植物消減PM2.5等大氣顆粒物的試驗研究方法綜述

屈海燕+趙懿桓+陸秀君

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

關鍵詞：植物葉片滯塵；植物群落消減；野外試驗；操作試驗；模擬試驗

中圖分類號： X173文獻標志碼： A

文章編號：1002-1302（2017）05-0015-07

近年來大氣中PM2.5（空氣動力學直徑小于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，對農業(yè)、水文和生態(tài)系統造成一定的影響，其危害越來越引起人們的關注。目前人們越來越關注園林植物及綠地群落對于細顆粒物的吸收和消減作用[1]。

由于植物自身的復雜性，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果息息相關。單葉滯塵從微觀角度出發(fā)，主要研究葉表微結構與滯塵能力的相關性[2]；宏觀角度一般研究植物群落的滯塵效益、對細顆粒物的消減率等，多采用濃度監(jiān)測分析；單木滯塵能力的研究目前主要以滯留大氣顆粒物量為主。不同尺度的試驗借助的儀器設備不同，試驗設計所涉及的問題和解決方法也不盡相同。細顆粒物成分的可變性、植物本身的復雜性以及環(huán)境的不穩(wěn)定性，導致操作和試驗設計面臨重重困難，而隨著科學發(fā)展與儀器設備的進步、試驗方案的逐漸完善，研究的受限度也越來越小。

1植物滯塵研究發(fā)展歷史

國外對植物滯塵能力的研究較早，20世紀40年代就已經開始[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的樹種是提高空氣質量的有效手段[4]。20世紀90年代開始用植物作為工具來監(jiān)測大氣環(huán)境質量，而且這種跟蹤的研究一直持續(xù)到今天，并提出在試驗的植物組織內部檢測到了金屬元素，但是很難區(qū)分金屬元素是來自大氣還是土壤，這2個來源應該同時被考慮和進一步研究[5]。

在建立空氣質量監(jiān)測方面，美國自1997年發(fā)布PM2.5標準起，歷時近10年并于2006年獲得了有效的監(jiān)測數據，2009年開始認定PM2.5自動監(jiān)測儀器并開展大氣污染觀測超級站計劃。歐盟于1984年建立了遠程大氣污染輸送監(jiān)測和評估合作計劃（EMEP），現有的EMEP體系已覆蓋歐盟各國。2000年日本環(huán)境省初步制定相關PM2.5自動監(jiān)測規(guī)范，2007年修訂，2009年正式公布，并給出關于PM2.5自動監(jiān)測認定設備名錄[6]。[LM]

空氣質量監(jiān)測設備方面，目前世界上有300～400種空氣檢測儀。生產移動式空氣檢測儀的公司有幾十家，其中德國的德圖、英國的凱恩、美國的BNERAC和BARACHE等是實力強大的專業(yè)廠商。國外的空氣質量檢測設備靈敏度高、穩(wěn)定性好，外觀和結構精巧、易于維護[7]。目前，大部分歐洲國家同時監(jiān)測PM10和PM2.5，但PM2.5監(jiān)測站點總數量并不多。

我國自2013年1月開始，重度灰霾在全國各地頻發(fā)。自此我國實施了新的空氣質量標準，新增了PM2.5等重要指標。

在學術研究方面，從文獻的數量可以看出，2013年為研究滯留PM2.5的分水嶺。2013年之前研究者主要對植物葉表面進行觀察以及對葉表面顆粒物特性進行描述性研究，包括植物單位葉面積滯塵量的研究，卻很少對細顆粒物的尺度進行明確的限定。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算、滯塵多少的分級、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從單純的物理層面的研究，延伸到生態(tài)學、水土保持、數學、生物、化學、監(jiān)測技術、動力學、統計學、植物學等多層面研究領域。戴莉等應用高效液相色譜法測定葉片中多環(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統計結合多元回歸的方法以及多元統計分析中的因子分析和對應分析方法，對2013年11月全國大范圍霧霾現象的主要影響因素進行了相關性實證分析研究[9]。

