公路綠化帶滯塵效應研究

王慧，郭晉平，張蕓香

1. 山西農業大學林學院，山西 太谷 030801；2. 山西農業大學城鄉建設學院，山西 太谷 030801

公路綠化帶滯塵效應研究

王慧1，郭晉平2*，張蕓香1

1. 山西農業大學林學院，山西 太谷 030801；2. 山西農業大學城鄉建設學院，山西 太谷 030801

道路交通揚塵不僅危害人體健康，而且會造成環境污染。以山西省典型公路綠化帶為研究對象，對不同公路綠化帶進行分類，并選擇粒徑分別為150、106、75、53 μm的黃土粉，模擬道路交通TSP，采用噴粉機設置1、2、3、4 m·s-1的噴粉速度在路沿處設置人工噴粉，在路側設置樣帶分0、2、5、10、15、20 m距離梯度布設采樣點進行塵源樣品的采集，進行稱重。本文提出綠化帶凈滯塵率和梯度凈化率的概念，研究不同粒徑水平、不同瞬時風力條件以及不同類型綠化帶對交通揚塵的阻滯吸收效應，最后基于顯著影響因子和因子的互作采用逐步回歸法擬合綠化帶滯塵效應多元回歸模型，分析綠化帶滯塵效應與多種林帶特征因子的關系。結果表明，公路綠化帶明顯改變了道路 TSP擴散格局，對空氣中的粉塵有顯著的凈化效應。本實驗條件下，在距道路5 m范圍內綠化帶開始發揮效應，凈滯塵效應均值達22.95%，隨后TSP凈滯塵率降低，在20 m凈滯塵率均值為9.83%，但凈化率均值達96.56%；不同粒徑水平和瞬時風力條件下，綠化帶的滯塵效應不同，TSP粒徑為53、75 μm時，綠化帶在5 m的凈滯塵率最高，分別為18.81%和38.09%，而粒徑為106、150 μm時，綠化帶在15 m的凈滯塵率最高，分別為15.40%和24.94%，當瞬時風力為1 m·s-1時，凈滯塵率在15 m處最高，為16.50%，當瞬時風力分別為2、3、4 m·s-1時，凈滯塵率均在5 m處最高，分別為22.03%、28.69%、25.09%，均以高密度型綠化帶（郁閉度≥0.55）效果較好；在近路基處栽植楊樹（Populus L.）或槐樹（Sophora japonica Linn.），且喬木種長勢高大并伴有較密的灌草結構，能增強綠化帶的滯塵效應。

公路綠化帶；滯塵效應；林帶特征因子

道路上交通行駛中的車輛排放大量有害氣體的同時，還會因機動車車輛遺撒、車輪車身攜帶泥塊、沙塵；路面老化破損；機動車輪胎或其他零部件的老化和磨損；生物碎屑及殘骸；道路施工和建筑施工揚塵等引起交通揚塵。這些粉塵不僅會沉積在人的呼吸系統，危害人體健康，直接影響人們的生活質量，而且是光化學反應的催化劑，還會對云核的形成、太陽光及紅外線的吸收、散射及氣候變化等產生影響，引起地球氣候變暖、酸雨形成等，此外交通營運揚塵中富含 Fe、Cr、Cd、Zn、Cu、Pb等重金屬顆粒（Ogunsola et al.，1994；Whiteley et al.，2003；Lu et al.，2008a；Shi et al.，2008；王丹丹等，2012）是路域環境重金屬污染等重大環境問題產生的根源。

公路綠化帶可相對減少空氣中的含塵量起到凈化空氣的目的，其滯塵功能是公路綠化帶的主要生態環境效應之一。眾多學者常通過磁效應對交通揚塵中磁性顆粒物的研究分析粉塵的空間分布和植物的滯塵效應（Matzka et al.，1999；Moreno et al.，2003；Mahera et al.，2008；Lu et al.，2008b；Wonnyon et al.，2009；Mitchell et al.，2009），也有通過比較不同樹種的單葉表面形態測定其滯塵量的大小（柴一新等，2002；陳瑋等，2003；馮朝陽等，2007；王會霞等，2010；李生宇等，2012；劉璐等，2013；王會霞等，2015），從而評價樹木滯塵能力。綠化帶不同的結構類型決定了其不同的滯塵效應，據測定，由機動車產生的大氣揚塵在經過路邊綠化帶的阻擋吸附后，濃度呈現出明顯的下降趨勢，其中靠近路邊的 10 m內去除效果尤為顯著（殷杉等，2007），以喬木為主的復層結構綠地能夠最有效地增加單位綠地面積上的綠量，從而提高綠地的滯塵效益（張新獻等，1997）。

