葉片結(jié)構(gòu)、分泌物、絨毛密度、濕潤(rùn)度、粗糙程度、氣孔數(shù)量和大小等微結(jié)構(gòu)決定的。研究這些差異與滯塵量之間的關(guān)系，需要對(duì)植物葉片進(jìn)行微觀觀測(cè)、對(duì)細(xì)顆粒物進(jìn)行分析，也可以通過電鏡直接觀測(cè)單位面積的滯留粒數(shù)，從而分析滯塵能力。

為了防止植物微結(jié)構(gòu)在觀測(cè)的過程中有略微的變化（如氣孔變形等），鄭淑霞等研究植物氣孔形態(tài)觀測(cè)用印跡法（擦拭其下表皮灰塵，然后涂上一層薄薄的透明指甲油，待其風(fēng)干結(jié)成膜后，輕輕剝下葉片，把所有葉表皮膜的指甲油層粘在透明膠帶上）制成臨時(shí)裝片，再利用數(shù)碼顯微鏡進(jìn)行觀測(cè)[39]。王會(huì)霞等采用印記法結(jié)合顯微鏡觀測(cè)，表明葉表面上有密集纖毛或呈現(xiàn)出明顯的脊?fàn)畎欛?，并且結(jié)構(gòu)越密集、凹凸越明顯，越有利于粉塵顆粒物的滯留[40]。

柴一新等研究植物葉表微結(jié)構(gòu)時(shí)進(jìn)行電鏡掃描，沖洗掉葉片上的顆粒物及雜物，用2.5%戊二醛溶液固定6 h，再用磷酸緩沖液沖洗3次，然后用不同濃度梯度的乙醇脫水，脫水后進(jìn)行干燥、粘臺(tái)，最后進(jìn)行觀測(cè)[15]。

石婕等利用環(huán)境掃描電鏡及X-射線能譜儀對(duì)楊樹葉片表面滯留的PM2.5顆粒進(jìn)行觀察，在樣品的相同位置取 0.25 cm2 的小塊，分為上下表面分別制樣。在相同的放大倍數(shù)下，每個(gè)視野內(nèi)隨機(jī)選擇3個(gè)PM2.5顆粒，對(duì)其進(jìn)行能譜分析。將獲得的能譜圖和元素含量與典型顆粒物能譜圖進(jìn)行比對(duì)，結(jié)合環(huán)境掃描電鏡圖像，判斷顆粒物性質(zhì)，并在5 000倍電鏡下對(duì)圖像中的PM2.5顆粒進(jìn)行計(jì)數(shù)[41]。

李媛媛等研究不同塵源微粒條件下高羊茅的滯塵能力時(shí)，將植物葉片置于顯微鏡對(duì)單位視野的滯塵率進(jìn)行觀察，得出高羊茅對(duì)3種不同粉塵6次揚(yáng)塵平均單位視野滯塵數(shù)為土壤揚(yáng)塵13 700個(gè)/m2，水泥粉塵14 500個(gè)/m2，燃煤飛灰 33 900個(gè)/m2[42]。

2.2.2元素跟蹤

元素跟蹤法通過研究植物內(nèi)部元素的轉(zhuǎn)移過程來研究細(xì)顆粒物的物質(zhì)轉(zhuǎn)換過程。劉慶倩等運(yùn)用 15N示蹤技術(shù)研究歐美楊對(duì)PM2.5中水溶性無機(jī)成分NH+4和NO-3的吸收與分配規(guī)律，結(jié)果表明，歐美楊能夠有效吸收PM2.5中的NH+4和NO-3[43]。王愛霞用美國(guó)4300DV型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP）測(cè)定消煮液中的待測(cè)元素鉛、鎘和銅，研究測(cè)定了污染區(qū)的14種植物葉片中Pb、Cd和Cu的含量，發(fā)現(xiàn)污染區(qū)植物葉片重金屬含量高于對(duì)照區(qū)，不同綠化樹種對(duì)大氣污染物Pb、Cd和Cu具有一定的吸收能力，并篩選出累積重金屬綜合能力強(qiáng)的樹種[44]。Onder等在市中心采集雪松葉片，利用ICP-AES測(cè)定了雪松葉片內(nèi)Pb、Cu、Zn、Co、Cr、Cd、V的含量，結(jié)果發(fā)現(xiàn)金屬含量因采樣周期、樹齡、采樣點(diǎn)的不同而不同[45]。

由于蘚類植物對(duì)金屬的脅迫能力較大，所以很多學(xué)者利用樹木附生蘚類測(cè)定植物對(duì)金屬顆粒物的滯留能力[46-47]。不同樹種對(duì)同一種重金屬的富集能力不同，而同種植物對(duì)不同種類重金屬的富集能力也不相同，利用元素跟蹤方法能夠明確了解植物對(duì)金屬等顆粒物的吸附作用，對(duì)空氣、土壤和水體的生態(tài)修復(fù)有重要意義。

