段文軍,王 成*,張 昶,宋 陽,郝澤周,徐心慧,金一博,王子研(1.中國林業(yè)科學研究院林業(yè)研究所,國家林業(yè)局林木遺傳育種重點實驗室,北京 100091；2.國家林業(yè)局城市森林研究中心,北京100091)

深圳夏季3種生境城市森林內(nèi)臭氧濃度變化規(guī)律

段文軍1,2,王 成1,2*,張 昶1,2,宋 陽1,2,郝澤周1,2,徐心慧1,2,金一博1,2,王子研1,2(1.中國林業(yè)科學研究院林業(yè)研究所,國家林業(yè)局林木遺傳育種重點實驗室,北京 100091；2.國家林業(yè)局城市森林研究中心,北京100091)

于2015年夏季對深圳園山山麓(Foothill)、河谷(River Valley)和山脊(Ridge)等3種典型生境城市森林內(nèi)的臭氧濃度和氣象因子進行晝夜24h同步監(jiān)測,研究林內(nèi)臭氧濃度的變化規(guī)律及影響因素.結果表明：深圳園山3種生境城市森林內(nèi)臭氧濃度的小時均值和日最大8h均值都達到了國家一級標準(分別為160,100μg/m3);3個林地的臭氧濃度日均值都高于對照,且Ridge顯著高于River Valley和Foothill;林內(nèi)臭氧濃度的日變化都呈單峰曲線,表現(xiàn)為白天高,夜間低,在15：00～17：00達到最高,在5：00～7：00降到最低;3種林地的臭氧濃度都與溫度極顯著正相關,與濕度極顯著負相關,此外Ridge的臭氧濃度還與風速極顯著正相關.總之,深圳園山3種林分內(nèi)的臭氧濃度符合人們進行森林游憩活動的空氣質(zhì)量要求,基于臭氧濃度,人們在5：00～7：00進行森林游憩最為適宜.

深圳；城市森林；生境；臭氧；氣象因子

近年來,近地層臭氧已成為我國珠江三角洲、長江三角洲等經(jīng)濟發(fā)達地區(qū)的重要空氣污染物,廣州、深圳和上海等城市多次出現(xiàn)高濃度臭氧[1-5].長期暴露于地面高濃度的臭氧中對人體健康、樹木和農(nóng)作物等生長具有嚴重的危害,如引起呼吸道疾病、神經(jīng)系統(tǒng)中毒、免疫力下降、胎兒畸形,提高發(fā)病率和死亡率,破壞植物葉綠素,傷害葉片膜系統(tǒng),減少葉片數(shù)等[6-7].城市森林是城市中有生命的基礎設施,其與城市居民的聯(lián)系最為密切,因其具有凈化空氣等多種生態(tài)保健功能,已成為人們休閑游憩的重要場所,人們對林內(nèi)空氣環(huán)境質(zhì)量的關注程度不斷增加[8-9].

許多研究表明,樹木冠層可以通過氣孔和非氣孔途徑來吸收和去除臭氧,從而減少臭氧脅迫[10-14],但是也有部分研究指出城市樹木釋放的有機揮發(fā)物(BVOCs)可以增加城市的臭氧濃度,并建議在城市綠化中選擇BVOCs釋放率相對較低的樹種[15-17].然而,目前的研究對象多以森林地區(qū)、城市樹木單體為主,關于城市森林群落的研究較少;對冠層外大尺度的臭氧濃度監(jiān)測較多,缺乏對冠層內(nèi)人體呼吸高度(距地面1.5m處)的監(jiān)測;關于臭氧對城市樹木傷害效應的研究較多,未見從森林游憩空氣環(huán)境質(zhì)量角度出發(fā)的研究.

因此,本文選擇夏季典型天氣條件對深圳園山3種典型生境(山脊、河谷、山麓)城市森林內(nèi)的臭氧濃度和氣象因子進行晝夜24h同步監(jiān)測,研究不同生境城市森林內(nèi)臭氧濃度的變化特征及其與林內(nèi)氣象因子的關系,以期為城市森林營造、林內(nèi)空氣環(huán)境質(zhì)量預報等提供理論依據(jù),為深圳居民夏季森林游憩活動提供科學參考.

