城市森林净化大气颗粒物污染作用研究进展*

谢丽宏黄芳芳甘先华温小莹黄钰辉

(1.广东省新丰江林业管理局，广东 河源 517527；2.广东省森林培育与保护利用重点实验室/广东省林业科学研究院，广东 广州 510520)

城市森林净化大气颗粒物污染作用研究进展*

谢丽宏1黄芳芳2甘先华2温小莹2黄钰辉2

(1.广东省新丰江林业管理局，广东 河源 517527；2.广东省森林培育与保护利用重点实验室/广东省林业科学研究院，广东 广州 510520)

粉尘颗粒物污染，尤其是PM2.5污染，是我国大气污染的主要问题。城市森林和绿地是城市生态系统中具有自净功能的重要组成部分，利用城市森林和绿地治理大气颗粒物污染受到越来越多的关注，并具有良好的应用前景。文章概述我国粉尘颗粒物污染状况，并总结了植物净化大气污染研究概况，从4个角度总结目前城市森林与PM2.5的关系研究，包括森林对颗粒物吸附机制、PM2.5对植物的危害影响、不同尺度下植被移除PM2.5的效果比较以及影响吸附过程的其他因素，提出了今后研究的可能发展方向，包括扩大研究树种的范围、针对研究不同树种特异性吸附偏好及加强各尺度研究的结合等，以更有效地应用城市森林进行大气污染修复。

PM2.5；大气污染；大气颗粒物；城市森林；净化；树种

随着我国经济的快速发展，城市化、工业化进程不断加快，以资源消耗为主的粗放型经济增长方式带来高强度污染排放，我国各地特别是东部经济发达地区环境问题集中爆发，大气污染呈现出煤烟型与机动车污染共存的复合污染，颗粒物为主要污染物，雾霾和光化学烟雾事件频繁发生、NO2浓度居高不下，酸沉降转变为硫酸型和硝酸型的复合污染，区域性的二次性大气污染愈加明显，大气污染问题非常突出[1]。从源头减少污染物的排放量是目前控制大气污染的主要手段，包括物理手段（如利用静电除尘和袋式除尘技术治理粉尘颗粒物污染）和化学手段（如利用脱硫脱硝技术减少SO2和NO2污染）。尽管这些手段能降低废气中的大气污染物含量，但也存在不少缺点，如投入成本高、容易造成二次污染等，且这些手段并不适用于已受污染的大气。与传统的源头治理手段相比，植物修复（phytoremediation）以太阳能为动力，利用植物的同化或超同化功能净化污染大气，是一种经济、有效、非破坏型的大气污 染修复方式，并具有成本低、操作简便等特点，是易被社会公众和政府管理机构接受的有潜力的修复工程技术[2-3]。此外，大气污染物是伴随人类活动而产生的，而这些人类活动又是必须进行的，要从源头上消除各类大气污染物的产生是不切实际的，尤其不符合我国目前的国情。因此，利用城市森林进行植物修复、控制大气污染对于发展中国家而言尤为重要。

1 粉尘颗粒物污染现状及危害

粉尘颗粒物污染是我国大气污染的主要问题。一般按颗粒污染物的空气动力学等效粒径将其分为总悬浮颗粒物TSP（粒径≤ 100 μm）、粗颗粒物PM10（2.5＜ 粒径≤ 10.0 μm）、细颗粒物PM2.5（1＜ 粒径≤ 2.5 μm）及超细颗粒物 PM1（≤1 μm）等类型[4]。颗粒物主要组成成分是硫酸盐、硝酸盐、氨、氯化钠、黑碳、矿物粉尘和水，包括悬浮在空气中的有机和无机物的固体和液体复杂混合物。据20 15年国家环保部发布的环境统计公报显示，全国废气中烟（粉）尘排放量为1 538.0万t，其中工业烟（粉）尘排放量为1 232.6万t、城镇生活烟尘排放量为249.7万t、机动车烟（粉）尘排放量为55.5万t[5]。可见，工业排放是粉尘颗粒物的主要来源。世界卫生组织指出，粉尘颗粒物对人体健康的影响要大于其他任何污染物。其中对人体健康损害最大的是直径10 μm或更小的颗粒物（≤PM10），这类颗粒物能渗透并深度嵌入肺部，长期暴露于这些颗粒物中可能导致人们罹患心血管和呼吸道疾病。尤其是PM2.5中常含有高毒性的多环芳烃（PAHs）、二噁英（PCDD/Fs）、多氯联苯（PCBs）和重金属，对人体危害性更大[4]。同时，PM2.5因其粒径小、质量小，在大气中的滞留时间长，是雾霾天气形成的最主要因素[6]。

