5個園林樹種滯塵能力與葉表形態及顆粒物粒徑的關系

李海梅，黨寧,，禹靚倩，張涵丹，陳光才＊

(1.青島農業大學林學與園林學院，山東 青島 266109；2.中國林業科學研究院亞熱帶林業研究所，浙江 杭州 311400)

隨著城市化和工業化進程的不斷加快，大氣污染問題日益嚴重。據《2019年中國生態環境狀況公報》顯示，全國337個城市中，有53.4%的城市空氣質量超標，累計發生嚴重污染452 天次，重度污染1666 天次，且超過78.8%的天數以PM2.5為主要污染物，19.8%以上天數以PM10為主要污染物，大氣顆粒物已成為空氣污染的首要污染物[1-2]。空氣中懸浮顆粒物聚集大量酸性氧化物、揮發性有機化合物、有毒重金屬等，會降低空氣能見度和空氣質量，在沉降后也會對土壤、植物、水體等造成二次污染；此外，粒徑較小的顆粒物還能通過皮膚暴露、呼吸道途徑等，進一步危害人體健康[3-5]。綠色植物成為緩解空氣污染，改善生態環境的首選方案。其茂密的枝冠，能有效降低風速，使得大氣中部分顆粒物沉降下來，并通過葉片固定和截留[3,6]，減少顆粒物的移動和擴散，提升空氣質量，此外還能發揮遮陰、泌氧、降噪等功能[7]；其葉片及花、果能綠化美化市容環境，發揮較大的生態服務能力。

研究表明，植物葉片的滯塵能力與植物葉表面特征、植物本身的結構以及所處的空間密切相關[8]。如Sabin等發現具有絨毛、溝狀凸起、粘液油脂或較短葉柄的葉片能吸附更多的PM2.5，葉片越粗糙吸附的顆粒物越多[9]；Zhang等發現相較于闊葉樹種，針葉樹的葉表面更粗糙、氣孔排列密度更高，滯留顆粒物的能力也更強[10]。唐明發現不同生活型的植物滯塵能力由高到低依次為綠籬、落葉闊葉樹、灌木、草本植物、落葉闊葉大喬木、落葉闊葉小喬木[11]；植物葉片滯留顆粒物的能力還與所處的地理環境及氣候條件密切相關。如小琴絲竹（Bambusa multiplexcv.Alphonse-Karr）在城市公園綠地的滯塵量高于城市廣場綠地、城郊林區與城郊綠地，且冬季滯塵量最高，夏季或春季最低[12]。植物葉片滯留的顆粒物呈現不同的形貌特征，Tomasevic等通過表面掃描電鏡-能譜聯用（SEMEDAX）分析發現，位于葉片兩側的顆粒物50%～60%均屬于細顆粒物，這些顆粒物單個或聚集成各種團狀，呈現球狀、片狀、不規則狀[13]；蘇維在研究中發現，林木葉片滯留的大氣顆粒物多為不規則形，有的顆粒物有較明顯的棱角，也有的呈現云片狀、長條狀、絮狀物等；少數顆粒物呈現規則的形狀，如橢圓狀和球狀[14]。

對于植物滯塵的研究，目前多集中于總顆粒物的滯留量，而對不同粒徑顆粒物的定量分析較為缺乏，對植物滯留的顆粒物微觀形貌特征及所含元素及來源的分析更不多見。從地域而言，我國對于植物滯留顆粒物的研究多集中于北京、青島、天津、鄭州等北方城市，針對長江三角洲城市群的重要城市如杭州市園林植物滯留能力的研究相對較少。本研究通過對浙江省杭州市富陽區不同功能區5個常見園林植物葉片及葉表面顆粒物進行研究，比較園林植物對不同粒徑顆粒物滯留量的差異，分析顆粒物的形貌特征及污染物特征，探討葉片滯塵能力與葉表結構及顆粒物特征的關系，以期為通過合理配置園林綠化植物來降低顆粒物污染、凈化城市空氣提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