2.2.3細(xì)顆粒物質(zhì)量的測(cè)定

目前樹木葉片單位葉面積滯塵量的分析與定量測(cè)定尚無統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)方法，常見的葉片滯塵量測(cè)定方法一般采用差重法，包括水洗稱量法和葉表面擦拭法，這些研究方法都比較簡(jiǎn)單和粗糙。

進(jìn)行植物葉片滯塵的試驗(yàn)通常用柴一新的干洗法，將帶有灰塵的植物葉片在燒杯中進(jìn)行浸泡，洗掉葉面上的附著物之后，烘干燒杯中水分，用已經(jīng)烘干并稱量的濾紙過濾，再將此濾紙烘干，用天平稱量，濾紙前后2次質(zhì)量之差即為所求樣品滯塵量[47]。吳桂香等在研究表面活性劑對(duì)滯塵作用的影響時(shí)，測(cè)定植物葉面塵質(zhì)量時(shí)用了這種方法[48]。高傳友用這種方法卻僅能得到總顆粒物的質(zhì)量，不能對(duì)顆粒物進(jìn)行分級(jí)定量，僅能研究植物葉片滯留總顆粒物的能力，無法有針對(duì)性地探討其在滯留細(xì)顆粒物方面是否存在優(yōu)勢(shì)[49]。該方法在試驗(yàn)操作分析過程中會(huì)損失揮發(fā)性和半揮發(fā)性顆粒物的質(zhì)量，且無法直接獲得葉片的阻滯量。

表面擦拭法也是比較常見的操作方法，稱量采集回來的葉片總質(zhì)量，葉面上的灰塵擦拭干凈后，再次到天平上稱量，2次質(zhì)量之差就是細(xì)顆粒物的質(zhì)量。

張志丹等提出一種利用激光粒度儀和天平定量評(píng)估植物葉片吸滯細(xì)顆粒物能力的方法——洗脫稱量粒度分析法。通過對(duì)葉片進(jìn)行清洗、離心洗液、烘干等步驟收集其吸滯的顆粒物，然后對(duì)顆粒物稱量，并采用激光粒度儀測(cè)定顆粒物的粒徑分布，最后利用葉面積和林分葉面積指數(shù)換算得到單位面積葉片和林分的各徑級(jí)顆粒物吸滯量[50]。該方法實(shí)現(xiàn)了對(duì)植物葉片吸滯大氣顆粒物質(zhì)量和粒徑分布的直接、準(zhǔn)確測(cè)定，可操作性強(qiáng)。

細(xì)顆粒物的質(zhì)量決定了植物滯塵能力的大小，實(shí)驗(yàn)室測(cè)質(zhì)量法從植物滯塵研究剛起步的初期就采用，一直持續(xù)到現(xiàn)在，但為避免其缺點(diǎn)也進(jìn)行了優(yōu)化。由于PM10或PM2.5中粒徑、質(zhì)量極其微小的顆粒被濾掉而導(dǎo)致PM10或PM2.5不能完全被收集和準(zhǔn)確稱量。洪秀玲等將濾膜過濾稱質(zhì)量方法優(yōu)化為濾膜分級(jí)過濾稱質(zhì)量，建立了一種新的測(cè)定植物葉片滯留細(xì)顆粒物質(zhì)量的方法[51]。該方法不直接進(jìn)行PM2.5的收集和稱量，回避了單獨(dú)采用濾膜過濾稱質(zhì)量方法時(shí)由于PM10和PM2.5中粒徑、質(zhì)量極其微小而不能完全被收集和準(zhǔn)確稱量的缺點(diǎn)。

2.2.4葉面積的測(cè)定

葉面積是決定園林植物滯塵能力的一個(gè)重要因素，通過葉面積的計(jì)算可以推算出植物綠量。對(duì)于葉面積的測(cè)定方法很多，如質(zhì)量法、打孔稱重法、回歸方程法、復(fù)印稱重法、長(zhǎng)寬校正法（測(cè)定水稻葉面積）、方格網(wǎng)測(cè)面積，以及利用自動(dòng)葉面積儀直接測(cè)定葉面積，對(duì)植株平均單葉面積進(jìn)行測(cè)定，通過估算植株的總?cè)~量來計(jì)算植株的總?cè)~面積。

不同的測(cè)定方法都存在一定的誤差。江勝利等對(duì)不同的植物葉面積測(cè)定方法的誤差程度進(jìn)行比較，指出由CAD軟件測(cè)葉面積法得出的結(jié)果誤差最小，其次是葉面積儀測(cè)定方法，然后是方格網(wǎng)測(cè)葉面積法，誤差最大的是質(zhì)量法[52]。