本研究采用便攜式噴粉機，選擇不同結構類型公路綠化帶為研究對象，通過設定不同的噴粉粒徑及噴粉速度對典型路段綠化帶進行噴粉作業，通過測定道路旁側及不同距離梯度綠化帶降塵量，研究公路綠化帶對粉塵的凈化效應。

1 研究對象和方法

1.1 研究對象概況

通過多年的綠化實踐，加上以往公路綠化的成果，山西省主要公路綠化帶形成了多種類型的結構類型，由于道路飄塵的特點，在距離道路20 m處降塵量已經很少，故針對公路綠化林的滯塵效應研究中，綠化帶結構類型劃分未考慮林帶寬度的因素，可分為4種類型，見表1。

表1 公路綠化帶結構類型及劃分依據Table 1 Roadside forest-belt structure types and the classification

1.2 公路綠化帶的典型路段選定及樣帶布設

根據現有公路綠化帶結構特征類型，選定 16條典型路段，在每個典型路段路側的綠化帶橫向布設樣帶。為保證代表性，要求典型路段遠離居民區和工業污染源，路段長度大于200 m。此外，選擇一段無綠化帶或兩年內新建幼林綠化帶，長度大于50 m的路段作為無綠化帶對照路段。

垂直于道路分別設置3條樣帶設為重復，根據綠化帶寬度確定樣帶寬度，使樣帶面積不少于 400 m2，同時保證樣帶內所包含的主要樹種的株數不少于30株，各典型路段概況見表2。對樣帶內樹木進行每木檢尺，測定主要樹種高度，按株數比例計算樹種組成，采用標準地對角線上樣點法測定郁閉度。

表2 公路綠化帶滯塵試驗典型路段概況表Table 2 Stand status of typical roadside tree-belt in Shanxi of dust-retaining

1.3 量化因子設定

本研究采用模擬試驗的方法，在識別量化因子基礎上，定量分析公路綠化帶對灰塵自然飄散的格局影響。道路灰塵的飄散不僅與機動車類型、車流量、車速等有關，而且與路面粉塵負荷、氣候條件等有關。本研究主要以噴粉粒徑及噴粉速度兩個因素作為量化因子，以不同的水平值進行模擬實驗。

不同粒徑的粉塵飄散規律不同，有研究表明，葉面塵與地表粉塵的粒徑主要集中于[10～50] μm區間，[2.5～10]和[50～100] μm區間的百分比次之，單從粒徑角度來看，葉面塵與地表灰塵主要成分為TSP（龐博等，2009）。因此本試驗分別選擇過100目、150目、200目及270目篩的黃土粉（粒徑分別為150、106、75、53 μm），模擬道路交通TSP。

風速、風向也是影響植株滯塵的重要因素。通過山西高等級公路實地測定已知在高速、國道及省道上車輛行駛過程中可致揚塵時的風速約為1.2～2.7 m·s-1，最大時瞬時風速可達3.1 m·s-1，考慮到本研究中試驗路段走向不一致性，因此試驗選擇在晴朗無風或風速小于1 m·s-1的天氣，采用華盛泰山-18AC型背負式噴霧噴粉機（山東華盛農業藥械股份有限公司）調節噴粉力度以及噴粉距離，使噴粉機噴粉速度在路沿處分別為 1、2、3、4 m·s-1，用稱重并編號的干凈塑料袋套在口徑一致、直徑為20 cm的塑料桶上作為“塵源收集裝置”，采用噴粉機進行噴粉作業，設置噴粉時間為20 min。本試驗共計16組處理，重復3次，見表3。