根据我国《环境空气质量标准（GB 3095—2012）》规定，Ⅰ级标准中PM10的年平均浓度应不超过40 μg/m3，Ⅱ级标准不超过70 μg/m3；Ⅰ级标准中PM2.5的年平均浓度应不超过15 μg/m3，Ⅱ级标准不超过35 μg/m[7]。2015年中国环境状况公报显示，PM10年均浓度范围为24～357 μg/m3，平均为87 μg/m3（超过Ⅱ级标准24%），达标城市比例为34.6%，未达标城市中有5%的城市PM10年均值高于150 μg/m3；PM2.5年均浓度范围为11～125 μg/m3，平均为50 μg/m3（超过国家Ⅱ级标准30%），达标城市比例仅为22.5%，有13.3%的城市年均值超过70 μg/m3，而仅有0.6%的城市达到国家Ⅰ级标准[8]。PM2.5污染也是目前我国大气颗粒物污染中最严重、最受公众关注的问题。

需要指出的是，我国目前对PM10和PM2.5浓度限值执行标准为世界卫生组织《空气质量准则》中的过渡时期目标-1，即最低标准，该目标与准则值PM10年均值20 μg/m3、PM2.5年均值10 μg/m3相比，仍然存在较大差距，可见我国治理大气颗粒物污染的任务仍非常艰巨。

2 植物对大气污染的净化作用

城市森林是城市生态系统中具有自净功能的重要组成部分，在保护人体健康、调节生态平衡、改善环境质量和美化城市景观起着重要作用。利用城市森林对大气污染进行修复受到越来越多的关注。研究表明，绿色植物在近地表大气污染物的清除中起着主要作用[9-10]。除具有成本低、环保、美化环境等优点外，还具有良好的经济效益。研究表明，北京市森林植被每年吸收二氧化硫物、氟化物、滞尘、杀菌、减噪的价值分别为351万元、22万元、455万元、362万元、37亿元、24亿元，净化环境的总价值高达61亿元[11]；Nowak等人[12]对美国连片的城市森林进行模拟研究发现，城市植被的大气污染物年清除总量达71.1万t，经济效益达38亿美元。可见，利用植物修复治理大气污染具有良好的发展前景。

植物能否有效地修复大气污染物和净化大气环境，受到如气象学因素、空气动力学因素、大气颗粒浓度水平等诸多因素影响和限制。对于植物体本身而言，其生长阶段、形态特性和生理生态特性均可能对修复净化大气污染物的能力产生影响。研究显示，植物对大气污染物的净化作用具有特异性，即不同的植物种类之间的污染物吸收种类和吸收量存在一定差异[13-19]。因此，研究不同城市森林植物物种对大气悬浮污染物的净化特性，筛选对污染物耐受性强、去除率高、生物量大的种类，有助于构建具有不同净化目的的生态型功能植物组合，从而有效利用植物修复这一新型手段进行大气污染治理，对城市园林绿化、环境规划和生态环境建设具有直接的指导意义和应用价值。

3 植被与PM2.5的关系

3.1 植被吸附PM2.5的作用过程及分子机制

PM2.5粒径小，难以靠自身重力进行沉降，因此湍流是PM2.5最主要的干沉降方式。植被移除PM2.5的方式主要包括直接和间接两种[14]。直接方式主要指植物的叶片、枝干等暴露于大气中的器官结构对PM2.5的截留和吸收作用，包括滞留、附着和粘附等方式[20]。首先植物冠层对气流进行阻挡，降低局部风速，使得空气中携带的颗粒物下沉至叶片表面，同时枝叶间较强的湍流作用使得颗粒物与枝叶之间碰撞接触几率增加，从而增加其沉降速率[21]；其次，植物叶片和树皮粗糙的表面结构，如沟槽状组织、纤毛、蜡质层等，能够截取和固定颗粒物，使其嵌入枝叶表面，沉积效果比较稳定[22]；植物叶片表面的分泌物还可以粘附颗粒物，粘附滞尘的效果最稳定，一般不易被雨水冲刷。间接方式主要指植被营造适宜PM2.5沉降的环境[23]。植被通过冠层遮阴作用和树木蒸腾作用，降低大气温度，调节局部小气候，增大空气相对湿度，通过改变颗粒物的黏度和质量，缩短其悬浮于大气中的时间，从而加快沉降过程。此外，降低空气温度还能有效抑制颗粒物的化学反应活动，减少次级污染物的产生。

