城市綠地植物群落特征對亞微米顆粒物的影響

范舒欣,李逸倫,李 坤,張夢園,郝培堯,董 麗

北京林業大學園林學院,城鄉生態環境北京實驗室,國家花卉工程技術研究中心, 北京 100083

隨著城市化與工業化的迅猛發展,人類活動日益增多,交通運輸和城市建設排放的廢氣與粉塵等極大地增加了大氣環境中的顆粒物含量[1-3]。近年來,大氣顆粒物污染已成為制約許多城市健康發展的突出環境壓力之一[4]。以北京為例,2018年北京全年138d空氣質量未達標,占全年38%,重污染日15d。大氣顆粒物仍是北京的首要空氣污染物[5]。空氣中顆粒物含量過高, 會造成霧霾天氣, 降低大氣能見度[6-7]。甚至引發光化學煙霧, 加劇局地熱島效應,進而引發一系列環境問題[8-9]。許多流行病學研究發現,長期暴露于空氣顆粒物污染環境可能罹患心、肺血管和呼吸道疾病[10-12]。因此,從可持續發展的角度,探尋長久可行、經濟有效的空氣顆粒物污染治理手段已成為全球性熱點問題。

近年來,大量研究證實,植物可以通過自身的阻擋、吸收與滯納等作用影響空氣中顆粒物的水平與分布[13-14]。個體植物經過組合形成群落,充足的枝葉能夠滯納與吸收更多不同粒徑的顆粒物,復雜的群落冠層也可改變氣流運動的速度與方向,促進顆粒物的沉降或擴散衰減[15-16]。城市綠地中,植物群落是能夠有效發揮顆粒物減滯功能的基本單位。不同植物群落具有各異的構成類型與層次結構。目前,多數學者認為,相對于單型群落,混交群落減滯顆粒物的效果更佳[17-19]。以喬木為主的復層群落的調節效果明顯強于其他類型[20-21]。此外,有研究發現,植物群落的郁閉度、葉面積指數越大,減滯顆粒物的效果越好[22-23]。但某些情況下,稠密植被會抑制近地面的空氣交換,反而不利于顆粒物的擴散衰減[24]。因此,隨著定量研究的不斷深入,逐漸有研究開始探討群落冠層對空氣顆粒物的影響是否存在閾值[25-26]。但目前,相關領域并沒有足夠的成果積累,可用于指導城市綠地植物群落營建的關鍵閾值尚不明確。

不僅如此,空氣中的顆粒物,按其空氣動力學等效直徑的大小,一般被分為可吸入顆粒物(PM10,粒徑< 10.0μm)、細顆粒物(PM2.5,粒徑< 2.5μm)和亞微米顆粒物(PM1,粒徑<1.0μm)等。粒徑較大的顆粒物容易受到障礙物的直接攔截或重力作用發生沉積。小粒徑顆粒物則更依賴于布朗運動撞擊和向外擴散來實現濃度衰減[27-28]。近年來,大氣顆粒物研究主要集中在 PM10和PM2.5上。隨著環境監測技術的不斷發展,亞微米級顆粒物正日益引起人們的關注。研究表明,空氣顆粒物大部分的二次化學轉化都發生在1μm以下的粒徑段內, 且0.1—1μm粒子濃度較高時,其強親水性和產生的消光效應是導致大氣能見度快速下降的主要原因[29-30]。同時,由于亞微米顆粒物比表面積更大,極易吸附病原體和有毒有害物質進入人體造成危害[31]。目前,有關亞微米顆粒物的研究尚在起步階段,一般集中在其化學組成與形成機制方面。針對綠地調節亞微米級顆粒物的研究幾乎空白,鮮有報道。

考慮到上述問題,為定量解析高度異質化的城市環境中,綠地植物群落對亞微米顆粒物(PM1)的調節機制及其影響因子,本研究基于實地測量,重點探究以下幾個問題：(1)不同植物群落類型內部PM1顆粒物的水平特征;(2)PM1顆粒物濃度對群落冠層結構特征的響應,以及是否存在關鍵閾值？研究結果將為未來基于改善城市空氣污染的城市綠地規劃設計提供理論指導。

