吳海天, 楊 山, 陳 健, 王 彬, 劉美華, 沈 劍, 鄭國良

(1.浙江農(nóng)林大學省部共建亞熱帶森林培育國家重點實驗室，浙江 杭州 311300；2.金華市林業(yè)技術推廣站， 浙江 金華 321000)

顆粒物是國內(nèi)外大多數(shù)城市空氣的首要污染物[1]，不僅可以影響氣象環(huán)境，同時也是霧霾形成的主要因素[2-3].粒徑小于10 μm的顆粒物能對人體健康造成嚴重威脅[4]，有研究表明PM2.5每年都將造成全球范圍內(nèi)接近80萬人的死亡[5].植物可以做為生物過濾器有效地滯留空氣中的顆粒物.Nowak在美國10個城市的研究表明[6-7],當?shù)氐闹参锩磕甓紝⒅苯訙艨諝庵?.7～64.5 t的PM2.5，道路旁的植被滯塵效果更加明顯.目前大部分研究集中在植物葉表面或蠟質(zhì)層的滯塵能力分析[8-10]，顆粒物對植物光合影響的研究總體較少[11].陳雄文等[12]研究顯示隨著葉表灰塵量的增加和蒙塵時間的延長，顆粒物對光合的影響越顯著，也有研究表明超細顆粒物(粒徑<0.1 μm)可以直接通過氣孔進入葉組織，較大的顆粒物在葉面不斷沉積，改變?nèi)~片的光合特性[13].光合作用是植物固碳的基礎，對緩解全球氣候變暖、穩(wěn)定和降低大氣中溫室氣體濃度有極為重要的作用[14]，但其很容易受到外界環(huán)境的影響[15]，已有的研究結果在分析顆粒物對葉片光合的影響時多使用固定光強[16]，無法觀測到滯塵后葉片對不同光強的響應能力，很難判斷植物利用弱光或強光的能力是否發(fā)生改變.

紅葉石楠(Photiniafraseri)為薔薇科石楠屬的常綠小喬木，生長迅速，生態(tài)適應性強，在中國黃河以南絕大部分地區(qū)均可種植，如今已成為城市道路綠化中主要的樹種之一，據(jù)統(tǒng)計2015年紅葉石楠的國內(nèi)市場需求量已突破10億株[17-18].紅葉石楠大量運用于街道綠化，但是關于紅葉石楠滯塵的研究很少，顆粒物對紅葉石楠光合影響的研究鮮有報道.因此本研究以紅葉石楠為例，通過比較光響應曲線及光響應特征參數(shù)的變化，分析不同粒徑顆粒物對紅葉石楠光合的影響，為城市滯塵樹種選擇及后期管理提供新的思考.

1 材料與方法

1.1 采集樣地選擇

樣地位于浙江省杭州市臨安市高速路口(119°45′0″E，30°23′20″N)，屬中亞熱帶季風氣候區(qū)，溫暖濕潤，四季分明，全年平均氣溫16.4 ℃；樣地內(nèi)顆粒物污染嚴重，5 km以內(nèi)無其他污染源；供試樹種紅葉石楠為高速路口綠籬，樹高2.5 m；為避免由于外界條件差異導致的試驗誤差，試驗樣地為較小的狹長地塊，樣地內(nèi)的生態(tài)因子(光照、降雨、風速、溫度、濕度、土壤等)可視為無差異[33]；該區(qū)域的紅葉石楠栽植與道路建設屬同期，后期管理屬于同一機構，因此樣本的經(jīng)營管理措施也可以認為是相同的.采樣地選擇高速路口路中綠籬3處，每個樣地選取3株生長良好、無病蟲害且樹齡相近的個體植株.

1.2 試驗方法

臨安地區(qū)四季多雨，秋冬兩季降雨天數(shù)較少，但冬季降雨頻度分布平均很難使植物達到充分滯塵(表1)，秋季降雨主要集中在11月份，9—10月出現(xiàn)較長時間非降水天氣，為提高試驗的可行性，本研究選取在2015年9—11月(秋季)，采樣時間選擇在降雨量超過18.35 mm后保持天氣晴朗連續(xù)8 d以上的晴天[19].為避開植物日變化進程中光合“午休”現(xiàn)象[20]，試驗定于早上10∶00至12∶00.