PM2.5成分复杂，富集多种重金属元素和有害物质，而植物通过吸附PM2.5而吸附这些物质。叶片上的PM2.5化学物质的转移主要体现为微量元素、重金属、PAHs、盐类离子和其他一些组分的转移。这些物质主要通过亲水性通道进入细胞内，或通过亲脂性通道富集在角质层或表皮蜡质层[24]。亲水性通道包括两种方式，一是颗粒物中的化学物质通过氧化、风化等反应形成混合物，然后通过气孔进入质外体；二是水溶性离子通过角质层或气孔直接进入质外体。这些物质进入细胞后会参与植物体的新陈代谢或富集在某些部位[25]。

植物吸收颗粒物后会引起代谢过程中相关基因表达的变化。例如，季静等[26]研究了玉米（Zea mays）吸收PM2.5等细微颗粒物的分子机制，在对植物体吸收空气中的氮氧化合物后对其相关代谢途径及基因表达的研究中发现，相比于亲本，杂交F1代有6个基因在吸收氮氧化合物后相关代谢途径上调，阐明了PM2.5颗粒物进入植物体后影响基因表达的可能途径。

3.2 PM2.5对植被的影响

3.2.1 沉积颗粒物的再释放过程植物对PM2.5的滞留能力有一定极限，这与植物滞尘能力及大气颗粒物浓度相关。当超过植物滞尘极限时，滞尘效果会出现下降。一般而言，大部分吸附在植物枝叶表面的颗粒物都是通过滞留的方式，相比于附着和粘附，该方式的滞尘效果最不稳定，当遇风速较大的天气，这些颗粒物便很可能重新悬浮返回大气当中。而另一方面，降水过程则有助于冲刷滞留在叶片表面的颗粒物进而进入土壤，一部分颗粒物可能被植物体吸收并参与生长活动。因此，植物吸附颗粒物具有可塑性，即反复经历吸附—冲刷释放—再吸附的过程。不同植物的最大滞尘量会因形态和叶片特性差异、气象状况差异而有所不同。例如，研究发现榕属植物在自然状态下20 d左右达到滞尘极限[27]，大叶黄杨（Buxus megistophylla）叶片约15 d达到饱和滞尘量[28]。

3.2.2 颗粒物对植物体的危害由于PM2.5中含有大量重金属元素和有害物质，当这些颗粒长时间滞留在叶片表面或吸收至植物体内超过阈值时，便很可能对植物体造成危害。例如，过多的沉积颗粒物会引起气孔阻塞、光合作用能力下降等现象，进而影响植物的正常生长。PM2.5对植物的损伤主要体现在失绿和坏死[23]。失绿指植物绿色部分的退化，是植物对大气颗粒物污染最普遍的反应，体现在叶片叶绿素含量下降，光合作用强度下降。坏死是颗粒物对植物体进一步的危害，指的是植物体生理机能降低甚至消失的现象。物理表现为气孔堵塞，气体交换受阻；化学表现为植物体内酶类受到不同程度的破坏，累积的重金属破坏正常生理代谢，阻碍生长发育并加速植物体衰老。

3.3 不同尺度下不同植被移除PM2.5的效果比较

针对不同的林分组成、树种和叶片结构特性开展移除PM2.5的效果比较研究，是利用植物进行大气污染修复的前提和基础。目前对PM2.5的研究主要集中于对其本身的分布特征、组成特征、来源及危害等方面，而对植被移除PM2.5的种间差异研究相对较少。

森林植被对PM2.5的作用研究主要以滞尘量为监测指标，从3个不同层次来开展：一是林分尺度（大尺度），比较不同类型森林和不同林分组合（如乔灌草不同组合）之间的颗粒物吸附能力差异；二是树种尺度（中尺度），比较不同树种之间的吸附能力差异，研究中常见的树种以城市道路绿化树种居多；三是叶片尺度（微观尺度），比较具有不同结构特性叶片的吸附能力差异，这是由于叶片是植物吸附颗粒物的主要器官，这类研究以电镜观察和重量法测定为主要研究手段。

3.3.1 林分尺度 森林、绿地的类型和结构显著影响大气颗粒物的浓度和扩散。高大乔木除具有茂密的林冠层和较大的叶面积外，还能够产生更多的湍流，因此乔木层比灌草层植被具有更强的拦截气态污染物和颗粒物的能力，众多研究也得出森林具有良好滞尘作用的结论[29-30]。例如，阮氏清草[31]对5种常见的城市森林种类（阔叶林、针阔混交林、灌木林、针叶林、草地）进行研究，发现5种植被类型对PM2.5的年均悬浮效率为针叶林＞混交林＞阔叶林＞灌木林＞草地。此外，复合林分类型如乔—灌型、灌—草型、乔—灌—草型和乔—草型的绿地削减颗粒物的能力要大于结构单一、绿量较少的绿地，其中乔—灌—草型垂直结构绿地滞尘效果最佳[32-34]，是较为理想的城市绿地类型。矮小的乔灌层植物尽管控制空气中的悬浮颗粒能力有限，却能有效降低灰尘降落地面后再次扬起的可能性[9]，这可能是具有复杂结构的复合林分比单一结构林分滞尘量更高的主要原因。研究还发现，针叶树具有更密集更细的叶子和更复杂的枝茎结构，因此比阔叶树具有更强的滞尘能力[15,35-36]。

