李巧云，黃雅奇，劉 艷，王 玲，張 娟，宋 胤，吳林世，李建揮，廖菊陽*

(1.湖南省森林植物園，湖南 長沙 410116；2.湖南長株潭城市群森林生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站，湖南 長沙 410116)

大氣顆粒物(particulate matter，PM)污染物因其明確的致癌性已經(jīng)成為許多國家和地區(qū)的重要環(huán)境問題之一[1]，空氣中過量的總懸浮物(total suspended particle，TSP)會降低空氣的能見度，導致灰霾及光化學煙霧現(xiàn)象的發(fā)生[2]，其中直徑≤10 μm的顆粒物(PM10)為大氣化學反應提供反應床；直徑≤2.5 μm的顆粒物(PM2.5)因其粒徑小、重量輕、不易沉降等特點，會在大氣中長時間滯留[3]。現(xiàn)已證實PM2.5可直接呼吸進入肺泡導致肺部疾病的發(fā)生[3]，我國約32%的死亡是由空氣污染導致[4-5]。此外還有證據(jù)表明，大氣污染與全球變暖之間存在一定的聯(lián)系。因此，改善大氣污染對人類生活健康具有重大意義[6]。

植物可以通過樹葉阻擋和吸附大量顆粒物，從而減少空氣中懸浮顆粒物的含量[7-8]，例如植物葉表面粗糙性可增加對PM2.5的吸附能力[3]。城市樹木在凈化大氣污染物中發(fā)揮重要的作用[9]，城市中植被覆蓋度的增加會顯著降低空氣中顆粒物含量[10]，同時植物群落結(jié)構(gòu)的復雜性可形成良好的氣象條件，也能在一定程度上起到凈化大氣污染物的作用[11]。因此，在控制減少污染源排放的同時，研究森林植被對顆粒物的吸阻滯機制，選擇和優(yōu)化城市綠化植物類型，是緩解城市大氣污染壓力，改善空氣質(zhì)量的有效途徑[12-13]。

我國關(guān)于植被阻滯顆粒物的研究多集中在北京等空氣污染比較嚴重的城市[14-15]，但對于中亞熱帶地區(qū)城市樹木對于顆粒物吸附以及凈化空氣能力的研究較少。本研究在中亞熱帶地區(qū)典型城市公園湖南省森林植物園選擇8種綠化植物為研究對象，測定其葉片滯留TSP、PM10、PM2.5與PM1的能力，并通過體式顯微鏡觀察植物葉片的上下表面，探討植物滯留顆粒物機制，為給中亞熱帶地區(qū)綠化、植樹造林中植物種的科學選擇與植物群落科學配置提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

采樣地點分布于湖南省森林植物園主要交通要道附近(113°01′30″ E，28°06′40″ N)，湖南省森林植物園總面積120 hm2，森林覆蓋率達90%以上。湖南省森林植物園地處典型的亞熱帶向北亞熱帶過度的大陸性季風濕潤氣候區(qū)，氣候溫和，降水較多，四季分明。年均溫16.9℃，7月為最熱月，1月為最冷月，年平均降水為1 400.6 mm，年均相對濕度超過80%[16]。全園最高海拔106 m，最低海拔50 m，為低丘崗地貌，土壤為酸性紅壤，pH值4.0～5.5。本次采樣點的植物樣地內(nèi)有多種喬木、灌木及草本植物，其生境基本一致。

1.2 樣品采集

研究選取桂花(Osmanthusfragrans)、廣玉蘭(Magnoliagrandiflora)、香樟(Cinnamomumcamphora)、紅花檵木(Loropetalumchinensevar.rubrum)、南天竹(Nandinadomestica)、小葉女貞(Ligustrumquihoui)、觀音草(Peristrophebaphica)和麥冬(Ophiopogonjaponicus)8種典型中亞熱帶地區(qū)常見綠化樹種，各植物物種名稱和生長特征見表1。