1.1.1 研究區域及采樣地點 根據浙江省杭州市富陽區用地類型及植被分布情況，選擇工業區（119°55′46.455″ E，29°56′29.058″ N）、交通區（119°57′56.264″ E，30°3′39.347″ N）、清潔區（119°57′48.826″ E，30°3′52.596″ N）3個功能區（圖1）展開研究。工業區位于富陽區中西線附近的環山工業區，此地集中多家再生銅冶煉企業，是富陽區主要工業產業之一，周圍人流稀少，車流量相對較少；交通區位于大橋路附近，分布有學校、商鋪和居民區，車流人流較大；清潔區位于中國林科院亞熱帶林業研究所院內，此地樹木繁茂，車流人流較少，環境質量較好。

圖1 研究區域及采樣地點Fig.1 The study area and sampling sites

1.1.2 試驗樹種 在對研究區域植物種類開展調查的基礎上，選擇3個功能區共有的、生長狀況良好的香樟（Cinnamomum camphora(Linn.) Presl）、桂花（Osmanthus fragrans(Thunb.) Lour）、紅花檵木（Loropetalum chinense(R.Br.) Oliver var.rubrumYieh）、紅葉石楠（Photinia×fraseriDress）和海桐（Pittosporum tobira(Thunb.) Ait）5種典型常綠園林植物作為供試樹種（表1）。

表1 供試樹種的生物學特性Table 1 Biological characteristics of tree species used in the experiment

1.1.3 采樣方法 根據趙勇等研究結果，降雨量在15 mm 以上、降雨強度達到10 mm·h?1的降水，可沖刷掉葉片上的粉塵，然后重新滯塵，雨后第7 天左右，植物葉片累積的顆粒物達到飽和狀態[15]。根據研究區的降雨特點，于2020年8月14 日雨后7 d 進行采樣，天氣良好，無風。選擇生長良好，樹高和冠幅近似的3株植株分別進行取樣（植株高度約為2 ～ 2.5 m，植株間距約為3 ～ 5 m）。采取植株靠近道路側，離地面1.5 m 左右、無病害長勢良好的葉片，用鑷子或枝剪輕輕將葉片剪落至自封袋帶回，放入實驗室冰箱保存待測。

1.2 測定方法

1.2.1 滯塵量測定 采用質量差值法對葉片滯塵量進行測定[16]。選取15 片葉片放入燒杯中浸泡2 h，利用毛刷將葉表面的顆粒物洗刷到蒸餾水中，用鑷子取出葉片自然晾干。將滯塵待測液依次用事先稱質量的孔徑為10.0、2.5、0.2 μm 的親水性濾膜進行抽濾，可依次得到粒徑大于10 μm、粒徑大于2.5 μm 小于10 μm、粒徑小于2.5 μm 的顆粒物，抽濾后濾膜放入培養皿，再在烘箱中60℃烘干至恒質量，并稱質量[17]。兩次濾膜質量之差為△m，其為不同粒徑范圍顆粒物的質量，PM10的質量為孔徑2.5 μm 和0.2 μm 的濾膜質量差值之和，PM2.5為濾膜0.2 μm 的濾膜質量差值，TSP 則為3個濾膜質量之差的總和。葉片晾干后，用Epson Perfection V700 Photo 掃描儀掃描葉片，再 用WinRHIZO Pro2005b（加拿大Regent Instruments 公司）根系分析系統測量葉面積S，則△m/S為不同粒徑范圍顆粒物的單位葉面積滯留量。

1.2.2 葉片表面結構測定 將清洗后的葉片放入烘箱中，60℃烘干至恒質量，隨機選擇葉片，并選取靠近葉脈兩側約5 mm×5 mm 的2個正方形葉片，選取一片觀察葉片上表面，另一片觀察葉片下表面。將裁剪好的葉片用導電膠粘在樣品臺上，進行噴金處理。處理好的樣品放入掃描電鏡（飛納/Phenom Pro）中觀察。

1.2.3 顆粒物特征及元素分析 用導電膠沾取烘干后濾膜上不同粒徑的顆粒物，放入樣品臺進行噴金處理。將處理好的樣品放入掃描電鏡（飛納/Phenom Pro）中觀察，調整電鏡觀測的倍數、亮度、對比度、焦距，直至圖片清晰并保存。在掃描電鏡觀測顆粒物的基礎上利用能譜儀（飛納/Phenom Pro）同時進行顆粒物元素分析。

1.3 數據處理

應用DPS7.05 統計軟件對植物葉片滯塵量進行單因素方差分析，采用LSD 進行多重比較，分析不同處理之間的差異，顯著性差異水平為α=0.05。圖表用Excel 2020 繪制。