1 研究方法

1.1 研究區概況

北京(39°56′N, 116°20′E)位于華北平原西北部,四季分明,春秋短暫,夏季高溫多雨,冬季寒冷干燥,屬暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候。以2018年北京市氣象統計數據為例,全年平均氣溫為11.9℃,年平均降雨量為575.5mm[32],雨量集中在夏季。夏季時主要風向為東北與東南風,冬季相反。2018年全年,PM2.5平均濃度51μg/m3,PM10年平均濃度值78μg/m3,分別超過國家標準46%和11%[3]。

城市居住區擁有高度異質化的內部環境和復雜的下墊面格局,是城市環境的“縮影”,因而十分適合開展局地與小尺度研究。基于前期實地踏查,本研究選定北京朝陽區望京花園(WJHY：40°0′N,116°28′ E),秀園(XY：39°59′N,116°24′E)、水碓子(SDZ：39°55′N,116°28′E)與和平家園(HPJY：39°57′N,116°25′E)4個居住區作為研究樣地,開展實地監測。4個居住區樣地均勻分布在朝陽區西北部,彼此間平均相距6.58km,周圍無大型綠地,處在相似的城市背景氣象條件下。所選各居住區樣地均被周邊城市街道圍合,內部地勢平坦,綠地覆蓋率在50%左右,能夠覆蓋不同的群落特征梯度。4個樣本居住區的基本信息見表1。

表1 4個樣本居住區基本信息

1.2 群落樣地選擇

群落構成類型試驗開展于望京花園、秀園與水碓子居住區。在前期實地踏查中分別于3個樣本居住區的綠地內選定10m×10m的群落樣方各8個,共計24個。所選群落樣方覆蓋針闊-喬灌草、闊葉-喬灌草、針葉-喬灌草、針闊-喬草、闊葉-喬草、針葉-喬草、闊葉-灌草與針葉-灌草8種北京城市綠地中常見的群落類型。各群落樣方內不同生活型的植物混交且比例適中,所有植物均生長良好。各群落樣方中心距周邊建筑的距離均大于10m,以避免其對測量結果的干擾。樣本群落信息見表2。

表2 類型試驗樣本群落基本信息

群落冠層結構試驗開展于和平家園居住區。前期實地踏查中,于樣本居住區綠地內選定15m×15m,冠層結構具有一定的變化梯度的群落樣方9個。所選群落樣方全部為喬灌草復層結構,內部不同生活型的植物混交且比例適中,所有植物均生長良好。各群落樣方中心距周邊建筑的距離均大于10m,以避免其對測量結果的干擾。樣本群落的基本信息詳見表3。4個樣本居住區和33個群落樣方的位置如圖1所示。

表3 冠層試驗樣本群落基本信息

圖1 4個樣本居住區和33個群落樣方的位置分布示意圖

1.3 亞微米顆粒物水平測定

空氣顆粒物水平的測定統一在晴朗無風無重霾(風速≤2m/s、避開中度及以上污染天氣)且基礎天氣條件(氣溫、濕度與空氣質量)相近的連續觀測日進行。每個觀測日的觀測時間統一為8:00—18:00,每2h測定一輪,共6個標準時刻。采用雙程路線移動監測法,以此來降低移動監測過程中,時間變化對測定結果的潛在干擾。

群落的構成類型實驗開展于2015年8月9—11日和14—16日(夏季),共進行兩組6d。每3個連續實驗日被視為一個完整的監測期。第一組實驗日測定時始終以正序路線完成所有測定,第二組為倒序。各時段同一測點的往返數據進行算數平均后代表該時段觀測值。群落的冠層結構實驗開展于2015年7月1—2日,7—8日,11—12日(夏季),共進行三組6d的測量。每兩個連續實驗日被視為一個完整的監測期,第一天始終以正序路線完成所有測定,第二天則為倒序。各時段同一測點的往返數據進行算數平均后代表該時段觀測值。PM1濃度的測定借助Dustmate手持式空氣顆粒物監測儀。于測點位置每間隔1min記錄一組PM1濃度,重復讀取6次,均值代表各點PM1濃度的該時刻水平。本研究中,所有測點位置統一設置在各群落樣方的中心位置處,觀測高度始終距地面1.2m。移動監測過程中,每個測點的停留時間約為6—7min,測點間快速移動時間約1min,每輪每個測點的監測時間均被嚴格同步記錄。

