包紅光，王 成，杜萬光

(1.內蒙古農業(yè)大學林學院，內蒙古 呼和浩特 010018；2.中國林業(yè)科學研究院林業(yè)研究所/國家林業(yè)和草原局林木培育重點實驗室/國家林業(yè)和草原局城市森林研究中心，北京 100091；3.北京市園林綠化局，北京 100013)

隨著經濟社會的快速發(fā)展，空氣環(huán)境污染愈發(fā)突出，并趨于擴散趨勢，對城市居民健康及城市生態(tài)環(huán)境均造成不同程度的危害和影響，目前還尚不能完全通過治理污染源的方式解決空氣環(huán)境污染問題。研究表明，城市林木可以在一定程度上緩解空氣環(huán)境污染，干沉降和濕沉降清除機制是緩解、改善城市空氣環(huán)境污染的有效途徑[1-3]。城市林木作為城市生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，為凈化城市空氣污染發(fā)揮著至關重要的作用，可通過自身的滯留、附著和粘附等作用起到滯塵綜合效果，改善城市空氣環(huán)境質量，為城市居民提供健康有效的城市內部環(huán)境。林木的滯塵能力已作為城市林木選擇的重要指標之一[4]。為此，許多學者通過實地監(jiān)測不同城市林木樹種、不同林木配置結構的滯塵能力，取得了初步成果和成效[5-7]。除此之外，實地監(jiān)測作為尺度外推的重要基礎，其監(jiān)測數據能夠直接、準確地表征城市林木滯塵能力的動態(tài)變化規(guī)律，對合理選擇城市林木樹種以及城市森林建設規(guī)劃、合理布局提供重要的科學理論和現實指導?；诖耍P者整理并綜合城市林木滯塵能力相關文獻，從研究方法、滯塵機制與機理、滯塵效應空間特征、滯塵效應與“本底效應”、其他因素等方面進行系統(tǒng)性總結與評價。

1 滯塵量測定方法

測定滯塵量最常用的方法為便攜式粉塵測試儀(Dustmate)、質量差減法(MS)、濾膜法(MF)、基于超聲清洗的洗脫稱量粒度分析法(ultrasonic-EWPA)[8-11]，也可通過氣溶膠再發(fā)生器(AR)測定不同林木樹種滯塵能力[12-13]，同時采用電鏡掃描法(SEM)對葉片表面顆粒物(PM)進行數量統(tǒng)計。除此之外，模擬環(huán)境條件及模型建立也是評價滯塵能力的常用研究方法，例如風洞模擬[14-15]、UFORE模型[16]、i-Tree模型[17]、Citygreen 模型[18]、CFD模型[19]，模擬方法及模型的應用提高了城市林木滯塵能力評價的自動化和標準化程度。

2 城市林木滯塵機制與機理

2.1 城市林木滯塵機制

2.1.1不同林木滯塵能力

不同林木個體的滯塵能力存在較大差異，這也是國內外林木滯塵研究的重點。目前，對林木個體滯塵能力的研究相對豐富。國內外學者對北京[20]、武漢[21]、杭州[22]、昆明[23]、加拿大[24]和美國多個城市[25-26]、法國特斯拉堡市[27]、匈牙利塞格德市[28]、愛爾蘭都柏林市[29]等不同城市林木樹種滯塵能力進行定量測定，結果表明，不同林木樹種滯塵能力差異顯著?？傮w而言，針葉樹種滯塵能力通常被認為強于闊葉樹種，且針葉樹種一般為常綠樹種，可一年四季滯塵[11,30]。不同季節(jié)林木樹種滯塵量也有所不同，大部分樹種在秋季或冬季的滯塵量達到最高，表明林木樹種滯塵能力在外界環(huán)境條件影響下存在動態(tài)變化。此外，部分植物因其自身修復能力較好，成為道路綠化首選林木樹種[31]。不同生活型植物的滯塵效應取決于植物本身的滯塵能力及葉面積綠量。一般情況下，林木個體的滯塵能力大小表現為喬木植物>灌木植物>草本植物[32]，但有學者提出相反觀點，認為草本植物和灌木植物的滯塵能力大于喬木植物[33]。目前，許多學者雖然對不同林木樹種滯塵能力進行了研究，但研究地點及樹種選擇表現出較強的區(qū)域性和隨機性。要進行滯塵污染的綜合有力防治，還需進一步定量計算不同林木樹種滯塵能力的分擔率，并對不同林木樹種有針對性地開展滯塵治理和防護措施。下一步可根據區(qū)域性、植被科屬等進行分類，使研究更加系統(tǒng)化，從而有助于更好地了解不同林木樹種在不同區(qū)域城市環(huán)境中的滯塵能力及其潛力，結果可為區(qū)域城市林木樹種的選擇及合理搭配提供參考。

