林鑫濤,張 晶,陳 健

浙江農(nóng)林大學(xué)亞熱帶森林培育國家重點實驗室, 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)對顆粒物的滯留也具有重要作用[14-16]。

水分被認為是影響植物生長發(fā)育的重要限制性因子[17],城市的供水緊張使綠地植物長期處于干旱狀態(tài)。水分的匱乏會迫使植物氣孔活動減弱或關(guān)閉、蒸騰降低[18-19],也會使植物加大烷烴類物質(zhì)、醛類物質(zhì)的合成,進而增加蠟質(zhì)含量以適應(yīng)不利環(huán)境[20-21],這些形態(tài)結(jié)構(gòu)的變化會減弱或增加植物葉片對顆粒物的吸附能力。此外,干旱會改變?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,局部濕度的降低會減弱葉表粘性而減小大粒子的沉降[22]。

目前干旱對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為是強于闊葉植物的[11-12, 25-27]。然而針葉植物對高強度交通污染的耐受性較差[14],在南方城市的綠化中,其比例遠低于闊葉植物,在機動車尾氣污染嚴峻的長三角地區(qū)尤為明顯。長期暴露在顆粒物污染中會導(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],有限的供水亦會使葉片的脫色衰敗[17, 19],然而干旱對顆粒物暴露下植物形態(tài)的研究鮮有報道,干旱下植物的滯塵機理尚不明晰。

本研究以金邊黃楊(EuonymusjaponicusThunb.var.aurea-marginatusHort.)為對象,將機動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)干旱對尾氣暴露下的金邊黃楊的形態(tài)影響；(2)對比金邊黃楊在正常供水下與持續(xù)干旱下對不同粒徑顆粒物的單位葉面積滯留重量的變化；(3)分析干旱對金邊黃楊滯塵效應(yīng)的影響。

1 材料和方法

1.1 實驗材料

金邊黃楊是大葉黃楊(EuonymusJaponicusL.)的一個變種,為衛(wèi)矛科衛(wèi)矛屬的常綠闊葉灌木,是長三角地區(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,對光強具有較低的耐受性,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 實驗地點

栽植好的苗木養(yǎng)于浙江農(nóng)林大學(xué)平山實驗基地(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)兩站點在2013年—2016年間的大氣污染物監(jiān)測數(shù)據(jù),實驗區(qū)的PM2.5年均濃度約54.38 μg/m3,空氣質(zhì)量良好。

1.3 實驗設(shè)計

金邊黃楊的受控實驗在修改后的開頂式氣室(Open top chamber,OTC,以下簡稱為“氣室”)內(nèi)進行。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入氣室。將機動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),注入時長為每日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)分級標準,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)量檢測儀(北京康爾興科技發(fā)展有限公司,中國)進行動態(tài)監(jiān)測,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)進行監(jiān)測。

實驗處理于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個重復(fù),金邊黃楊的處理說明見表1。實驗前通過充分澆水使所有盆栽的土壤含水量達至飽和,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定后進行補水。土壤含水量使用便攜式土壤水分儀TDR100(Spectrum Technologies, Inc.美國)在每日17:00左右測定并記錄,測定頻率為1次/d,以體積含水量(Soil volumetric water content,θv)表示。類似的持續(xù)干旱實驗表明,當(dāng)植株開始進入枯萎狀態(tài)但不至于大面積死亡時的土壤體積含水量在2.0%—5.0%之間[15, 19, 23]。因而當(dāng)PD組每日測得的θv低于5.0%時,對植株做20—100 mL的適當(dāng)補水,使得土壤體積含水量不低于2.0%,以保證植株在試驗周期內(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

實驗處理前,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。有研究表明潤濕的葉片比干燥時具有更大的粘性,會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]。為避免葉片清洗對實驗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)者認為降水或簡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定,之后每隔7天采集一次葉片用以植株滯塵量的測定。

1.4 葉片采集

在每株植株的“東”、“南”、“西”、“北”四方位隨機采取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定。實驗期間共采集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顆粒物量,同時避免過多采樣導(dǎo)致大顆粒物堵塞濾紙濾孔,且不影響植株的正常生長[33],每包葉片的采集面積控制在200 cm2左右。