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究地點位于深圳市龍崗區(qū)橫崗東南部,占地面積達 10.9km2,主峰海拔 599m.該區(qū)屬南亞熱帶季風氣候,年均氣溫 23.0℃,年均日照時數(shù) 1837.6h,年均降水量 1935.8mm.長夏短冬,夏季長達6個多月(平均夏季長196d)且高溫多雨.園山地貌類型以山地丘陵型為主,代表了深圳典型的自然地理特征.植物本底以天然常綠闊葉林為主,共有166科,581屬,1013種,其中被子植物134科53屬941種.由于其環(huán)境和地理優(yōu)勢,已成為深圳市民進行森林游憩和健身活動的重要場所.

1.2 研究方法

1.2.1 樣地選擇及觀測點設置 為提高研究代表性,本文對試驗樣地進行了嚴格篩選,各樣地面積必須具有一定規(guī)模(不小于600m2),森林結構、樹種組成和土壤狀況盡可能接近,且坡度較緩,適合開展休閑游憩活動.通過查閱風景區(qū)圖件資料并結合實地踏查篩選后,在園山主峰選擇山麓、河谷和山脊等 3種典型生境類型的森林群落作為試驗樣地.為了使監(jiān)測結果更能代表試驗樣地的平均狀況,在每個試驗樣地按照林木平均高選擇3棵標準木,并在其樹冠下設置觀測點,作為3個重復.為了對比不同生境類型森林群落對臭氧的作用,將橫崗鎮(zhèn)大康社區(qū)廣場作為對照.各試驗樣地位置見圖1.

圖1 試驗樣地位置Fig.1 Locations of the three urban forests and control observation plots

1.2.2 樣地概況 各樣地森林群落特征調(diào)查參照《生態(tài)學實驗》[18],采用樣方法對各樣地植被進行調(diào)查后,得到 3種生境類型城市森林群落的基本特征,結果見表1.

1.2.3 測試儀器 臭氧濃度使用 AeroQual Series 500臭氧監(jiān)測儀(新西蘭產(chǎn),測定范圍為0～0.5×10-6m,0～0.100×10-6m 范圍內(nèi)精度＜0.008× 10-6m,0.100～0.500×10-6m 范圍內(nèi)精度＜±0.01)進行測定;溫度、相對濕度、風速、氣壓等指標測定采用 Kestrel 3500風速氣象儀(美國產(chǎn),風速監(jiān)測精度范圍為0.6～40m/s,溫度(-29) ～(+70),相對濕度 5%～95%)進行測定;光照強度的測定采用TES-1332A 光照儀(臺灣產(chǎn),測定范圍 0～2× 105Lx).

表1 3種生境城市森林的群落特征Table 1 Community characteristics of the three urban forests

1.2.4 觀測方法 查閱深圳近3年來6～9月的氣象資料,統(tǒng)計出現(xiàn)頻率較多的天氣類型.經(jīng)統(tǒng)計共有雨202d,多云155d,晴8d,陰1d.根據(jù)以上天氣情況統(tǒng)計并綜合考慮觀測可操作性和居民森林游憩情況,我們于2015年8、9月每月選取多云微風的3d,從每日9：00-次日9：00對3個林地及廣場共12個觀測點的臭氧濃度和氣象因子進行晝夜24h同步監(jiān)測,每2h監(jiān)測一次.每個觀測點設置觀測人員2人(讀數(shù)、記錄各1人),共計24人.每個觀測點每個時段連續(xù)讀取6次數(shù)值(每2min讀取一次),每次待儀器顯示穩(wěn)定后讀取,每個觀測點共獲取臭氧濃度數(shù)值1296個.

為避免人為因素影響,監(jiān)測儀器應與人體保持一定距離,并保證每次觀測都為定點定人.為了更加真實地反映林內(nèi)臭氧濃度對人體健康的影響,采樣高度設置為距離地面1.5m處(人體呼吸高度).