2.1.2城市林木結構特征

優(yōu)化城市林木的配置結構可以充分發(fā)揮其近地表滯塵作用。通常認為，喬木-灌木-草本立體結構的綠地類型滯塵效果相對較好，是目前較為理想的綠地類型，而結構單一、立體綠量較少的綠地滯塵率較低。此外，地表覆蓋程度能影響城市綠地垂直滯塵效應[34-35]。丁文等[36]發(fā)現，疏透型道路綠地滯塵效果要優(yōu)于密集型綠地，粒徑越大效果越顯著。同樣，WANG等[37]證實，我國臺灣省在高速公路綠化帶配置結構中使用的木本植物具有明顯的滯塵作用。馬遠等[20]、郭二果等[38]、王成等[39]對單位林地滯塵能力進行研究，發(fā)現不同單位林地均有一定的滯塵能力，并表現出季節(jié)變化規(guī)律。此外，林地斑塊、農田斑塊等綠色服務空間對滯塵服務頻率表現出一定的貢獻[40]。

總體來看，不同城市林木結構所表現出的滯塵能力存在差異。然而，前期研究缺少統(tǒng)一的林木結構劃分標準，制約了城市林木配置結構與滯塵能力相互關系的驗證，建議進一步細分植被結構因子，如不同林木、年齡、冠幅、結構、林分等特征因子，將林木按照植被結構特征劃分等級。在篩選優(yōu)勢林木樹種的基礎上，探究滯塵能力作用，并進一步優(yōu)化林木配置結構,為改善林木滯塵能力提供理論依據和實踐方法。

2.2 城市林木滯塵機理

林木滯塵機理研究主要集中于葉表面特征與滯塵能力的關系分析，例如，葉面積、葉周長、葉寬、葉長、葉柄長度、枝條伸展度、葉傾角等外觀形態(tài)特征[41-43]，葉表面粗糙度、蠟質含量、表皮細胞形態(tài)、表皮特征(氣孔形狀、氣孔密度等)、保衛(wèi)細胞等顯微形態(tài)特征[44-46],均與城市林木滯塵能力表現出一定的相關性。林木持續(xù)滯塵過程中林木生長發(fā)育、葉綠素含量、呼吸速率等生理生化過程及其指標會受到外界環(huán)境干擾[47]，進而影響氣體交換[22]和光合作用[24]，導致林木樹種冠層結構表現出一定的差異[48-49]。目前，因城市林木樹種的選擇也表現出一定的地域性特征，鮮見從林分群落角度開展的滯塵機理研究?？傮w而言，滯塵過程研究不僅要考慮林木自身的內在因素，也需要考慮氣象條件、污染條件等環(huán)境因素，從而更全面且系統(tǒng)地揭示林木滯塵機理。

3 城市林木滯塵時間特征

3.1 年變化

依據估算，美國和英國城市林木每年對PM10的吸附總量分別約214 900和85 695～596 916 t[25,50]。NOWAK等[24]對加拿大2010年86個城市的樹木滯塵能力進行評估，結果表明約16 500 t污染物被清除。SELMI等[27]及RIONDATO等[29]通過i-Tree模型對2012—2013年法國斯特拉堡城市綠地和愛爾蘭都柏林300 m長行道樹的滯塵能力進行估算，發(fā)現城市林木可以清除12 t PM10、5 t PM2.5及3 kg PM2.5，說明城市林木表現出一定的滯塵能力。目前，國內外城市林木年滯塵總量主要利用計算機模擬量化評估的方法進行估算。