绿地净化大气颗粒物的作用受绿地本身结构等众多因素影响，如郁闭度、疏透度、冠层高度、株数密度、多样性等[37]。Liu等[38]对北京10种人工森林类型的吸附能力与森林结构的关系研究表明，树叶繁密的森林类型吸附空气颗粒物效率最高，PM2.5浓度指数与林冠密度、叶面积指数、平均胸径成正相关关系，与树木平均高度、森林面积、草本覆盖率和高度成负相关关系。有研究认为，绿地对大气颗粒物的净化效果与郁闭度呈正相关关系，与疏透度呈负相关关系，最佳郁闭度范围是0.70～0.85，最佳疏透度范围是0.25～0.33[39]。

目前林分尺度上的颗粒物消减效应研究以林内—林外（对照）、森林与污染源不同距离之间的对比研究为主要手段。

3.3.2 树种尺度 树种尺度上的研究着重比较不同树种对颗粒物的吸附能力差异。不同树种的形态特征、枝叶面积等存在很大的差异，以致对颗粒物的阻滞能力也可能存在较大差异。由于城市绿化通常以树种为选定标准，因此在树种尺度上研究植株颗粒物的滞留作用具有重要的实践意义。

王兵等[40]以北京植物园10种常绿植物（油松Pinus tabuliformis、雪松Cedrus deodara、侧柏Platycladus orientalis、红松Pinus koraiensis、白皮松Pinus bungeana、冷杉Abies fabri、铺地柏Juniperus procumbens、龙柏 Juniperus chinensis cv. kaizuka、紫矮杉Taxus wallichiana、粗榧Cephalotaxus sinensis）作为研究对象，测定植物叶片对空气悬浮颗粒物的吸附能力，结果表明雪松和油松整体吸附能力最强，冷杉最弱；对不同粒径的颗粒物吸附能力也存在差异，附着PM10能力较强的是油松和雪松，附着PM2.5能力较强的是雪松、铺地柏、龙柏和油松，附着PM1能力最强的是雪松、铺地柏、冷杉和油松。Hwang等[15]以日本赤松（Pinus densifiora）、东北红豆杉（Taxus cuspidata）、美国梧桐（Platanus occidentalis）、榉树（Zelkova serrata）和银杏（Ginkgo biloba）5种乔木树种进行气室实验，研究其对PM1和PM0.1的移除能力，结果表明针叶树种的拦截能力远远大于阔叶树种，主脉明显的美国梧桐和榉树的拦截效果优于银杏，同时美国梧桐由于叶子具有细密绒毛状结构，有助于颗粒物滞留，效果优于榉树。与乔木树种相比，目前对灌草植物的单木吸附研究较少。

树种尺度上的影响因素主要为树种形态，如植株的叶面积、叶倾角、枝叶密度、枝条伸展角度、冠层密度和叶面积指数[27,41]。例如，Jin等[41]研究城市道路树木对PM2.5的调控作用，混合模型结果表明冠层密度、叶面积指数是指示PM2.5衰减系数的最佳指标。

测定树种吸附颗粒物能力的最佳方式是将植物整体放置在密闭气室中，控制通入气室中的颗粒物浓度，并检测气室出口处空气的颗粒物浓度，从而获取植物吸附颗粒物能力的信息。由于测定完整植株对颗粒物的阻截能力在实际操作中存在困难，因此，目前更为普遍的做法是收集不同树种的生物样本放置密闭气室中进行空间重组，并由此模拟推算植物体对颗粒物的吸附效果[23]。

3.3.3 叶片尺度 叶片尺度上的种间差异研究主要包括两部分，一是通过采集不同树种的叶片作为载体，分析不同叶片结构特征对吸附颗粒物的影响；二是分析沉积在叶片上的颗粒物粒径范围、成分含量和来源种类，根据这些信息识别大气颗粒物污染的排放源，进行区域性PM2.5污染源解析。