根據(jù)環(huán)保部修訂的《環(huán)境空氣質(zhì)量標準》(GB3095-2012)[19],本文中臭氧濃度用質(zhì)量濃度表示,并以每日小時濃度和最大 8h(11：00～18：59)濃度均值評價林內(nèi)空氣環(huán)境質(zhì)量.觀測期間深圳市區(qū)臭氧濃度背景值數(shù)據(jù)來源于當日深圳市空氣質(zhì)量日報(由深圳市氣象臺和深圳市環(huán)境監(jiān)測中心站聯(lián)合發(fā)布).

1.2.5 數(shù)據(jù)分析 采用Microsoft Excel 2013、 SPSS 21.0對試驗數(shù)據(jù)進行整理,利用Origin 9.0軟件進行圖表制作.采用ANOVA單因素方差結合 Duncan新復極差法對組間差異進行比較,結果用“Mean ± SD”表示.

2 結果與討論

2.1 不同生境城市森林內(nèi)臭氧濃度的總體特征如圖2所示,與廣場和深圳市相比較,山麓、河谷和山脊的臭氧濃度均表現(xiàn)為增加,但其增幅存在差異.其中以山脊的為最大,比廣場和深圳市分別增加了94.69%和107.68%;其次為河谷,分別增加了 38.91%和 48.18%;山麓的最小,增加了30.76%和39.49%.而從不同生境森林的具體差異來看,方差分析和多重比較結果表明：各組間臭氧濃度日均值的差異都達到極顯著水平(P＜0.001).3個林地的臭氧日均濃度都顯著大于廣場和深圳市,山脊的臭氧濃度極顯著大于河谷和山麓,而河谷與山麓間的差異并不顯著.由此可見,夏季 3種生境城市森林的臭氧日均濃度都明顯高于對照和深圳市,分析形成這種現(xiàn)象的原因,可能主要有兩個：一是外界輸入森林中的臭氧在森林中不易消散,臭氧在森林中出現(xiàn)了累積;二是森林環(huán)境本身也產(chǎn)生了臭氧,造成與外界輸入臭氧的疊加,濃度偏高.具體原因還需要深入研究,但無論哪種原因,不同生境城市森林中臭氧的累積都高于城區(qū).3種林分中Ridge的臭氧濃度最高,一方面可能是其海拔較高,林分郁閉度較小,林內(nèi)光照強度相對較大,臭氧的光化學生成較強;另一方面可能是由于林內(nèi)外的溫差較大,湍流活動較強,外源臭氧的垂直和水平輸送以及前體物往林內(nèi)的搬運也更多.而河谷和山麓的海拔相對較低,林內(nèi)光強較弱,臭氧的光化學生成相對較少;另外其濕度相對較大,OH較Ridge更多,其與NO2的反應使臭氧的光化學生成減少[20],大量的水汽也可以對林內(nèi)的光照發(fā)生散射來減少臭氧光化學生成[21].

圖2 各樣地內(nèi)臭氧濃度的日均值Fig.2 Daily mean value of ozone concentration in each observation plot

對夏季東亞、歐美等地區(qū)臭氧濃度的研究發(fā)現(xiàn),鄉(xiāng)村、郊區(qū)等空氣相對清潔地區(qū),其臭氧濃度反而高于城區(qū),導致這些鄉(xiāng)村地區(qū)形成高濃度臭氧的主要原因可能是該地區(qū)植物種類和數(shù)量較多,釋放了大量的 BVOCs(主要是異戊二烯和單萜類)等臭氧前體物[22-25].楊棠武等[26]對南京城區(qū)森林和鄉(xiāng)村森林臭氧濃度的研究也指出,鄉(xiāng)村森林在全年大部分時間高于城區(qū),形成這種現(xiàn)象的原因可能是城區(qū)臭氧前體物向鄉(xiāng)村擴散并逐漸反應積累,也可能是鄉(xiāng)村采樣點的光照輻射高于城市,臭氧光化學生成較多.本文森林樣點所測光照強度明顯低于城區(qū),這與楊棠武的觀測結果不同,可能是由于本文所選觀測點都位于郁閉度較高的林內(nèi)而后者的觀測點位于空地.但總體上來說,本研究中 3種城市森林內(nèi)的臭氧濃度也都高于城區(qū),這與上述研究結果大體相符,這可能是因為林內(nèi)臭氧濃度是由其前體物濃度、不同類型前體物間的比例、光照強度及擴散程度等多種因素共同作用的結果.