陳自新等對(duì)不同種類的樹種的葉面積的回歸模型給出了詳細(xì)的計(jì)算公式[53]，但如今公式多被葉面積儀器取代。高傳友用自動(dòng)葉面積測(cè)定儀，計(jì)算平均單葉面積S1=S/N（N為葉片數(shù)）之后，對(duì)植株全株葉量進(jìn)行估算，推算出植株總面積 Sr=S1Nr（Nr為全株葉量，為大致估算量）[49]。

操作性試驗(yàn)中不同的試驗(yàn)單元要接受2種以上的不同處理，對(duì)試驗(yàn)單元的處理分配是隨機(jī)的。由于采用對(duì)照、重復(fù)、試驗(yàn)操作的隨機(jī)化和分散安排試驗(yàn)單元等手段來控制偏差和隨機(jī)誤差，因而比觀測(cè)性試驗(yàn)得到的結(jié)論更可靠[38]。

操作性試驗(yàn)在操作上也存在一定的誤差和其他方面因素的影響。如在操作過程中，往往忽略了試驗(yàn)過程中二次化學(xué)反應(yīng)對(duì)量化研究的數(shù)據(jù)造成的影響，研究對(duì)象的大尺度可能給試驗(yàn)操作帶來難以克服的困難等。

2.3模擬試驗(yàn)

模擬試驗(yàn)是克服野外試驗(yàn)受外界環(huán)境干擾的一個(gè)替代途徑，并對(duì)理論的檢驗(yàn)與發(fā)展起著至關(guān)重要的作用。氣室模擬可以對(duì)大自然環(huán)境的很多不確定因素進(jìn)行限定；風(fēng)洞試驗(yàn)是利用風(fēng)洞裝置模擬風(fēng)速，觀測(cè)植物綠帶對(duì)細(xì)顆粒的阻滯程度；氣溶膠發(fā)生系統(tǒng)是模擬大氣細(xì)顆粒物的生成。如今計(jì)算機(jī)軟件（fluent）的發(fā)展對(duì)多學(xué)科共同參與研究生態(tài)城市規(guī)劃、街區(qū)大氣環(huán)境等也起到促進(jìn)作用。

2.3.1氣室模擬試驗(yàn)

氣室模擬試驗(yàn)即把植物置于一個(gè)密閉的不受外界環(huán)境干擾的人工空間，這個(gè)空間可以對(duì)細(xì)顆粒物濃度等進(jìn)行限定。為了研究植物對(duì)不同塵源的滯留情況，植物室內(nèi)與室外滯塵能力差異等都可以采用氣室模擬試驗(yàn)，這種試驗(yàn)方法克服了野外試驗(yàn)受多變環(huán)境因素的影響。

梁丹等在灌木阻滯吸附PM2.5能力研究中，自制了由顆粒物發(fā)生室、儲(chǔ)氣室、吸收室組成的氣室模擬系統(tǒng)[54]。顆粒物發(fā)生室直接燃燒一定比例的蠟燭、煤炭、香煙混合物，從顆粒物發(fā)生室通過濾膜連通管到達(dá)儲(chǔ)氣室，經(jīng)過濾膜的PM2.5通過小功率的鼓風(fēng)系統(tǒng)保證其狀態(tài)近似自然紊流態(tài)，通過連通管擴(kuò)散到吸收室，在吸收室里，被清洗過的植物葉片和枝干插在花泡沫上接受顆粒物的滯塵。李媛媛等為了解植物對(duì)不同塵源微粒的吸附能力，采用了土壤揚(yáng)塵、水泥粉塵、燃煤飛灰等3種顆粒物進(jìn)行揚(yáng)塵，接受滯塵的則為在溫室中正常生長(zhǎng)1～2個(gè)月的植物盆栽[42]。Hwang等通過氣室模擬試驗(yàn)，研究了日本赤松、東北紅豆杉等5種喬木樹種阻滯吸附PM2.5的能力，試驗(yàn)中PM2.5由氮?dú)夂鸵胰踩紵a(chǎn)生，但與自然界中的PM2.5成分存在很大差異[55]。

氣室模擬試驗(yàn)克服了野外試驗(yàn)中受風(fēng)速、溫度、濕度、氣壓等各種因素不同而導(dǎo)致的影響。試驗(yàn)在細(xì)顆粒的選擇上不盡相同，研究者利用燃燒混合物質(zhì)、采集天然的大氣顆粒物、燃燒2種化學(xué)氣體等方法。在植物的選擇上也不盡相同，可以采用折下來的植物枝條、正在培養(yǎng)的植株。但缺點(diǎn)是培養(yǎng)的植株拿到氣室會(huì)影響植物的正常生長(zhǎng)，如針葉植物在氣室中生長(zhǎng)不良，折斷的枝條缺乏生命特征，這2種方式均不能完全模擬植物在自然界正常生長(zhǎng)的狀態(tài)，也不能觀測(cè)隨著時(shí)間的推移，植物受顆粒物影響的動(dòng)態(tài)變化。