表3 道路灰塵飄散試驗方案Table 3 Testing program of TSP spraying

1.4 塵源樣品的采集與處理

試驗于植物生長茂盛季的 6─8月進行，大雨過后的當日或第二日分別在無綠化路段及綠化帶路段的樣帶內，按離開路沿的距離設置距離梯度調查樣點，距離梯度為0、2、5、10、15、20 m，將塵源收集裝置編號后放置在各調查樣點收集大氣降塵。在實地測試的地點，在道路邊緣架設2m高的落灰架，采用噴粉機對林冠位置進行人工揚塵，在塵源降落后2 h將收集塵源的塑料袋迅速密封編號于自封袋中帶回實驗室稱重。

1.5 公路綠化帶滯塵效應指標

以TSP的凈化率（Dust Purifying Rate）表征綠化帶的滯塵作用，凈化率越大，表示該點對TSP的凈化效應越大，計算公式為：

式中，PD是凈化率，Ms是路基處單位面積降塵質量（g·m-2），Mm是綠化帶不同距離梯度上單位面積的降塵質量（g·m-2）。

為客觀地反映綠化帶對TSP的凈化效應，本文進而提出“綠化帶凈滯塵率（Net Purifying Rate of Tree-belt）”和“梯度凈化率（Gradient Purifying Rate）”的概念。

綠化帶的滯塵總量為無綠化帶時隨距離增加而自然降塵減少的TSP質量與綠化帶阻擋、吸收的TSP質量之和。因此，綠化帶凈滯塵率表示為綠化帶不同距離梯度上單位面積的凈降塵質量（g·m-2），公式如下：

式中：PN是綠化帶凈滯塵率，Ms0是無綠化路段路基處單位面積降塵質量（g·m-2），Mm0是無綠化路段不同距離梯度上單位面積的降塵質量（g·m-2）。

梯度凈化率以單位距離上的 TSP減少量來表示，公式如下：

式中：Ra為梯度凈化率，r為距離點（m），Mr為距公路距離為 r點梯度上的降塵質量（g·m-2），Mr-1為Mr前一距離梯度的降塵質量（g·m-2）。

2 結果與分析

2.1 有無綠化帶路段路旁TSP飄散格局

便于比較分析，對所有綠化帶和無綠化路段的典型路段樣帶內各距離梯度降塵量實測值，分別計算平均值和標準差置于圖中，制成路旁TSP擴散格局分析圖，見圖1。

圖1 有綠化帶與無綠化帶路段路旁TSP飄散格局對比圖Fig. 1 Dispersion patterns of TSP with and without roadside tree-belt

由圖1可知，自路基處綠化帶即開始發揮顯著的滯塵效應，與無綠化帶路段相比，降塵在距道路5 m范圍內呈較快的遞減趨勢，從距道路 0 m處234.51 g·m-2降至 5 m 處 91.11 g·m-2，平均降低143.39 g·m-2，對TSP的凈化率均值達61.10%，凈滯塵率在 2 m處平均達到 19.10%，在 5 m達到22.95%；在路旁5～15 m范圍內TSP降低趨勢減緩，平均降低 69.44 g·m-2，對 TSP的凈化率均值達90.67%，凈滯塵率在10 m處為19.93%，在15 m為18.53%；在15～20 m范圍內，TSP降低趨勢更緩，平均降低13.31 g·m-2，凈化率均值達96.56%，最高值可達100%，20 m處凈滯塵率為9.83%。進一步對無綠化帶路段和有綠化帶路段各梯度上 TSP質量進行差異顯著性t檢驗，結果表明，兩者之間在P<0.001水平上差異極顯著。綠化帶對路旁TSP污染有明顯的防護效應。

2.2 不同結構類型綠化帶的滯塵效應

對4種結構類型的綠化帶典型路段樣帶各距離梯度降塵量以及凈滯塵率，計算平均值和標準差一并置于圖中，制成不同結構類型綠化帶路旁 TSP擴散格局分析圖，見圖2。進一步采用LSD法分析比較各結構類型綠化帶梯度凈化率差異性，結果見表4。