3.2 季節(jié)和月變化

因不同月份林木生長發(fā)育狀況以及監(jiān)測對象等的差異，林木滯塵能力呈現出季節(jié)和月份變化特征。陳波等[51]對北京西山不同樹種在夏秋季的PM2.5吸附量進行研究，發(fā)現柳樹 (Salixbabylonica)、五角楓(Acermono)、銀杏(Ginkgobiloba)、楊樹(Populus)對大氣顆粒物的吸附量秋季高于夏季，這可能是由于秋季各樹種濕潤性大于夏季所致。不同類型綠地滯塵能力在不同月份也存在差異，汪結明等[52]證實，長沙市月湖公園不同綠地類型對PM2.5的吸附能力表現為10月最強，8月最弱；陳波等[53]研究發(fā)現，北京大興南海子公園植被對PM2.5的吸附能力表現為7—8月較強，6月最弱，這主要是由于7—8月正值北京雨季，降雨可以有效滯塵，同時發(fā)現PM2.5與PM10呈現協同效應。魯紹偉等[54]與陳波等[53]對不同林木覆被滯塵能力進行對比研究發(fā)現，北京市植被區(qū)(西山公園、北京植物園)對PM2.5的吸附能力表現為6月最強，研究者認為是由于夏季空氣對流強盛，大氣水平、垂直輸送能力較強，而且降水量大；2月吸附能力最弱，主要是由于燃煤量、沙塵天氣影響，空氣中污染物含量增加，導致滯塵效應相對減弱。史宇等[55]發(fā)現，北京市林地覆被對PM2.5的削減能力表現為冬季>春季>秋季>夏季，林地覆蓋率較高的區(qū)域對PM2.5有一定的削減作用，同時發(fā)現下墊面為林地的區(qū)域PM2.5濃度在各個季節(jié)均較低，說明林地覆蓋率與PM2.5濃度呈負相關，至于林地覆蓋面積與PM2.5濃度之間的關系，有待進一步研究。HUA等[56]研究發(fā)現，北京市道路防護林內大氣顆粒物季節(jié)變化表現為冬季>秋季>夏季，夏季顯著低于其他季節(jié)。

此外,部分學者也對竹類滯塵能力進行了監(jiān)測研究。崔會平等[57]對5種不同竹類群落PM10濃度進行監(jiān)測，結果表明，4—5月5種不同群落內PM10濃度均達最低，這是因為此時正值植物生長旺盛期，其生理活動較強，因而滯塵作用表現突出；11、1、2月PM10濃度最高，可能與當時的氣候條件、污染程度以及植物的生長狀況有關。也有學者認為，可吸入顆粒物(PM10)、細顆粒物(PM2.5)中的重要組成部分——多環(huán)方烴(PAHs)的季節(jié)性變化較為明顯，夏季天氣促使PAHs易分解，冬季天氣延緩PAHs分解，進而導致大氣顆粒物濃度表現為夏季低于冬季[58]。綜上所述，城市林木滯塵效應受當時的地理位置、月份變化、季節(jié)變化以及林木群落生長狀況等綜合因素的影響。

3.3 日變化

城市林木滯塵能力日變化監(jiān)測也是研究重點，觀測點多選擇在城郊森林及街頭綠地等區(qū)域。研究發(fā)現，北京西山不同林分滯塵能力表現出一定的波動，滯塵能力高峰主要在白天，不同季節(jié)滯塵能力高峰持續(xù)時間有所差異[39]；北京大興區(qū)南海子濕地公園植被區(qū)滯塵能力表現為15時最高，6時最低[53]；王曉磊等[59]研究無錫市街頭綠地對PM2.5的削減效應發(fā)現，削減效應整體表現為13時最佳，19時最差。滯塵能力差異除受植物本身生理特性影響之外，與其所處環(huán)境中的小氣候因子、游客數量以及機動車流量等外界和人為干擾也有較大的關系。

