林鑫濤,張 晶,陳 健

浙江農(nóng)林大學(xué)亞熱帶森林培育國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 杭州 311300

城市植物(例如道路綠化、屋頂花園、生命墻、城市森林公園、城市綠地等)能夠有效吸附空氣中的顆粒物[1-5],在減緩顆粒物污染上具有很大的潛力。樹木覆蓋率的增加有助于大氣中懸浮顆粒物濃度的降低[6],進(jìn)而改善空氣質(zhì)量。植物的種類、生活型、葉片形態(tài)、葉表的微結(jié)構(gòu)等均會(huì)影響植物的滯塵能力[4, 7-13]。Song等[9]通過掃描電鏡(Scanning electron microscope)觀測(cè)到葉片的氣孔是顆粒物沉積的最佳區(qū)域之一,氣孔大小、密度、數(shù)量以及開度等均會(huì)影響植物表面的顆粒物滯留量[4, 10-11, 13]。Weerakkody等[3]發(fā)現(xiàn)蠟質(zhì)含量豐富的植物,其表面吸附顆粒物的密度也較高。蠟質(zhì)的化學(xué)成分、結(jié)構(gòu)對(duì)顆粒物的滯留也具有重要作用[14-16]。

水分被認(rèn)為是影響植物生長(zhǎng)發(fā)育的重要限制性因子[17],城市的供水緊張使綠地植物長(zhǎng)期處于干旱狀態(tài)。水分的匱乏會(huì)迫使植物氣孔活動(dòng)減弱或關(guān)閉、蒸騰降低[18-19],也會(huì)使植物加大烷烴類物質(zhì)、醛類物質(zhì)的合成,進(jìn)而增加蠟質(zhì)含量以適應(yīng)不利環(huán)境[20-21],這些形態(tài)結(jié)構(gòu)的變化會(huì)減弱或增加植物葉片對(duì)顆粒物的吸附能力。此外,干旱會(huì)改變?nèi)~片表面的微環(huán)境而影響顆粒物的滯留效果,如植物蒸騰作用減弱后,局部濕度的降低會(huì)減弱葉表粘性而減小大粒子的沉降[22]。

目前干旱對(duì)植物滯塵的影響研究多集中在針葉植物[10, 15, 23-24]。針葉植物的枝條結(jié)構(gòu)復(fù)雜,氣孔排列緊密,氣孔密度和表面粗糙度均高于闊葉樹種,且其豐富的蠟質(zhì)含量與油脂的分泌,使得針葉植物的滯塵能力通常被認(rèn)為是強(qiáng)于闊葉植物的[11-12, 25-27]。然而針葉植物對(duì)高強(qiáng)度交通污染的耐受性較差[14],在南方城市的綠化中,其比例遠(yuǎn)低于闊葉植物,在機(jī)動(dòng)車尾氣污染嚴(yán)峻的長(zhǎng)三角地區(qū)尤為明顯。長(zhǎng)期暴露在顆粒物污染中會(huì)導(dǎo)致植物形態(tài)特征的改變,最明顯的現(xiàn)象就是葉片失綠[28-30],有限的供水亦會(huì)使葉片的脫色衰敗[17, 19],然而干旱對(duì)顆粒物暴露下植物形態(tài)的研究鮮有報(bào)道,干旱下植物的滯塵機(jī)理尚不明晰。

本研究以金邊黃楊(EuonymusjaponicusThunb.var.aurea-marginatusHort.)為對(duì)象,將機(jī)動(dòng)車尾氣注入開頂式氣室內(nèi)以模擬顆粒物污染,根據(jù)供水條件差異分成正常供水下的尾氣暴露組(P組)與持續(xù)干旱下的尾氣暴露組(PD組)。本研究旨在：(1)探究持續(xù)干旱對(duì)尾氣暴露下的金邊黃楊的形態(tài)影響；(2)對(duì)比金邊黃楊在正常供水下與持續(xù)干旱下對(duì)不同粒徑顆粒物的單位葉面積滯留重量的變化；(3)分析干旱對(duì)金邊黃楊滯塵效應(yīng)的影響。