2 結果與分析

2.1 不同綠化樹種葉片滯留顆粒物的能力差異

由圖2A 可知，工業區不同樹種對于總顆粒物（TSP）的滯留量差異顯著，滯留量從大到小依次為：紅花檵木（7.36 g·m?2）、桂花（6.53 g·m?2）、海桐（6.44 g·m?2）、紅葉石楠（4.28 g·m?2）和香樟（2.59 g·m?2），紅花檵木的滯塵量約為香樟的2.8 倍，且具有顯著性差異（P<0.05）。各樹種對于PM10的滯留量大小依次為：紅花檵木（2.98 g·m?2） >海桐（0.96 g·m?2） >紅葉石楠（0.72 g·m?2） >桂花（0.67 g·m?2） >香樟（0.30 g·m?2），其中紅花檵木的滯塵量近乎為香樟的10 倍。各樹種對于PM2.5的滯留量大小依次為：紅花檵木（1.68 g·m?2）、紅葉石楠（0.55 g·m?2） 、海桐（0.46 g·m?2）、桂花（0.36 g·m?2）和香樟（0.16 g·m?2）。

圖2B 為交通區，不同樹種對于不同粒徑顆粒物的滯留量與工業區相似：對總顆粒物滯留量、PM10的滯留量以及PM2.5的滯留量均以紅花檵木最高，香樟最低，其含量分別為2.83 g·m?2、1.28 g·m?2；1.39 g·m?2和0.30 g·m?2；0.59 g·m?2、0.12 g·m?2。在清潔區中（圖2C），各樹種對于總顆粒物、PM10的滯留量順序與工業區和交通區相同，而對于PM2.5的滯留量大小順序略有差異。清潔區不同樹種對于PM2.5的滯留量大小順序為：紅花檵木（0.25 g·m?2）、紅葉石楠（0.14 g·m?2）、桂花（0.114 g·m?2）、香樟（0.113 g·m?2）、海桐（0.06 g·m?2），其中紅花檵木滯留量最大，海桐最少，具有顯著性差異（P <0.05）。

圖2 同一功能區5種園林植物葉片滯留顆粒物的能力差異Fig.2 The retention capacity of different species to particle in same region

由圖3 可知，同一樹種在不同污染條件下，對于不同粒徑的滯留量具有顯著差異（P<0.05），不論是總顆粒物還是PM10、PM2.5，均呈現為工業區 >交通區 >清潔區。工業區樹種對于TSP 的總滯留量達27.19 g·m?2，交通區和清潔區分別為10.42、5.48 g·m?2，工業區樹種的總滯塵量是清潔區的近4.96 倍，具有顯著性差異（P<0.05）。海桐對于TSP 的滯留量在不同功能區的差異最大，在工業區的滯留量是清潔區的近6.63 倍。紅花檵木對于PM10的滯留量在不同功能區差異最大，在不同功能區的滯留量分別為2.98、1.39、0.92 g·m?2。在不同功能區不同樹種對于PM2.5的總滯留量分別為3.21、1.50、0.77 g·m?2，海桐的差異最大，工業區的滯留量是清潔區的7.49 倍。

圖3 不同功能區同一樹種對顆粒物的滯留能力差異Fig.3 The retention capacity of greening species to particle in different polluted environment

2.2 不同綠化樹種葉片滯留顆粒物的粒徑差異

不同功能區中同一樹種滯留的同一粒徑顆粒物所占總顆粒物的比值存在較大差異（表2）。不同樹種對于不同粒徑顆粒物的滯留比值均大致呈現同樣的規律，從大到小依次為：粒徑d>10 μm、粒徑2.5 μm 10 μm 顆粒物的比值在不同污染條件下均大于50.00%，其中桂花葉片滯留粒徑d>10 μm 的顆粒物占比最高，為90.00%，紅花檵木葉片滯留的該類顆粒物占比最小，為59.67%。不同樹種對于粒徑2.5 μm 10 μm顆粒物總量占比依次為85.22%、69.21%、60.32%，呈現為工業區 >交通區 >清潔區；粒徑2.5 μm 10 μm 顆粒物總量占比相反，依次為14.85%、69.21%、60.32%。由此可知，香樟、紅花檵木、桂花、紅葉石楠和海桐滯留粗顆粒物的比值較大，滯留細顆粒物的比值較小。