2012年2月我國頒布了《環(huán)境空氣質量標準》（GB 3095—2012），將PM2.5納入了空氣質量必測項目。我國已經建立了環(huán)境PM10和PM2.5監(jiān)測網絡，但是目前監(jiān)測站點還是不夠優(yōu)化。增加監(jiān)測點環(huán)境的豐富性、擴大監(jiān)測范圍，并建立規(guī)范的體系和標準，逐漸成為大氣顆粒物研究的一個重要發(fā)展方向[10]。

2012年5月，中國環(huán)境監(jiān)測總站頒發(fā)《關于印發(fā)PM2.5自動監(jiān)測儀器技術指標與要求（試行）的通知》文件。在常規(guī)空氣質量儀器研究創(chuàng)新方面，李磊對單顆粒質譜儀進行研究，并對氣溶膠質譜系統進行模擬和改進，引入透鏡聚焦系統將質譜對離子檢測的靈敏度提高了近2倍[11]。采用β射線法監(jiān)測時揮發(fā)性成分會丟失，造成測量結果存在偏差，楊志遠針對這一問題設計了含揮發(fā)性顆粒物補償的β射線式PM2.5監(jiān)測儀的采樣裝置[12]。

2植物滯塵的試驗方法

科學試驗是研究植物滯塵的基本途徑之一。植物滯塵的試驗方法按性質一般可分為3類：野外試驗（監(jiān)測）、操作試驗（實驗室）、模擬試驗。這3類方法各自存在不同的優(yōu)勢和局限，彼此難以替代。研究中往往是野外觀測和操作性試驗相互結合共同發(fā)揮作用，最近幾年，多學科的參與為模擬試驗（氣室模擬、風洞模擬、流體力學模擬等）提供了有力的基礎。

2.1野外試驗

自然界每時每刻都在進行著天然的植物滯塵試驗。葉片樣本的采集、群落內大氣細顆粒物質量濃度的監(jiān)測均在野外進行，可以歸為野外操作試驗。不同研究者采集葉片的數量和采集葉片間隔的時間會略有差異。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象。

2.1.1野外植物單木及群落樣本的選擇

包括為實驗室操作試驗的前期準備進行的植物單葉的野外采集，以及為野外監(jiān)測試驗進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行可以歸為野外試驗，采集之后的葉片拿回實驗室進行檢測為操作性試驗，為后期操作試驗做準備。

植物葉片采集多在應用廣泛、生長狀況良好的植物成株上，采集的數量多為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，而在采集的間隔時間和次數上差異較大，這是因為不同的試驗設計和地區(qū)的降雨頻度對采樣時間和次數有影響。

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需要進行葉片的采集，采集葉片的標準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]。李海梅等根據青島市降雨與飄塵的特點，每4 d采樣1次，連續(xù)采樣4次，其中，試驗進行到第15天時，出現了降雨天氣，對前3次的滯塵能力進行比較，并計算降雨前的平均值、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，結合當地的氣候情況，常綠樹種的葉片采集在春季進行，分別在雨后1～4周進行4次采集。而落葉闊葉樹由于葉片成熟后進入雨頻的夏季，則雨后1、2周進行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，植物群落復雜的表面結構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，杜絕了二次揚塵，從而對顆粒物的沉降和吸附有積極作用；植物群落對風力和風向的改變和形成小氣候的特點使得群落的滯塵作用較大[16-18]。

群落的尺度、綠量[19-20]、結構類型、郁閉度、寬度以及構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果息息相關。

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%，進行對比研究[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系時選擇了闊葉林、混交林、灌木林、針葉林和對照草地，得出不同類型的綠地對懸浮顆粒物的滯留能力不同[21]。王國玉等研究道路綠地時選擇3處典型道路綠地作為監(jiān)測樣地，每處樣地內沿垂直道路方向分別于綠化林帶內約6、16、26、36 m距離處設4處測試點，并在道路邊緣，距離綠化林帶大約1 m處設置對照點[22]。郭建超等以楊樹林和油松林為研究對象，選擇典型天氣研究2種城市林地PM2.5質量濃度變化規(guī)律與不同氣象要素之間的關系[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)進行采樣，這是根據區(qū)域顆粒物濃度的高低進行分類選擇樣地[24]。

