植物消减PM2.5等大气颗粒物的试验研究方法综述

屈海燕+赵懿桓+陆秀君

摘要：试验是科学研究的基本途径之一，从植物叶片滞留大气细颗粒物的质量，及植物群落消减大气颗粒物浓度的研究发展过程、试验类型、研究尺度出发，综述了植物消减细颗粒物的研究方法和借助手段。现有的试验方法可分为3类：野外试验是目前越来越受到关注和广泛应用的方法；操作試验结果更可靠，但受现实条件的限制更大；模拟试验是克服复杂的试验条件的一个替代途径，并对理论的检验和发展有用。这3类试验方法各自存在不同的优势和局限，彼此难以替代。从研究尺度来讲，操作试验属于微观尺度，主要集中在叶片的微观结构与PM2.5的关系研究；野外试验则更多集中在宏观和中观的植物群落滞尘的研究上；而模拟试验的途径来源于宏观的生态系统，有对自然因素更多的保留和对试验变量的足够控制，因而目前是研究热点。最后介绍了3种试验方法和研究尺度的优缺点、受限性及发展方向，为植物滞尘及消减试验研究提供参考依据。

关键词：植物叶片滞尘；植物群落消减；野外试验；操作试验；模拟试验

中图分类号： X173文献标志码： A

文章编号：1002-1302（2017）05-0015-07

近年来大气中PM2.5（空气动力学直径小于2.5 μm的空气颗粒物）等可吸入颗粒物浓度增加形成灰霾天气，对农业、水文和生态系统造成一定的影响，其危害越来越引起人们的关注。目前人们越来越关注园林植物及绿地群落对于细颗粒物的吸收和消减作用[1]。

由于植物自身的复杂性，目前植物滞尘能力的尺度研究大致分为单叶滞尘、单木滞尘、群落滞尘等。这3种尺度的研究过程和结果息息相关。单叶滞尘从微观角度出发，主要研究叶表微结构与滞尘能力的相关性[2]；宏观角度一般研究植物群落的滞尘效益、对细颗粒物的消减率等，多采用浓度监测分析；单木滞尘能力的研究目前主要以滞留大气颗粒物量为主。不同尺度的试验借助的仪器设备不同，试验设计所涉及的问题和解决方法也不尽相同。细颗粒物成分的可变性、植物本身的复杂性以及环境的不稳定性，导致操作和试验设计面临重重困难，而随着科学发展与仪器设备的进步、试验方案的逐渐完善，研究的受限度也越来越小。

1植物滞尘研究发展历史

国外对植物滞尘能力的研究较早，20世纪40年代就已经开始[3]，并提出了森林植被是颗粒态污染物蓄积库的说法。研究重点集中于树木滞纳放射性颗粒物和金属污染物方面。在城市地区，尤其在颗粒物污染源周围，如道路，广泛栽种滞留颗粒物能力高和抗污能力强的树种是提高空气质量的有效手段[4]。20世纪90年代开始用植物作为工具来监测大气环境质量，而且这种跟踪的研究一直持续到今天，并提出在试验的植物组织内部检测到了金属元素，但是很难区分金属元素是来自大气还是土壤，这2个来源应该同时被考虑和进一步研究[5]。

在建立空气质量监测方面，美国自1997年发布PM2.5标准起，历时近10年并于2006年获得了有效的监测数据，2009年开始认定PM2.5自动监测仪器并开展大气污染观测超级站计划。欧盟于1984年建立了远程大气污染输送监测和评估合作计划（EMEP），现有的EMEP体系已覆盖欧盟各国。2000年日本环境省初步制定相关PM2.5自动监测规范，2007年修订，2009年正式公布，并给出关于PM2.5自动监测认定设备名录[6]。[LM]

空气质量监测设备方面，目前世界上有300～400种空气检测仪。生产移动式空气检测仪的公司有几十家，其中德国的德图、英国的凯恩、美国的BNERAC和BARACHE等是实力强大的专业厂商。国外的空气质量检测设备灵敏度高、稳定性好，外观和结构精巧、易于维护[7]。目前，大部分欧洲国家同时监测PM10和PM2.5，但PM2.5监测站点总数量并不多。

我国自2013年1月开始，重度灰霾在全国各地频发。自此我国实施了新的空气质量标准，新增了PM2.5等重要指标。

在学术研究方面，从文献的数量可以看出，2013年为研究滞留PM2.5的分水岭。2013年之前研究者主要对植物叶表面进行观察以及对叶表面颗粒物特性进行描述性研究，包括植物单位叶面积滞尘量的研究，却很少对细颗粒物的尺度进行明确的限定。2013年之后更趋向于定量研究，包括研究具有代表性的植物叶片滞尘量的计算、滞尘多少的分级、植物滞尘能力判断、滞尘的普遍规律的研究等。

植物滞尘的研究已经从单纯的物理层面的研究，延伸到生态学、水土保持、数学、生物、化学、监测技术、动力学、统计学、植物学等多层面研究领域。戴莉等应用高效液相色谱法测定叶片中多环芳烃的含量，研究不同树种吸收多环芳烃能力的差异[8]。冯少荣等采用非参数统计结合多元回归的方法以及多元统计分析中的因子分析和对应分析方法，对2013年11月全国大范围雾霾现象的主要影响因素进行了相关性实证分析研究[9]。