表2 葉片滯留顆粒物粒徑分布比例Table 2 The ratios of particles differed in size to total particulate matter attached to the leaves

2.3 不同綠化樹種葉表面結構特征

不同植物的葉表形貌在氣孔大小、葉面絨毛、葉面分泌物等存在差異，這些差異對于植物的滯塵能力有一定的影響[11,18]。通過電鏡掃描可見，香樟葉片表面較為光滑，上表面和下表面細胞結構較為明顯，無明顯褶皺，且氣孔密度較小，氣孔開口較小，其對于不同粒徑顆粒物的滯留量均較小（圖4A、B）；紅花檵木上表面褶皺明顯，能明顯觀測到滯留的顆粒物，下表面能明顯觀測到大絨毛，且氣孔密度大，其對于不同粒徑的顆粒物滯留量均最大（圖4C、D）；桂花上表面褶皺明顯，下表面能觀測到溝狀組織，氣孔密度大，對于顆粒物的滯留量較大（圖4E、F）；紅葉石楠上表面有淺線狀凸起，下表面氣孔密度較大，開口較小，對于不同粒徑顆粒物的滯留量均較大（圖4G、H）；海桐上表面具有蠟質層，褶皺明顯，溝壑較多，下表面氣孔密度大，對于不同粒徑顆粒物的滯留量也相對較大（圖4I、J）。5個園林樹種的葉片表面結構特征列于表3。

圖4 葉表面掃描圖像Fig.4 Leaf surface scanning images of different tree species

2.4 葉片滯留顆粒物的微觀形貌特征

由圖5 可見，綠化樹種葉片表面滯留的不同粒徑顆粒物總形貌特征有很大差異，粒徑d>10 μm 的顆粒物多為不規則塊狀顆粒物，粒徑較大，能清楚地觀測到每個顆粒物的形貌特征；粒徑2.5 μm

圖5 不同粒徑顆粒物的總體形貌Fig.5 General morphologies of particles with different particle sizes

在掃描電鏡下，葉片滯留顆粒物主要分為規則狀和不規則狀（圖6）。不規則狀的顆粒物大多與自然界的巖石、砂礫等有相似的形狀，棱角分明，其中不規則的顆粒物多為蓬松狀聚合體、鏈狀聚合體，不規則塊狀、不規則片狀。規則的顆粒物多為球狀、橢圓狀、柱狀。圖6A 為不規則的塊狀，棱角分明，表面光滑，能譜圖顯示主要成分為C、O、Si 元素，屬于礦物顆粒，極有可能為石英顆粒。圖6B 為不規則的片狀，成層，表面光滑，主要含有C、O、Si、Al等元素，少量含有Fe、Mg等元素，屬于礦物顆粒，可能為硅酸鹽顆粒。圖6C、D 為蓬松狀聚合體和鏈狀聚合體，是煙塵集合體最常見的兩種形態，其主要含有O、C、Si、Ca等元素。圖6E 為柱狀礦物顆粒物，表面光滑，附有微小顆粒，主要有O、C、Si等元素，屬于石英顆粒物。圖6F 為球形顆粒，屬于高溫燃燒后的飛灰顆粒，表面光滑，主要含有C、O、Si、Al等元素。圖6G 為橢圓形顆粒物，主要含有C、O 元素，可能屬于生物顆粒。圖6H 呈現蜂窩狀，與自然界中花粉顆粒極為相似，其中含有C、O 及少量Ca、Si 元素，屬于生物顆粒。由此可知，綠化樹種滯留的顆粒物主要為生物顆粒、礦物顆粒、飛灰顆粒、煙塵集合體4種（表4）。

表4 葉片滯留的單個顆粒物形貌及組分特征Table 4 Morphological characteristics and chemical composition of residual single particles in blades

圖6 單個顆粒物的微觀形貌及能譜圖Fig.6 The microscopic morphology and energy spectrum of single particulate matter