1.4 群落類型與冠層特征測定

群落樣方的構成類型通過實地調查群落構成樹種與層次結構獲得。每個群落內部如圖2所示位置設置測量點,在各測量點距地1.5m高度處假設儀器以測定各群落冠層參數。測定統一于均勻的陰天(無強烈的太陽直射)開展。測點均值代表被測群落的郁閉度(CD)、疏透度(CP)、葉面積指數(LAI)及天空可視因子(SVF)。

圖2 群落樣方冠層郁閉度、葉面積指數與天空可視因子測點布置示意圖

CD測定,利用單反相機垂直向上(天空)拍照,照片導入Photoshop軟件處理,郁閉度即為各群落冠層橫斷面在水平方向所占的像素比例。

CP測定,利用單反相機垂直向中心方向拍照,照片導入Photoshop軟件處理,疏透度即為群落冠層縱斷面透光空隙在垂直方向所占的像素比例。

LAI測定,借助LAI-2200冠層分析儀直接測定,必要時探頭上加裝帶有一定角度的遮光鏡蓋,避免障礙物干擾。

SVF測點,使用攜帶魚眼鏡頭的全畫幅單反相機垂直向上(天空)拍照,魚眼照片經Photoshop軟件初步處理后,導入Rayman軟件計算天空可視因子,示例見圖3。

圖3 夏季群落樣方天空可視因子示例

基于以上,9個選定樣本群落冠層結構參數的測定結果如表4所示：

表4 樣本群落冠層結構參數

1.5 數據分析

在每個觀測日,6個時刻觀測值的算數平均數代表日平均水平。本研究使用單因素方差分析與Duncan多重比較檢驗不同構成類型群落間日均PM1水平的差異,借助Person雙變量相關分析解析不同冠層結構指標與日均PM1濃度間的相互關系,兩者間的響應關系可視化借助非線性曲線擬合完成。所有統計分析均采用SPSS 22.0軟件,P<0.05視為具有統計學意義;非線性擬合借助Origin 9.1軟件。

2 結果與分析

2.1 不同類型植物群落的PM1濃度

如圖4所示,針闊-喬草型群落的日均PM1濃度最低,為(5.82±0.51)μg/m3,其次為闊葉-喬灌草型(6.13±0.58)μg/m3和闊葉-喬草型(6.31±0.56)μg/m3,針葉-灌草型的日均PM1濃度最高(7.16±0.34)μg/m3,高出最低值1.34 μg/m3。8種類型群落的日均PM1水平以針闊-喬草<闊葉-喬灌草<闊葉-喬草<針闊-喬灌草<針葉-喬草<針葉-喬灌草<闊葉-灌草<針葉-灌草的順序依次遞增。方差分析結果顯示,不同群落類型間不存在具有統計意義的顯著差異(P=0.092)。

圖4 不同群落類型的日平均PM1濃度水平

層次結構方面(圖5),日均PM1濃度的最低值出現在喬草型群落,為(6.25±0.40)μg/m3,其次為喬灌草型(6.42±0.28)μg/m3,灌草型最高(7.08±0.08)μg/m3。盡管8種群落類型間無顯著差異,但在復層結構方面,大類間存在顯著差異(P=0.027)。生活型構成方面,針闊混交型群落(6.45±0.63)μg/m3與闊葉混交型群落(6.48±0.46)μg/m3的日均PM1水平基本持平,而針葉混交型群落高于前兩者,為(6.82±0.29)μg/m3。三者之間相差不大,差異不顯著。