2012年2月我国颁布了《环境空气质量标准》（GB 3095—2012），将PM2.5纳入了空气质量必测项目。我国已经建立了环境PM10和PM2.5监测网络，但是目前监测站点还是不够优化。增加监测点环境的丰富性、扩大监测范围，并建立规范的体系和标准，逐渐成为大气颗粒物研究的一个重要发展方向[10]。

2012年5月，中国环境监测总站颁发《关于印发PM2.5自动监测仪器技术指标与要求（试行）的通知》文件。在常规空气质量仪器研究创新方面，李磊对单颗粒质谱仪进行研究，并对气溶胶质谱系统进行模拟和改进，引入透镜聚焦系统将质谱对离子检测的灵敏度提高了近2倍[11]。采用β射线法监测时挥发性成分会丢失，造成测量结果存在偏差，杨志远针对这一问题设计了含挥发性颗粒物补偿的β射线式PM2.5监测仪的采样装置[12]。

2植物滞尘的试验方法

科学试验是研究植物滞尘的基本途径之一。植物滞尘的试验方法按性质一般可分为3类：野外试验（监测）、操作试验（实验室）、模拟试验。这3类方法各自存在不同的优势和局限，彼此难以替代。研究中往往是野外观测和操作性试验相互结合共同发挥作用，最近几年，多学科的参与为模拟试验（气室模拟、风洞模拟、流体力学模拟等）提供了有力的基础。

2.1野外试验

自然界每时每刻都在进行着天然的植物滞尘试验。叶片样本的采集、群落内大气细颗粒物质量浓度的监测均在野外进行，可以归为野外操作试验。不同研究者采集叶片的数量和采集叶片间隔的时间会略有差异。一般将雨后1周采集的完整无损伤的植物葉片作为研究对象。

2.1.1野外植物单木及群落样本的选择

包括为实验室操作试验的前期准备进行的植物单叶的野外采集，以及为野外监测试验进行的群落样地的选择。

2.1.1.1单叶样本的选择

植物叶片的采集在野外进行可以归为野外试验，采集之后的叶片拿回实验室进行检测为操作性试验，为后期操作试验做准备。

植物叶片采集多在应用广泛、生长状况良好的植物成株上，采集的数量多为20～40张，采集方位选择植株四周不同的高度。大部分研究者采样方式相似，而在采集的间隔时间和次数上差异较大，这是因为不同的试验设计和地区的降雨频度对采样时间和次数有影响。

研究目的不同，选择的采样方式也不同。赵勇等为了估算全市植物滞尘效应需要进行叶片的采集，采集叶片的标准为要保证被采集的植物品种是这座城市的主要树种，这样才能保证选择的植物种类具有代表性[13]。李海梅等根据青岛市降雨与飘尘的特点，每4 d采样1次，连续采样4次，其中，试验进行到第15天时，出现了降雨天气，对前3次的滞尘能力进行比较，并计算降雨前的平均值、降雨后的滞尘量，得出被雨水冲掉的比例[14]。柴一新等在研究哈尔滨市植物叶片滞尘能力时，结合当地的气候情况，常绿树种的叶片采集在春季进行，分别在雨后1～4周进行4次采集。而落叶阔叶树由于叶片成熟后进入雨频的夏季，则雨后1、2周进行2次采集[15]。

2.1.1.2群落样地的选择

植物群落的滞尘作用是城市绿地重要的生态功能之一，植物群落复杂的表面结构增加了空气湍流的模式，提高了群落表面的边界阻力；群落有效固定土壤表面，杜绝了二次扬尘，从而对颗粒物的沉降和吸附有积极作用；植物群落对风力和风向的改变和形成小气候的特点使得群落的滞尘作用较大[16-18]。

群落的尺度、绿量[19-20]、结构类型、郁闭度、宽度以及构成群落的植物种类等因素综合影响植物群落的滞尘能力。除了这些因素，植物群落所在区域污染的程度也与研究的结果息息相关。

粟志峰等研究街道绿地，选择不同植物配置类型的样地，分别为乔木加灌木加花草型、密乔木型、稀疏乔木型，覆盖率分别为98%、33%、5%，进行对比研究[19]。阮氏清草在研究城市森林植被类型与等颗粒物浓度的关系时选择了阔叶林、混交林、灌木林、针叶林和对照草地，得出不同类型的绿地对悬浮颗粒物的滞留能力不同[21]。王国玉等研究道路绿地时选择3处典型道路绿地作为监测样地，每处样地内沿垂直道路方向分别于绿化林带内约6、16、26、36 m距离处设4处测试点，并在道路边缘，距离绿化林带大约1 m处设置对照点[22]。郭建超等以杨树林和油松林为研究对象，选择典型天气研究2种城市林地PM2.5质量浓度变化规律与不同气象要素之间的关系[23]。邱媛等为了研究4种主要绿化乔木不同功能区的滞尘总量，分别在工业区、商业区、交通区、居住区、清洁区进行采样，这是根据区域颗粒物浓度的高低进行分类选择样地[24]。