2.2 不同生境城市森林內(nèi)臭氧濃度的日變化特征

不同生境城市森林內(nèi)臭氧濃度的日變化曲線都呈單峰型,但各曲線的變化幅度不同(圖 3).其中山脊的變幅較為劇烈,達70.93 μg/m3,而河谷和山麓的變幅較為平緩,分別是 27.54和29.54μg/m3.臭氧濃度在 15：00～17：00達到高峰,在 5：00～7：00降到最低.形成這種日變化規(guī)律的原因可能是白天隨著光照強度增加,林內(nèi)溫度不斷升高,異戊二烯等植物有機揮發(fā)物的釋放量增多[27],臭氧的光化學生成不斷增加,但與此同時,葉片氣孔對臭氧的吸收能力也不斷增強[28],當中午 13：00左右光照和溫度達到最高時,臭氧生成最多,同時部分植物氣孔關閉,對臭氧的吸收減少,臭氧不斷積累并在 15：00左右達到最大,之后光照強度逐漸減弱,溫度降低,夜間隨著氣孔吸收、土壤微生物活動釋放的 NO 滴定作用[29-30]以及地面沉降增加,臭氧濃度逐漸降低,在日出前5：00～7：00降到最低.這與白建輝等[31]、孟祥謙等[32]的研究結果基本一致,與深圳市區(qū)的研究也大體相符[3].余應新等[33]對廣州森林空氣中VOCs晝夜變化特征和臭氧關系的研究也驗證了上述結果,即白天林中以活性較高的烯烴(異戊二烯)和萜類為主,而晚上主要是活性較低的烷烴和芳香烴,這也引起了臭氧濃度的日變化.蘇彬彬[34]對華東武夷山區(qū)森林的研究結果與本文不同,白天出現(xiàn)最低值,而夜間 20：00～22：00達到最高,并指出光化學反應并不是該地區(qū)臭氧濃度增加的主要因素,其日變化主要是由晝夜交替引起氣象因子的變化所致.此外臭氧濃度還表現(xiàn)出明顯的季節(jié)變化特征,這可能與森林群落樹種組成、森林所處背景環(huán)境、氣團輸送和環(huán)流等影響有關.因此,造成不同林分臭氧濃度變化規(guī)律的具體機理尚不明確,有待于進一步研究.

3種林地全天大部分時間段的臭氧濃度都要高于廣場,同時山脊各時間段的臭氧濃度都極顯著高于山麓、河谷(除7：00外),在中午13：00,其與山麓、河谷和廣場的臭氧濃度差值達到最大,分別為49.78,44.22,50μg/m3;各樣地間臭氧濃度差值在早晨 7：00最小.另外,各樣地臭氧濃度的晝夜差值也存在差異,最大的為廣場的16.14μg/m3;其次為山脊(10.35μg/m3)、河谷(7.21μg/m3);山麓的最小(1.91μg/m3).臭氧濃度晝夜差值可以在一定程度上反應森林對其消減作用,3種城市森林臭氧濃度的晝夜差值都小于廣場,說明其對臭氧都有一定的消減作用,可能是植物的氣孔吸收作用所致[13-14,35],也可能與森林復雜的植物組成有關,很多植物具有吸收臭氧的功能,使森林整體的臭氧濃度處在一個相對平緩變化的狀態(tài).