由圖2和表4可知，在路旁2 m處，高密度林帶表現出較高的滯塵效應，其中高密度型純林在 2 m處的凈化率均值為42.79%，TSP從235.68 g·m-2降為135.78 g·m-2，凈滯塵率為12.98%，高密度混交林的TSP從240.68 g·m-2降為140.02 g·m-2，TSP凈化率為41.73%，凈滯塵率為23.96%；4種類型綠化帶凈滯塵率在5～10 m處為最高，在路旁5 m處，4種類型綠化帶對TSP的凈化率均達到50%以上，純林高密度綠化帶與混交林高密度綠化帶相比差異不顯著（P=0.447），TSP凈化率均達到67%，TSP分別降至 77.20和 77.10 g·m-2，凈滯塵率分別為29.22%和29.72%，與其余兩種類型綠化帶差異顯著（P<0.001），而低密度的混交林綠化帶凈化率為54.56%，從220.93 g·m-2降至5 m處100.33 g·m-2，凈滯塵率為 16.40%，滯塵效果略高于凈化率為51.52%、凈滯塵率為 13.37%的純林綠化帶（從238.30 g·m-2降至 115.58 g·m-2），差異顯著（P<0.001）；路旁10和15 m處，4種類型的綠化帶表現差異顯著（P<0.001），凈化率、凈滯塵率均表現為混交林高密度>純林高密度型>混交林低密度型>純林低密度；到20 m處，不同結構類型的綠化帶對TSP的凈化率均達到了90%以上，其中純林高密度綠化帶與混交林高密度綠化帶相比差異不顯著（P=0.491），凈化率分別為98.76%和98.56%，凈滯塵率為11.16%和11.30%，TSP分別為5.33和4.74 g·m-2，與其余兩種類型綠化帶差異顯著（P<0.001），純林低密度型、混交林低密度型綠化帶20 m處TSP分別為14.04和10.48 g·m-2，凈滯塵率為7.62%和8.64%。

圖2 不同結構類型綠化帶路旁TSP飄散格局對比圖Fig. 2 Dispersion patterns of TSP with different structures of roadside tree-belts

表4 不同結構類型綠化帶滯塵梯度凈化率多重比較Table 4 TSP Gradient purifying rate with different structures of roadside tree-belts %

2.3 不同粒徑水平下綠化帶的滯塵效應

對4種粒徑水平下的綠化帶典型路段樣帶內各距離梯度降塵量和凈滯塵率，分別計算平均值和標準差置于圖中，制成不同粒徑水平下綠化帶路旁TSP擴散格局分析圖，見圖3。進一步采用LSD法分析比較各結構類型不同粒徑水平的綠化帶距離梯度凈化率差異性，結果見表5。

由圖3可以看出，粒徑不同，TSP飄散格局明顯不同，在路肩處即表現出P<0.001水平的顯著性差異。綜合所有綠化帶凈滯塵率，除粒徑為53 μm與粒徑為106 μm時差異不顯著（P=0.307），其余各粒徑水平兩兩之間綠化帶凈滯塵率在P<0.001水平差異顯著。在4種粒徑水平下，公路綠化帶均在2 m至15 m即表現出較高的滯塵效應，其中粒徑為53 μm時，綠化帶凈滯塵率在 5 m 處最高，為18.84%；粒徑為75 μm時，綠化帶在5 m處的凈滯塵率最高，為38.09%；粒徑為106 μm時，綠化帶凈滯塵率在15m處最高，為15.40%；粒徑為150 μm時，綠化帶凈滯塵率在15 m處最高，為24.94%。因此，TSP粒徑較小時（53、75 μm），綠化帶在2～5m的滯塵效應較高，可能是由于TSP粒徑較小時較易附著于近路邊植物的枝葉表面或是懸浮于空氣之中，而粒徑較大時（106、150 μm），綠化帶在5～15 m的滯塵效應較高。

圖3 不同粒徑水平綠化帶路旁TSP擴散格局分析圖Fig. 3 Dispersion patterns of TSP with different partical size

表5 4種結構類型綠化帶不同粒徑TSP梯度凈化率LSD多重比較Table 5 TSP Gradient purifying rate with different partical size %

由表5可以看出，在不同粒徑水平下4種綠化帶表現出明顯不同的梯度凈化率。其中，粒徑為53、75、106 μm時，純林高密度綠化帶和混交林高密度綠化帶差異不顯著（P=0.753，0.081，0.246），此兩種類型綠化帶和其余兩種皆在P<0.001水平差異顯著；粒徑為150 μm時，4種類型綠化帶在P<0.001水平差異顯著。