4 城市林木滯塵空間特征

4.1 水平方向

城市林木在水平方向上有一定的滯塵作用。CHEN等[60]研究發(fā)現，北京市奧林匹克公園白蠟純林(Fraxinuschinensis)和胡楊純林(Populuseuphratica)2種防護林帶內部PM濃度高于外部，這可能是由于純林空間結構影響小氣候的同時，PM被林帶內葉片、樹枝攔截，并通過干沉降和濕沉降到達地面，故林內PM濃度高于林外。殷杉等[61]研究交通綠化帶對TSP的凈化效益時發(fā)現，其在道路邊緣10 m范圍內對TSP的調控效益較好。CAVANAGH等[62]發(fā)現，常綠闊葉綠地邊緣處PM10濃度高于綠地內，并由外向內呈遞減趨勢。陳上杰等[63]發(fā)現，北京市道路綠化帶距道路50 m外PM2.5濃度處于下降趨勢，并趨于穩(wěn)定。包紅光等[64]證實，距環(huán)城高速路、城市主干道165 m，距城市次干道60 m以上寬度處，PM2.5濃度表現為持續(xù)下降趨勢，說明城市公園綠地在不同立地環(huán)境條件下阻控PM2.5的有效半徑有所不同。

然而，有些學者提出相反觀點。VIIPPOLA等[65]發(fā)現，道路林木內PM2.5的衰減率不會隨著距道路邊緣距離增加而增加，說明道路林木對PM2.5無明顯阻控有效半徑，因PM2.5停留時間較長，會造成顆粒物濃度較高的內環(huán)境。王曉磊等[59]研究表明，晴天、多云以及雨后陰天時阻滯大氣顆粒物的最小有效距離均有所不同，分別為55、25、55 m，說明不同天氣條件下城市林木滯塵有效半徑存在差異。李新宇等[66]研究表明，無污染或者輕度污染天氣條件下，26、36 m處阻滯PM2.5均有一定效果；中度或重度污染天氣條件下，城市綠地不同距離觀測點對阻滯PM2.5無明顯效果。目前，對于城市林木水平方向的調控有一定的研究基礎，但不同學者的研究結果存在明顯差異。

4.2 垂直方向

城市林木水在不同垂直高度同樣可以發(fā)揮一定的滯塵能力。DE MATSUDA等[67]在日本中部的落葉林設置21、24、27 m等不同垂直梯度PM2.5監(jiān)測點，結果表明，24 與27 m處PM2.5濃度無顯著差異，24 與21 m處PM2.5濃度表現出顯著差異。JIN等[14]研究了不同季節(jié)城市街道綠地的PM2.5垂直分布規(guī)律，城市街道綠地主要由樟樹(Cinnamomumcamphora)和法國梧桐(Platanusorientalis)組成，垂直高度分別設置為0.3、1.5、4、8、12 m，結果表明，不同季節(jié)垂直高度從高到低PM2.5濃度為遞增趨勢，說明街道綠地樹種的林冠層對PM2.5的削減能力較好。綜上所述，立地條件不同，城市林木滯塵效應在水平、垂直方向的表現也不盡相同，水平方向的滯塵效應與當時的天氣條件、污染狀況均表現出一定的關聯性。目前，城市林木滯塵能力研究主要集中在二維空間的水平方向上，垂直方向上滯塵能力的研究相對缺乏。