表1 供試植物基本性狀

研究認為，當降水量>15 mm可沖掉植物葉片的降塵[14]，為減少采樣期間不同對葉面滯留顆粒物量產(chǎn)生的影響，選取的采樣日期要求在前1周無降水，確保葉面都滯留了一定量的顆粒物。本試驗采樣日期為2019年4月9日，所有樣品均于當天完成采樣。考慮到采樣高度對葉片滯留顆粒物的影響，相同生活型的采樣高度盡可能接近。結(jié)合采樣點各樹種的實際情況，確定喬木的采樣高度為3～4 m，灌木為1～1.5 m，草本為0.5 m以下[17]。喬木每個樹種至少選擇5株樣樹，在樹冠東南西北4個方位分別采集生長良好的葉片，根據(jù)各種植物單葉面積大小，采集足量葉片，經(jīng)采集的葉片合并，得到混合樣品；灌木草本選擇基本無喬木遮擋的樣樹，并分別選擇3～4個面積大致相同的范圍進行葉片采集，收集所有樹葉并混合。采得的所有樣品立即將其編號裝入密封袋中，帶回實驗室后盡快放入4℃冰箱冷藏保存。

1.3 研究方法

1.3.1 葉片滯塵能力測定 植物葉面積采用便攜式葉面積儀(LI-3000 C)進行測定，不同植物葉片滯納顆粒物量(TSP、PM10、PM2.5、PM1)采用氣溶膠發(fā)生器(QRJZFSQ-II)進行測定，單位葉面積滯留的顆粒物量計算如下：

(1)

式中，M為單位面積顆粒物滯納量(g·m-2)，m為氣溶膠再發(fā)生器中葉片顆粒物滯納量(g)，S為放入氣溶膠再發(fā)生器料盒中所有葉片的葉面積(m2)。

1.3.2 葉表微觀結(jié)構(gòu)觀察 每種供試植物分別選取適量新鮮成熟葉片，立即封存于自封袋內(nèi)，帶回實驗室后，將葉片隨機裁剪成5 cm×2 cm的長方形葉片，使用體式顯微鏡(奧林巴斯SZX16)以50倍比例對其上下表面的顯微結(jié)構(gòu)進行觀察，并選取合適的視野進行抓拍，存儲格式為TIF。

1.3.3 數(shù)據(jù)處理 采用Excel 2003軟件和R(3.5.3)軟件進行數(shù)據(jù)整理和分析繪圖，數(shù)據(jù)均以“平均值±標準差”的形式表示；以不同粒徑顆粒物作為因子，分別對8種供試植物進行單因素方差分析(ANOVA)，并利用Tukey HSD法進行多重比較(P<0.05)。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物單位葉面積滯留TSP、PM10、PM2.5、PM1量差異

供試的8種綠化植物單位葉面積滯留TSP、PM10、PM2.5、PM1量存在較大差異，其變化范圍分別為0.75～9.62、0.22～7.74、0.07～2.90 g·m-2和0.03～1.3 g·m-2(表2)。8種綠化植物按照對TSP附著量排序為麥冬>觀音草>南天竹>紅花檵木>小葉女貞>桂花>香樟>廣玉蘭，其中麥冬附著TSP和PM10能力顯著大于其他7種供試綠化植物；香樟TSP、PM10、PM2.5單位面積滯留量均位于第7，但附著PM1能力在8種供試植物第3；小葉女貞附著TSP位于第5，附著PM10位于第4，但附著PM1能力位于第2，對不同粒徑顆粒物附著效果最差的均為廣玉蘭。由此可見，綠化植物由于本身特性不同，對顆粒物組分的附著能力也存在差異[18]。單位葉面積顆粒物滯留量較大的植物為南天竹、觀音草和麥冬，滯留量中等的植物為桂花、香樟、紅花檵木和小葉女貞，滯留量較小的為廣玉蘭。廣玉蘭滯留量相比其余7個樹種較低，可能與廣玉蘭采樣地靠近植物園苗圃空氣中的顆粒物本底含量較低有關(guān)。