表1 2015年臨安地區(qū)天氣情況表Table 1 Weather conditions for Lin'an area in 2015

1.2.1 葉片對不同粒徑顆粒物的滯量測定 每株紅葉石楠冠層中部的東、南、西、北4個方向各采集4片大小相近的葉片，用鋁箔紙包裝，留待試驗.

將孔徑100、10(Whatman type 91)、2.5(Whatman type 42)、0.2 μm(PTFE)的濾膜于60 ℃的烘干箱中烘干2 h，取出后置入干燥皿中保存2 h達到穩(wěn)定后稱重.將葉片于蒸餾水中震蕩5 min依次過濾，60 ℃烘干2 h，并置于干燥器皿中保存24 h再次稱重.差值即葉片吸附的懸浮顆粒量(sPMi, g).將顆粒物粒徑10～100 μm記為sPM100，2.5～10 μm記為sPM10，0.2～2.5 μm記為sPM2.5.

蠟質(zhì)層中的顆粒物是植物葉片長時間累積的結果，蠟質(zhì)較穩(wěn)定且不溶于水，一般只有當蠟質(zhì)脫去時，其所吸附的顆粒物才能重新回到大氣中[21]，Przybysz et al[16]研究表明,單位蠟質(zhì)滯塵量與蠟質(zhì)層厚度呈正相關，而蠟質(zhì)厚度差異主要與植物葉片的成熟度有關[22].本試驗采集的葉片均為紅葉石楠冠層中部的成熟葉片，在短時間內(nèi)其葉片蠟質(zhì)層含量變化極小，因此本研究不考慮蠟質(zhì)層短時間內(nèi)滯留顆粒物的增量變化.

將經(jīng)過蒸餾水濾洗的葉片放入盛有三氯甲烷的中攪動1 min，使葉片蠟質(zhì)層中顆粒物充分溶解，再次進行3次過濾并稱重，最后得到每種樣品“蠟質(zhì)層顆粒物”的滯留量(wPMi, g).將顆粒物粒徑10～100 μm記為wPM100，2.5～10 μm記為wPM10，0.2～2.5 μm記為wPM2.5.

1.2.2 光響應曲線測定 為避免光響應曲線測量造成的葉面顆粒物物理抖落，對顆粒物采樣葉片旁形態(tài)、朝向、大小相近的功能葉進行標記并測量.每株選擇喬木冠層中部不同方向的功能葉片3片作為重復.

用紅外氣體分析法(LICOR 6400 photosynthesis system lincoln, nebraska USA)測其充分滯塵后的光響應曲線：控制葉溫在(25±1) ℃，CO2濃度380 μmol·m-2·s-1，空氣濕度(60±10)%的條件下，通過人工調(diào)節(jié)光強變化，梯度為2 000，1 800，1 600，1 400，1 200，1 000，800，600，400，200，100，50，25，0 μmol·m-2·s-1，最大等待時間200 s，最小等待時間120 s.傍晚時將測試后的葉片用蒸餾水洗凈并用穿孔的透氣塑料袋包住葉片減少降塵，待次日相同時間測量作為對照(CK).

1.2.3 葉表面形態(tài)的測定 采樣圖像處理法，將晾干后的葉片放在標準A4白紙上，利用數(shù)碼相機拍照獲取葉片和A4白紙的圖像，導入Adobe Photoshop CS6軟件統(tǒng)計像素計算.

1.2.4 光合作用響應模型 試驗采取非直角雙曲線模型[23-24]非線性擬合光響應曲線的相關參數(shù)，即最大凈光合速率(Pnmax)、光補償點(LCP)、光飽和點(LSP)、表觀量子效率(AQY).

擬合公式為：

其中，Pn為凈光合速率，PAR為光合有效輻射輻射，AQY為表觀量子效率，Pnmax為最大凈光合速率，Rd為暗呼吸速率，K是擬合曲線曲角.規(guī)定初始值AQY(0.05)，K(0.5)，Rd(2)，Pnmax(30).限制0≤K≤1，Pnmax≤50，AQE≤0.125.