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

2.1.2野外監(jiān)測技術、方法及群落消減率的計算

群落樣地的選擇與大氣顆粒物的野外監(jiān)測緊密相連，大氣顆粒物的監(jiān)測雖然在野外，但是也有個別帶回實驗室進行操作最終得出數據的，如重量法操作試驗。

2.1.2.1大氣顆粒物的監(jiān)測技術和原理

大氣細顆粒物的監(jiān)測可以偵察空氣中細顆粒物的數量、動向、轉化及消長規(guī)律等，為研究植物對PM2.5等的消減率等生態(tài)功能提供有力數據支撐[25]。其監(jiān)測方式主要包括地面PM2.5監(jiān)測技術和基于衛(wèi)星遙感技術的氣溶膠光學厚度結合空間聚類分析預測的濃度[26]。王家成等利用衛(wèi)星和地基遙感氣溶膠數據分析了北京地區(qū)多氣溶膠性質參量與PM2.5的相關性，提出了計算粒子直徑小于2.5 μm的氣溶膠體積濃度和光學厚度（AOD）的方法，并用該方法對2012年3—9月北京地區(qū)地基遙感氣溶膠體積濃度和光學厚度進行了尺度校正[27]。

地面監(jiān)測常用技術主要有濾膜稱重法、壓電晶體頻差法、光散射法、β射線法、微量振蕩天平技術[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顆物滯留在濾膜上，得到濾膜采樣前后的顆粒物質量變化，結合采樣空氣體積計算出細顆粒物濃度。該法對細小顆粒物截留效率高，測定結果比較準確。但操作涉及室內和室外2個部分，過程繁瑣，得出結果相對較慢。目前也研發(fā)出基于濾膜稱重法測量顆粒物濃度的自動監(jiān)測儀，能夠對采集得到的顆粒物進行分析處理，并利用LabVIEW實現測試數據的遠程實時監(jiān)控。這對于我國顆粒物監(jiān)測設備的研發(fā)和產業(yè)化的實現有著重要意義[30]。

β射線法[29]的原理是顆粒物沉淀在采樣濾膜上，當β射線通過沉積顆粒物的濾膜時，β射線能量衰減，通過對衰減量的測定計算出顆粒物的濃度。該法監(jiān)測時濾膜吸附空氣中水分，因此采樣管通常須加載相應的動態(tài)加熱系統才能保證測量結果相對準確。該法可間斷測量，也可進行自動連續(xù)測量。

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

壓電晶體頻差法[32-33]的工作原理是恒定流量空氣經過一個切割器后進入靜電采樣器，氣流中的顆粒物因高壓電暈的放電作用而在測量諧振器電極表面上聚集，引起其振蕩頻率變化，從而可測定顆粒物的質量濃度。該方法可以實現實時在線監(jiān)測顆粒物濃度，反應迅速。但由于在線監(jiān)測技術的監(jiān)測點位設置目前還無法全面覆蓋，且涉及大量經費，因為野外監(jiān)測方法大多數還是人為移動式監(jiān)測。

光散射法[34]的原理是當光照射在空氣中懸浮的細顆粒物上時，產生散射光，顆粒物的散射光強度和其自身的質量濃度存在正比關系，通過散射系數換算出顆粒物的濃度[6]。目前國內外較少單獨采用此方法來測量，該方法可實現自動監(jiān)測。

我國大氣細顆粒物監(jiān)測方面起步較晚，監(jiān)測方法的原理和特點各異，監(jiān)測設備及技術有待發(fā)展，建議建立覆蓋全面的環(huán)境監(jiān)測系統，以滿足對空氣質量的實時監(jiān)測。目前在監(jiān)測設備方面，集中檢測6項空氣質量指標的移動式空氣質量檢測儀很少，對于PM2.5成分識別不精確。在質量濃度監(jiān)測的基礎上，可以逐步開展PM2.5主要組分監(jiān)測，為進一步分析PM2.5的污染特征、組成成分和來源提供更精確的數據。