为了研究城市颗粒物浓度变化，一般还会选择能代表全市平均颗粒物浓度水平的样地。赵勇等根据不同区域污染程度综合考虑，选取具有代表性的河南农业大学为测试地点[13]。

2.1.2野外监测技术、方法及群落消减率的计算

群落样地的选择与大气颗粒物的野外监测紧密相连，大气颗粒物的监测虽然在野外，但是也有个别带回实验室进行操作最终得出数据的，如重量法操作试验。

2.1.2.1大气颗粒物的监测技术和原理

大气细颗粒物的监测可以侦察空气中细颗粒物的数量、动向、转化及消长规律等，为研究植物对PM2.5等的消减率等生态功能提供有力数据支撑[25]。其监测方式主要包括地面PM2.5监测技术和基于卫星遥感技术的气溶胶光学厚度结合空间聚类分析预测的浓度[26]。王家成等利用卫星和地基遥感气溶胶数据分析了北京地区多气溶胶性质参量与PM2.5的相关性，提出了计算粒子直径小于2.5 μm的气溶胶体积浓度和光学厚度（AOD）的方法，并用该方法对2012年3—9月北京地区地基遥感气溶胶体积浓度和光学厚度进行了尺度校正[27]。

地面监测常用技术主要有滤膜称重法、压电晶体频差法、光散射法、β射线法、微量振荡天平技术[6]。

滤膜称重法（重量法）[28-29]是在野外通过采样器使空气中的细颗物滞留在滤膜上，得到滤膜采样前后的颗粒物质量变化，结合采样空气体积计算出细颗粒物浓度。该法对细小颗粒物截留效率高，测定结果比较准确。但操作涉及室内和室外2个部分，过程繁琐，得出结果相对较慢。目前也研发出基于滤膜称重法测量颗粒物浓度的自动监测仪，能够对采集得到的颗粒物进行分析处理，并利用LabVIEW实现测试数据的远程实时监控。这对于我国颗粒物监测设备的研发和产业化的实现有着重要意义[30]。

β射线法[29]的原理是颗粒物沉淀在采样滤膜上，当β射线通过沉积颗粒物的滤膜时，β射线能量衰减，通过对衰减量的测定计算出颗粒物的浓度。该法监测时滤膜吸附空气中水分，因此采样管通常须加载相应的动态加热系统才能保证测量结果相对准确。该法可间断测量，也可进行自动连续测量。

微量震荡天平技术[31]是在质量传感器内使用一个振荡空心锥形管，空心锥形管保持往复振荡的状态，其振荡频率将随着滤膜所收集的颗粒物的质量变化而改变，通过准确测量频率的变化得到颗粒物的质量，结合采集的样品体积获得样品的浓度。测量时，空气中水分含量对膜片存在较大的影响，但若采取对采样管加热以维持适宜的称重湿度环境，则会造成被测气体所含的挥发性、半挥发性的颗粒物损失。该技术也可实现自动监测。

压电晶体频差法[32-33]的工作原理是恒定流量空气经过一个切割器后进入静电采样器，气流中的颗粒物因高压电晕的放电作用而在测量谐振器电极表面上聚集，引起其振荡频率变化，从而可测定颗粒物的质量浓度。该方法可以实现实时在线监测颗粒物浓度，反应迅速。但由于在线监测技术的监测点位设置目前还无法全面覆盖，且涉及大量经费，因为野外监测方法大多数还是人为移动式监测。

光散射法[34]的原理是当光照射在空气中悬浮的细颗粒物上时，产生散射光，颗粒物的散射光强度和其自身的质量浓度存在正比关系，通过散射系数换算出颗粒物的浓度[6]。目前国内外较少单独采用此方法来测量，该方法可实现自动监测。

我国大气细颗粒物监测方面起步较晚，监测方法的原理和特点各异，监测设备及技术有待发展，建议建立覆盖全面的环境监测系统，以满足对空气质量的实时监测。目前在监测设备方面，集中检测6项空气质量指标的移动式空气质量检测仪很少，对于PM2.5成分识别不精确。在质量浓度监测的基础上，可以逐步开展PM2.5主要组分监测，为进一步分析PM2.5的污染特征、组成成分和来源提供更精确的数据。

2.1.2.2群落消减率的计算

消减率的计算通常采用监测法、计算法、自然沉降法。

计算法：用单株植物滞尘量乘以植物群落数据来表达整个绿地的滞尘能力。单株滞尘量一般采用单叶采集进行实验室操作，植物群落的数据则通过植物普查得到。Nowak指出美国城市树木移除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]。邱媛等根据线性相关模型计算出惠州建成区67.48 km2植被地面生物量为3.2×105 t[24]。

监测法：通过监测林内和林外（对照点）的空气颗粒物的浓度，用林外（对照点）大气颗粒物含量减去林内大气颗粒物含量，其与林外（对照点）数据的比值即为消减率。张新献等在北京市居住区选3种不同结构的楼间绿地为研究对象，以楼间非绿地为对照计算减尘率，得出3种类型的楼间绿地都具有明显的减尘率[36]。肖以华等用监测法对广州市大夫山森林公园林内外空气的总悬浮颗粒物和细颗粒物进行监测，算出质量浓度平均值，得出林内外TSP和PM2.5的质量浓度比值，表明森林能显著改善空气环境质量[37]。

自然沉降法：在相同的一段时间分别在不同点放置尘缸，按尘缸内灰尘的自然沉降量进行对比分析，降尘越多说明该区域对大气颗粒物的滞留能力越弱[35]。粟志峰等通过对不同郁闭度片林用培养皿进行降尘，得出其中覆盖率为98%的区域TSP浓度仅有覆盖率为5%的区域TSP浓度的1/6，比覆盖率为33%的区域低50%以上，而覆盖率为33%的区域也比覆盖率为5%的区域低59%[19]。