3 討論

3.1 植物葉片表面特征與滯塵量的關系

本研究中發現，研究區不同功能區植物的滯塵能力大小順序為：紅花檵木、桂花、海桐、紅葉石楠和香樟。不同植物葉片滯留大氣顆粒物的能力有差異，其中最重要的影響因素就是植物葉表面結構。植物葉表面凸起的凹槽、氣孔、溝槽和絨毛等增大了葉表面的粗糙程度，使其能夠附著更多大氣顆粒物，相反植物葉片表面較為光滑，不能夠牢固黏附顆粒物，滯留的顆粒物相對較少[19]。本研究中紅花檵木葉表面具有大絨毛，上表面有明顯褶皺，這些葉表面結構增加了葉表面的粗糙度，使紅花檵木對于顆粒物的滯留能力增強，在不同功能區紅花檵木滯塵能力均為第一；相反地，香樟葉片表面較平滑，無明顯褶皺，不易黏附固定顆粒物，因而香樟在不同功能區滯塵能力均最弱；紅葉石楠葉表面有淺線狀的凸起和褶皺，桂花有溝狀組織，這些微結構增加了葉表面的粗糙度，因此紅葉石楠和桂花的滯塵能力也相對較大。氣孔密度及開口程度也是決定植物滯留顆粒物能力的一個重要因素，掃描電鏡觀察下，氣孔及周圍黏附了大量顆粒物，氣孔具有保衛細胞、副衛細胞等結構，這些細胞間的構造為顆粒物的嵌入提供了條件，氣孔密度越大，開口越大，對顆粒物的阻滯作用越明顯[20]。王建輝等在研究中發現，不同植物滯留總顆粒物的大小順序為：紅花檵木 >麥冬（Ophiopogon japonicus(L.f.)Ker-Gawl.） >小葉榕（Ficus concinnaMiq.） >紅葉石楠 >桂花 >山茶（Camellia japonicaL.） >女貞（Ligustrum lucidumAit.） >八角金盤（Fatsia japonica(Thunb.) Decne.et Planch.） >廣玉蘭（Magnolia grandifloraL.） >海桐 >黃角蘭（Michelia albaDC.Syst.） >冬青（Ilex chinensisSims） >銀杏（Ginkgo bilobaL.） >迎春（Jasminum nudiflorumLindl.），其中最高為紅花檵木12.36 g·m?2，最低為迎春2.09 g·m?2[21]，與本文研究結果基本一致。

本研究中同一樹種葉片滯留的顆粒物總量呈現工業區 >交通區 >清潔區的趨勢。這說明空氣質量越差，空氣中懸浮的顆粒物就越多，植物對顆粒物的滯留量就越大，工業區多為煉銅等重工業，污染氣體排放等使該地區空氣質量較差，而清潔區植物數量多，且遠離污染區，空氣質量較高，因此工業區的植物對顆粒物的滯留量大于清潔區。外界環境能影響植物的葉表面結構，空氣污染較大的環境下，植物的絨毛會變長，葉片的紋理變得粗糙，植物葉表面粗糙度變大，更利于植物黏附固定大氣中的顆粒物，因此處于空氣質量較差條件下的植物滯留顆粒物的能力更強[22-23]，這也與本研究中工業區植物的滯塵能力大于清潔區結論相一致。劉威等對浙江臺州植物滯塵能力的研究表明，不同功能區同一植物單位葉面積滯塵量工業區最多，城市道路次之，文教區最少[24]；羅佳等在研究中發現植物對PM2.5的滯留量與空氣質量呈正相關，全年PM2.5滯留量工業區 >文教區 >清潔區[23]，與本研究結果一致。

3.2 顆粒物粒徑與葉片滯塵能力的關系及顆粒物的形貌特征

植物葉片滯留顆粒物的粒徑分布是衡量植物空氣凈化能力的重要指標[25]。研究表明，顆粒物形態、沉降特性、化學特性等與粒徑密切相關，因此，精準獲取植株葉片對某一粒徑顆粒物的滯留信息，可為大氣污染治理、植株篩選等提供有力支撐[26]。本研究采用質量差值法發現各植株葉片滯留的顆粒物均以粗顆粒物（d>10 μm）為主，其次為粒徑2.5 μm