5 影響滯塵效應的環(huán)境要素

5.1 主要氣象要素

城市林木滯塵效應除受林木種類、林分類型、林木配置結構及林木空間特征等因素影響外，還受到氣象因素的影響。研究發(fā)現，城市林木通過影響城市小氣候環(huán)境，改變生長物候期來影響滯塵能力[68-71]。一般情況下，空氣溫度與大氣顆粒物濃度呈負相關，相對濕度與大氣顆粒物濃度呈正相關，且粒徑越小，相關性越顯著，但相關性均有一定的閾值，至于閾值多少，學者們一直在界定和研究[38-39,72]。風速與大氣顆粒物濃度一般呈負相關，但有時也呈正相關，這可能與由風引起的機械摩擦作用產生的氣溶膠有關[73]?？傮w而言，空氣溫度、相對濕度、風速是大氣顆粒物濃度主要的氣象影響因素[66,74-76]。因此，研究城市林木滯塵效應時，應分析背景條件，如風速、風向、溫度、相對濕度等綜合因素對滯塵效應的影響，不能僅考慮單一氣象要素，應將氣象要素作為整體，進一步探究其對城市林木滯塵能力的綜合影響。

5.2 不同天氣條件

5.2.1降水

大氣降水作為一種濕沉降，是大氣污染重要的匯[77]。SO42-、NO3-和NH4+是顆粒物中最重要的可溶性離子成分，其通過云內雨除和云下沖刷2個過程相互作用，影響水溶性離子成分濃度，最終影響大氣顆粒物濃度[78-79]。監(jiān)測表明，降水對NO3-和NH4+等有明顯的清除作用，說明降水對水溶性離子的影響較大[80-82]。韓力慧等[83]研究表明，SO42-、NO3-和NH4+濃度在降雨中期顯著下降，降水強度可以影響其去除率。郭若妍等[84]模擬降雨與顆粒物之間的動態(tài)變化關系發(fā)現，降雨強度顯著影響對于PM>10的洗脫率，對于PM2.5～10和PM2.5的影響則不明顯，隨著降雨強度的增大，洗脫率呈對數上升趨勢。馬文梅等[85]證實，降雨強度與各粒徑洗脫百分比沒有顯著相關性，2015年6月深圳市降水為132.2 mm，同時6月為當地風速最大的月份，降水和風速的協同作用使得6月大氣顆粒物濃度為全年最低[81]。2015年11月7—9日沈陽出現持續(xù)污染天氣(AQI≥500)，期間降雨量為9.9 和2.3 mm時，對污染物的稀釋和清除作用不顯著，而階段性降雪使大氣能見度明顯下降，說明在嚴重污染條件下，不同的降水模式不足以改變污染天氣，反而會使能見度降低[86]。也有學者認為，大氣中PM與降水并無明顯相關性[87-88]。

相較降雨而言，降雪與滯塵效應的動態(tài)變化多表現為不確定性。郭二果等[38]提出，1 mm·(6 h)-1降雪可以大幅度降低大氣顆粒物濃度。也有學者認為，大雪覆蓋導致硝酸銨(NH4NO3)升高的同時，PM2.5濃度也會升高[89]。WITKOWSKA等[90]則認為，降雪時間超過24 h可以有效清除大氣顆粒物?？傮w來講，降水對大氣顆粒物污染具有明顯的清除作用，但需要進一步定量研究其清除程度，降水前大氣顆粒物濃度是否影響滯塵效率有待進一步深入研究[91-92]。

5.2.2污染條件

一般來講，霧霾天氣大氣顆粒物污染最為顯著，晴天大氣顆粒物污染較輕，但不同顆粒物的積聚會導致污染狀況出現變化[80,93]。霾發(fā)生時，隨著霾污染等級的加重，PM2.5中有機碳(WSOC)增加，尤其是穩(wěn)定的天氣條件，更有利于二次污染的形成[94]。低風低壓條件下，由燃煤和工業(yè)排放等產生的PM2.5不斷堆積，最終可導致嚴重的空氣污染[95]。MA等[93]研究表明，由于積聚模態(tài)顆粒物的增加，大氣顆粒物會轉向輕度污染，重度污染顆粒物主要集中在核模態(tài)和愛根模態(tài)。林昕等[96]則認為，PM2.5中水溶性離子濃度隨污染程度的增加而增大，與PM2.5濃度變化特征表現一致。總體來講，不同天氣條件與大氣顆粒物污染之間表現出協同促進效應。