在野外进行叶片采集时，受植物本身、气候、监测环境等影响；植物采集时叶片的生长状态、不同的生命阶段对环境的感应水平也存在差异；气候（风速、降水量）、地理位置不同对叶面灰尘均会有影响；城市粉尘来源复杂，位于城市不同位点的粉尘组成往往具有特异性。因此采集叶片的时间、地区、气候因素都难以规范。

野外观测试验的取样在空间尺度和对象的选择上有较大余地，减轻了管理和试验成本的限制；试验时间的约束较小，可以避免因试验和观测时间不足而得出错误结论；试验条件受人为操控影响小，对自然状况有最好的代表性和普遍性。对于一些大尺度的植物群落来说，对比观测试验也许是目前唯一可行的研究途径。但这种试验方法也有致命缺陷：缺乏处理前观测和空间上可靠的对照，也会由于受空间异质性的影响而难以重复，而且非观测因子的影响及多因子间的交互作用难以排除。这些不足降低了基于野外观测试验结果的统计推断的可靠性[38]。

2.2操作性试验

操作性试验是指在实验室借助一些试验设备并进行手动操作的试验。如植物叶表微结构与滞尘量的关系需要用到显微镜；植物叶面尘与植物叶片里元素的相关性需要借助元素追踪；叶面尘质量的测定需要烧杯、天平、滤膜之类的仪器；计算单位叶面积滞尘量时还需要叶面积仪测出植物叶片的面积等。

2.2.1显微镜观测及电镜扫描

园林植物滞尘能力的差异是由植物叶片结构、分泌物、绒毛密度、湿润度、粗糙程度、气孔数量和大小等微结构决定的。研究这些差异与滞尘量之间的关系，需要对植物叶片进行微观观测、对细颗粒物进行分析，也可以通过电镜直接观测单位面积的滞留粒数，从而分析滞尘能力。

为了防止植物微结构在观测的过程中有略微的变化（如气孔变形等），郑淑霞等研究植物气孔形态观测用印迹法（擦拭其下表皮灰尘，然后涂上一层薄薄的透明指甲油，待其风干结成膜后，轻轻剥下叶片，把所有叶表皮膜的指甲油层粘在透明胶带上）制成临时装片，再利用数码显微镜进行观测[39]。王会霞等采用印记法结合显微镜观测，表明叶表面上有密集纤毛或呈现出明显的脊状皱褶，并且结构越密集、凹凸越明显，越有利于粉尘颗粒物的滞留[40]。

柴一新等研究植物叶表微结构时进行电镜扫描，冲洗掉叶片上的颗粒物及杂物，用2.5%戊二醛溶液固定6 h，再用磷酸缓冲液冲洗3次，然后用不同浓度梯度的乙醇脱水，脱水后进行干燥、粘台，最后进行观测[15]。

石婕等利用环境扫描电镜及X-射线能谱仪对杨树叶片表面滞留的PM2.5颗粒進行观察，在样品的相同位置取 0.25 cm2 的小块，分为上下表面分别制样。在相同的放大倍数下，每个视野内随机选择3个PM2.5颗粒，对其进行能谱分析。将获得的能谱图和元素含量与典型颗粒物能谱图进行比对，结合环境扫描电镜图像，判断颗粒物性质，并在5 000倍电镜下对图像中的PM2.5颗粒进行计数[41]。

李媛媛等研究不同尘源微粒条件下高羊茅的滞尘能力时，将植物叶片置于显微镜对单位视野的滞尘率进行观察，得出高羊茅对3种不同粉尘6次扬尘平均单位视野滞尘数为土壤扬尘13 700个/m2，水泥粉尘14 500个/m2，燃煤飞灰 33 900个/m2[42]。

2.2.2元素跟踪

元素跟踪法通过研究植物内部元素的转移过程来研究细颗粒物的物质转换过程。刘庆倩等运用 15N示踪技术研究欧美杨对PM2.5中水溶性无机成分NH+4和NO-3的吸收与分配规律，结果表明，欧美杨能够有效吸收PM2.5中的NH+4和NO-3[43]。王爱霞用美国4300DV型电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP）测定消煮液中的待测元素铅、镉和铜，研究测定了污染区的14种植物叶片中Pb、Cd和Cu的含量，发现污染区植物叶片重金属含量高于对照区，不同绿化树种对大气污染物Pb、Cd和Cu具有一定的吸收能力，并筛选出累积重金属综合能力强的树种[44]。Onder等在市中心采集雪松叶片，利用ICP-AES测定了雪松叶片内Pb、Cu、Zn、Co、Cr、Cd、V的含量，结果发现金属含量因采样周期、树龄、采样点的不同而不同[45]。

由于藓类植物对金属的胁迫能力较大，所以很多学者利用树木附生藓类测定植物对金属颗粒物的滞留能力[46-47]。不同树种对同一种重金属的富集能力不同，而同种植物对不同种类重金属的富集能力也不相同，利用元素跟踪方法能够明确了解植物对金属等颗粒物的吸附作用，对空气、土壤和水体的生态修复有重要意义。

2.2.3细颗粒物质量的测定

目前树木叶片单位叶面积滞尘量的分析与定量测定尚无统一的标准方法，常见的叶片滞尘量测定方法一般采用差重法，包括水洗称量法和叶表面擦拭法，这些研究方法都比较简单和粗糙。