表2 8種綠化植物葉表面單位面積滯塵量比較

綠化植物附著總顆粒物的能力和對不同粒徑顆粒物的滯留能力并不完全一致，表明樹種單位葉面積TSP的截留能力不能決定不同粒徑顆粒的截留能力，樹種單位葉面積TSP的滯留能力不能完全決定其對各粒徑顆粒物的滯留能力[19-20]，這與葉片表面微觀結(jié)構(gòu)密切相關(guān)[21]。

質(zhì)量-粒徑分布能夠反應不同樹種滯留顆粒物能力的大小，本研究中植物葉片滯留的顆粒物主要以PM10為主，PM2.5次之，PM1最少(圖1)。8種綠化植物葉片滯留的顆粒物以PM10為主，占TSP組分的34%～79%，除廣玉蘭外，其余綠化植物葉片滯留PM10所占TSP比例均超過50%，其中麥冬PM10所占比例最高，達78.58%；其次是PM2.5，占TSP組分的9%～36%，其中PM2.5所占比最高的為南天竹35.78%，廣玉蘭最低，僅只有9.8%。PM1占TSP組分的0.8%～14%，其中麥冬所占比例最低(0.88%)而南天竹所占比例最高(13.63%)(圖1)。

圖1 8種綠化植物單位葉面積滯留不同粒徑顆粒物占總顆粒物的比例

有學者測定23種綠化植物單位葉面積滯塵量，其中PM2.5占TSP組分的比例變化為4.78%～36.09%[22]，變化范圍大于本研究結(jié)果，可能由于本研究中供試植物種類數(shù)較少。植物葉片滯留顆粒物量隨著顆粒物粒徑的增加而增加，這與K.Dzierzanowski等[23]的研究結(jié)論基本一致。

2.2 不同生活型單位葉面積滯留TSP、PM10、PM2.5、PM1特征

按照生活型不同將8種綠化植物劃分為喬木、灌木與草本，對不同生活型植物單位葉面積滯留不同粒徑顆粒物分析，結(jié)果表明，不同生活型的植物單位面積滯留的TSP、PM10、PM2.5量存在顯著差異(P<0.05)，對PM1滯留量影響不顯著(圖2)。灌木與草本植物單位葉面積TSP、PM10滯留量平均值均大于喬木，其中草本TSP滯留量的平均值比喬木高出65%，PM10滯留量的平均值比喬木高出73%；灌木單位面積PM2.5、PM1滯留量大于喬木與草本。

圖2 各生活型綠化植物單位葉面積滯留TSP、PM10、PM2.5、與PM1量平均值

灌木和草本植物滯塵效果(TSP)優(yōu)于喬木，可能由于灌木和草本其植株高度較低，由于二次揚塵的原因，靠近地面的空氣中顆粒物濃度較大[24]。其中一部分顆粒物會直接降落到灌木和草本植物表面上，增加其葉片顆粒物滯留量。另外，喬木的高度較灌木和草本高，空氣中的細顆粒物在擴散過程中會隨氣流受到葉片阻擋而減速，并沉降到高度較低的草本和灌木植物葉片上。

2.3 植物葉表面顯微結(jié)構(gòu)特征

由于綠化植物個體葉表面特征的差異，其對不同粒徑顆粒物的滯留能力也不同。葉片的顯微結(jié)構(gòu)包括蠟質(zhì)層厚度、氣孔密度、紋溝深度以及絨毛長度等。觀察各供試植物代表性葉片上下表面顯微結(jié)構(gòu)掃描圖，發(fā)現(xiàn)不同植物葉表面粗糙程度不同，葉表面形態(tài)差異也較大(圖2)。

葉片表面具備特殊結(jié)構(gòu)，如桂花葉上下表面較多瘤狀突起，紅花檵木上下表面有短絨毛，零散分布散射狀的多爪(八爪居多)須腳，小葉女貞、麥冬及觀音草上下葉表面密布多條深淺不一的平行溝壑，溝壑密度較大等，均促進葉片表面顆粒物的滯留。廣玉蘭葉片上表面有蠟質(zhì)層，較光滑，下表面疏被短糙毛，因此顆粒物滯留量差，但PM10所占TSP比例較低。香樟葉表較光滑，因此TSP滯留量較低，但由于葉表存在密集的網(wǎng)狀組織零散分布瘤狀突起，所以PM1的滯留量所占TSP比例較高。南天竹細胞排列較緊密，葉片上下表面較粗糙，且氣孔數(shù)量較多開口度較大(圖2(5a)、圖2(5b))，因此其滯留細顆粒的能力強，單位面積滯留PM2.5、PM1分別達到了2.90、1.30 g·m-2。