5.3 城市林木面積與周長

除氣象條件、天氣條件影響城市林木滯塵效應之外，城市林木面積以及周長也能影響大氣顆粒物調控效果[97-98]。以往研究表明，斑塊密度與大氣顆粒物濃度呈負相關[99]。肖玉等[100]發(fā)現，森林在削減PM2.5中發(fā)揮了顯著作用，森林面積與削減效果呈正相關。QIU等[101]認為，綠地面積小于2 hm2時，對PM2.5和PM10濃度沒有顯著的調控效果。李琪等[102]則證實，除綠地面積之外，綠地質量也會影響PM2.5濃度。孫敏等[103]研究表明，大面積配置結構較好的城市森林不僅可以有效抑制地面揚塵，還可通過降低風速迫使顆粒物沉降，最終達到良好的滯塵效應。除城市林木面積之外，杜萬光[104]提出，城市林木周長與滯塵能力之間具有一定的相關性，但需要進一步深入研究。

5.4 VOCs與顆粒物污染

城市林木釋放的VOCs經過大氣化學反應被轉化為不揮發(fā)或半揮發(fā)性有機物，成為二次氣溶膠(SOA)，即部分城市林木所釋放的VOCs對SOA形成具有一定的貢獻[105]。此外，VOCs作為大氣化學反應的載體，在一定光照條件下，可通過光化學反應形成臭氧(O3)，增加大氣氧化性，并對二氧化硫(SO2)、氮氧化物(NOx)等污染氣體轉化形成氣溶膠起到重要作用，從而促進大氣污染的形成[106]。由此可知，城市林木在發(fā)揮滯塵作用的同時，其自身所釋放的VOCs也是導致大氣污染形成的原因之一。

6 存在的問題及研究展望

目前，城市林木滯塵能力測定有多種研究方法，但方法尚不統(tǒng)一，存在不同地區(qū)、同一地區(qū)不同研究者測定結果不一致的現象，甚至出現無法進行有效比較、數據難以共享等情況，局限性凸顯。尚難以精確測定城市林木的滯塵能力，并且滯塵能力的影響因素及粉塵擴散模式的結合研究還有待深入。下一步應制定統(tǒng)一、規(guī)范的實驗技術及評價標準，或通過技術模型對可能影響滯塵效應的多方面因素進行綜合研究，通過分析最終取得精確結果。林木樹種分布表現出較強的地域性，因此葉片及林分結構滯塵能力評價也表現出一定的區(qū)域性，滯塵能力的測定結果尚不能通用，下一步的研究重點是因地制宜進行選擇規(guī)劃和種植配置，在考慮 “適地適樹”原則基礎上，高效合理地利用、建設城市林木，以發(fā)揮更好的滯塵效應、生態(tài)效益，同時加強城市林木滯塵時間動態(tài)監(jiān)測，深入研究城市林木結構和功能之間的相互作用。

城市林木的滯塵需要許多循環(huán)過程，目前對城市林木滯塵機制及機理的直接作用研究較多，但在城市環(huán)境背景下，難以準確定量和模擬，對于滯塵能力的直接、間接和整體作用機制的研究分析尚有欠缺，應加強城市林木粉塵的組成成分與城市林木生態(tài)功能相結合的研究，以進一步揭示城市林木滯塵過程的機制與機理，為城市林木滯塵能力提升、城市人居環(huán)境改善和優(yōu)化提供有效服務。

城市林木不同方向的空間滯塵能力存在差異，但目前缺乏滯塵效應水平與垂直方向相結合的三維空間特征研究。環(huán)境因子中，除主要的氣象要素、降水與污染狀況外，林木面積與周長、VOCs也是影響城市林木滯塵能力的重要因素。截至目前，有關城市林木面積、周長與滯塵效應的研究較為匱乏。

綜上所述，目前城市林木滯塵能力的研究缺乏統(tǒng)一的評價標準，需要進一步深入研究，以便為針對性選擇城市林木樹種和優(yōu)化林木配置結構提供具有可靠性和普適性的評價結果。同時應結合不同研究方法探索多維度滯塵效應評價，使研究結果更全面可靠、更具有實際意義。