进行植物叶片滞尘的试验通常用柴一新的干洗法，将带有灰尘的植物叶片在烧杯中进行浸泡，洗掉叶面上的附着物之后，烘干烧杯中水分，用已经烘干并称量的滤纸过滤，再将此滤纸烘干，用天平称量，滤纸前后2次质量之差即为所求样品滞尘量[47]。吴桂香等在研究表面活性剂对滞尘作用的影响时，测定植物叶面尘质量时用了这种方法[48]。高传友用这种方法却仅能得到总颗粒物的质量，不能对颗粒物进行分级定量，仅能研究植物叶片滞留总颗粒物的能力，无法有针对性地探讨其在滞留细颗粒物方面是否存在优势[49]。该方法在试验操作分析过程中会损失挥发性和半挥发性颗粒物的质量，且无法直接获得叶片的阻滞量。

表面擦拭法也是比较常见的操作方法，称量采集回来的叶片总质量，叶面上的灰尘擦拭干净后，再次到天平上称量，2次质量之差就是细颗粒物的质量。

张志丹等提出一种利用激光粒度仪和天平定量评估植物叶片吸滞细颗粒物能力的方法——洗脱称量粒度分析法。通过对叶片进行清洗、离心洗液、烘干等步骤收集其吸滞的颗粒物，然后对颗粒物称量，并采用激光粒度仪测定颗粒物的粒径分布，最后利用叶面积和林分叶面积指数换算得到单位面积叶片和林分的各径级颗粒物吸滞量[50]。该方法实现了对植物叶片吸滞大气颗粒物质量和粒径分布的直接、准确测定，可操作性强。

细颗粒物的质量决定了植物滞尘能力的大小，实验室测质量法从植物滞尘研究刚起步的初期就采用，一直持续到现在，但为避免其缺点也进行了优化。由于PM10或PM2.5中粒径、质量极其微小的颗粒被滤掉而导致PM10或PM2.5不能完全被收集和准确称量。洪秀玲等将滤膜过滤称质量方法优化为滤膜分级过滤称质量，建立了一种新的测定植物叶片滞留细颗粒物质量的方法[51]。该方法不直接进行PM2.5的收集和称量，回避了单独采用滤膜过滤称质量方法时由于PM10和PM2.5中粒径、质量极其微小而不能完全被收集和准确称量的缺点。

2.2.4叶面积的测定

叶面积是决定园林植物滞尘能力的一个重要因素，通过叶面积的计算可以推算出植物绿量。对于叶面积的测定方法很多，如质量法、打孔称重法、回归方程法、复印称重法、长宽校正法（测定水稻叶面积）、方格网测面积，以及利用自动叶面积仪直接测定叶面积，对植株平均单叶面积进行测定，通过估算植株的总叶量来计算植株的总叶面积。

不同的测定方法都存在一定的误差。江胜利等对不同的植物叶面积测定方法的误差程度进行比较，指出由CAD软件测叶面积法得出的结果误差最小，其次是叶面积仪测定方法，然后是方格网测叶面积法，误差最大的是质量法[52]。

陈自新等对不同种类的树种的叶面积的回归模型给出了详细的计算公式[53]，但如今公式多被叶面积仪器取代。高传友用自动叶面积测定仪，计算平均单叶面积S1=S/N（N为叶片数）之后，对植株全株叶量进行估算，推算出植株总面积 Sr=S1Nr（Nr为全株叶量，为大致估算量）[49]。

操作性试验中不同的试验单元要接受2种以上的不同处理，对试验单元的处理分配是随机的。由于采用对照、重复、试验操作的随机化和分散安排试验单元等手段来控制偏差和随机误差，因而比观测性试验得到的结论更可靠[38]。

操作性试验在操作上也存在一定的误差和其他方面因素的影响。如在操作过程中，往往忽略了试验过程中二次化学反应对量化研究的数据造成的影响，研究对象的大尺度可能给试验操作带来难以克服的困难等。

2.3模拟试验

模拟试验是克服野外试验受外界环境干扰的一个替代途径，并对理论的检验与发展起着至关重要的作用。气室模拟可以对大自然环境的很多不确定因素进行限定；风洞试验是利用风洞装置模拟风速，观测植物绿带对细颗粒的阻滞程度；气溶胶发生系统是模拟大气细颗粒物的生成。如今计算机软件（fluent）的发展对多学科共同参与研究生态城市规划、街区大气环境等也起到促进作用。

2.3.1气室模拟试验

气室模拟试验即把植物置于一个密闭的不受外界环境干扰的人工空间，这个空间可以对细颗粒物浓度等进行限定。为了研究植物对不同尘源的滞留情况，植物室内与室外滞尘能力差异等都可以采用气室模拟试验，这种试验方法克服了野外试验受多变环境因素的影响。

梁丹等在灌木阻滞吸附PM2.5能力研究中，自制了由颗粒物发生室、儲气室、吸收室组成的气室模拟系统[54]。颗粒物发生室直接燃烧一定比例的蜡烛、煤炭、香烟混合物，从颗粒物发生室通过滤膜连通管到达储气室，经过滤膜的PM2.5通过小功率的鼓风系统保证其状态近似自然紊流态，通过连通管扩散到吸收室，在吸收室里，被清洗过的植物叶片和枝干插在花泡沫上接受颗粒物的滞尘。李媛媛等为了解植物对不同尘源微粒的吸附能力，采用了土壤扬尘、水泥粉尘、燃煤飞灰等3种颗粒物进行扬尘，接受滞尘的则为在温室中正常生长1～2个月的植物盆栽[42]。Hwang等通过气室模拟试验，研究了日本赤松、东北红豆杉等5种乔木树种阻滞吸附PM2.5的能力，试验中PM2.5由氮气和乙炔燃烧产生，但与自然界中的PM2.5成分存在很大差异[55]。