2.3.2風(fēng)洞試驗(yàn)

植物群落的滯塵作用很大程度上是因?yàn)槊艿闹参锶郝鋵?duì)攜帶顆粒物的風(fēng)有明顯的摩擦消耗作用，使顆粒物在植物群落內(nèi)難以擴(kuò)散或傳播[56]。風(fēng)洞試驗(yàn)是研究不同屏障對(duì)風(fēng)的阻滯作用、污染物的擴(kuò)散機(jī)能和原理。

鐘衛(wèi)等為了研究土工格、石方格、不同蓋度植被的防沙機(jī)理，在一座由吹氣段、穩(wěn)流段、擴(kuò)散段、試驗(yàn)段和收縮段等5部分組成的風(fēng)洞試驗(yàn)裝置進(jìn)行了試驗(yàn)[57]。該裝置風(fēng)向平直，風(fēng)速0～20 m/s連續(xù)可調(diào)。設(shè)置沙源、沙盤，植物屏障采用由不同高度構(gòu)成的草灌結(jié)合的植被，采用高度為30 cm的模型樹來模擬植株。為了測(cè)算風(fēng)速在洞內(nèi)安裝風(fēng)壓力測(cè)管，最后將風(fēng)壓力值轉(zhuǎn)換為風(fēng)速。對(duì)不同蓋度的灌草型植被防風(fēng)及固沙效應(yīng)進(jìn)行測(cè)定，試驗(yàn)風(fēng)速分別為6、8、11 m/s。結(jié)果表明，對(duì)于不同蓋度的植被，風(fēng)速廓線不僅和蓋度有關(guān)，廓線的形狀還與植株的茂密程度有關(guān)。植被具有顯著的防風(fēng)作用，隨著蓋度的增加，其防風(fēng)作用逐漸增強(qiáng)，同時(shí)，風(fēng)速的變化還與植株的茂密程度有關(guān)。風(fēng)動(dòng)試驗(yàn)的研究領(lǐng)域目前還主要集中在公路防沙、水土保持等方向，在植物滯塵的領(lǐng)域還需要進(jìn)一步拓展。

2.3.3氣溶膠發(fā)生系統(tǒng)

常見的幾種氣溶膠發(fā)生器分為霧化氣溶膠發(fā)生器（原理是把液體粉碎成大小不同的液滴，顆粒物的大小由噴嘴決定，目前用于公共場(chǎng)所的殺菌消毒作用、吸入式治療、免疫治療）、粉塵氣溶膠發(fā)器（將粉末樣本放于存儲(chǔ)器中，用高速的氣流將團(tuán)聚顆粒物分散輸出，用于環(huán)境監(jiān)測(cè)直徑濾膜上收集到的顆粒物進(jìn)行再次分散）。

氣溶膠發(fā)生系統(tǒng)可以根據(jù)需要制造不同粒徑細(xì)顆粒物。霧化氣溶膠發(fā)生器可以改變噴嘴的大小來實(shí)現(xiàn)對(duì)液滴直徑的控制，霧化方法雖然可以設(shè)置顆粒物直徑的大小，但氣溶膠粒子的分散度、數(shù)濃度、質(zhì)量濃度等指標(biāo)與大氣細(xì)顆粒物會(huì)有很大差異；粉塵氣溶膠發(fā)生器可以改變?yōu)V膜的直徑，對(duì)顆粒物的粒徑范圍進(jìn)行限定，經(jīng)過濾膜過濾的細(xì)顆粒物再重新分散的方法可以完全模擬大氣細(xì)顆粒物的顆粒物指標(biāo)，建議多使用粉塵氣溶膠發(fā)生器，與濾膜的操作試驗(yàn)相結(jié)合共同研究細(xì)顆粒與植物滯塵的關(guān)系。曹學(xué)慧等利用氣溶膠發(fā)生系統(tǒng)模擬PM2.5含鉛顆粒的發(fā)生，研究歐美楊葉片在不同濃度含鉛顆粒物污染處理下對(duì)鉛的吸附、吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)，以及葉片氣孔和相應(yīng)生理指標(biāo)的變化[58]。

2.3.4計(jì)算機(jī)模擬

由于大尺度野外監(jiān)測(cè)或試驗(yàn)操作面臨的實(shí)際困難，計(jì)算機(jī)模擬實(shí)驗(yàn)成為一種正在興起的替代途徑。通過計(jì)算機(jī)建立模型對(duì)不同氣體或細(xì)顆粒物的擴(kuò)散情況、顆粒物沉積等進(jìn)行模擬，并揭示其規(guī)律。