1.5 滯塵測定

葉片表面滯留的顆粒物采用洗脫稱量法測定[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一步?jīng)_洗。對上述兩部分得到的浸洗液與沖洗液用標準分樣篩(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)、2.5 μm(Whatman Type 42,英國)和0.2 μm(Whatman PTFE濾膜,英國)的濾紙(膜)在直徑47 mm的抽濾裝置中進行共計3次的抽濾,從而得到三個粒徑范圍的顆粒物：大顆粒物(10—100 μm),粗顆粒物(2.5—10 μm),細顆粒物(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)有限公司,中國)進行掃描,得到的數(shù)碼圖像導(dǎo)入Image J1.46r(National Institute of Health,美國)中進行葉面積S(cm2)的計算,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間節(jié)點上的差異使用單因素方差分析(ANOVA)進行檢驗,之后采用LSD進行兩兩比較。方差分析前需檢驗數(shù)據(jù)的正態(tài)性分布(Shapiro-Wilk檢驗,P>0.05)和方差齊性(Levene′s檢驗,P>0.05),若數(shù)據(jù)不滿足正態(tài)性分布或方差齊性時,則在分析前采取自然對數(shù)轉(zhuǎn)換。干旱與正常供水下滯塵量的比較采用獨立樣本t檢驗進行分析。所有檢驗分析的顯著水平為0.05,數(shù)據(jù)以“均值±標準誤”的形式表示。數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析均在SPSS 25.0(IBM,美國)中完成,圖件在Origin 2018(OriginLab,美國)中繪圖。

2 結(jié)果

2.1 氣室環(huán)境分析

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

空氣質(zhì)量檢測儀顯示(圖1),氣室內(nèi)注入的尾氣中的PM2.5時均濃度為(789.94±132.37)μg/m3,日均注入時間為5 h,氣室內(nèi)PM2.5的24 h平均濃度為214.64 μg/m3,對應(yīng)的空氣質(zhì)量指數(shù)級別為五級(IAQI=265,HJ 633—2012),屬于重度污染,尾氣處理符合實驗設(shè)計需求。

圖1 實驗期間氣室中PM2.5濃度時間序列圖

盆栽的土壤體積含水量于每日17時測量并記錄(圖2),后計算P組植株所需的補水量并做補水措施,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%(日常補水前),在持續(xù)干旱的前10日,θv呈明顯的下降趨勢,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PD組植株做適當(dāng)補水措施,使PD組的θv維持在2%—5%之間,直至實驗結(jié)束。

圖2 實驗期間PD組土壤體積含水量時間序列圖

2.2 金邊黃楊的形態(tài)變化

實驗期間,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%),受外力刺激時易脫落,在實驗結(jié)束后,大部分植株進入休眠狀態(tài),僅尖端殘留少量干枯葉片(枯綠)。

表2 實驗期內(nèi)金邊黃楊的形態(tài)特征

2.3 金邊黃楊對不同粒徑顆粒物的滯留動態(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,而細顆粒物為(4.75±0.66)μg/cm2(圖3)。正常供水時,P組植株對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)點上的滯塵量差異不顯著,大顆粒物和細顆粒物均在第35天達到極大值52.41 μg/cm2和9.98 μg/cm2,較本底凈增長約38.31 μg/cm2和5.49 μg/cm2,粗顆粒物在第28天較本底凈增長了98.10%,之后略有降低；持續(xù)干旱時,PD組植株滯留的三種顆粒物在前28天均隨時間的推移而增大或波動,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。細顆粒物在實驗期間的變化弱于另兩種顆粒物,其滯留量在各采樣節(jié)點間的差異不顯著,極大值出現(xiàn)在第14天,之后開始小幅下降,至實驗結(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

實驗期間,金邊黃楊葉片表面滯留顆粒物的粒徑構(gòu)成(貢獻率)見圖4,其中以大顆粒占主要優(yōu)勢(57.0%—66.8%),粗顆粒其次(20.1%—27.5%),細顆粒做最小貢獻(8.9%—16.2%)。正常供水時,P組植株葉表上大顆粒的貢獻率平均每7日增加2.3%,細顆粒的貢獻率在前21天相對穩(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,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),而細顆粒在第5周的貢獻率急劇升高了約5.4%。