气室模拟试验克服了野外试验中受风速、温度、湿度、气压等各种因素不同而导致的影响。试验在细颗粒的选择上不尽相同，研究者利用燃烧混合物质、采集天然的大气颗粒物、燃烧2种化学气体等方法。在植物的选择上也不尽相同，可以采用折下来的植物枝条、正在培养的植株。但缺点是培养的植株拿到气室会影响植物的正常生长，如针叶植物在气室中生长不良，折断的枝条缺乏生命特征，这2种方式均不能完全模拟植物在自然界正常生长的状态，也不能观测随着时间的推移，植物受颗粒物影响的动态变化。

2.3.2风洞试验

植物群落的滞尘作用很大程度上是因为茂密的植物群落对携带颗粒物的风有明显的摩擦消耗作用，使颗粒物在植物群落内难以扩散或传播[56]。风洞试验是研究不同屏障对风的阻滞作用、污染物的扩散机能和原理。

钟卫等为了研究土工格、石方格、不同盖度植被的防沙机理，在一座由吹气段、稳流段、扩散段、试验段和收缩段等5部分组成的风洞试验装置进行了试验[57]。该装置风向平直，风速0～20 m/s连续可调。设置沙源、沙盘，植物屏障采用由不同高度构成的草灌结合的植被，采用高度为30 cm的模型树来模拟植株。为了测算风速在洞内安装风压力测管，最后将风压力值转换为风速。对不同盖度的灌草型植被防风及固沙效应进行测定，试验风速分别为6、8、11 m/s。结果表明，对于不同盖度的植被，风速廓线不仅和盖度有关，廓线的形状还与植株的茂密程度有關。植被具有显著的防风作用，随着盖度的增加，其防风作用逐渐增强，同时，风速的变化还与植株的茂密程度有关。风动试验的研究领域目前还主要集中在公路防沙、水土保持等方向，在植物滞尘的领域还需要进一步拓展。

2.3.3气溶胶发生系统

常见的几种气溶胶发生器分为雾化气溶胶发生器（原理是把液体粉碎成大小不同的液滴，颗粒物的大小由喷嘴决定，目前用于公共场所的杀菌消毒作用、吸入式治疗、免疫治疗）、粉尘气溶胶发器（将粉末样本放于存储器中，用高速的气流将团聚颗粒物分散输出，用于环境监测直径滤膜上收集到的颗粒物进行再次分散）。

气溶胶发生系统可以根据需要制造不同粒径细颗粒物。雾化气溶胶发生器可以改变喷嘴的大小来实现对液滴直径的控制，雾化方法虽然可以设置颗粒物直径的大小，但气溶胶粒子的分散度、数浓度、质量浓度等指标与大气细颗粒物会有很大差异；粉尘气溶胶发生器可以改变滤膜的直径，对颗粒物的粒径范围进行限定，经过滤膜过滤的细颗粒物再重新分散的方法可以完全模拟大气细颗粒物的颗粒物指标，建议多使用粉尘气溶胶发生器，与滤膜的操作试验相结合共同研究细颗粒与植物滞尘的关系。曹学慧等利用气溶胶发生系统模拟PM2.5含铅颗粒的发生，研究欧美杨叶片在不同浓度含铅颗粒物污染处理下对铅的吸附、吸收和转运，以及叶片气孔和相应生理指标的变化[58]。

2.3.4计算机模拟

由于大尺度野外监测或试验操作面临的实际困难，计算机模拟实验成为一种正在兴起的替代途径。通过计算机建立模型对不同气体或细颗粒物的扩散情况、颗粒物沉积等进行模拟，并揭示其规律。

王纪武等对街区形态及其内部NO的扩散进行了三维模拟分析，并提出促进街区污染物扩散、稀释的规划设计策略[59]。李绥等根据流体力学原理利用fluent软件，对街区可吸入颗粒扩散的水平及垂直格局进行模拟，揭示了在城市气候特征下可吸入颗粒的扩散范围、空间变化特征及分布规律[60]。汝小龙等对PM1颗粒采用离散相模型来跟踪颗粒的运动轨迹，揭示不同温度场内PM1颗粒的沉积规律[61]。徐俊波等应用计算流体力学群体平衡模型及自由分子凝并核原理模拟了PM2.5等细颗粒物的凝并过程，目的是使小颗粒凝并为大颗粒从而提高除尘效率[62]。成凤应用流体动力学软件对沈阳市住宅区3种建筑布局的室外风速场及污染物浓度分布情况进行了三维模拟，得出住宅小区内的风场分布受不同建筑布局的影响，而污染物的扩散又受风速场分布影响并且污染物的浓度分布与建筑布局方式密切相关[63]。

计算机模拟是从城市规划的宏观角度出发，目前多集中在城市生态规划学科。计算机模拟结合植物滞尘研究较少，需要研究者结合建筑与城市规划布局、城区物理条件（地形等）、气候条件、植物品种及绿地单元进行综合研究。