2.1.2.2群落消減率的計算

消減率的計算通常采用監(jiān)測法、計算法、自然沉降法。

計算法：用單株植物滯塵量乘以植物群落數據來表達整個綠地的滯塵能力。單株滯塵量一般采用單葉采集進行實驗室操作，植物群落的數據則通過植物普查得到。Nowak指出美國城市樹木移除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]。邱媛等根據線性相關模型計算出惠州建成區(qū)67.48 km2植被地面生物量為3.2×105 t[24]。

監(jiān)測法：通過監(jiān)測林內和林外（對照點）的空氣顆粒物的濃度，用林外（對照點）大氣顆粒物含量減去林內大氣顆粒物含量，其與林外（對照點）數據的比值即為消減率。張新獻等在北京市居住區(qū)選3種不同結構的樓間綠地為研究對象，以樓間非綠地為對照計算減塵率，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)測法對廣州市大夫山森林公園林內外空氣的總懸浮顆粒物和細顆粒物進行監(jiān)測，算出質量濃度平均值，得出林內外TSP和PM2.5的質量濃度比值，表明森林能顯著改善空氣環(huán)境質量[37]。

自然沉降法：在相同的一段時間分別在不同點放置塵缸，按塵缸內灰塵的自然沉降量進行對比分析，降塵越多說明該區(qū)域對大氣顆粒物的滯留能力越弱[35]。粟志峰等通過對不同郁閉度片林用培養(yǎng)皿進行降塵，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]。

在野外進行葉片采集時，受植物本身、氣候、監(jiān)測環(huán)境等影響；植物采集時葉片的生長狀態(tài)、不同的生命階段對環(huán)境的感應水平也存在差異；氣候（風速、降水量）、地理位置不同對葉面灰塵均會有影響；城市粉塵來源復雜，位于城市不同位點的粉塵組成往往具有特異性。因此采集葉片的時間、地區(qū)、氣候因素都難以規(guī)范。

野外觀測試驗的取樣在空間尺度和對象的選擇上有較大余地，減輕了管理和試驗成本的限制；試驗時間的約束較小，可以避免因試驗和觀測時間不足而得出錯誤結論；試驗條件受人為操控影響小，對自然狀況有最好的代表性和普遍性。對于一些大尺度的植物群落來說，對比觀測試驗也許是目前唯一可行的研究途徑。但這種試驗方法也有致命缺陷：缺乏處理前觀測和空間上可靠的對照，也會由于受空間異質性的影響而難以重復，而且非觀測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試驗結果的統計推斷的可靠性[38]。

2.2操作性試驗

操作性試驗是指在實驗室借助一些試驗設備并進行手動操作的試驗。如植物葉表微結構與滯塵量的關系需要用到顯微鏡；植物葉面塵與植物葉片里元素的相關性需要借助元素追蹤；葉面塵質量的測定需要燒杯、天平、濾膜之類的儀器；計算單位葉面積滯塵量時還需要葉面積儀測出植物葉片的面積等。

2.2.1顯微鏡觀測及電鏡掃描

園林植物滯塵能力的差異是由植物葉片結構、分泌物、絨毛密度、濕潤度、粗糙程度、氣孔數量和大小等微結構決定的。研究這些差異與滯塵量之間的關系，需要對植物葉片進行微觀觀測、對細顆粒物進行分析，也可以通過電鏡直接觀測單位面積的滯留粒數，從而分析滯塵能力。

為了防止植物微結構在觀測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，待其風干結成膜后，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）制成臨時裝片，再利用數碼顯微鏡進行觀測[39]。王會霞等采用印記法結合顯微鏡觀測，表明葉表面上有密集纖毛或呈現出明顯的脊狀皺褶，并且結構越密集、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構時進行電鏡掃描，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，脫水后進行干燥、粘臺，最后進行觀測[15]。

石婕等利用環(huán)境掃描電鏡及X-射線能譜儀對楊樹葉片表面滯留的PM2.5顆粒進行觀察，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。在相同的放大倍數下，每個視野內隨機選擇3個PM2.5顆粒，對其進行能譜分析。將獲得的能譜圖和元素含量與典型顆粒物能譜圖進行比對，結合環(huán)境掃描電鏡圖像，判斷顆粒物性質，并在5 000倍電鏡下對圖像中的PM2.5顆粒進行計數[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，將植物葉片置于顯微鏡對單位視野的滯塵率進行觀察，得出高羊茅對3種不同粉塵6次揚塵平均單位視野滯塵數為土壤揚塵13 700個/m2，水泥粉塵14 500個/m2，燃煤飛灰 33 900個/m2[42]。