圖5 復層結構與構成類型的日平均PM1濃度水平比較

2.2 PM1濃度對群落冠層結構變化的響應

表5和表6分別顯示了各群落樣方的日均PM1濃度,以及各冠層結構指標與日均PM1濃度之間的Person相關系數。

表5 樣本群落日平均PM1濃度

表6 群落冠層結構特征與日平均PM1濃度之間的Person相關性

群落內日均PM1濃度同郁閉度之間不存在顯著的相關關系(P>0.05)。基于非線性擬合趨勢線(圖6與表7,擬合收斂,R2=0.801)顯示,造成這種無明顯相關的原因在于PM1濃度隨著郁閉度的增加先呈現明顯的下降趨勢,說明植被冠層對于PM1濃度的減滯有著明顯的積極作用。但當群落郁閉度超過一定范圍(75%左右)仍繼續增加時,過高的群落郁閉度容易導致小粒徑顆粒物在冠下積累,反而呈現隨之增加的態勢。75%為郁閉度調節PM1濃度的關鍵閾值,群落減滯PM1的強度隨此范圍內郁閉度的增加而迅速提升。

PM1日均水平同群落疏透度之間的相關關系未達到顯著水平(P>0.05)。由擬合趨勢線(圖6與表7,擬合收斂,R2=0.403)可以看出,疏透度因子與冠下PM1日均水平之間的擬合強度弱于郁閉度。隨著群落疏透度的增加,PM1濃度呈現先降低后升高的整體趨勢,關鍵拐點出現在55%左右。這說明,在安全閾值范圍內(低于55%)群落疏透度的增加有利于對PM1的吸滯,但當植物群落在水平方向的疏透度超過55%時,則不利于對亞微米顆粒物的減滯。

由表6,群落內日均PM1濃度與葉面積指數和天空可視因子間均不存在顯著相關關系(P>0.05)。同時,如圖6所示,日均PM1濃度與群落葉面積指數之間的擬合曲線呈“U”型趨勢,群落葉面積指數增加,群落內PM1濃度先降低后升高,拐點出現在2.30左右。日均PM1濃度與天空可視因子之間的擬合曲線呈“√”型趨勢,天空可視因子增大,日均PM1濃度先降低后升高,上升段的占比明顯大于下降段,谷值出現在0.18左右。但由于兩組非線性擬合在達到最大迭代數后都仍未能收斂(表7,R2分別為0.598和0.361),故該曲線僅可作為趨勢參考。推測當群落葉面積指數過高、天空可視因子過低時可能影響PM1的擴散衰減,但當情況反之時,其內部PM1濃度也會相應的較高。

圖6 PM1濃度同群落冠層特征參數的非線性擬合關系

表7 群落冠層結構特征與日均PM1濃度之間的非線性擬合

3 討論

植物群落對空氣顆粒物的調節是直接與間接作用相互復合的。一方面,亞微米級的細小氣溶膠顆粒可以被植物葉片上的氣孔、皮孔、粘液等結構直接吸收清除[13,33]。另一方面,大量研究表明,空氣溫、濕度、風速等與顆粒物因子彼此間存在著復雜的相互作用關系。特別是小粒徑顆粒物,其擴散與積聚對于微氣候因子的響應尤為敏感[34]。群落冠層結構對冠下微氣候與空氣流動的影響明顯,進而會間接影響冠下空氣顆粒物的水平與分布。

首先,不同構成類型的群落,因內部構成樹種的差異,使其對亞微米顆粒物的直接調節效果本身既是不同的。有研究發現,針葉樹更小更多的葉子和更復雜緊密的枝冠結構對空氣顆粒物的攔截與吸收效果顯著。甚至,松屬植物某些針葉樹種分泌的黏性汁液[35],可使被黏附的顆粒物很難再次進入到空氣中[36,18]。但也有研究發現一些針葉樹釋放的有機揮發物可以轉化為二次有機氣溶膠,進而形成PM2.5、PM1等細小顆粒物[37]。這可能是造成針闊混交型群落對PM1顆粒物的減滯效果與闊葉型混交群落基本持平,而又優于針葉型混交群落的主要原因。從生活型的角度來看,喬木是承擔空氣顆粒物凈化作用的主體[38-39]。擁有喬木層的群落總體枝葉量更大,能夠提供更多的氣孔和皮孔吸滯PM1顆粒物。因此,在本研究中,喬草型群落對PM1顆粒物的減滯效果優于喬灌草型群落。而灌草型的減滯效果總是最弱。其次,不同構成類型的群落具有不同的冠層特征,還會影響其對PM1顆粒物的間接調節效果。當群落內部葉量過于稀少時,不利于其對PM1顆粒物的攔截和吸收,但當群落的層次結構過于致密時又可能會阻礙PM1顆粒物隨著空氣流動的向外擴散。因此,既具有充足葉量,又能保持內部氣流通透的針闊-喬草型群落調節效果最好。這與Litschke和Kuttler[13]的研究發現基本一致。