叶片微结构，如沟槽、叶脉、气孔大小、叶面光滑程度等对吸附能力有很大影响。例如，刘璐等[42]以广州市常见的18种行道树为对象，比较了行道树的叶表面形态结构、绿化树种叶片的接触角对滞尘能力的影响，结果表明，叶表面具有网状结构，气孔密度较大且气孔开口较大（如芒果Mangifera indica）容易滞留粉尘；叶表面平滑具有蜡质层，气孔排列整齐，无明显起伏（如红花羊蹄甲Bauhinia blakeana、桃花心木Swietenia mahogani、大叶紫薇Lagerstroemia indica、鹅掌藤Schefflera arboricola），滞尘能力较弱，并认为植物叶表面蜡质含量和气孔密度及其叶片接触角的大小是影响植物叶片滞尘能力的主要因素。谢滨泽等[43]通过分析北京市20种常见阔叶绿化植物单位叶面积滞留颗粒物及其叶表面微结构认为，叶表面沟槽宽度的不同可能是不同植物滞留TSP和PM2.5量差异的主要原因，沟槽宽度过宽和过窄均不利于叶片捕集颗粒物，且颗粒物滞留量随沟槽深度增加而增大；气孔密度较大的叶片表面颗粒物滞留量较大。

植物叶片对不同粒径的颗粒物吸附能力存在差异，一般来说吸附的颗粒物主要以细颗粒物和超细颗粒物为主。例如，Wang等[44]对北京11种绿化树种叶片表面颗粒物含量及其理化性质进行测定，结果发现PM10和PM2.5分别占颗粒物粒径组成的98.4%和64.2%。刘玲等[45]对7种树木的叶片微形态与空气悬浮颗粒吸附特征进行分析，发现叶片面积小、表皮角质丰富、无表皮毛阻挡、气孔密、气孔口大的树木属气孔吸附主导型，主要吸附细颗粒物；表皮毛多的树木属表皮吸附主导型，主要吸附粗颗粒物。Sæbø等[46]对欧洲常见22个乔木和25个灌木树种的叶片表面颗粒物进行测定，发现不同树种间的滞尘能力相差高达10～15倍，并认为绒毛和蜡质层是影响吸附能力的重要性状。此外，植物叶片对不同类型颗粒物的吸附能力也存在显著差异。例如，刘玲等[45]通过分析不同植物叶片积累重金属特征发现，香樟（Cinnamomum camphora）、女贞（Ligustrum lucidum）、银杏（Ginkgo biloba）、红叶李（Prunus cerasifera）、桂花（Osmanthus fragrans）的叶片，累积镉、铬、铜、镍、锌这5种重金属能力较强，悬铃木（Platanus acerifolia）则对铅累积较多。

不同地区由于污染源和污染程度不同，根据植物叶片的PM2.5数量及组成来识别大气颗粒物污染的排放源，可进行区域性PM2.5污染源解析。例如，石婕等[47]分析了北京市PM2.5浓度不同的两个采样点的毛白杨（Populus tomentosa）叶片表面颗粒物特性，发现森林公园样品中PM2.5颗粒性质比较单一，二者的主要来源均为天然源，如土壤扬尘、矿物颗粒等；而西直门采样点叶片样品滞留的PM2.5颗粒的元素组成更为复杂，其中50%以上的硅铝酸盐颗粒检测出了明显的铜、钾、氯、钠等元素的谱峰，其来源主要是工业排放。

目前对于植物叶片滞尘量的测量方法主要包括：（1）重量测定法，即将叶片上的粉尘洗刷后用滤纸过滤并烘干，滤纸过滤前和烘干后的重量差为滞尘量；（2）利用多层滤膜过滤，将不同粒径的颗粒物分离，再根据重量法测定不同粒径颗粒物的含量比例；（3）扫描电镜法，应用扫描电镜直接对植物叶片拍照，然后通过图像分析软件统计不同粒径颗粒物的含量；（4）应用粒度分析仪获取颗粒物的切面直径和粒径分布等信息[20]。

3.4 影响PM2.5移除过程的其他因素

PM2.5等颗粒物的沉降和植被阻滞作用受外界条件，如气象和空气动力学因素影响较大。从大时间尺度来说，气候变化会影响植物的物候和生长活力，进而影响植物对PM2.5的吸附能力，即存在季节性。Tomašević等[48]在对微量金属粒子的沉降研究中发现，9月份植物叶表面上积累的金属含量比5、6月份时显著增加。随着植物进入生长期，新叶增加，叶片生长，总体叶面积显著增加，能更有效地阻滞颗粒物。叶绿素的形成使代谢活动明显增强，增加了植物自身与外界的物质能量交换，气孔开放，增加了植物吸收颗粒物的机会。