2.2.2元素跟蹤

元素跟蹤法通過研究植物內部元素的轉移過程來研究細顆粒物的物質轉換過程。劉慶倩等運用 15N示蹤技術研究歐美楊對PM2.5中水溶性無機成分NH+4和NO-3的吸收與分配規(guī)律，結果表明，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4300DV型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP）測定消煮液中的待測元素鉛、鎘和銅，研究測定了污染區(qū)的14種植物葉片中Pb、Cd和Cu的含量，發(fā)現污染區(qū)植物葉片重金屬含量高于對照區(qū)，不同綠化樹種對大氣污染物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的樹種[44]。Onder等在市中心采集雪松葉片，利用ICP-AES測定了雪松葉片內Pb、Cu、Zn、Co、Cr、Cd、V的含量，結果發(fā)現金屬含量因采樣周期、樹齡、采樣點的不同而不同[45]。

由于蘚類植物對金屬的脅迫能力較大，所以很多學者利用樹木附生蘚類測定植物對金屬顆粒物的滯留能力[46-47]。不同樹種對同一種重金屬的富集能力不同，而同種植物對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金屬等顆粒物的吸附作用，對空氣、土壤和水體的生態(tài)修復有重要意義。

2.2.3細顆粒物質量的測定

目前樹木葉片單位葉面積滯塵量的分析與定量測定尚無統一的標準方法，常見的葉片滯塵量測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單和粗糙。

進行植物葉片滯塵的試驗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行浸泡，洗掉葉面上的附著物之后，烘干燒杯中水分，用已經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滯塵作用的影響時，測定植物葉面塵質量時用了這種方法[48]。高傳友用這種方法卻僅能得到總顆粒物的質量，不能對顆粒物進行分級定量，僅能研究植物葉片滯留總顆粒物的能力，無法有針對性地探討其在滯留細顆粒物方面是否存在優(yōu)勢[49]。該方法在試驗操作分析過程中會損失揮發(fā)性和半揮發(fā)性顆粒物的質量，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量，葉面上的灰塵擦拭干凈后，再次到天平上稱量，2次質量之差就是細顆粒物的質量。

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

細顆粒物的質量決定了植物滯塵能力的大小，實驗室測質量法從植物滯塵研究剛起步的初期就采用，一直持續(xù)到現在，但為避免其缺點也進行了優(yōu)化。由于PM10或PM2.5中粒徑、質量極其微小的顆粒被濾掉而導致PM10或PM2.5不能完全被收集和準確稱量。洪秀玲等將濾膜過濾稱質量方法優(yōu)化為濾膜分級過濾稱質量，建立了一種新的測定植物葉片滯留細顆粒物質量的方法[51]。該方法不直接進行PM2.5的收集和稱量，回避了單獨采用濾膜過濾稱質量方法時由于PM10和PM2.5中粒徑、質量極其微小而不能完全被收集和準確稱量的缺點。

2.2.4葉面積的測定

葉面積是決定園林植物滯塵能力的一個重要因素，通過葉面積的計算可以推算出植物綠量。對于葉面積的測定方法很多，如質量法、打孔稱重法、回歸方程法、復印稱重法、長寬校正法（測定水稻葉面積）、方格網測面積，以及利用自動葉面積儀直接測定葉面積，對植株平均單葉面積進行測定，通過估算植株的總葉量來計算植株的總葉面積。

不同的測定方法都存在一定的誤差。江勝利等對不同的植物葉面積測定方法的誤差程度進行比較，指出由CAD軟件測葉面積法得出的結果誤差最小，其次是葉面積儀測定方法，然后是方格網測葉面積法，誤差最大的是質量法[52]。

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

操作性試驗中不同的試驗單元要接受2種以上的不同處理，對試驗單元的處理分配是隨機的。由于采用對照、重復、試驗操作的隨機化和分散安排試驗單元等手段來控制偏差和隨機誤差，因而比觀測性試驗得到的結論更可靠[38]。