光響應曲線PAR 200 μmol·m-2·s-1以下的的線性方程，與非直線雙曲線中y=Amax和y=0這兩條平行直線相交，得出交點.當y=Amax的時即為LSP，而當y=0時即為LCP，線性方程斜率即為AQY[25-27].

1.2.5 數(shù)據(jù)處理 數(shù)據(jù)處理分析應用SPSS 13.0軟件，計量采用均數(shù)±標準差表示．組間差異采用單因素方差分析ANOVA(α=0.05)，相關分析采用Spearman分析.

2 結果與分析

2.1 葉片對空氣中懸浮顆粒物的吸附

根據(jù)圖1，紅葉石楠葉表面吸附顆粒物(sPM)極顯著大于蠟質(zhì)層吸附顆粒物(wPM)(P=0.005≤0.01).大顆粒物方面：sPM100是wPM100的10.78～15.05倍；粗顆粒物方面：sPM10是wPM10的1.07～2.69倍；細顆粒物方面：wPM2.5是sPM2.5的1.09～3.31倍.雖然紅葉石楠葉面吸附大顆粒物的能力極顯著(P=0.003≤0.01)高于蠟質(zhì)層，但是在吸附粗顆粒物(P=0.466≥0.05)和細顆粒物 (P=0.422≥0.05)上蠟質(zhì)層和葉表面沒有顯著差異.

2.2 葉片滯塵前后光合特性比較

2.2.1 滯塵前后葉片光響應曲線比較 光合響應反映了植物光合速率(Pn)隨光照強度改變的變化規(guī)律.當PAR大于400 μmol·m-2·s-1時，植物滯塵后樣本與對照樣本的光合速率均趨于平穩(wěn)，但CK的光合速率顯著高于滯塵后樣本.當PAR在200 μmol·m-2·s-1以下時，兩者光合速率均呈線性上升.其中，對照樣本(CK)的光合速率在8～10 μmol·m-2·s-1之間趨于穩(wěn)定，而滯塵后的光合速率在4～6 μmol·m-2·s-1之間趨于穩(wěn)定，兩者具有顯著差異(P=0.047<0.05)(圖2).

2.2.2 滯塵前后葉片光響應參數(shù)比較 由表2可知，滯塵后幾種植物的光響應特征參數(shù)與CK相比都表現(xiàn)出降低.滯塵后樣本的Pnmax降低了56.86%～63.94%，達到顯著水平； AQY降低了58.25%～68.38%，達到顯著水平； LSP降低了52.15%～53.90%，達到極顯著水平.盡管Rd和LCP也降低了57.20%～63.40%和39.99%～61.48%，但無顯著差異(P>0.05).

2.3 紅葉石楠滯塵后光響應參數(shù)與單位葉面積吸附PM的相關性

根據(jù)紅葉石楠光響應特征參數(shù)與單位面積吸附顆粒物量的相關性(表3).光響應特征參數(shù)中除了Rd外，其它指標均與顆粒物呈負相關關系.Pnmax和AQY與葉表面顆粒物的負相關關系隨顆粒物粒徑減小而不斷變大，并在sPM2.5上達到顯著負相關水平.Rd和LSP都與sPM10和wPM2.5表現(xiàn)出顯著相關關系.

圖1 紅葉石楠單位葉面積吸附顆粒物的量Fig.1 Mass of PM retained on per unit leaf area of P. fraseri

圖2 紅葉石楠凈光合速率對光強的響應Fig.2 Response of photosynthetic rate to the light intensity in P. fraseri

光響應特征參數(shù)滯塵后對照顯著性表觀量子效率/(mol·mol-1)0.028±0.0010.036±0.0010.045*暗呼吸速率/(μmol·m-2·s-1)-0.770±0.139-1.176±0.03460.081最大凈光合速率/(μmol·m-2·s-1)7.289±0.31411.195±0.5480.017*光飽和點/(μmol·m-2·s-1)278.500±1.610314.500±5.9880.010**光補償點/(μmol·m-2·s-1)7.000±0.9007.500±0.4300.865

1)*在0.05水平上顯著差異P<0.05;**在0.01水平上顯著差異P<0.01.