另外，本研究發現植物滯留總顆粒物的能力與滯留不同粒徑顆粒物的能力并不一致，在不同功能區中植物滯留總顆粒物的能力為紅花檵木 >桂花 >海桐 >紅葉石楠 >香樟；對于PM10滯留量呈現為紅花檵木 >海桐 >紅葉石楠 >桂花 >香樟；對于PM2.5的滯留量大致呈現為紅花檵木 >紅葉石楠 >海桐 >桂花 >香樟。紅花檵木對于不同粒徑顆粒物的吸附能力均最強，香樟對于不同粒徑顆粒物的吸附能力均最弱。桂花的總滯留量在本研究中排第二，但對于PM2.5的滯留量卻為第四，而紅葉石楠的總滯留量在本研究中排第四，但對于PM2.5的滯留量卻排第二。桂花對于粒徑較大的顆粒物吸附能力較強，對于粒徑較小的顆粒物吸附能力較差；紅葉石楠對于粒徑較小的顆粒物吸附能力較強，對于粒徑較大的顆粒物吸附能力較差，這表明植物對總顆粒的滯留能力不能代表對于各粒徑的滯留能力。這可能與植物葉表面的粗糙度、氣孔密度和開口大小、絨毛密度、分布特征以及植物所處的環境、大氣顆粒物的污染程度有一定的關系。王琴等研究表明，PM10滯留能力最強的是二球懸鈴木（Platanus acerifolia(Aiton) Willdenow），最弱的是欒樹（Koelreuteria paniculataLaxm.） 、構樹（Broussonetia papyrifera(Linnaeus) L'Heritier ex Ventenat）和廣玉蘭（Magnolia grandifloraL.）；滯留PM2.5能力最強的是石楠、桂花、二球懸鈴木和廣玉蘭，最弱的是玉蘭（Magnolia denudataDesr.），植物總顆粒物的滯留能力與各粒徑的滯留能力有所不同[29]，也與本研究研究結果一致。

此外，大氣顆粒物的形貌特征能夠為確定顆粒物的來源提供一定幫助[30]。本研究發現植物滯留的顆粒物形貌特征主要分為規則和不規則兩類，不規則的塊狀、片狀在每個功能區都大量存在，而不規則煙塵集合體多集中在工業區和交通區，清潔區相對較少，規則的球形飛灰顆粒在工業區較為常見。在不同粒徑的觀測中煙塵集合體都存在，其多為鏈狀聚合體和蓬松狀聚合體，主要含有O、C、Si、Al、Ca等元素，這類顆粒物來自于機動汽車尾氣的排放和石化燃料燃燒，在交通區該類顆粒物較為常見。飛灰顆粒在不同的粒徑觀測中較常發現，飛灰顆粒的粒徑范圍很廣，從幾納米到幾百納米都可存在[31]，飛灰顆粒是高溫燃燒后產生的顆粒物，主要是來自于工業排放，這也與在工業區的顆粒物觀測中發現較多的飛灰顆粒相吻合。不規則的塊狀、層狀等礦物顆粒粒徑都較大，主要含有Si、Al等典型地殼元素，所以此類顆粒物多來自于土壤揚塵，在不同的功能區較為常見。由此推測不同功能區顆粒物的來源有所不同，并與該區域的環境特征相吻合。工業區化石燃料的燃燒、工業排放、重型汽車的運輸及裸露的植被導致該區域的大氣顆粒物主要來自于道路揚塵、汽車尾氣、工業排放；交通區車流量大，汽車尾氣的排放導致大氣顆粒物的來源多為道路揚塵、汽車尾氣；清潔區由于車流人流較少，植被豐富，大氣中的顆粒物多為道路揚塵。徐宗澤等在研究中發現工業區的顆粒物多為煙塵集合體、飛灰顆粒和礦物顆粒，而商業區和科技生活區多為煙塵集合體，少見礦物顆粒[32]，與本研究結論相似。

4 結論

（1）研究區5個常見園林綠化樹種中，紅花檵木滯留顆粒物的能力最強，其次為桂花、紅葉石楠、海桐，最差的為香樟。植物對不同粒徑的滯留能力呈現粒徑d>10 μm>粒徑2.5 μm 粒徑d≤ 2.5 μm的規律。

（2）葉表面形態對于植物滯留顆粒物的能力有重要影響，葉表面具有絨毛、溝槽、凸起、蠟質層及氣孔密度大等結構特征的植物，其葉表面粗糙度較大，對顆粒物的滯留能力也較強。

（3）葉片滯留的顆粒物多為煙塵集合體和礦物顆粒，其來源多為工業排放、汽車尾氣、土壤揚塵。不同功能區植物對顆粒物的滯留量呈現工業區 >交通區 >清潔區的趨勢。