植物葉片表面顆粒物滯留量的不同與葉片表面微觀形態(tài)有關(guān)，植物對大氣顆粒物的吸附主要依靠植物葉片，通過對顆粒物的吸附來改善大氣環(huán)境質(zhì)量[25]。植物葉表塵、蠟質(zhì)塵和表流動塵3種滯留大氣顆粒物類型[14]。葉表塵主要通過葉面的特殊結(jié)構(gòu)來保留大氣顆粒物。麥冬上下葉表面密布多條深淺不一的平行溝壑，溝壑密度較觀音草更大(圖2(8a)、圖2(8b))，因此麥冬的顆粒物滯留量高于觀音草。植物葉表面無論是通過細胞之間的排列形成的溝壑還是通過各種瘤狀、條狀突起形成的溝槽溝壑，只要溝槽溝壑越密集、深淺差別越大，越有利于顆粒物滯留，葉表面的絨毛等結(jié)構(gòu)也有利于顆粒物的滯留[26]。

蠟質(zhì)層是大氣顆粒通過氣孔的開閉進入葉片，最終儲存在葉片的蠟質(zhì)層中。葉表面蠟質(zhì)結(jié)構(gòu)會減小顆粒物與葉片的接觸面積，蠟質(zhì)結(jié)構(gòu)不利于葉片對顆粒物的滯留，已被滯留的顆粒物脫落的可能性也更大，因此廣玉蘭葉片顆粒物滯留量較少，但由于其葉片背部有較多小氣孔，使得廣玉蘭滯留PM10占TSP比例較低，更容易附著較小粒徑顆粒物。有研究表明大葉黃楊表面也具有較厚的蠟質(zhì)層[27]，因其葉片氣孔較密集對于TSP滯留量較少但對PM5滯留量較高[28]，與本研究結(jié)果一致。

季節(jié)變化對植物滯留顆粒物的能力也有較大影響，同一地區(qū)不同季節(jié)大氣顆粒物濃度有所不同[29]，本研究只做了春季的相關(guān)研究，不是一個完整的四季周期，需要進一步完善。此外本研究發(fā)現(xiàn)，溝槽溝壑越密集、深淺差別越大的草本植物滯留顆粒物的能力較強，吳艷芳等[30]研究卻表明鶴望蘭雖然有平行溝壑，但因為其葉片大多垂直于地面，不利于顆粒物的滯留。即植物的滯塵效果與葉面傾角有關(guān)，葉片著生角度越大越有利于顆粒物在重力作用下沉降到葉表面。植物滯留顆粒物的機制比較復雜，在研究植物葉片滯留顆粒物的規(guī)律時應綜合考慮植物生境、葉表面特征和葉面傾角等因素。

注：1.桂花；2.廣玉蘭；3.香樟；4.紅花檵木；5.南天竹；6.小葉女貞；7.觀音草；8.麥冬；a.葉片上表面；b.葉片下表面。

3 結(jié)論

研究測定了8種不同植物葉片的單位葉面積滯塵量，并分析了其與葉表面微結(jié)構(gòu)之間的關(guān)系。供試植物中灌木與草本植物對TSP、PM10、PM2.5滯留量顯著大于喬木，灌木中滯塵效果較好的南天竹，草本中麥冬、觀音草滯塵效果均較好，喬木中滯塵效果最好的為桂花，在中亞熱帶地區(qū)實際綠化工作中，可參考本試驗單位葉面積滯塵量，進行高滯塵樹種的選擇，合理構(gòu)建城市森林生態(tài)結(jié)構(gòu)，從而改善空氣質(zhì)量。