从小时间尺度来说，气温、相对湿度、降水和风向等是主要影响因素。例如，Cheng等[49]研究发现北京冬季PM2.5浓度与相对湿度存在显著正相关关系，并且当相对湿度增加时，颗粒物中水溶性成分，尤其是无机离子的浓度随之增加。刘旭辉等[50]通过研究林带对颗粒物的阻滞作用及其与气象条件的关系，得出气象要素影响颗粒物浓度的可能途径：颗粒物浓度与气温呈负相关关系，气温升高，大气垂直对流作用加剧，有利于颗粒物扩散，因此浓度降低；另一方面气温升高植物光合作用增强，对颗粒物的吸附作用增大，因此气温升高林带中颗粒物浓度降低速度最快；就相对湿度而言，在一定湿度范围内，相对湿度增加，细小颗粒物作为凝结核，发生凝聚，导致PM10和PM2.5浓度增加，当相对湿度增大到一定程度时，湿沉降量增加，进而颗粒物浓度下降；由于林带内湿度一般略高于林带外，导致林带内颗粒物浓度随相对湿度增加而升高最快。因此，在相对湿度较高的天气，林内往往具有比林外更高的颗粒物浓度。赵晨曦等[23]认为，颗粒物的沉降主要受气象条件和下垫面的粗糙度影响。温暖、无风、低湿性的环境最不利于颗粒物的沉降，而森林系统则有效避免该条件的形成。茂密林冠层和多层次结构的绿色植被不仅能够有效调节该地区的温、湿度，而且能大幅增加地表的粗糙度，利于湍流的形成，从而加快PM2.5的沉降。

4 研究展望

从目前的研究可看出，城市森林对于PM2.5等颗粒物的阻滞吸附作用已被广泛认可，对吸附能力的种间差异也有一定研究，但从应用层面而言，对植被吸附颗粒物的研究还有待完善：一、不同植物吸附PM2.5能力的种间差异的研究所筛选树种有限，且多以乔木为主，未能涵盖研究区域的代表树种，今后可考虑扩大物种研究范围，兼顾滞尘功能及景观美化功能，为城市绿地建设提供更有效、更多样的树种组合；二、由于PM2.5组分的复杂性，可加强研究树种对不同化学组分的吸附偏好，有助于针对不同区域PM2.5组分的差异性选择合适的树种及植被类型；三、由于尺度（林分、树种及叶片尺度）研究手段的差异，不同尺度下得出的结果可能也有所差异，应加强各尺度研究的结合，并充分考虑所在区域的气候气象因素来筛选合适树种。

[1]郝吉明, 程真, 王书肖. 我国大气环境污染现状及防治措施研究[J]. 环境保护, 2012(9)∶ 16-20.

[2]骆永明, 查宏光, 宋静, 等. 大气污染的植物修复[J]. 土壤, 2002, 34(3)∶ 113-119.

[3]陶雪琴, 卢桂宁, 周康群, 等. 大气化学污染的植物净化研究进展[J]. 生态环境学报, 2007, 16(5)∶ 1546-1550.

[4]FREER-SMITH P H, BECKETT K P, TAYLOR G. Deposition velocities to Sorbus aria, Acer campestre, Populusdeltoides× trichocarpa ‘Beaupre’, Pinus nigra and × Cupressocyparis leylandii for coarse,fine and ultra-fine particles in the urban environment[J]. Environmental Pollution, 2005, 133(1)∶ 157-167.

[5]中国环境保护部. 中国环境统计公报(2015年) [EB/OL]. [2017-02-23]. http∶ //www.zhb.gov.cn/gzfw_13107/hjtj/ qghjtjgb/201702/t20170223_397419.shtml.

[6]WU D, TIE X, LI C, et al. An extremely low visibility event over the Guangzhou region∶ A case study[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(35)∶ 6568-6577.

[7]环境保护部,国家质量监督检验检疫总局. 环境空气质量标准∶ GB 3095-2012[S]. 北京∶ 中国标准出版社, 2012.

[8]中国环境保护部. 2015中国环境状况公报[EB/OL]. (2016-06-01)[2017-05-17].http∶ //www.mep.gov.cn/hjzl/.

[9]NGUYEN T, YU X, ZHANG Z, et al. Relationship between types of urban forest and PM2.5capture at three growth stages of leaves[J]. Journal of Environmental Science, 2015, 27(1)∶ 33-41.

[10]SIMONICH S L, HITES R A. Importance of vegetationin removing polycyclic aromatic hydrocarbons from the atmosphere[J]. Nature, 1994, 370(6484)∶ 49-51.