1 材料和方法

1.1 實(shí)驗(yàn)材料

金邊黃楊是大葉黃楊(EuonymusJaponicusL.)的一個(gè)變種,為衛(wèi)矛科衛(wèi)矛屬的常綠闊葉灌木,是長(zhǎng)三角地區(qū)常見的綠化植物,因其優(yōu)美的彩色葉片而在園林配置中廣受關(guān)注,對(duì)光強(qiáng)具有較低的耐受性,能適應(yīng)較為蔭蔽的環(huán)境[31]。本研究選用樹高(均高0.8 m)和基徑(平均3 cm)較一致的3年生苗木,于2017年3月栽植于直徑30 cm,高28 cm的塑料盆中,基質(zhì)配比為園土∶泥炭土∶蛭石=7∶7∶6,最大田間持水量約為50%。

1.2 實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)

栽植好的苗木養(yǎng)于浙江農(nóng)林大學(xué)平山實(shí)驗(yàn)基地(30°15′50.61″N; 119°42′54.51″E)的田間環(huán)境下約1年,基地周邊以農(nóng)村居住地為主,3 km范圍內(nèi)不存在高污染源。根據(jù)浙江省大氣復(fù)合污染立體檢測(cè)網(wǎng)絡(luò)中的第四中學(xué)(與基地的直線距離約4.1 km)和市府大樓(與基地的直線距離約2.9 km)兩站點(diǎn)在2013年—2016年間的大氣污染物監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù),實(shí)驗(yàn)區(qū)的PM2.5年均濃度約54.38 μg/m3,空氣質(zhì)量良好。

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

金邊黃楊的受控實(shí)驗(yàn)在修改后的開頂式氣室(Open top chamber,OTC,以下簡(jiǎn)稱為“氣室”)內(nèi)進(jìn)行。氣室由塑鋼、無色鋼化玻璃構(gòu)成,主體高3.5 m,橫截面為邊長(zhǎng)1.5 m的正八邊形,頂部為45°錐形收口,高為1 m,并與大氣相通。錐形收口頂上0.5 m處架空放置一塊鋼化玻璃以避免降水進(jìn)入氣室。將機(jī)動(dòng)車尾氣直接排入氣室外的尾氣收集裝置中,后經(jīng)鼓風(fēng)系統(tǒng)將收集裝置中的尾氣通過管道注入氣室內(nèi),注入時(shí)長(zhǎng)為每日5 h,采取“早晚雙高峰”模式以模擬城市污染特征,即早高峰：7:00—10:00；晚高峰：18:00—20:00。根據(jù)《環(huán)境空氣質(zhì)量指數(shù)(AQI)技術(shù)規(guī)定(試行)》(HJ 633—2012)中的空氣污染指數(shù)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn),將空氣質(zhì)量控制為重度污染,即氣室內(nèi)PM2.5的24 h濃度控制在150—250 μg/m3,則排入尾氣的PM2.5濃度控制在720—990 μg/m3。氣室內(nèi)的PM2.5濃度通過CPR-KA空氣質(zhì)量檢測(cè)儀(北京康爾興科技發(fā)展有限公司,中國(guó))進(jìn)行動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè),溫度通過DS1923系列iButton紐扣式溫度記錄儀(上海沃第森電子科技有限公司,中國(guó))進(jìn)行監(jiān)測(cè)。

實(shí)驗(yàn)處理于2018年4月10日18:00開始,至2018年5月15日18:00結(jié)束。將尾氣暴露氣室內(nèi)的金邊黃楊隨機(jī)分成2組,一組正常供水(P組),另一組持續(xù)干旱(PD組),每組設(shè)置4個(gè)重復(fù),金邊黃楊的處理說明見表1。實(shí)驗(yàn)前通過充分澆水使所有盆栽的土壤含水量達(dá)至飽和,后通過停止供水讓PD組的盆栽自然消耗土壤水分,而P組的盆栽則在每日的土壤含水量測(cè)定后進(jìn)行補(bǔ)水。土壤含水量使用便攜式土壤水分儀TDR100(Spectrum Technologies, Inc.美國(guó))在每日17:00左右測(cè)定并記錄,測(cè)定頻率為1次/d,以體積含水量(Soil volumetric water content,θv)表示。類似的持續(xù)干旱實(shí)驗(yàn)表明,當(dāng)植株開始進(jìn)入枯萎狀態(tài)但不至于大面積死亡時(shí)的土壤體積含水量在2.0%—5.0%之間[15, 19, 23]。因而當(dāng)PD組每日測(cè)得的θv低于5.0%時(shí),對(duì)植株做20—100 mL的適當(dāng)補(bǔ)水,使得土壤體積含水量不低于2.0%,以保證植株在試驗(yàn)周期內(nèi)不出現(xiàn)大面積的死亡現(xiàn)象。P組植株的土壤體積含水量控制在37.5%—40.0%。