圖3 各樣地臭氧濃度的小時均值Fig.3 Hourly mean value of ozone concentration in each observation plot

臭氧日最大 8h(11：00～18：59)均值由高到低為山脊[(88.83±13.40)μg/m3]＞河谷[(55.94±4.80) μg/m3]＞山麓[(53.66±6.34)μg/m3]＞廣場[(50.95± 8.02)μg/m3].方差分析結果表明各組間差異達到極顯著水平(P＜0.001).參照《環(huán)境空氣質(zhì)量標準》(GB3095-2012),3個林地的小時濃度均值和日最大 8h均值都達到國家一級標準(分別為160μg/m3和 100μg/m3),這說明盡管林內(nèi)臭氧濃度高于城區(qū),但仍達到了我國風景區(qū)等空氣清潔地區(qū)的水平,符合人們進行森林游憩活動的空氣環(huán)境質(zhì)量要求.然而今后在休閑保健林營造時仍應考慮森林對臭氧的作用,適當選擇臭氧吸收能力較強和異戊二烯釋放率較低的樹種.

2.3 不同生境城市森林內(nèi)各氣象因子的差異

3種生境城市森林內(nèi)氣溫、相對濕度和光照強度都表現(xiàn)為相同的日變化趨勢,其中氣溫和光照強度都表現(xiàn)為單峰變化,而相對濕度則均呈單谷變化(圖 4).相較于廣場,3個林地的氣溫日均值降低了3.41,3.3和3.19℃,光照強度分別降低了27734,27719和27441Lx,而相對濕度則分別增加了16.66%,17.99%和12.57%.3種林地間全天的氣溫都相近;山脊全天的相對濕度都低于山麓和河谷;而光照強度則高于山麓和河谷.3個林地的平均和最大風速沒有明顯的日變化規(guī)律,且山脊的小時均值全天大部分時段都要高于山麓和河谷.

方差分析和多重比較結果顯示：3種森林的溫度和光照強度的日均值均極顯著低于廣場;相對濕度都極顯著高于廣場;山脊和廣場的平均風速和最大風速均極顯著大于山麓和河谷.由上述分析可見,3種森林都具有明顯的降溫增濕功能,在夏季為人們提供了相對舒適的氣候環(huán)境.

圖4 各樣地內(nèi)氣象因子的小時均值Fig.4 Hourly mean value of meteorological factors in each plot山麓 河谷 山脊 廣場

2.4 不同生境城市森林內(nèi)臭氧濃度與氣象因子的關系

將 3種林地內(nèi)臭氧濃度的各小時均值與氣象因子作相關分析,結果見表2. 3個林地的臭氧濃度與氣溫都呈極顯著正相關,相關系數(shù)分別為0.758,0.758和0.783;與相對濕度則都表現(xiàn)為極顯著負相關,相關系數(shù)分別為-0.827,-0.783和-0.763;而與林內(nèi)光照強度、氣壓的相關性都不顯著.與山麓和河谷不同,山脊的臭氧濃度與平均風速和最大風速也呈極顯著正相關.

表2 各樣地臭氧濃度與氣象因素的相關系數(shù)Table 2 Correlation coefficients of ozone concentration and meteorological factors in each plot

在一定范圍內(nèi),隨著溫度的升高,鵝掌柴、香樟等闊葉樹種 BVOCs的釋放速率加快,臭氧光化學形成增多,而濕度越大OH越多,對臭氧的化學消耗也越大,同時濕度的增大還可以減弱林內(nèi)的太陽有效輻射,減少臭氧的光化學生成,此外溫度和濕度還可以影響森林對臭氧的土壤沉降[36-38].3種生境城市森林內(nèi)全天的臭氧濃度都隨著溫度和相對濕度的變化而變化,這與部分城市污染區(qū)和上甸子本底站等清潔區(qū)的研究結果相似[39-41],但與華東高山背景森林區(qū)的研究不一致[34].造成這種差異的原因一方面可能是森林與城市的距離不同,受到城市大環(huán)境的影響程度不同,另一方面可能是城市森林夏季受溫度、水分等逆境脅迫相對于森林背景區(qū)更為嚴重,植物可以釋放BVOCs來抵御這些脅迫同時增加臭氧生成,因此臭氧濃度與溫度、濕度等氣象因素密切相關.