[11]丁菡, 胡海波. 城市大气污染与植物修复[J]. 南京林业大学学报(人文社会科学版), 2005, 5(2)∶ 84-88.

[12]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.

[13]SETH C S. A Review on Mechanisms of Plant Tolerance and Role of Transgenic Plants in Environmental Clean-up[J]. The Botanical Review, 2012, 78(1)∶ 32-62.

[14]吴海龙, 余新晓, 师忱, 等. PM2.5特征及森林植被对其调控研究进展[J].中国水土保持科学, 2012, 10(6)∶116-122.

[15]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.

[16]SHARMA A P, TRIPATHI B D. Biochemical responses in tree foliage exposed to coal-fired power plant emission in seasonally dry tropical environment[J]. Environmental Monitoring & Assessment, 2009, 158(1-4)∶ 197-212.

[17]KOZLOWSKI T T, PALLARDY S G. Acclimation and Adaptive Responses of Woody Plants to Environmental Stresses[J]. Botanical Review, 2002, 68(2)∶ 270-334.

[18]温达志, 孔国辉, 张德强, 等. 30种园林植物对短期大气污染的生理生态反应[J]. 植物生态学报, 2003, 27(3)∶311-317.

[19]彭长连, 温达志, 孙梓健, 等. 城市绿化植物对大气污染的响应[J]. 热带亚热带植物学报, 2002, 10(4)∶ 321-327.

[20]陈小平, 焦奕雯, 裴婷婷, 等. 园林植物吸附细颗粒物PM2.5效应研究进展[J]. 生态学杂志, 2014, 33(9)∶ 2558-2566.

[21]MATSUDA K, FUJIMURA Y, HAYASHI K, et al. Deposition velocity of PM2.5sulfate in the summer above a deciduous forest in central Japan[J]. Atmospheric Environment, 2010, 44(36)∶ 4582-4587.

[22]FREER-SMITH P H, HOLLOWAY S, GOODMAN A. The uptake of particulates by an urban woodland∶ site description and particulate composition[J]. Environmental Pollution, 1997, 95(1)∶ 27-35.

[23]赵晨曦, 王玉杰, 王云琦, 等. 细颗粒物(PM2.5)与植被关系的研究综述[J]. 生态学杂志, 2013, 32(8)∶ 2203-2210.

[24]UZU G, SOBANSKA S, SARRET G, et al. Foliar lead uptake by lettuce exposed to atmospheric fallouts.[J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(3)∶ 1036-1042.

[25]Schönherr J. Calcium chloride penetrates plant cuticles via aqueous pores[J]. Planta, 2000, 212(1)∶ 112-118.

[26]季静, 王罡, 杜希龙, 等. 京津冀地区植物对灰霾空气中PM2.5等细颗粒物吸附能力分析[J].中国科学∶ 生命科学, 2013, 43(8)∶ 694-699.

[27]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.

[28]王赞红, 李纪标. 城市街道常绿灌木植物叶片滞尘能力及滞尘颗粒物形态[J]. 生态环境学报, 2006, 15(2)∶327-330.

[29]任启文, 王成, 郄光发, 等. 城市绿地空气颗粒物及其与空气微生物的关系[J]. 城市环境与城市生态, 2006(5)∶22-25.

[30]CHENG M T, HORNG C L, LIN Y C. Characteristics of atmospheric aerosol and acidic gases from urban and forest sites in Central Taiwan[J]. Bulletin of Environmental Contamination & Toxicology, 2007, 79(6)∶ 674-677.

[31]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.

[32]李新宇, 赵松婷, 李延明, 等. 北京市不同主干道绿地群落对大气PM2.5浓度消减作用的影响[J]. 生态环境学报, 2014, 23(4)∶ 615-621.

[33]郑少文, 邢国明, 李军, 等. 不同绿地类型的滞尘效应比较[J]. 山西农业科学, 2008, 36(5)∶ 70-72.

[34]刘学全, 唐万鹏, 周志翔, 等. 宜昌市城区不同绿地类型环境效应[J]. 东北林业大学学报, 2004, 32(5)∶ 53-54.

[35]TALLIS M, TAYLOR G, SINNETT D, et al. Estimating the removal of atmospheric particulate pollution by the urban tree canopy of London, under current and future environments[J]. Landscape & Urban Planning, 2011, 103(2)∶ 129-138.

[36]TIWARY A, SINNETT D, PEACHEY C, et al. An integrated tool to assess the role of new planting in PM10capture and the human health benefits∶ A case study in London[J]. Environmental Pollution, 2009, 157(10)∶2645-2653.