表 1 金邊黃楊的處理說明

實(shí)驗(yàn)處理前,使用去離子水沖洗所有植株的葉片以去除葉表原先滯留的顆粒物。有研究表明潤(rùn)濕的葉片比干燥時(shí)具有更大的粘性,會(huì)加速顆粒物在葉表的沉降,并減弱顆粒物的再懸浮作用[22, 26]。為避免葉片清洗對(duì)實(shí)驗(yàn)期間植株滯塵速率的影響,將葉片的清洗工作安排在尾氣處理前一天,以待植株葉片充分干燥。多數(shù)學(xué)者認(rèn)為降水或簡(jiǎn)單的清洗不能完全去除葉片表面原先滯留的顆粒物[7, 26, 32],因而在尾氣處理前(4月10日17:00)采集植株葉片做初始滯塵測(cè)定,之后每隔7天采集一次葉片用以植株滯塵量的測(cè)定。

1.4 葉片采集

在每株植株的“東”、“南”、“西”、“北”四方位隨機(jī)采取4—5片葉片,混合后裝在干凈的封口袋內(nèi),保存于冰箱保鮮室直至樣本滯塵量的測(cè)定。實(shí)驗(yàn)期間共采集6批樣本(含本底采集),每批均為4包(重復(fù))。為確保得到足夠的細(xì)顆粒物量,同時(shí)避免過多采樣導(dǎo)致大顆粒物堵塞濾紙濾孔,且不影響植株的正常生長(zhǎng)[33],每包葉片的采集面積控制在200 cm2左右。

1.5 滯塵測(cè)定

葉片表面滯留的顆粒物采用洗脫稱量法測(cè)定[8, 33-34]：將樣本置于500 mL燒杯中,加入250 mL蒸餾水后使用超聲波清洗器清洗4 min,使葉表滯留的顆粒物充分脫離葉片,后取出葉片并使用蒸餾水進(jìn)一步?jīng)_洗。對(duì)上述兩部分得到的浸洗液與沖洗液用標(biāo)準(zhǔn)分樣篩(160目,孔徑約100 μm)過濾后依次使用已烘干稱重的孔徑為10 μm(Whatman Type 91,英國(guó))、2.5 μm(Whatman Type 42,英國(guó))和0.2 μm(Whatman PTFE濾膜,英國(guó))的濾紙(膜)在直徑47 mm的抽濾裝置中進(jìn)行共計(jì)3次的抽濾,從而得到三個(gè)粒徑范圍的顆粒物：大顆粒物(10—100 μm),粗顆粒物(2.5—10 μm),細(xì)顆粒物(0.2—2.5 μm)。抽濾前后均將濾紙置于稱量瓶中并在60℃的烘箱中烘干1 h后置于干燥皿中冷卻24 h,從而使濾紙、稱量瓶與干燥皿內(nèi)的濕度保持一致,之后對(duì)含有濾紙的稱量瓶用萬分之一的分析天平稱重,抽濾前后兩者差值即為樣本吸附的各粒徑顆粒物的重量Wi(g)。

將上述浸洗后的葉片晾干/擦干,之后平整置于掃描儀上(Epson Perfection V370 Photo,愛普生(中國(guó))有限公司,中國(guó))進(jìn)行掃描,得到的數(shù)碼圖像導(dǎo)入Image J1.46r(National Institute of Health,美國(guó))中進(jìn)行葉面積S(cm2)的計(jì)算,各樣本不同粒徑顆粒物的單位葉面積的滯留重量(以下簡(jiǎn)稱“單位葉面積滯塵量”)即為Wi與S的比值(μg/cm2)。