计算机模拟试验主要优点是可以对理论上存在而操作上难以实现的各种可能性集中进行试验探讨，有利于理论探索，并大大降低了试验成本。但模型试验以演绎为其方法论基础，这种试验结果的可靠性依赖于模型逻辑结构的严密性和所包含的生态机理的复杂程度，其参数体系与赋值的合理性取决于野外观测和试验研究的基础，由于这种模型复杂的结构和参数体系，其在不同景观类型之间的可移植性较差[38]。

3研究方法的不足与前景展望

在研究植物滞留PM2.5等细颗粒物的试验过程中，无论是野外试验、操作性试验还是模拟试验都存在一定受限性。如野外试验中植物本身生长状态的变化、气候环境的不确定等对试验都有一定影响；实验室操作试验受颗粒物化学变化或操作误差的影响；模拟试验模拟的不真实性及局限性等。这些试验方式和方法在以后的研究中还需要进一步深入和改进。

综合来看，植物消减PM2.5的研究方法和试验已涉及到微观、中观、宏观的尺度，且应用于不同的景观和物种，也通过大量的数据得出了部分结论。但仍不能彻底解决由尺度带来的理论难题，如小尺度研究结果作跨尺度外推的策略和可靠性，简化的人工控制系统对真实景观中环境条件、格局与过程的局限性，较大尺度上野外试验的假重复或无重复问题[64]等。

21世纪以来植物消减PM2.5的研究在数量上迅速增加，随着研究的深入和技术的进步，研究方法和途径表现出以下的发展趋势：

（1）回归自然。早期试验很多在实验室内进行，而目前更多的试验回到野外进行，以便包含更多的不同的生态系统类型，目前多学科参与的模拟试验也是基于更精确的模拟野外场景：

（2）试验对象个体和种类范围增多。早期试验中，植物单体的叶片是首选的试验对象，目前在自然生境景观过程的森林群落等已成为最常见的试验对象。

（3）尺度扩展与多尺度的结合。试验设计的尺度正在从微观的叶片内部微结构到植物群落景观整体的多尺度研究。观测变量涉及微观叶片、中观个体植株和植物群落以及复合的生态系统，大尺度和多尺度的试验设计已经是当前主要的技术趋势。

（4）动态过程的进一步关注。已有的研究以植物个体静态行为和植物群落静态行为为主，而关于群落行为和微观个体行为的动态观测和研究日益受到关注。

（5）多学科参与的综合研究。微观研究目前已经涉及到植物学、生物化学、环境科学等学科，而宏观尺度则涉及生态学、气象学等，模拟研究则可以把整个城市作为研究对象，建筑及城市规划、风景园林学科的共同参与可以为研究提供更广泛的视界。

参考文献：

[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]寧爱民，文军浩，郑德智，等. PM2.5监测技术及其比对测试研究进展[J]. 计测技术，2013，33（4）：11-14.

[7]兰冰芯. 移动式环境空气质量检测仪的设计与实现[D]. 成都：西南石油大学，2015.

[8]戴莉，吴建会，唐士豹，等.攀枝花市大气颗粒物中多环芳烃污染特征分析及源识别[J].城市环境与城市生态，2009，22（3）：39-43.

[9]冯少荣，冯康巍. 基于统计分析方法的雾霾影响因素及治理措施[J]. 厦门大学学报（自然科学版），2015，54（1）：114-121.[ZK）]

[10][ZK（#]徐悦，桐贾光. 室内空气质量在线动态监测在奥运保障中的应用[J]. 中国煤炭工业医学杂志，2010，13（12）：1851-1853.

[11]李磊. 单颗粒气溶胶质谱仪的改进及环境应用[D]. 上海：上海大学，2014.

[12]杨志远. 含挥发性颗粒物补偿的β射线式PM2.5采样装置设计[D]. 衡阳：南华大学，2014.

[13]赵勇，李树人. 城市绿地的滞尘效应及评价方法[J]. 华中农业大学学报，2002，21（6）：582-586.

[14]李海梅，刘霞. 青岛市城阳区主要园林树种叶片表皮形态与滞尘量的关系[J]. 生态学杂志，2008，27（10）：1659-1662.

[15]柴一新，祝宁，韩焕金. 城市绿化树种的滞尘效应——以哈尔滨市为例[J]. 应用生态学报，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，刘艳，彭倩芳. 不同绿地类型在城市中的滞尘作用研究[J]. 干旱环境监测，2002，16（3）：162-163.

[20]郑少文，邢国明，李军，等. 北方常见绿化树种的滞尘效应[J]. 山西农业大学学报（自然科学版），2008，28（4）：383-387.

[21]阮氏清草. 城市森林植被类型与PM2.5等颗粒物浓度的关系分析[D]. 北京：北京林业大学，2014.

[22]王国玉，白伟岚，李新宇，等. 北京地区消减PM2.5等颗粒物污染的绿地设计技术探析[J]. 中国园林，2014（7）：70-76.

[23]郭建超，齐实，申云康，等. 2种城市林地PM2.5质量浓度变化及其与气象因子的关系[J]. 水土保持学报，2014，28（6）：88-93.

[24]邱媛，管东生，宋巍巍，等. 惠州城市植被的滞尘效应[J]. 生态学报，2008，28（6）：2455-2462.

[25]吴忠标. 大气污染监测与监督[M].北京：化学工业出版社，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. 北京地区多气溶胶遥感参量与PM2.5相关性研究[J]. 中国环境科学，2015（7）：1947-1956.

[28]朱一川，张晶，周文刚，等. LD-3C型微电脑激光粉尘仪及其质量浓度转换系数K值的测定[J]. 中国环境卫生，2003，6（1）：103-107.