本研究中,冠層結構由群落郁閉度、疏透度、葉面積指數與天空可視因子表征。郁閉度與天空可視因子反映群落冠層在垂直方向的致密度,影響群落內部與上層空氣的垂直交換;疏透度反映冠層在水平方向的孔隙度,影響著群落同其周圍的水平空氣交換;葉面積指數則反映群落整體葉面數量水平,決定了一個群落可以提供多少葉片攔截顆粒物。本研究中,PM1濃度對群落郁閉度、疏透度、葉面積指數與天空可視因子之間的雙變量相關分析均未達到顯著水平。但通過非線性回歸擬合發現,PM1濃度對群落冠層結構的響應較為復雜,整體呈現為存在臨界拐點的非線性關系。這可能是由于亞微米級顆粒物通常依靠擴散稀釋而衰減,植物群落冠層對其的調節作用主要依托于間接作用[40]。本研究中所有實驗日均為靜風或微風天氣,當群落冠層過于稀疏時,無法提供足夠的葉片攔截吸收PM1顆粒物。但當冠層結構過于致密時,不僅會阻礙亞微米顆粒物隨空氣湍流向大氣上層或水平擴散。還可能由于低溫、高濕的冠下條件,減弱亞微米粒子的布朗運動,使其吸濕凝聚而濃度增高[15,41]。Janh?ll[16]曾提到,植被屏障需要充分的致密,以提供一個大的沉積表面面積,但應保證其多孔性允許空氣滲透和顆粒物的向上擴散。這一觀點與本研究所得結果較為一致。但值得注意的是,本研究所嘗試的非線性擬合中,僅群落郁閉度與疏透度因子的擬合達到收斂,葉面積指數與天空可視因子的擬合曲線盡管也呈現出了拐點趨勢,但其擬合在達到最大迭代數后仍未能收斂。這可能與本研究樣本數量有限,未能提供更多數據代入運算有關。故而針對這兩個冠層結構參數,目前證據暫時無法給出可供參考的關鍵閾值,未來仍需要擴大樣本量,開展更為深入的研究。

目前,僅有極少數學者報道了群落冠層結構影響大粒徑空氣顆粒物水平的關鍵閾值。例如,陳小平等[42]對城市交通干道隔離綠化帶的研究發現當疏透度在10%—20%,郁閉度在75%—90%時,綠化帶對TSP的凈化效率較高。殷杉等[26]則認為植物群落凈化TSP的最佳郁閉度和疏透度分別為0.70—0.85和0.25—0.33。但針對細顆粒物,乃至亞微米顆粒物,相關研究幾乎空白。本研究中,郁閉度達到75%,疏透度在55%左右的植物群落對PM1顆粒物的減滯效率最為優秀。但很顯然,目前無論針對何種粒徑級別,關于冠層結構關鍵閾值的探討,仍迫切需要更多的研究數據予以支撐和驗證。

4 結論

在本研究中,城市綠地植物群落對亞微米顆粒物具有一定的減滯效果。8種常見群落類型中,針闊-喬草型群落減滯PM1顆粒物的能力最優,闊葉-喬灌草群落次之,針葉-灌草型群落最弱。但不同類型植物群落內部的PM1濃度差異并不顯著。植物群落的冠層結構同亞微米顆粒物間存在著明顯的非線性響應關系,部分指標存在關鍵的拐點閾值。郁閉度大于75%,疏透度小于55%的植物群落,其減滯PM1顆粒物的效果最佳。合理的群落構成與冠層結構配置能在一定程度上提高綠地對于亞微米顆粒物的調節作用,從而幫助緩解城市空氣污染,改善城市環境質量。

致謝：感謝北京林業大學園林學院李曉鵬、吳凡、曹鈺、郭加、韓晶等在試驗采樣工作中給予的幫助。