2.4 不同噴粉力度水平綠化帶的滯塵效應

對4種噴粉力度下的綠化帶典型路段樣帶內各距離梯度降塵量和凈滯塵率，分別計算平均值和標準差置于圖中，制成不同噴粉力度水平下綠化帶路旁TSP擴散格局分析圖，見圖4。進一步采用LSD法分析比較各結構類型不同噴粉力度水平的綠化帶梯度凈化率差異性，結果見表6。

對不同噴粉力度水平下綠化帶的凈滯塵率作差異顯著性t檢驗，結合圖3可以看出，當噴粉力度分別為1、2、3及4 m·s-1時，公路綠化帶對不同的噴粉力度的TSP凈滯塵率在P<0.001水平差異顯著。當噴粉力度為1 m·s-1時，凈滯塵率在15 m處最高，為16.50%；當噴粉力度為2、3、4 m·s-1時，凈滯塵率均在5 m處最高，分別為22.03%、28.69%、25.09%；因此，不同的瞬時風力條件，滯塵效應不同。

由表6可知，而在不同的噴粉力度水平下，不同類型綠化帶對TSP的梯度凈化率均表現為：低密度型綠化帶分別與高密度型綠化帶類型相比，差異顯著（P<0.001），純林低密度型綠化帶、混交林低密度型綠化帶均與其他 3種綠化帶差異顯著（P<0.001），高密度型綠化帶之間差異不顯著（P=0.450）。

圖4 不同噴粉力度綠化帶路旁TSP擴散格局分析圖Fig. 4 Dispersion patterns of TSP with different dusting dynamics

表6 4種結構類型綠化帶不同噴粉力度顆粒梯度凈化率LSD多重比較Tabe 6 TSP Gradient purifying rate with different dusting dynamics %

2.5 公路綠化帶特征因子對綠化帶滯塵效應的影響

由研究可知，在綠化帶10 m處的TSP凈化率即可達到75%以上，已可基本滿足綠化帶對TSP的凈化效應要求。因此，為進一步分析公路綠化帶的滯塵效應機理，以10 m處綠化帶對TSP的凈化率為因變量，根據公路綠化帶滯塵效應與綠化帶特征因子的相關關系，選出滯塵效應影響顯著的因子作為自變量，考慮到因子間可能存在的互作關系，并加入主要影響因子的乘積作自變量，建立多元回歸模型，通過逐步回歸法（Stepwise）進行多元回歸分析，結果見表7。

模型中涉及因子較多，采用逐步回歸的方法減少因子量，便于實際應用。表7所示，所有模型方程的決定系數R2均高于0.78，達極顯著水平，表示模型的擬合優度較高。模型1為基于顯著影響因子的綠化帶對 TSP凈化效應的線性方程模擬，R2>0.78，表示綠化帶的郁閉度和灌草結構對于TSP凈化效應最為重要；模型2～3表明主要特征因子以及因子之間的互作對綠化帶的滯塵有較大的貢獻作用，擬合模型R2>0.89。

3 結論

（1）公路綠化帶對空氣中的TSP有顯著的凈化效應，明顯改變了道路TSP的擴散格局。自路基處在距道路5 m范圍內綠化帶即開始發揮顯著的滯塵效應，對TSP的凈化率均值達61.10%，凈滯塵率為最高，達22.95%；在路旁5～15 m范圍內TSP質量降低趨勢減緩；在15～20 m范圍內，TSP降低趨勢更緩，凈滯塵率在5～15 m逐漸減弱，在20 m凈滯塵率均值為9.83%，TSP凈化率均值達96.56%，最高可達100%。

表7 綠化帶滯塵效應多元回歸模型Table 7 Simulation equations of TSP -retaining with tree-belt

（2）公路綠化帶的結構不同，滯塵效果也不同。綠化帶寬度15 m對TSP的凈化率即可達到85%以上，即可滿足除塵的要求。高密度型綠化帶（郁閉度≥0.55）對TSP表現出非常顯著的凈化效應，在5 m處凈滯塵率可達29%以上。TSP粒徑大小不同，綠化帶的滯塵效應也不同，TSP粒徑為53、75 μm時，綠化帶在5 m的凈滯塵率最高，分別為18.81%和38.09%，而粒徑為106、150 μm時，綠化帶在15 m的凈滯塵率最高，分別為15.40%和24.94%，尤以高密度型綠化帶較好。不同的瞬時風力條件對綠化帶的滯塵效應也有影響，當瞬時風力為小風（1 m·s-1）時，凈滯塵率在15 m處最高，為16.50%；當瞬時風力為微風（2、3、4 m·s-1）時，凈滯塵率均在5 m處最高，分別為22.03%、28.69%、25.09%，以高密度型綠化帶效果較好。