王紀(jì)武等對(duì)街區(qū)形態(tài)及其內(nèi)部NO的擴(kuò)散進(jìn)行了三維模擬分析，并提出促進(jìn)街區(qū)污染物擴(kuò)散、稀釋的規(guī)劃設(shè)計(jì)策略[59]。李綏等根據(jù)流體力學(xué)原理利用fluent軟件，對(duì)街區(qū)可吸入顆粒擴(kuò)散的水平及垂直格局進(jìn)行模擬，揭示了在城市氣候特征下可吸入顆粒的擴(kuò)散范圍、空間變化特征及分布規(guī)律[60]。汝小龍等對(duì)PM1顆粒采用離散相模型來跟蹤顆粒的運(yùn)動(dòng)軌跡，揭示不同溫度場(chǎng)內(nèi)PM1顆粒的沉積規(guī)律[61]。徐俊波等應(yīng)用計(jì)算流體力學(xué)群體平衡模型及自由分子凝并核原理模擬了PM2.5等細(xì)顆粒物的凝并過程，目的是使小顆粒凝并為大顆粒從而提高除塵效率[62]。成鳳應(yīng)用流體動(dòng)力學(xué)軟件對(duì)沈陽市住宅區(qū)3種建筑布局的室外風(fēng)速場(chǎng)及污染物濃度分布情況進(jìn)行了三維模擬，得出住宅小區(qū)內(nèi)的風(fēng)場(chǎng)分布受不同建筑布局的影響，而污染物的擴(kuò)散又受風(fēng)速場(chǎng)分布影響并且污染物的濃度分布與建筑布局方式密切相關(guān)[63]。

計(jì)算機(jī)模擬是從城市規(guī)劃的宏觀角度出發(fā)，目前多集中在城市生態(tài)規(guī)劃學(xué)科。計(jì)算機(jī)模擬結(jié)合植物滯塵研究較少，需要研究者結(jié)合建筑與城市規(guī)劃布局、城區(qū)物理?xiàng)l件（地形等）、氣候條件、植物品種及綠地單元進(jìn)行綜合研究。

計(jì)算機(jī)模擬試驗(yàn)主要優(yōu)點(diǎn)是可以對(duì)理論上存在而操作上難以實(shí)現(xiàn)的各種可能性集中進(jìn)行試驗(yàn)探討，有利于理論探索，并大大降低了試驗(yàn)成本。但模型試驗(yàn)以演繹為其方法論基礎(chǔ)，這種試驗(yàn)結(jié)果的可靠性依賴于模型邏輯結(jié)構(gòu)的嚴(yán)密性和所包含的生態(tài)機(jī)理的復(fù)雜程度，其參數(shù)體系與賦值的合理性取決于野外觀測(cè)和試驗(yàn)研究的基礎(chǔ)，由于這種模型復(fù)雜的結(jié)構(gòu)和參數(shù)體系，其在不同景觀類型之間的可移植性較差[38]。

3研究方法的不足與前景展望

在研究植物滯留PM2.5等細(xì)顆粒物的試驗(yàn)過程中，無論是野外試驗(yàn)、操作性試驗(yàn)還是模擬試驗(yàn)都存在一定受限性。如野外試驗(yàn)中植物本身生長(zhǎng)狀態(tài)的變化、氣候環(huán)境的不確定等對(duì)試驗(yàn)都有一定影響；實(shí)驗(yàn)室操作試驗(yàn)受顆粒物化學(xué)變化或操作誤差的影響；模擬試驗(yàn)?zāi)M的不真實(shí)性及局限性等。這些試驗(yàn)方式和方法在以后的研究中還需要進(jìn)一步深入和改進(jìn)。

綜合來看，植物消減PM2.5的研究方法和試驗(yàn)已涉及到微觀、中觀、宏觀的尺度，且應(yīng)用于不同的景觀和物種，也通過大量的數(shù)據(jù)得出了部分結(jié)論。但仍不能徹底解決由尺度帶來的理論難題，如小尺度研究結(jié)果作跨尺度外推的策略和可靠性，簡(jiǎn)化的人工控制系統(tǒng)對(duì)真實(shí)景觀中環(huán)境條件、格局與過程的局限性，較大尺度上野外試驗(yàn)的假重復(fù)或無重復(fù)問題[64]等。

21世紀(jì)以來植物消減PM2.5的研究在數(shù)量上迅速增加，隨著研究的深入和技術(shù)的進(jìn)步，研究方法和途徑表現(xiàn)出以下的發(fā)展趨勢(shì)：

（1）回歸自然。早期試驗(yàn)很多在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)進(jìn)行，而目前更多的試驗(yàn)回到野外進(jìn)行，以便包含更多的不同的生態(tài)系統(tǒng)類型，目前多學(xué)科參與的模擬試驗(yàn)也是基于更精確的模擬野外場(chǎng)景：

（2）試驗(yàn)對(duì)象個(gè)體和種類范圍增多。早期試驗(yàn)中，植物單體的葉片是首選的試驗(yàn)對(duì)象，目前在自然生境景觀過程的森林群落等已成為最常見的試驗(yàn)對(duì)象。