一定范圍內(nèi)風速的增大有利于前體物的搬運[37],臭氧的生成增多.結合圖 2可以發(fā)現(xiàn),山麓和河谷的平均風速和最大風速全天大部分時間段都小于0.5m/s,對BVOCs、NOx等前體物的搬運作用較弱,臭氧濃度全天的變化較為平緩,因此其臭氧濃度與風速的相關性不顯著,而山脊的風速全天大部分時間段都處于0.5m/s～2m/s,可能是該范圍內(nèi)風速越大,前體物的搬運越多,臭氧生成較多.因此,今后在城市森林營造時,應根據(jù)生境類型設置樹種組成、林分密度等,以調(diào)節(jié)林內(nèi)氣象因子,降低林內(nèi)臭氧濃度.

3 結論

3.1 深圳園山所測的3種生境城市森林的臭氧濃度小時均值和日最大8h均值都達到了一類環(huán)境功能區(qū)質(zhì)量要求(160μg/m3,100μg/m3),達標率分別超過33%和15%,符合人們森林游憩活動的空氣環(huán)境質(zhì)量要求.

3.2 夏季3種生境城市森林內(nèi)的臭氧日均濃度都高于城區(qū)對照,升高了 30%以上;3種林分中,山脊的臭氧日均濃度最高,其次為河谷,山麓的最低.

3.3 3種林分臭氧濃度的日變化總體表現(xiàn)為單峰型,且白天高于夜間,在 15：00-17：00達到高峰,5：00-7：00處于全天最低.從臭氧濃度考慮, 深圳居民選擇在上午 7點前赴園山進行森林游憩最為適宜.

3.4 在一定范圍內(nèi),林內(nèi)臭氧濃度隨溫度升高而增大,隨相對濕度增加而減小,林內(nèi)溫度、濕度等氣象因子的晝夜交替可以引起臭氧濃度的日變化;不同林分間各氣象因子的差異也可導致其臭氧濃度的不同.

[1]廖志恒,孫家仁,范紹佳,等.2006～2012年珠三角地區(qū)空氣污染變化特征及影響因素 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(2)：329-336.

[2]易 睿,王亞林,張殷俊,等.長江三角洲地區(qū)城市臭氧污染特征與影響因素分析 [J]. 環(huán)境科學學報, 2015,35(8)：2370-2377.

[3]顏 敏,尹魁浩,梁永賢,等.深圳市夏季臭氧污染研究 [J]. 環(huán)境科學研究, 2012,25(4)：411-418.

[4]趙辰航,耿福海,馬承愚,等.上海地區(qū)光化學污染中氣溶膠特征研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2015,35(2)：356-363.

[5]齊 冰,牛彧文,杜榮光,等.杭州市近地面大氣臭氧濃度變化特征分析 [J]. 中國環(huán)境科學, 2017,37(2)：443-451.

[6]劉 峰,朱永官,王效科.我國地面臭氧污染及其生態(tài)環(huán)境效應[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008,17(4)：1674-1679.

[7]陳仁杰,陳秉衡,闞海東.上海市近地面臭氧污染的健康影響評價 [J]. 中國環(huán)境科學, 2010,30(5)：603-608.

[8]吳志萍,王 成.城市綠地與人體健康 [J]. 世界林業(yè)研究, 2007,20(2)：32-37.

[9]李 強.城市森林游憩的生理保健價值及資源開發(fā)——以揚州市為例 [J]. 中南林業(yè)科技大學學報, 2013,33(1)：123-128.

[10]Fares S, Park J, Ormeno E, et al. Ozone uptake by citrus trees exposed to a range of ozone concentrations [J]. Atmospheric Environment, 2010,44(28)：3404-3412.

[11]Altimir N, Kolari P, Tuovinen J P, et al. Foliage surface ozone deposition： a role for surface moisture? [J]. Biogeosciences, 2006,3(2)：1-20.

[12]Fares S, Weber R, Park J H, et al. Ozone deposition to an orange orchard： partitioning between stomatal and nonstomatal sinks [J]. Environmental Pollution, 2012,169：258-266.

[13]Hu Y, Zhao P, Niu J, et al. Canopy stomatal uptake of NOx, SO2and O3by mature urban plantations based on sap flow measurement [J]. Atmospheric Environment, 2016,125：165-177.