1.6 數(shù)據(jù)分析

單位葉面積滯塵量在各采樣時(shí)間節(jié)點(diǎn)上的差異使用單因素方差分析(ANOVA)進(jìn)行檢驗(yàn),之后采用LSD進(jìn)行兩兩比較。方差分析前需檢驗(yàn)數(shù)據(jù)的正態(tài)性分布(Shapiro-Wilk檢驗(yàn),P>0.05)和方差齊性(Levene′s檢驗(yàn),P>0.05),若數(shù)據(jù)不滿足正態(tài)性分布或方差齊性時(shí),則在分析前采取自然對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換。干旱與正常供水下滯塵量的比較采用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)進(jìn)行分析。所有檢驗(yàn)分析的顯著水平為0.05,數(shù)據(jù)以“均值±標(biāo)準(zhǔn)誤”的形式表示。數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析均在SPSS 25.0(IBM,美國(guó))中完成,圖件在Origin 2018(OriginLab,美國(guó))中繪圖。

2 結(jié)果

2.1 氣室環(huán)境分析

臨安自動(dòng)氣象觀測(cè)站(區(qū)站號(hào)：58448:30°14′N; 119°41′E)記錄的歷史數(shù)據(jù)(國(guó)家氣象科學(xué)數(shù)據(jù)共享服務(wù)平臺(tái),http://data.cma.cn/site/index.html)表明,實(shí)驗(yàn)基地在近5年內(nèi)同期的日均溫度約18.6℃。iButton溫度記錄儀顯示,實(shí)驗(yàn)期間,氣室內(nèi)的日均溫度約25.1℃,日最高溫度可達(dá)32.7℃,多出現(xiàn)于10—14時(shí),表明氣室內(nèi)的溫度較適宜植物生長(zhǎng)[35]而又不對(duì)其產(chǎn)生過度的高溫脅迫。

空氣質(zhì)量檢測(cè)儀顯示(圖1),氣室內(nèi)注入的尾氣中的PM2.5時(shí)均濃度為(789.94±132.37)μg/m3,日均注入時(shí)間為5 h,氣室內(nèi)PM2.5的24 h平均濃度為214.64 μg/m3,對(duì)應(yīng)的空氣質(zhì)量指數(shù)級(jí)別為五級(jí)(IAQI=265,HJ 633—2012),屬于重度污染,尾氣處理符合實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)需求。

圖1 實(shí)驗(yàn)期間氣室中PM2.5濃度時(shí)間序列圖

盆栽的土壤體積含水量于每日17時(shí)測(cè)量并記錄(圖2),后計(jì)算P組植株所需的補(bǔ)水量并做補(bǔ)水措施,從而使P組植株的θv保持在37.5%以上。PD組的起始θv約為36.6%(日常補(bǔ)水前),在持續(xù)干旱的前10日,θv呈明顯的下降趨勢(shì),平均每日降低約2.76%。第10日后(4月20日)θv降低至10%以下,4月25日θv降低至5%以下,之后開始對(duì)PD組植株做適當(dāng)補(bǔ)水措施,使PD組的θv維持在2%—5%之間,直至實(shí)驗(yàn)結(jié)束。

圖2 實(shí)驗(yàn)期間PD組土壤體積含水量時(shí)間序列圖

2.2 金邊黃楊的形態(tài)變化

實(shí)驗(yàn)期間,金邊黃楊的形態(tài)特征變化見表2。P組金邊黃楊的部分老葉在第19天開始黃化并脫落,至5月15日,大部分植株完成老葉的脫落,小部分個(gè)體的幼葉有所枯黃,除此外,未發(fā)現(xiàn)其他明顯變化。PD組的金邊黃楊在第8天便出現(xiàn)葉片干枯現(xiàn)象,此時(shí)θv為14.86%±1.53%,2天后,老葉開始脫落,而到第19天,PD組的成熟葉甚至幼葉均有明顯的黃化、脫落現(xiàn)象,到5月8日,大部分植株的葉片枯黃(θv<5%),受外力刺激時(shí)易脫落,在實(shí)驗(yàn)結(jié)束后,大部分植株進(jìn)入休眠狀態(tài),僅尖端殘留少量干枯葉片(枯綠)。