（3）綠化帶的滯塵效應受林帶的多種特征因子綜合影響，以綠化地郁閉度、密度、平均枝下高、冠幅、灌草結構、首行樹種類型影響最為顯著，而因子之間互作作用對綠化帶的滯塵有較大的貢獻作用。樹種不同，綠化帶的滯塵效應不同，因此在近路基處栽植楊樹或槐樹，且喬木種長勢高大并伴有較密的灌草，能增強綠化帶的滯塵效應。

LU S G, Bai S Q, Fu L X. 2008a. Magnetic Properties as Indicators of Cu and Zn Contamination in Soils [J]. Pedosphere, 18(4): 479-485.

LU S G, Zheng Y W, Bai S Q. 2008b. A HRTEM/EDX approach to identification of the source of dust particles on urban tree leaves [J]. Atmospheric Environment, 42(26): 6431-6441.

MAHERA B A, MOORE C, MATZKA J. 2008. Spatial variation in vehicle-derived metal pollution identified by magnetic and elemental analysis of roadside tree leaves [J]. Atmospheric Environment, 42(2): 364-373.

MATZKA J, MAHER B A. 1999. Magnetic biomonitoring of roadside tree leaves: identification of spatial and temporal variations in vehicle-derived particulates [J]. Atmospheric Environment, 33(28): 4565-4569.

MITCHELL R, MAHER B A. 2009. Evaluation and application of biomagnetic monitoring of traffic-derived particulate pollution [J]. Atmospheric Environment, 43(13): 2095-2103.

MORENO E, SAGNOTTI L, DINARèS-TURELL J, et al. 2003. Biomonitoring of traffic air pollution in Rome using magnetic properties of tree leaves [J]. Atmospheric Environment, 37(21): 2967-2977.

OGUNSOLA O J, OLUWOLE A F, ASUBIOJo O I, et al. 1994. Traffic pollution: preliminary elemental characterisation of roadside dust in Lagos,Nigeria [J]. The Science of the Total Environment, 146-147: 175-184.

SHI G T, CHEN Z L, XU S Y, et al. 2008. Potentially toxic metal contamination of urban soils and roadside dust in Shanghai, China [J]. Environmental Pollution, 156(2): 251-260.

WHITELEY J D, MURRAY F. 2003. Anthropogenic platinum group element (Pt, Pd and Rh) concentrations in road dusts and roadside soils from Perth, Western Australia [J].The Science of the Total Environment, 317(1-3): 121-135.

WONNYON K, SEONG-JAE D, YONGJAE Y. 2009. Anthropogenic contribution of magnetic particulates in urban roadside dust [J]. Atmospheric Environment, 43(19): 3137-3144.

柴一新, 祝寧, 韓煥金. 2002. 城市綠化樹種的滯塵效應——以哈爾濱市為例[J]. 應用生態學報, 13(9): 1121-1126.

陳瑋, 何興元, 張粵, 等. 2003. 東北地區城市針葉樹冬季滯塵效應研究[J]. 應用生態學報, 14(12): 2113-2116.

馮朝陽, 高吉喜, 田美榮, 等. 2007. 京西門頭溝區自然植被滯塵能力及效益研究[J]. 環境科學研究, 20(5): 155-159.

李生宇, 谷峰, 邱永志, 等. 2012. 塔克拉瑪干沙漠腹地 10種灌木光合器官的滯塵能力評價[J]. 干旱區研究, 29(6): 1022-1031.

劉璐, 管東生, 陳永勤. 2013. 廣州市常見行道樹種葉片表面形態與滯塵能力[J]. 生態學報, 33(8): 2604-2614.