[14]Wang H, Zhou W, Wang X, et al. Ozone uptake by adult urban trees based on sap flow measurement [J]. Environmental Pollution, 2012,162,275-286.

[15]Calfapietra C, Fares S, Manes F, et al. Role of Biogenic Volatile Organic Compounds (BVOC) emitted by urban trees on ozone concentration in cities： A review [J]. Environmental Pollution, 2013,183：71-80.

[16]Haider T, James W, Robert B, et al. An urban-forest control measure for ozone in the Sacramento, CA Federal Non-Attainment Area (SFNA) [J]. Sustainable Cities and Society, 2016,21：51-65.

[17]Calfapietra C, Fares S, Loreto F, et al. Volatile organic compounds from Italian vegetation and their interaction with ozone [J]. Environmental Pollution, 2009,157：1478-1486.

[18]李銘紅.生態(tài)學實驗 [M]. 杭州：浙江大學出版社, 2010.

[19]國家環(huán)?？偩?GB 3095-2012環(huán)境空氣質(zhì)量標準 [S]. 北京：國家環(huán)?？偩? 2012.

[20]賈 龍,葛茂發(fā),徐永福,等.大氣臭氧化學研究進展 [J]. 化學進展, 2006,18(11)：1565-1574.

[21]鄧雪嬌,周秀驥,吳 兌,等.珠江三角洲大氣氣溶膠對地面臭氧變化的影響 [J]. 中國科學：地球科學, 2011,41(1)：93-102.

[22]Satoru C, Sou N M, Seiji N. Estimate of biogenic VOC emissions in Japan and their effects on photochemical formation of ambient ozone and secondary organic aerosol [J]. Atmospheric Environment, 2015,120：38-50.

[23]Elena P, Alessandra D M, David C S B, et al. Ozone levels in European and USA cities are increasing more than at rural sites, while peak values are decreasing [J]. Environmental Pollution, 2014,192：295-299.

[24]Singh R, Singh M.P, Singh A P. Ozone forming potential of tropical plant species of the Vidarbha region of Maharashtra state of India [J]. Urban Forestry & Urban Greening, 2014,13(4),814-820.

[25]Kim S Y, Jiang X Y, Lee M, et al. Impact of biogenic volatile organic compounds on ozone production at the Taehwa Research Forest near Seoul, South Korea [J]. Atmospheric Environment, 2013,70：447-453.

[26]楊棠武,呂美婷,安樹青,等.城區(qū)森林與鄉(xiāng)村森林近地層臭氧濃度的變化規(guī)律對比 [J]. 生態(tài)學報, 2014,34(19)：5670-5678.

[27]Li L Y, Chen Y, Xie S D. Spatio-temporal variation of biogenic volatile organic compounds emissions in China [J]. Environmental Pollution, 2013,182：157-168.

[28]Matyssek R, Baumgarten M, Hummel U, et al. Canopy-level stomatal narrowing in adult Fagus sylvatica under O3stress-Means of preventing enhanced O3uptake under high O3exposure? [J]. Environmental Pollution, 2015,196：518-526.

[29]Su H, Cheng Y, Oswald R., et al. Soil nitrite as a source of atmospheric HONO and OH radicals [J]. Science, 2011, 333(6049)：1616-1618.

[30]Grulke N E, Alonso R, Nguyen T, et al. Stomata open at night in pole-sized and mature ponderosa pine： implications for O3exposure metrics [J]. Tree Physiology, 2004,24：1001-1010.

[31]白建輝,徐永福,陳 輝,等.鼎湖山森林地區(qū)臭氧及其前體物的變化特征和分析 [J]. 氣候與環(huán)境研究, 2003,8(3)：370-380.

[32]孟祥謙,胡順星,曹開法,等.大別山區(qū)和合肥城郊地面臭氧、氣溶膠測量結果分析 [J]. 大氣與環(huán)境光學學報, 2011,6(1)：75-82.