表2 實(shí)驗(yàn)期內(nèi)金邊黃楊的形態(tài)特征

2.3 金邊黃楊對(duì)不同粒徑顆粒物的滯留動(dòng)態(tài)變化

金邊黃楊的初始滯塵量(本底滯塵)為(30.27±2.44)μg/cm2,P組與PD組間的初始滯塵差異不顯著(t=-0.377,Pns=0.719),其中大顆粒物的初始滯留量為(16.21±1.80)μg/cm2,粗顆粒物為(9.16±1.07)μg/cm2,而細(xì)顆粒物為(4.75±0.66)μg/cm2(圖3)。正常供水時(shí),P組植株對(duì)不同粒徑顆粒物的滯留量在前14天增速較大,但相鄰兩采樣節(jié)點(diǎn)上的滯塵量差異不顯著,大顆粒物和細(xì)顆粒物均在第35天達(dá)到極大值52.41 μg/cm2和9.98 μg/cm2,較本底凈增長(zhǎng)約38.31 μg/cm2和5.49 μg/cm2,粗顆粒物在第28天較本底凈增長(zhǎng)了98.10%,之后略有降低；持續(xù)干旱時(shí),PD組植株滯留的三種顆粒物在前28天均隨時(shí)間的推移而增大或波動(dòng),之后,大顆粒物與粗顆粒物有顯著降低,大顆粒物由極值的45.89 μg/cm2降低到28.02 μg/cm2,而粗顆粒物則由極值的18.39 μg/cm2降低了53.1%,兩種顆粒物在第35天的滯留量與初始值的差異不顯著。細(xì)顆粒物在實(shí)驗(yàn)期間的變化弱于另兩種顆粒物,其滯留量在各采樣節(jié)點(diǎn)間的差異不顯著,極大值出現(xiàn)在第14天,之后開始小幅下降,至實(shí)驗(yàn)結(jié)束,僅減少了0.89 μg/cm2,但仍比初始滯塵量高約1.13 μg/cm2。

圖3 不同粒徑顆粒物的單位葉面積滯留量/(μg/cm2)

2.4 金邊黃楊滯留顆粒物的粒徑構(gòu)成變化

實(shí)驗(yàn)期間,金邊黃楊葉片表面滯留顆粒物的粒徑構(gòu)成(貢獻(xiàn)率)見圖4,其中以大顆粒占主要優(yōu)勢(shì)(57.0%—66.8%),粗顆粒其次(20.1%—27.5%),細(xì)顆粒做最小貢獻(xiàn)(8.9%—16.2%)。正常供水時(shí),P組植株葉表上大顆粒的貢獻(xiàn)率平均每7日增加2.3%,細(xì)顆粒的貢獻(xiàn)率在前21天相對(duì)穩(wěn)定,之后下降了約3.0%,粗顆粒以每周平均1.7%的降幅持續(xù)下降；持續(xù)干旱時(shí),PD組植株葉片上的顆粒物粒徑構(gòu)成在前14天變化明顯,主要表現(xiàn)為大顆粒大幅上升而粗顆粒急劇下降。之后,大顆粒每周的變幅在1.1%內(nèi),而細(xì)顆粒在第5周的貢獻(xiàn)率急劇升高了約5.4%。

圖4 葉表滯留顆粒物的粒徑構(gòu)成

2.5 持續(xù)干旱對(duì)金邊黃楊滯塵能力的分析

實(shí)驗(yàn)期間,P組金邊黃楊的平均滯塵量(總顆粒物)為56.98 μg/cm2(圖5),高于PD組7.93 μg/cm2,獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)表明P組與PD組在實(shí)驗(yàn)期間的平均滯塵量無顯著差異(t=1.610,P=0.114)。各時(shí)間節(jié)點(diǎn)的t檢驗(yàn)表明,持續(xù)干旱僅在第35天極顯著的降低了植株的總滯塵量約45.53%(t=7.456,P<<0.01),而在前28天,雖然植株的滯塵量總體上表現(xiàn)為P組>PD組,但該時(shí)期內(nèi)未發(fā)現(xiàn)兩組間的滯塵量有顯著性差異。當(dāng)以凈單位葉面積總滯塵量(去除本底后的滯塵量)評(píng)估持續(xù)干旱對(duì)植株滯塵量的影響時(shí)(圖5),P組在實(shí)驗(yàn)期間的平均滯塵量比PD組高56.05%且達(dá)到顯著水平(t=2.400,P=0.021),但兩組在第7—28天的平均凈滯塵量上未發(fā)現(xiàn)顯著性差異(t=0.087,P=0.382)。在各時(shí)間節(jié)點(diǎn)上,持續(xù)干旱仍僅在第35天顯著降低了金邊黃楊的凈滯塵量(t=6.759,P≤0.01)。