龐博, 張銀龍, 王丹. 2009. 城市不同功能區內葉面塵與地表灰塵的粒徑和重金屬特征[J]. 生態環境學報, 18(4): 1312-1317.

王丹丹, 孫峰, 周春玲, 等. 2012. 城市道路植物圓柏葉片重金屬含量及其與滯塵的關系[J]. 生態環境學報, 21(5): 947-951.

王會霞, 石輝, 李秧秧. 2010. 城市綠化植物葉片表面特征對滯塵能力的影響[J]. 應用生態學報, 21(12): 3077-3082.

王會霞, 石輝, 王彥輝. 2015. 典型天氣下植物葉面滯塵動態變化[J]. 生態學報, 35(6): 1696-1705.

殷杉, 蔡靜萍, 陳麗萍, 等. 2007. 交通綠化帶植物配置對空氣顆粒物的凈化效益[J]. 生態學報, 27(11): 4590-4595.

張新獻, 古潤澤, 陳自新, 等. 1997. 北京城市居住區綠地的滯塵效益[J].北京林業大學學報, 19(4): 12-17.

Dust-retaining Effects of Roadside Tree-belt on TSP Pollution of Roadside

WANG Hui1, GUO Jinping2*, ZHANG Yunxiang1
1. College of Forestry, Shanxi Agricultural University, Taigu 030801, China; 2. College of Urban and Rural Construction, Shanxi Agricultural University, Taigu 030801, China

Road traffic TSP not only threatens human health, but causes environmental pollution. Some typical roadside tree-belts were selected and classified for this study in Shanxi province, TSP pollution of roadside simulated by loess powder with particle size were 150, 106, 75 and 53 μm respectively, powder spraying by manual operations via gallus power sprayer with powder spraying speed were 1, 2, 3 and 4 m·s-1respectively at subgrade, dust sampling points was set in roadside tree-belts distance away from the roads by 0, 2, 5, 10, 15, 20 m on the ground, the dispersion patterns of TSP with or without tree-belts were studied, and dust-retaining effect of tree-belts on TSP pollution with different particle size, different instantaneous wind condition and different stand types were analyzed. Based on significant impact factors and interactions, multiple regression models on dust-retaining effects of roadside tree-belt and stand characteristic factors were set up using stepwise. The results showed: Roadside tree-belts have obvious dust-retaining effects that changed the dispersion patterns of road traffic TSP, in this study, away from the roads of 5 m the net purifying rate of tree-belt was 22.95% on average, and dust-retaining rate of 61.10%, then declined with net purifying rate of tree-belt of 9.83% at 20 m, with dust-retaining rate of 96.56%; dust-retaining effects varies from particle size and instantaneous wind condition, net purifying rate of tree-belt was highest at 5 m with particle size were 53 and 75 μm or with instantaneous wind condition were 2, 3, 4 m·s-1, the value were 18.81%, 38.09%, 22.03%, 28.69% and 25.09% respectively; net purifying rate of tree-belt was highest at 15 m with particle size were 106 and 150 μm or with instantaneous wind condition was 1 m·s-1, the value were 15.40%, 24.94% and 16.50% respectively; high density tree-belt with a canopy density≥0.55 have better effect on dust-retaining, the dust-retaining effects of roadside tree-belt could be improved by complex structure with taller trees plus shrubs and grass, Populus L. and Sophora japonica Linn. planted at subgrade would be better.

roadside tree-belt; dust-retaining effect; characteristic factor

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.09.009

X173；X51

A

1674-5906（2015）09-1478-08

王慧，郭晉平，張蕓香. 公路綠化帶滯塵效應研究[J]. 生態環境學報, 2015, 24(9): 1478-1485.

WANG Hui, GUO Jinping, ZHANG Yunxiang. Dust-retaining Effects of Roadside Tree-belt on TSP Pollution of Roadside [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(9): 1478-1485.

山西省科技攻關項目（20100311015）；山西省林業廳科技支撐項目（G09-47）；山西農業大學科技創新基金項目（201303）；山西農業大學引進人才科研啟動經費

王慧（1985年生），女，講師，博士，研究方向為森林培育。E-mail: birdpink@163.com *通信作者：郭晉平，教授，博士生導師。E-mail: jinpguo@126.com

2015-07-22