[29]杨书申，邵龙义，龚铁强，等. 大气颗粒物浓度检测技术及其发展[J]. 北京工业职业技术学院学报，2005，4（1）：36-39.

[30]冯健儿，韩鹏. 基于滤膜称重法的大气颗粒物自动监测仪[J]. 计算机与现代化，2013（7）：94-97.

[31]陆钒，刘建国，陆亦怀，等. 基于振荡天平技术的大气颗粒物PM10浓度连续监测系统设计[J]. 大气与环境光学学报，2007，2（5）：361-365.

[32]奚旦立，孙裕生，刘秀英. 环境监测[M]. 3版. 北京：高等教育出版社，1999：156.

[33]区藏器，何振江. 可吸入颗粒物自动监测仪器研究进展[J]. 广州环境科学，2010，25（4）：18-20.

[34]胡澄. 基于MIE散射理论的粉尘浓度测量研究[D]. 苏州：苏州大学，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]張新献，古润泽，陈自新，等. 北京城市居住区绿地的滞尘效益[J]. 北京林业大学学报，1997，19（4）：12-17.

[37]肖以华，李炯，旷远文，等. 广州大夫山雨季林内外空气TSP和PM2.5浓度及水溶性离子特征[J]. 生态学报，2013，33（19）：6209-6217.

[38]沈泽昊. 景观生态学的实验研究方法综述[J]. 生态学报，2004，24（4）：769-774.

[39]郑淑霞，上官周平. 近一世纪黄土高原区植物气孔密度变化规律[J]. 生态学报，2004，24（11）：2457-2464.

[40]王会霞，石辉，李秧秧，等. 西安市常见绿化植物叶片润湿性能及其影响因素[J]. 生态学杂志，2010，29（4）：630-636.

[41]石婕，刘庆倩，安海龙，等. 不同污染程度下毛白杨叶表面PM2.5颗粒的数量及性质和叶片气孔形态的比较研究[J]. 生态学报，2015，35（22）：7522-7530.

[42]李媛媛，周春玲. 不同尘源微粒条件下高羊茅的滞尘能力及其生理活性变化[J]. 中国园林，2010，26（12）：25-28.

[43]刘庆倩，石婕，安海龙，等. 应用 15N示踪研究欧美杨对PM2.5无机成分NH4+和NO3-的吸收与分配[J]. 生态学报，2015，35（19）：6541-6548.

[44]王爱霞. 南京市空气重金属污染的藓类和树木监测[D]. 南京：南京林业大学，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]赵宁. 树木附生苔藓重金属元素累积特征及其来源的初步探讨[D]. 南京：南京林业大学，2007.

[47]江胜利. 杭州地区常见园林绿化植物滞尘能力研究[D]. 临安：浙江农林大学，2012.

[48]吴桂香，吴超，石东平，等. 表面活性剂对叶面滞尘作用的影响[J]. 环境工程学报，2015，9（7）：3373-3378.

[49]高传友. 南宁市典型园林植物滞尘效应及生理特性研究[J]. 水土保持研究，2016，23（1）：187-192.

[50]张志丹，席本野，曹治国，等. 植物叶片吸滞PM2.5等大气颗粒物定量研究方法初探——以毛白杨为例[J]. 应用生态学报，2014，25（8）：2238-2242.

[51]洪秀玲，杨雪媛，杨梦尧，等. 测定植物叶片滞留PM2.5等大气颗粒物质量的方法[J]. 北京林业大学学报，2015，37（5）：147-154.

[52]江胜利，金荷仙，华晓莉，等. 杭州常见绿化植物滞尘能力研究[J]. 林业科技开发，2013，27（5）：47-50.

[53]陈自新，苏雪痕，刘少宗，等. 北京城市园林绿化生态效益的研究[J]. 中国园林，1998，14（1）：57-60.

[54]梁丹，王彬，王云琦，等. 北京市典型绿化灌木阻滞吸附PM2.5能力研究[J].环境科学，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]郑少文，邢国明，李军，等. 北方常见绿化树种的滞尘效应[J]. 山西农业大学学报（自然科学版），2008，28（4）：383-387.

[57]钟卫，刘涌江，杨涛. 3种沙障防风固沙效益比较的风洞实验研究[J]. 水土保持學报，2008，22（6）：7-12.

[58]曹学慧，安海龙，刘庆倩，等. 欧美杨对PM2.5中重金属铅的吸附、吸收及适应性变化[J]. 生态学杂志，2015，34（12）：3382-3390.

[59][JP2]王纪武，王炜. 城市街道峡谷空间形态及其污染物扩散研[JP3]究——以杭州市中山路为例[J]. 城市规划，2010，34（12）：57-63.[JP]

[60]李绥，朱蕾，石铁矛，等. 城市街区可吸入颗粒物污染防治规划策略[J]. 城市发展研究，2014，21（1）：42-45.

[61]汝小龙，周涛，王泽雷，等. 竖直矩形窄通道内PM1颗粒沉积的数值模拟[J].安全与环境学报，2013，13（4）：74-78.

[62]徐俊波，张丽，岳仁亮，等. PM2.5细颗粒物凝并的计算流体力学模拟[J]. 计算机与应用化学，2013，30（8）：831-834.

[63]成凤. 沈阳某高层住宅小区空气质量及流场分布的研究[D]. 沈阳：沈阳建筑大学，2013.

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