表3 紅葉石楠光合響應特征參數(shù)與單位面積吸附顆粒物量的相關性1)Table 3 Correlation coefficient of Pn-PAR curve characteristic parameters and mass of particulate matters retained on per unit leaf area of Photinia fraseri

1)*在0.05水平上顯著差異P<0.05;**在0.01水平上顯著差異P<0.01.

在顆粒物自身相關性方面，高速路口的紅葉石楠吸附的總顆粒物量較高，主要與吸附的sPM100、wPM100、wPM10的量關系較大，其相關性達到顯著水平；在蠟質(zhì)層中，wPM10與wPM100顯著相關(0.895).而且蠟質(zhì)層與葉表面吸附的顆粒物量之間也存在著相關關系： wPM10與sPM100顯著相關，wPM2.5與sPM10達到極顯著相關水平(0.987).

3 討論

3.1 紅葉石楠吸附顆粒物能力分析

紅葉石楠作為常用城市綠化樹種之一，其蠟質(zhì)層和葉表面均具有滯留顆粒物的能力.葉面吸附的顆粒物占總顆粒物量的多數(shù)，但會因降雨或風吹等發(fā)生遷移[28].蠟質(zhì)層吸附的顆粒物占總顆粒物的11%，但卻無法被水洗去，并能較長時間固定在葉片中，這和Popek et al[6]的研究結果相同.根據(jù)試驗結果可以發(fā)現(xiàn)紅葉石楠蠟質(zhì)層吸附顆粒物總量相對較少，但吸附PM2.5的量卻大于葉表面的吸附量[(7.91±2.17) μg·cm-2≥(4.14±1.10) μg·cm-2]，因此忽略蠟質(zhì)層，直接通過通過葉表面吸附顆粒物量評估植物的滯塵能力，特別是對粗、細以及極細顆粒物的評估易發(fā)生較大誤差.

在葉面吸附顆粒物方面，本研究中紅葉石楠吸附PM100的量(392.20±27.70) μg·cm-2較大且測量值在不同植株個體和環(huán)境下均表現(xiàn)出較大的波動，該現(xiàn)象與Song et al[12]的研究結果相似；紅葉石楠吸附PM10的量也較高(24.10±7.18) μg·cm-2與G.Sgrigna et al在意大利翁布里亞區(qū)對冬青櫟(Quercusilex)秋季的研究(19.76±5.5) μg·cm-2相近[29]，這兩種植物雖不同科屬但葉片物理屬性相仿，因此造成差異的因素是不同環(huán)境下空氣污染程度的差異[7]；在吸附PM2.5方面，實驗表明滯塵后紅葉石楠單位面積吸附PM2.5的量為(4.14±1.10) μg·cm-2大于Song YS在北京對冬青衛(wèi)矛(Euonymusjaponicus)(3.10±0.73) μg·cm-2、白皮松(Pinusbungeana)(2.94±1.86) μg·cm-2、側柏(Platycladusorientalis)(2.90±1.59) μg·cm-2、油松(PinusTableulaeformis)(1.64±0.71) μg·cm-2的試驗結果.房瑤瑤在陜西關中地區(qū)關于植物滯塵能力的研究也與本實驗結果相似，說明紅葉石楠葉表面對細顆粒物具有較強的吸附能力[19].另外，環(huán)保部《2013年中國機動車污染防治年報》指出，1輛機動車平均每天的顆粒物排放量是8.1 g.根據(jù)試驗結果，1棵紅葉石楠充分滯塵將滯留空氣中7.15 g顆粒物，占1輛車1天排放量的88.27%，說明紅葉石楠對顆粒物治理作用顯著.