圖5 干旱對(duì)單位葉面積總滯塵量的影響

3 討論

3.1 金邊黃楊的形態(tài)變化

P組植株在實(shí)驗(yàn)期間的形態(tài)變化表明,正常供水時(shí),尾氣暴露35天對(duì)金邊黃楊成熟葉、幼葉的形態(tài)影響較小,而老葉則在第19天開始黃化、脫落,暗示此時(shí)尾氣對(duì)植物細(xì)胞產(chǎn)生了毒害作用。暴露初期,葉片滯留的顆粒物或因堵塞氣孔[9],干擾氣體交換,使葉表溫度增高[30],或因“遮蔭效應(yīng)”[36],而導(dǎo)致葉綠素合成受阻；尾氣中的某些成分也會(huì)促使葉綠素降解或抑制葉綠素合成酶的活性[2, 36],或因活性氧(Reactive Oxygen Species,ROS)的過量累積[28]而導(dǎo)致葉綠素的含量降低,進(jìn)而葉片失綠黃化。當(dāng)尾氣對(duì)細(xì)胞的毒害作用超過其耐受性極限時(shí),便發(fā)生葉片的脫落現(xiàn)象,但該現(xiàn)象僅在老葉上發(fā)生則可能是因?yàn)槔先~對(duì)尾氣的抗性較弱,或因老葉表面更高的顆粒物滯留量[15-16, 37]而加大了其損傷。此外,植物也可能通過將尾氣中吸收的有害物質(zhì)富集到老葉中來減小尾氣對(duì)成熟葉與幼葉的毒害。

PD組植株的老葉黃化脫落比P組提前了9d,部分植株在處理35d后進(jìn)入休眠狀態(tài)(去除脅迫后有復(fù)蘇現(xiàn)象),成熟葉與幼葉幾乎脫落完畢,這暗示著干旱與尾氣可能存在正交互作用而加重了植物體的損傷。Hanslin等[23]與Subhash等[38]均表示水分對(duì)植物的負(fù)面影響強(qiáng)于尾氣,干旱則因?yàn)閷?duì)氣體交換的強(qiáng)烈干擾[18-19]或加快了ROS的積累[39]而使尾氣對(duì)植物的傷害加快,而尾氣則可能因破壞葉片蠟質(zhì)結(jié)構(gòu)、形狀,甚至使其降解或退化[2, 15, 30, 40]而降低了植株對(duì)干旱的耐受性[29, 39]。因此,持續(xù)干旱與尾氣共同作用對(duì)金邊黃楊的破壞明顯高于單獨(dú)的尾氣暴露。

3.2 持續(xù)干旱下金邊黃楊的滯塵效應(yīng)

大氣顆粒物沉降到植物表面的過程與其粒徑大小密切相關(guān)[22, 37]。P組的金邊黃楊對(duì)各粒徑顆粒物的滯留量隨時(shí)間推移而增大或在波動(dòng)中達(dá)到動(dòng)態(tài)平衡,而PD組的金邊黃楊在第35天對(duì)大、粗顆粒物的滯留量顯著降低了近38.9%和53.1%(圖3、圖5),主要原因有以下兩方面：(1)PD組植株的葉片在第28天已基本枯黃,之后葉片紛紛脫落(表2),第35天時(shí)僅在植株尖端殘留干枯幼葉,迫使最后一次的采樣對(duì)象由原先的成熟葉改至幼葉。成熟葉更加粗糙的葉片表面可能使其對(duì)顆粒物的捕獲能力高于幼葉[15-16, 37]。(2)極度干旱下,PD組植株的葉片含水量低下,實(shí)驗(yàn)28天后的葉片在外界刺激時(shí)易脫落(圖2、表2),這暗示著在葉片采集、土壤含水量測(cè)量等實(shí)驗(yàn)過程對(duì)植株葉片的抖動(dòng)強(qiáng)度會(huì)相對(duì)增大,以及在氣室內(nèi)走動(dòng)時(shí)帶來的軟風(fēng)也會(huì)使部分滯留在表面的顆粒物重新懸浮至大氣中[22],雖然該風(fēng)速對(duì)顆粒物的再懸浮作用有限[26, 32]且實(shí)驗(yàn)中已盡量避免,但PD組植株在脅迫后,葉片表面的潤(rùn)濕性和粘性的降低可能減弱其對(duì)顆粒物的滯留[13],振動(dòng)或軟風(fēng)對(duì)顆粒物的再懸浮作用會(huì)有一定的加強(qiáng)。此外,葉片大量脫落后會(huì)減弱植株內(nèi)的氣體湍流,以此減少了粗顆粒物對(duì)植株表面的撞擊機(jī)會(huì)[22, 26],從而造成了粗顆粒物更高的降低率。