[37]陈博. 北京地区典型城市绿地对PM2.5等颗粒物浓度及化学组成影响研究[D]. 北京∶ 北京林业大学, 2016.

[38]LIU X, YU X, ZHANG Z. PM2.5Concentration Differences between Various Forest Types and Its Correlation with Forest Structure[J]. Atmosphere, 2015, 6(11)∶ 1801-1815.

[39]殷杉, 蔡静萍, 陈丽萍, 等. 交通绿化带植物配置对空气颗粒物的净化效益[J]. 生态学报, 2007, 27(11)∶ 4590-4595.

[40]王兵, 张维康, 牛香, 等. 北京10个常绿树种颗粒物吸附能力研究[J]. 环境科学, 2015, 36(2)∶ 408-414.

[41]JIN S, GUO J, WHEELER S, et al. Evaluation of impacts of trees on PM2.5dispersion in urban streets[J]. Atmospheric Environment, 2014, 99(99)∶ 277-287.

[42]刘璐, 管东生, 陈永勤. 广州市常见行道树种叶片表面形态与滞尘能力[J]. 生态学报, 2013, 33(8)∶ 2604-2614.

[43]谢滨泽, 王会霞, 杨佳, 等. 北京常见阔叶绿化植物滞留PM2.5能力与叶面微结构的关系[J]. 西北植物学报, 2014, 34(12)∶ 2432-2438.

[44]WANG L, LIU L, GAO S, et al. Physicochemical characteristics of ambient particles settling upon leaf surfaces of urban plants in Beijing[J]. 环境科学学报(英文版), 2006, 18(5)∶ 921-926.

[45]刘玲, 方炎明, 王顺昌, 等. 7种树木的叶片微形态与空气悬浮颗粒吸附及重金属累积特征[J]. 环境科学, 2013, 34(6)∶ 2361-2367.

[46]Sæbø A, POPEK R, NAWROT B, et al. Plant species differences in particulate matter accumulation on leaf surfaces[J]. Science of the Total Environment, 2012, 427-428(5)∶ 347-354.

[47]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.

[48]Tomašević M, Vukmirović Z, Rajšić S, et al. Characterization of trace metal particles deposited on some deciduous tree leaves in an urban area[J]. Chemosphere, 2005, 61(6)∶ 753-760.

[49]CHENG Y, HE K B, DU Z Y, et al. Humidity plays an important role in the PM2.5pollution in Beijing[J]. Environmental Pollution, 2015, 197∶ 68-75.

[50]刘旭辉, 余新晓, 张振明, 等. 林带内PM10、PM2.5污染特征及其与气象条件的关系[J]. 生态学杂志, 2014, 33(7)∶ 1715-1721.

Research Progress on the Puri fi cation Effects of Urban Forest Vegetation on Atmospheric Particulate Pollution Matterr

XIE Lihong1HUANG Fangfang2GAN Xianhua2WEN Xiaoying2HUANG Yuhui2
(1. Xinfengjiang Forestry Management Bureau, Heyuan, Guangdong 517527, China; 2.Guangdong Provincial Key Laboratory of Silviculture, Protection and Utilization/Guangdong Academy of Forestry, Guangzhou, Guangdong 510520, China)

Particulate pollution, especially the fine particulate matter (PM2.5), is the main problem of air pollution in China. Urban forest and green land are the important components of urban ecosystem with selfpurification function. The application of urban forest and green land on reducing atmospheric particulate pollution is attracting increasing attention, and has good prospects. This paper summarized the situation of particulate pollution in China, and the plant purification on atmospheric pollution. We summarized the relationship between urban forest and PM2.5from four perspectives, including the forest adsorption mechanism on particulate matter, the damage of PM2.5on plants, comparison of effects of vegetation removal of PM2.5at different scales, and other factors that affect the adsorption process. This paper puts forward the possible development directions of future researches, including expanding the scope of research tree species, studying the adsorption preference of different tree species, and combining researches of different scales, which might contribute to more effective application of urban forest on air pollution remediation.

PM2.5；atmospheric pollution；atmospheric particulate matter；urban forest；purification；tree species

X513，S718.51

A

2096-2053（2017）03-0096-08

林业科技创新平台运行补助项目“广东南岭森林生态系统国家定位观测研究站运行补助”（2016-LYPT-DW-073）及“广东东江源森林生态系统国家定位观测研究站运行补助” （2016-LYPT-DW-071）。

谢丽宏（1969— ），男，工程师，主要从事林业经济管理，E-mail：xfj8780136@163.com。

黄芳芳（1987— ），女，助理研究员，主要从事森林生态学研究，E-mail：hff120876158@hotmail.com。