操作性試驗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，往往忽略了試驗過程中二次化學反應對量化研究的數據造成的影響，研究對象的大尺度可能給試驗操作帶來難以克服的困難等。

2.3模擬試驗

模擬試驗是克服野外試驗受外界環(huán)境干擾的一個替代途徑，并對理論的檢驗與發(fā)展起著至關重要的作用。氣室模擬可以對大自然環(huán)境的很多不確定因素進行限定；風洞試驗是利用風洞裝置模擬風速，觀測植物綠帶對細顆粒的阻滯程度；氣溶膠發(fā)生系統是模擬大氣細顆粒物的生成。如今計算機軟件（fluent）的發(fā)展對多學科共同參與研究生態(tài)城市規(guī)劃、街區(qū)大氣環(huán)境等也起到促進作用。

2.3.1氣室模擬試驗

氣室模擬試驗即把植物置于一個密閉的不受外界環(huán)境干擾的人工空間，這個空間可以對細顆粒物濃度等進行限定。為了研究植物對不同塵源的滯留情況，植物室內與室外滯塵能力差異等都可以采用氣室模擬試驗，這種試驗方法克服了野外試驗受多變環(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、儲氣室、吸收室組成的氣室模擬系統[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儲氣室，經過濾膜的PM2.5通過小功率的鼓風系統保證其狀態(tài)近似自然紊流態(tài)，通過連通管擴散到吸收室，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不同塵源微粒的吸附能力，采用了土壤揚塵、水泥粉塵、燃煤飛灰等3種顆粒物進行揚塵，接受滯塵的則為在溫室中正常生長1～2個月的植物盆栽[42]。Hwang等通過氣室模擬試驗，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，試驗中PM2.5由氮氣和乙炔燃燒產生，但與自然界中的PM2.5成分存在很大差異[55]。

氣室模擬試驗克服了野外試驗中受風速、溫度、濕度、氣壓等各種因素不同而導致的影響。試驗在細顆粒的選擇上不盡相同，研究者利用燃燒混合物質、采集天然的大氣顆粒物、燃燒2種化學氣體等方法。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。但缺點是培養(yǎng)的植株拿到氣室會影響植物的正常生長，如針葉植物在氣室中生長不良，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的狀態(tài)，也不能觀測隨著時間的推移，植物受顆粒物影響的動態(tài)變化。

2.3.2風洞試驗

植物群落的滯塵作用很大程度上是因為茂密的植物群落對攜帶顆粒物的風有明顯的摩擦消耗作用，使顆粒物在植物群落內難以擴散或傳播[56]。風洞試驗是研究不同屏障對風的阻滯作用、污染物的擴散機能和原理。

鐘衛(wèi)等為了研究土工格、石方格、不同蓋度植被的防沙機理，在一座由吹氣段、穩(wěn)流段、擴散段、試驗段和收縮段等5部分組成的風洞試驗裝置進行了試驗[57]。該裝置風向平直，風速0～20 m/s連續(xù)可調。設置沙源、沙盤，植物屏障采用由不同高度構成的草灌結合的植被，采用高度為30 cm的模型樹來模擬植株。為了測算風速在洞內安裝風壓力測管，最后將風壓力值轉換為風速。對不同蓋度的灌草型植被防風及固沙效應進行測定，試驗風速分別為6、8、11 m/s。結果表明，對于不同蓋度的植被，風速廓線不僅和蓋度有關，廓線的形狀還與植株的茂密程度有關。植被具有顯著的防風作用，隨著蓋度的增加，其防風作用逐漸增強，同時，風速的變化還與植株的茂密程度有關。風動試驗的研究領域目前還主要集中在公路防沙、水土保持等方向，在植物滯塵的領域還需要進一步拓展。

2.3.3氣溶膠發(fā)生系統

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器中，用高速的氣流將團聚顆粒物分散輸出，用于環(huán)境監(jiān)測直徑濾膜上收集到的顆粒物進行再次分散）。