細(xì)顆粒物主要滯留在葉片的氣孔周邊或密毛覆蓋區(qū)[37, 41],雨水對(duì)其沖刷作用或風(fēng)力對(duì)其再懸浮作用也弱于大、粗顆粒物[7, 42],其滯留程度也是三種粒徑中最高的。細(xì)顆粒物體積小、質(zhì)量輕,且在水汽的作用下易聚集成大粒子[22, 26],因而對(duì)滯塵重量的反應(yīng)較弱,無論是正常供水或持續(xù)干旱時(shí)均是如此(圖3)。R?s?nen等[10]表示闊葉植物較強(qiáng)的蒸騰作用會(huì)降低葉片的表面溫度,而熱泳現(xiàn)象會(huì)增加細(xì)顆粒物向葉表遷移,較高的氣孔活動(dòng)也會(huì)使顆粒物(尤其是鹽粒子)更容易潮解[40]而增加其沉降速率。在持續(xù)干旱14d后,PD組的土壤體積含水量基本低于10%,此時(shí)植株的蒸騰速率與氣孔導(dǎo)度可能已大幅下降[19],伴隨的是蒸騰作用與氣孔活動(dòng)的減弱以及細(xì)粒子沉降的減緩,因而細(xì)顆粒物的滯留量不再明顯升高而在波動(dòng)中變化。對(duì)于PD組在第35天的細(xì)顆粒物滯留量變化不明顯,我們猜測(cè)可能是因?yàn)檎駝?dòng)或風(fēng)力對(duì)細(xì)粒子的再懸浮作用較弱[26],且尾氣中高濃度的細(xì)顆粒物使其在葉表的沉降多于再懸浮,而此時(shí)的幼葉表面的氣孔與密毛覆蓋區(qū)的發(fā)育程度可能較高,對(duì)細(xì)顆粒物具有良好的滯留效果。

植物表面滯留顆粒物的粒徑構(gòu)成主要受到植物葉片特征和污染源的影響[12, 34]。在金邊黃楊的粒徑構(gòu)成上,大顆粒物占據(jù)50%以上,細(xì)顆粒物在20%以下(圖4),這與道路旁的植物表面的粒徑構(gòu)成是相似的[8, 36]。各粒徑顆粒物的貢獻(xiàn)率變化可能是由沉降速率的差異造成的,沉降速率則與顆粒物的性質(zhì)與沉降形式相關(guān)。細(xì)顆粒物主要以布朗擴(kuò)散或隨氣流運(yùn)動(dòng)時(shí)被植物截獲而沉降,粗顆粒物的沉降以慣性碰撞為主,而大顆粒物主要在重力作用下沉降[1, 22]。通常大顆粒物的沉降速率最高,細(xì)顆粒物最低,這解釋了P組中大顆粒的貢獻(xiàn)率逐漸增長(zhǎng)的趨勢(shì)。細(xì)顆粒物在前21d保持較高的貢獻(xiàn)率可能是因?yàn)槲矚庵懈邼舛鹊募?xì)粒子加大了植株對(duì)其捕獲效率[36],之后植株對(duì)細(xì)粒子的滯留基本達(dá)到飽和(21d后植株對(duì)細(xì)顆粒物的滯留量變化差異不顯著,圖3),但大顆粒物仍保持較高的滯留速率,因而產(chǎn)生了P組植株各粒徑顆粒物的貢獻(xiàn)率變化。在持續(xù)干旱下,PD組植株的氣孔活動(dòng)減弱及葉片微形態(tài)的變化均會(huì)影響葉片對(duì)顆粒物的滯留效率,其中以細(xì)顆粒物受到的影響最為明顯(圖3)。因此,在相同的污染源下,PD組植株的粒徑構(gòu)成變化異于P組。兩組在各時(shí)間節(jié)點(diǎn)的粒徑構(gòu)成上,以第35天的差異最小,這可能是因?yàn)榇藭r(shí)植株對(duì)各粒徑顆粒物的滯留達(dá)到飽和,污染源對(duì)粒徑構(gòu)成的影響強(qiáng)于葉表微形態(tài)的差異。