[33]余應新,文 晟,呂輝雄,等.廣州森林大氣中 VOCs晝夜變化特征及對O3的影響 [J]. 環(huán)境科學與技術, 2009,32(3)：94-98.

[34]蘇彬彬.華東森林及高山背景區(qū)域臭氧變化特征及影響因素[J]. 環(huán)境科學, 2013,34(7)：2519-2525.

[35]Mitsutoshi K, Masabumi K, Yasutomo H, et al. Seasonal ozone uptake by a warm-temperate mixed deciduous and evergreen broadleaf forest in western Japan estimated by the Penman-Monteith approach combined with a photosynthesis-dependent stomatal model [J]. Environmental Pollution, 2014,184：457-463.

[36]Yagmur M A, Baris Y, Husnu K, et al. Biogenic volatile organic compound (BVOC) emissions from forested areas in Turkey：Determination of specific emission rates for thirty-one tree species [J]. Science of the Total Environment, 2014,490：239-253.

[37]Sathiyamurthi R, Akira I, Charlotte J, et al. Total OH reactivity measurement in a BVOC dominated temperate forest during a summer campaign, 2014 [J]. Atmospheric Environment, 2016, 131：41-54.

[38]Ling H, Elena C, McDonald B, et al. The impact of drought on ozone dry deposition over eastern Texas [J]. Atmospheric Environment, 2016,127：176-186.

[39]嚴茹莎,陳敏東,高慶先,等.北京夏季典型臭氧污染分布特征及影響因子 [J]. 環(huán)境科學研究, 2013,26(1)：43-49.

[40]劉姣姣,蔣昌潭,宋 丹,等.重慶夏季近地面臭氧變化規(guī)律及影響因素分析 [J]. 重慶大學學報, 2014,37(8)：91-98.

[41]劉 潔,張小玲,張曉春,等.上甸子本底站地面臭氧變化特征及影響因素 [J]. 環(huán)境科學研究, 2006,19(4)：19-25.

Variation of ozone concentrations in three urban forests under different habitats of Shenzhen in summer.

DUANWen-jun1,2, WANG Cheng1,2*, ZHANG Chang1,2, SONG Yang1,2, HAO Ze-zhou1,2, XU Xin-hui1,2, JIN Yi-bo1,2, WANG Zi-yan1,2(1.Research Institute of Forestry of Chinese Academy of Forestry, State Key Laboratory of Tree Genetics and Breeding; State Forestry Administration, Beijing 100091, China；2.Research Center of Urban Forest, State Forestry Administration Beijing 100091, China). China Environmental Science, 2017,37(6)：2064～2071

The ozone concentration of 3 typical urban forests growing at foothill, river valley and ridge of Yuanshan Park in Shenzhen were observed for 24 hours in the summer of 2015. At the same time, the meteorological factors were also observed as influencing factors. Our results showed that: The mean value of hourly and 8h maximum ozone concentration in 3 forests were all achieved the primary standard of national air quality standards (160 and 100 μg/m3, respectively). The daily average ozone concentration in 3 forests were all higher than the control with the highest value observed at the ridge. The daily variation of ozone concentration in 3forests all exhibited a single peak curve, with the highest concentration occurring in 15:00～17:00pm, whereas the lowest occurring in 5:00～7:00am. The ozone concentration in each forest was positively related with the temperature and negatively with the relative humidity. Moreover, a positive correlation was noted between the ozone concentration and the wind velocity at the ridge. In conclusion, the air quality in 3urban forests of Yuanshan Park in Shenzhen is consistent with the air quality requirements of forest recreation activities, and the proper time according to the status of ozone is from 5:00 to 7:00 am in summer.

Shenzhen；urban forest；habitat；ozone；meteorological factors

X515

A

1000-6923(2017)06-2064-08

段文軍(1987-),男,漢族,內(nèi)蒙古烏蘭察布人,博士研究生,主要從事城市森林與居民健康研究.發(fā)表論文10余篇.

2016-10-17

國家科技支撐計劃(2015BAD07B06);林業(yè)公益性行業(yè)科研專項經(jīng)費項目(201404301)

* 責任作者, 研究員, wch8361@163.com