（3）尺度擴(kuò)展與多尺度的結(jié)合。試驗(yàn)設(shè)計(jì)的尺度正在從微觀的葉片內(nèi)部微結(jié)構(gòu)到植物群落景觀整體的多尺度研究。觀測(cè)變量涉及微觀葉片、中觀個(gè)體植株和植物群落以及復(fù)合的生態(tài)系統(tǒng)，大尺度和多尺度的試驗(yàn)設(shè)計(jì)已經(jīng)是當(dāng)前主要的技術(shù)趨勢(shì)。

（4）動(dòng)態(tài)過程的進(jìn)一步關(guān)注。已有的研究以植物個(gè)體靜態(tài)行為和植物群落靜態(tài)行為為主，而關(guān)于群落行為和微觀個(gè)體行為的動(dòng)態(tài)觀測(cè)和研究日益受到關(guān)注。

（5）多學(xué)科參與的綜合研究。微觀研究目前已經(jīng)涉及到植物學(xué)、生物化學(xué)、環(huán)境科學(xué)等學(xué)科，而宏觀尺度則涉及生態(tài)學(xué)、氣象學(xué)等，模擬研究則可以把整個(gè)城市作為研究對(duì)象，建筑及城市規(guī)劃、風(fēng)景園林學(xué)科的共同參與可以為研究提供更廣泛的視界。

參考文獻(xiàn)：

[1][ZK（#]Fowler D，Cape J N，Unsworth M H，et al. Deposition of atmospheric pollutants on forests[and discussion][J]. Philosophical Transactions of the Royal Society of London B：Biological Sciences，1989，324（1223）：247-265.

[2]Sharma S C，Roy R K. Greenbelt—An effective means of mitigating industrial pollution[J]. Indian Journal of Environmental Protection，1997，17（10）：724-727.

[3]Mitchell B R，Deane P. Abstract of British historical statistics[M]. Cambridge：Cambridge University，1962.

[4]Vázquez S，Martín A，García M，et al. Metal uptake of Nerium oleander from aerial and underground organs and its use as a biomonitoring tool for airborne metallic pollution in cities[J]. Environmental Science and Pollution Research，2016，23（8）：7582-7594.

[5]Devi G，Bhattacharyya K G，Mahanta L B，et al. Trace metal composition of PM2.5，soil，and Machilus bombycina leaves and the effects on Antheraea assama silk worm rearing in the oil field area of northeastern India[J]. Water，Air，& Soil Pollution，2014，225（3）：1-13.

[6]寧愛民，文軍浩，鄭德智，等. PM2.5監(jiān)測(cè)技術(shù)及其比對(duì)測(cè)試研究進(jìn)展[J]. 計(jì)測(cè)技術(shù)，2013，33（4）：11-14.

[7]蘭冰芯. 移動(dòng)式環(huán)境空氣質(zhì)量檢測(cè)儀的設(shè)計(jì)與實(shí)現(xiàn)[D]. 成都：西南石油大學(xué)，2015.

[8]戴莉，吳建會(huì)，唐士豹，等.攀枝花市大氣顆粒物中多環(huán)芳烴污染特征分析及源識(shí)別[J].城市環(huán)境與城市生態(tài)，2009，22（3）：39-43.

[9]馮少榮，馮康巍. 基于統(tǒng)計(jì)分析方法的霧霾影響因素及治理措施[J]. 廈門大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2015，54（1）：114-121.[ZK）]

[10][ZK（#]徐悅，桐賈光. 室內(nèi)空氣質(zhì)量在線動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)在奧運(yùn)保障中的應(yīng)用[J]. 中國(guó)煤炭工業(yè)醫(yī)學(xué)雜志，2010，13（12）：1851-1853.

[11]李磊. 單顆粒氣溶膠質(zhì)譜儀的改進(jìn)及環(huán)境應(yīng)用[D]. 上海：上海大學(xué)，2014.

[12]楊志遠(yuǎn). 含揮發(fā)性顆粒物補(bǔ)償?shù)摩律渚€式PM2.5采樣裝置設(shè)計(jì)[D]. 衡陽：南華大學(xué)，2014.

[13]趙勇，李樹人. 城市綠地的滯塵效應(yīng)及評(píng)價(jià)方法[J]. 華中農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2002，21（6）：582-586.

[14]李海梅，劉霞. 青島市城陽區(qū)主要園林樹種葉片表皮形態(tài)與滯塵量的關(guān)系[J]. 生態(tài)學(xué)雜志，2008，27（10）：1659-1662.

[15]柴一新，祝寧，韓煥金. 城市綠化樹種的滯塵效應(yīng)——以哈爾濱市為例[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2002，13（9）：1121-1126.

[16]Lovett G M. Atmospheric deposition of nutrients and pollutants in North America：an ecological perspective[J]. Ecological Applications，1994，4（4）：629-650.