在單位葉面積的滯塵重量上,持續(xù)干旱使金邊黃楊對(duì)各粒徑顆粒物的平均滯留量減少2—3 μg/cm2,但兩組植株在前28d的統(tǒng)計(jì)學(xué)差異不顯著。Hanslin等[23]發(fā)現(xiàn)中度干旱能增加歐洲赤松(PinussylvestrisL.)幼苗的滯塵重量,R?s?nen等[10, 15, 24]則發(fā)現(xiàn)重度干旱會(huì)減少毛樺(BetulapubescensEhrh.)的顆粒物捕捉效率,而中輕度干旱對(duì)歐洲云杉(Piceaabies(L.)Karst.)與歐洲赤松的作用則是相反的。與本研究相似的是：上述研究均未發(fā)現(xiàn)干旱對(duì)植物滯塵的顯著影響。

在第35天,PD組金邊黃楊的滯塵量極顯著低于P組,其原因與PD組滯塵量在第35天的急劇下降類似,將采樣對(duì)象改為幼葉后,雖然使兩組在該節(jié)點(diǎn)的滯塵量比較失去了意義,但這也是持續(xù)干旱與尾氣暴露共同作用下,植株形態(tài)變化造成的必然結(jié)果——成熟葉基本脫落完畢,此時(shí)植株的滯塵能力明顯減弱。受限于實(shí)驗(yàn)材料,本研究只在單位葉面積的尺度上分析持續(xù)干旱對(duì)植物滯塵重量的影響,而實(shí)際應(yīng)用中則更為關(guān)注在單木尺度或群落尺度上的滯塵效應(yīng),其中單木尺度的滯塵量可簡(jiǎn)單表征為總?cè)~面積與單位葉面積滯塵量的乘積[9, 33]。持續(xù)干旱下金邊黃楊總?cè)~面積的大幅降低明顯會(huì)減弱植株在單木尺度上的滯塵量,以此將降低其滯塵效應(yīng),而受限的實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)無法定量分析金邊黃楊的單木滯塵量與干旱脅迫間的關(guān)系。

4 結(jié)論

本研究在開頂式氣室(OTC)中以機(jī)動(dòng)車尾氣模擬顆粒物污染,對(duì)不同供水條件下的金邊黃楊的形態(tài)與顆粒物滯留量的動(dòng)態(tài)的觀測(cè)分析表明：(1)正常供水時(shí)的尾氣暴露(P組)使金邊黃楊在第19天出現(xiàn)老葉黃化、脫落現(xiàn)象,而持續(xù)干旱下的尾氣暴露(PD組)則比P組提前9d顯現(xiàn)該現(xiàn)象,之后在第19天促使植株的成熟葉與幼葉脫落。(2)P組植株在實(shí)驗(yàn)期間對(duì)大顆粒物(10—100 μm)、粗顆粒物(2.5—10 μm)和細(xì)顆粒物(0.2—2.5 μm)的平均滯留量分別為(34.76±2.92)μg/cm2、(13.33±0.91)μg/cm2、(8.21±0.58)μg/cm2,而持續(xù)干旱使PD組的植株對(duì)各粒徑顆粒物的平均滯留量減少2—3 μg/cm2。然而,在前28d未發(fā)現(xiàn)干旱對(duì)滯塵量的顯著性影響,而在第35天,干旱則顯著降低了各粒徑顆粒物的滯留量約38.60%—46.54%?？梢?短期的中輕度干旱對(duì)金邊黃楊滯塵能力的影響較小,而極度干旱則促使尾氣暴露下植株成熟葉的大面積脫落,并造成其滯塵能力大幅度降低,從而減弱了金邊黃楊的滯塵效應(yīng)。

致謝：李銘、黃垌茗、舒達(dá)、葉璞對(duì)實(shí)驗(yàn)處理給予幫助,林權(quán)虹、陸婷、錢瀚睿、黃菡菡等對(duì)室內(nèi)指標(biāo)分析給予幫助。