氣溶膠發(fā)生系統可以根據需要制造不同粒徑細顆粒物。霧化氣溶膠發(fā)生器可以改變噴嘴的大小來實現對液滴直徑的控制，霧化方法雖然可以設置顆粒物直徑的大小，但氣溶膠粒子的分散度、數濃度、質量濃度等指標與大氣細顆粒物會有很大差異；粉塵氣溶膠發(fā)生器可以改變?yōu)V膜的直徑，對顆粒物的粒徑范圍進行限定，經過濾膜過濾的細顆粒物再重新分散的方法可以完全模擬大氣細顆粒物的顆粒物指標，建議多使用粉塵氣溶膠發(fā)生器，與濾膜的操作試驗相結合共同研究細顆粒與植物滯塵的關系。曹學慧等利用氣溶膠發(fā)生系統模擬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鉛的吸附、吸收和轉運，以及葉片氣孔和相應生理指標的變化[58]。

2.3.4計算機模擬

由于大尺度野外監(jiān)測或試驗操作面臨的實際困難，計算機模擬實驗成為一種正在興起的替代途徑。通過計算機建立模型對不同氣體或細顆粒物的擴散情況、顆粒物沉積等進行模擬，并揭示其規(guī)律。

王紀武等對街區(qū)形態(tài)及其內部NO的擴散進行了三維模擬分析，并提出促進街區(qū)污染物擴散、稀釋的規(guī)劃設計策略[59]。李綏等根據流體力學原理利用fluent軟件，對街區(qū)可吸入顆粒擴散的水平及垂直格局進行模擬，揭示了在城市氣候特征下可吸入顆粒的擴散范圍、空間變化特征及分布規(guī)律[60]。汝小龍等對PM1顆粒采用離散相模型來跟蹤顆粒的運動軌跡，揭示不同溫度場內PM1顆粒的沉積規(guī)律[61]。徐俊波等應用計算流體力學群體平衡模型及自由分子凝并核原理模擬了PM2.5等細顆粒物的凝并過程，目的是使小顆粒凝并為大顆粒從而提高除塵效率[62]。成鳳應用流體動力學軟件對沈陽市住宅區(qū)3種建筑布局的室外風速場及污染物濃度分布情況進行了三維模擬，得出住宅小區(qū)內的風場分布受不同建筑布局的影響，而污染物的擴散又受風速場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[63]。

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

計算機模擬試驗主要優(yōu)點是可以對理論上存在而操作上難以實現的各種可能性集中進行試驗探討，有利于理論探索，并大大降低了試驗成本。但模型試驗以演繹為其方法論基礎，這種試驗結果的可靠性依賴于模型邏輯結構的嚴密性和所包含的生態(tài)機理的復雜程度，其參數體系與賦值的合理性取決于野外觀測和試驗研究的基礎，由于這種模型復雜的結構和參數體系，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等細顆粒物的試驗過程中，無論是野外試驗、操作性試驗還是模擬試驗都存在一定受限性。如野外試驗中植物本身生長狀態(tài)的變化、氣候環(huán)境的不確定等對試驗都有一定影響；實驗室操作試驗受顆粒物化學變化或操作誤差的影響；模擬試驗模擬的不真實性及局限性等。這些試驗方式和方法在以后的研究中還需要進一步深入和改進。

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

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

（1）回歸自然。早期試驗很多在實驗室內進行，而目前更多的試驗回到野外進行，以便包含更多的不同的生態(tài)系統類型，目前多學科參與的模擬試驗也是基于更精確的模擬野外場景：

（2）試驗對象個體和種類范圍增多。早期試驗中，植物單體的葉片是首選的試驗對象，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對象。

（3）尺度擴展與多尺度的結合。試驗設計的尺度正在從微觀的葉片內部微結構到植物群落景觀整體的多尺度研究。觀測變量涉及微觀葉片、中觀個體植株和植物群落以及復合的生態(tài)系統，大尺度和多尺度的試驗設計已經是當前主要的技術趨勢。

（4）動態(tài)過程的進一步關注。已有的研究以植物個體靜態(tài)行為和植物群落靜態(tài)行為為主，而關于群落行為和微觀個體行為的動態(tài)觀測和研究日益受到關注。

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

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