[17]Fowler D，Skiba U，Nemitz E，et al. Measuring aerosol and heavy metal deposition on urban woodland and grass using inventories of 210Pb and metal concentrations in soil[J]. Water，Air and Soil Pollution：Focus，2004，4（2/3）：483-499.

[18]Bunzl K，Schimmack W，Kreutzer K，et al. Interception and retention of Chernobyl-derived 134Cs，137Cs and 106Ru in a spruce stand[J]. Science of the Total Environment，1989，78（3）：77-87.

[19]粟志峰，劉艷，彭倩芳. 不同綠地類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.

[20]鄭少文，邢國(guó)明，李軍，等. 北方常見綠化樹種的滯塵效應(yīng)[J]. 山西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2008，28（4）：383-387.

[21]阮氏清草. 城市森林植被類型與PM2.5等顆粒物濃度的關(guān)系分析[D]. 北京：北京林業(yè)大學(xué)，2014.

[22]王國(guó)玉，白偉嵐，李新宇，等. 北京地區(qū)消減PM2.5等顆粒物污染的綠地設(shè)計(jì)技術(shù)探析[J]. 中國(guó)園林，2014（7）：70-76.

[23]郭建超，齊實(shí)，申云康，等. 2種城市林地PM2.5質(zhì)量濃度變化及其與氣象因子的關(guān)系[J]. 水土保持學(xué)報(bào)，2014，28（6）：88-93.

[24]邱媛，管東生，宋巍巍，等. 惠州城市植被的滯塵效應(yīng)[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，28（6）：2455-2462.

[25]吳忠標(biāo). 大氣污染監(jiān)測(cè)與監(jiān)督[M].北京：化學(xué)工業(yè)出版社，2002，118-126.

[26]Lee H J，Coull B A，Bell M L，et al. Use of satellite-based aerosol optical depth and spatial clustering to predict ambient PM2.5 concentrations[J]. Environmental Research，2012，118：8-15.

[27]王家成，朱成杰，朱勇，等. 北京地區(qū)多氣溶膠遙感參量與PM2.5相關(guān)性研究[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2015（7）：1947-1956.

[28]朱一川，張晶，周文剛，等. LD-3C型微電腦激光粉塵儀及其質(zhì)量濃度轉(zhuǎn)換系數(shù)K值的測(cè)定[J]. 中國(guó)環(huán)境衛(wèi)生，2003，6（1）：103-107.

[29]楊書申，邵龍義，龔鐵強(qiáng)，等. 大氣顆粒物濃度檢測(cè)技術(shù)及其發(fā)展[J]. 北京工業(yè)職業(yè)技術(shù)學(xué)院學(xué)報(bào)，2005，4（1）：36-39.

[30]馮健兒，韓鵬. 基于濾膜稱重法的大氣顆粒物自動(dòng)監(jiān)測(cè)儀[J]. 計(jì)算機(jī)與現(xiàn)代化，2013（7）：94-97.

[31]陸釩，劉建國(guó)，陸亦懷，等. 基于振蕩天平技術(shù)的大氣顆粒物PM10濃度連續(xù)監(jiān)測(cè)系統(tǒng)設(shè)計(jì)[J]. 大氣與環(huán)境光學(xué)學(xué)報(bào)，2007，2（5）：361-365.

[32]奚旦立，孫裕生，劉秀英. 環(huán)境監(jiān)測(cè)[M]. 3版. 北京：高等教育出版社，1999：156.

[33]區(qū)藏器，何振江. 可吸入顆粒物自動(dòng)監(jiān)測(cè)儀器研究進(jìn)展[J]. 廣州環(huán)境科學(xué)，2010，25（4）：18-20.

[34]胡澄. 基于MIE散射理論的粉塵濃度測(cè)量研究[D]. 蘇州：蘇州大學(xué)，2007.

[35]Nowak D J，Crane D E，Stevens J C. Air pollution removal by urban trees and shrubs in the United States[J]. Urban Forestry & Urban Greening，2006，4（3）：115-123.

[36]張新獻(xiàn)，古潤(rùn)澤，陳自新，等. 北京城市居住區(qū)綠地的滯塵效益[J]. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，1997，19（4）：12-17.

[37]肖以華，李炯，曠遠(yuǎn)文，等. 廣州大夫山雨季林內(nèi)外空氣TSP和PM2.5濃度及水溶性離子特征[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2013，33（19）：6209-6217.

[38]沈澤昊. 景觀生態(tài)學(xué)的實(shí)驗(yàn)研究方法綜述[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2004，24（4）：769-774.

[39]鄭淑霞，上官周平. 近一世紀(jì)黃土高原區(qū)植物氣孔密度變化規(guī)律[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2004，24（11）：2457-2464.

[40]王會(huì)霞，石輝，李秧秧，等. 西安市常見綠化植物葉片潤(rùn)濕性能及其影響因素[J]. 生態(tài)學(xué)雜志，2010，29（4）：630-636.