圖4 葉表滯留顆粒物的粒徑構(gòu)成

2.5 持續(xù)干旱對金邊黃楊滯塵能力的分析

實驗期間,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,獨立樣本t檢驗表明P組與PD組在實驗期間的平均滯塵量無顯著差異(t=1.610,P=0.114)。各時間節(jié)點的t檢驗表明,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)評估持續(xù)干旱對植株滯塵量的影響時(圖5),P組在實驗期間的平均滯塵量比PD組高56.05%且達到顯著水平(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)。在各時間節(jié)點上,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組植株在實驗期間的形態(tài)變化表明,正常供水時,尾氣暴露35天對金邊黃楊成熟葉、幼葉的形態(tài)影響較小,而老葉則在第19天開始黃化、脫落,暗示此時尾氣對植物細胞產(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,進而葉片失綠黃化。當(dāng)尾氣對細胞的毒害作用超過其耐受性極限時,便發(fā)生葉片的脫落現(xiàn)象,但該現(xiàn)象僅在老葉上發(fā)生則可能是因為老葉對尾氣的抗性較弱,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]均表示水分對植物的負面影響強于尾氣,干旱則因為對氣體交換的強烈干擾[18-19]或加快了ROS的積累[39]而使尾氣對植物的傷害加快,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]而降低了植株對干旱的耐受性[29, 39]。因此,持續(xù)干旱與尾氣共同作用對金邊黃楊的破壞明顯高于單獨的尾氣暴露。

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組的金邊黃楊對各粒徑顆粒物的滯留量隨時間推移而增大或在波動中達到動態(tài)平衡,而PD組的金邊黃楊在第35天對大、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天時僅在植株尖端殘留干枯幼葉,迫使最后一次的采樣對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,實驗28天后的葉片在外界刺激時易脫落(圖2、表2),這暗示著在葉片采集、土壤含水量測量等實驗過程對植株葉片的抖動強度會相對增大,以及在氣室內(nèi)走動時帶來的軟風(fēng)也會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)速對顆粒物的再懸浮作用有限[26, 32]且實驗中已盡量避免,但PD組植株在脅迫后,葉片表面的潤濕性和粘性的降低可能減弱其對顆粒物的滯留[13],振動或軟風(fēng)對顆粒物的再懸浮作用會有一定的加強。此外,葉片大量脫落后會減弱植株內(nèi)的氣體湍流,以此減少了粗顆粒物對植株表面的撞擊機會[22, 26],從而造成了粗顆粒物更高的降低率。

細顆粒物主要滯留在葉片的氣孔周邊或密毛覆蓋區(qū)[37, 41],雨水對其沖刷作用或風(fēng)力對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],因而對滯塵重量的反應(yīng)較弱,無論是正常供水或持續(xù)干旱時均是如此(圖3)。R?s?nen等[10]表示闊葉植物較強的蒸騰作用會降低葉片的表面溫度,而熱泳現(xiàn)象會增加細顆粒物向葉表遷移,較高的氣孔活動也會使顆粒物(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的減弱以及細粒子沉降的減緩,因而細顆粒物的滯留量不再明顯升高而在波動中變化。對于PD組在第35天的細顆粒物滯留量變化不明顯,我們猜測可能是因為振動或風(fēng)力對細粒子的再懸浮作用較弱[26],且尾氣中高濃度的細顆粒物使其在葉表的沉降多于再懸浮,而此時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,對細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)。細顆粒物主要以布朗擴散或隨氣流運動時被植物截獲而沉降,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,細顆粒物最低,這解釋了P組中大顆粒的貢獻率逐漸增長的趨勢。細顆粒物在前21d保持較高的貢獻率可能是因為尾氣中高濃度的細粒子加大了植株對其捕獲效率[36],之后植株對細粒子的滯留基本達到飽和(21d后植株對細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率變化。在持續(xù)干旱下,PD組植株的氣孔活動減弱及葉片微形態(tài)的變化均會影響葉片對顆粒物的滯留效率,其中以細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。兩組在各時間節(jié)點的粒徑構(gòu)成上,以第35天的差異最小,這可能是因為此時植株對各粒徑顆粒物的滯留達到飽和,污染源對粒徑構(gòu)成的影響強于葉表微形態(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)重度干旱會減少毛樺(BetulapubescensEhrh.)的顆粒物捕捉效率,而中輕度干旱對歐洲云杉(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,將采樣對象改為幼葉后,雖然使兩組在該節(jié)點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,此時植株的滯塵能力明顯減弱。受限于實驗材料,本研究只在單位葉面積的尺度上分析持續(xù)干旱對植物滯塵重量的影響,而實際應(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),而受限的實驗數(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)中以機動車尾氣模擬顆粒物污染,對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態(tài)的觀測分析表明：(1)正常供水時的尾氣暴露(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組植株在實驗期間對大顆粒物(10—100 μm)、粗顆粒物(2.5—10 μm)和細顆粒物(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、葉璞對實驗處理給予幫助,林權(quán)虹、陸婷、錢瀚睿、黃菡菡等對室內(nèi)指標分析給予幫助。