3.2 光合響應特征參數(shù)分析

Pal et al[21]研究表明，葉片會因氣孔被顆粒物堵塞導致光合作用減弱，植物生長速度變緩.另有大量的研究結果表明附著在植物葉片上的粉塵最先影響的就是植物的光合作用，進而影響植物的新陳代謝和生長發(fā)育，甚至會加速植物的衰老[34-35].本研究發(fā)現(xiàn)當紅葉石楠葉片滯塵后，其光合響應特征參數(shù)，即表觀量子效率(AQY)、光飽和點(LSP)、最大凈光合速率(Pnmax)顯著下降.Pnmax是衡量植物葉片光合作用潛力的重要指標，Pnmax的顯著下降表明顆粒物對紅葉石楠的光合作用形成脅迫，光能轉換效率下降，干物質(zhì)積累削弱；AQY表征弱光條件下的光合能力，滯塵后紅葉石楠的AQY已經(jīng)低于一般植物AQY范圍的(0.03～0.05)的下限[30]，說明紅葉石楠吸收與轉換光能的色素蛋白復合體減少，利用弱光的能力顯著減弱；LSP顯著降低反映了滯塵后紅葉石楠對強光的利用范圍減小，光照生態(tài)幅變窄[25].該研究結果與Vardaka和Arkadiusz[31-32]的研究結果相似：顆粒物在葉片上的不斷沉積與葉片的光合效率等特征參數(shù)有負相關關系.

在顆粒物與光合響應特征參數(shù)的相關性分析中發(fā)現(xiàn)：紅葉石楠的各項光響應特征參數(shù)除暗呼吸速率(Rd)，其它參數(shù)均與顆粒物呈負相關關系.其中粒徑較小的粗、細顆粒物(sPM10、sPM2.5、wPM2.5)與Rd、AQY、LSP的相關性較顯著，而大粒徑顆粒物(sPM100、wPM100)并無顯著關系，這與Przybysz et al[16]和Hirano et al[32]得出的結論“顆粒物對葉片的影響主要與顆粒物的尺寸有關，顆粒物粒徑越小影響越大”相似，說明細顆粒物在葉面及蠟質(zhì)層不斷沉積導致氣孔堵塞，甚至攜帶重金屬進入氣孔導致紅葉石楠光合能力下降，但是Takagi et al[36]研究表明，顆粒物在鐵冬青(Ilexrotunda)葉表面的沉積減緩了光抑制現(xiàn)象從而增加了光合能力，對此結合本試驗細顆粒物阻礙光合的結論提出假設：粗、大顆粒物覆蓋在葉片上可以保護葉片避免光抑制而不堵塞氣孔，該假設是否成立需要進一步研究.但這并不表示顆粒物有助于植物生長，城市中汽車尾氣及工業(yè)污染所排放的顆粒物中有遠超于自然界的大量規(guī)則型細顆粒物，因此植物在城市擁擠地段及工業(yè)區(qū)依舊無法避免光合受阻.

另外，植物的生長具有周期性，其中落葉植物的表現(xiàn)尤為明顯，在不同季節(jié)植物對不同脅迫的響應并不恒定.本研究由于臨安地區(qū)氣候對植物滯塵的影響，只選擇了10月份進行實驗.望研究者在后續(xù)的試驗中增加其他季節(jié)里顆粒物對紅葉石楠光合響應的影響.

4 結論

(1)滯塵后紅葉石楠葉表面吸附顆粒物量是蠟質(zhì)層的8.02倍，其主要原因是sPM100的吸附量顯著高于wPM100；sPM10與wPM10、sPM2.5與wPM2.5的吸附量相對較少且并無顯著區(qū)別.

雖然造成紅葉石楠吸附差異的最主要因素是PM100,但影響植物光合響應的主要因素是PM10和PM2.5，其中sPM10影響Rd和LSP; sPM2.5影響Pnmax和AQY; wPM2.5影響Rd和LSP.

(2)sPM10、sPM2.5和wPM2.5對紅葉石楠對光合響應曲線及部分特征參數(shù)造成顯著影響： AQY、Pnmax、LSP在滯塵后顯著降低(下降率均在50%以上)，說明紅葉石楠在粗細顆粒物的影響下光能轉換效率下降，光合作用受到阻礙，特別是利用弱光的能力減弱.

(3)在選用紅葉石楠作為城市園林植物時，為保證其長期生長并有效吸附顆粒物，在長期無雨條件下，應定期向葉片噴水以洗去葉表面的粗、細顆粒物，以減緩粗、細顆粒物對植物的影響.