[41]石婕，劉慶倩，安海龍，等. 不同污染程度下毛白楊葉表面PM2.5顆粒的數(shù)量及性質(zhì)和葉片氣孔形態(tài)的比較研究[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35（22）：7522-7530.

[42]李媛媛，周春玲. 不同塵源微粒條件下高羊茅的滯塵能力及其生理活性變化[J]. 中國(guó)園林，2010，26（12）：25-28.

[43]劉慶倩，石婕，安海龍，等. 應(yīng)用 15N示蹤研究歐美楊對(duì)PM2.5無機(jī)成分NH4+和NO3-的吸收與分配[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)，2015，35（19）：6541-6548.

[44]王愛霞. 南京市空氣重金屬污染的蘚類和樹木監(jiān)測(cè)[D]. 南京：南京林業(yè)大學(xué)，2010.

[45]Onder S，Dursun S. Air borne heavy metal pollution of Cedrus libani （A. Rich.） in the city centre of Konya （Turkey）[J]. Atmospheric Environment，2006，40（6）：1122-1133.

[46]趙寧. 樹木附生苔蘚重金屬元素累積特征及其來源的初步探討[D]. 南京：南京林業(yè)大學(xué)，2007.

[47]江勝利. 杭州地區(qū)常見園林綠化植物滯塵能力研究[D]. 臨安：浙江農(nóng)林大學(xué)，2012.

[48]吳桂香，吳超，石東平，等. 表面活性劑對(duì)葉面滯塵作用的影響[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2015，9（7）：3373-3378.

[49]高傳友. 南寧市典型園林植物滯塵效應(yīng)及生理特性研究[J]. 水土保持研究，2016，23（1）：187-192.

[50]張志丹，席本野，曹治國(guó)，等. 植物葉片吸滯PM2.5等大氣顆粒物定量研究方法初探——以毛白楊為例[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2014，25（8）：2238-2242.

[51]洪秀玲，楊雪媛，楊夢(mèng)堯，等. 測(cè)定植物葉片滯留PM2.5等大氣顆粒物質(zhì)量的方法[J]. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2015，37（5）：147-154.

[52]江勝利，金荷仙，華曉莉，等. 杭州常見綠化植物滯塵能力研究[J]. 林業(yè)科技開發(fā)，2013，27（5）：47-50.

[53]陳自新，蘇雪痕，劉少宗，等. 北京城市園林綠化生態(tài)效益的研究[J]. 中國(guó)園林，1998，14（1）：57-60.

[54]梁丹，王彬，王云琦，等. 北京市典型綠化灌木阻滯吸附PM2.5能力研究[J].環(huán)境科學(xué)，2014，35（9）：3605-3611.

[55]Hwang H J，Yook S J，Ahn K H. Experimental investigation of submicron and ultrafine soot particle removal by tree leaves[J]. Atmospheric Environment，2011，45（38）：6987-6994.

[56]鄭少文，邢國(guó)明，李軍，等. 北方常見綠化樹種的滯塵效應(yīng)[J]. 山西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2008，28（4）：383-387.

[57]鐘衛(wèi)，劉涌江，楊濤. 3種沙障防風(fēng)固沙效益比較的風(fēng)洞實(shí)驗(yàn)研究[J]. 水土保持學(xué)報(bào)，2008，22（6）：7-12.

[58]曹學(xué)慧，安海龍，劉慶倩，等. 歐美楊對(duì)PM2.5中重金屬鉛的吸附、吸收及適應(yīng)性變化[J]. 生態(tài)學(xué)雜志，2015，34（12）：3382-3390.

[59][JP2]王紀(jì)武，王煒. 城市街道峽谷空間形態(tài)及其污染物擴(kuò)散研[JP3]究——以杭州市中山路為例[J]. 城市規(guī)劃，2010，34（12）：57-63.[JP]

[60]李綏，朱蕾，石鐵矛，等. 城市街區(qū)可吸入顆粒物污染防治規(guī)劃策略[J]. 城市發(fā)展研究，2014，21（1）：42-45.

[61]汝小龍，周濤，王澤雷，等. 豎直矩形窄通道內(nèi)PM1顆粒沉積的數(shù)值模擬[J].安全與環(huán)境學(xué)報(bào)，2013，13（4）：74-78.

[62]徐俊波，張麗，岳仁亮，等. PM2.5細(xì)顆粒物凝并的計(jì)算流體力學(xué)模擬[J]. 計(jì)算機(jī)與應(yīng)用化學(xué)，2013，30（8）：831-834.

[63]成鳳. 沈陽某高層住宅小區(qū)空氣質(zhì)量及流場(chǎng)分布的研究[D]. 沈陽：沈陽建筑大學(xué)，2013.

[64]Hargrove W W，Pickering J. Pseudoreplication：a sine qua non for regional ecology[J]. Landscape Ecology，1992，6（4）：251-258.