- ข้อความ
- ประวัติศาสตร์
Short-term O3 concentration was not
Short-term O3 concentration was not related to phenology (see
Table 3). This may be due to the fact that O3 is highly variable from
one week to another (Schipa et al., 2009). The selected period for
passive sampling in our study was characterized by warm and dry
weather conditions which probably led to an overestimation of
long-term O3 concentrations. This is also confirmed by Fig. S2
which shows the annual course of O3 at two monitoring stations
in Munich: here, most of the year is characterized by lower values
than the mean value of our passive sampling campaign. These results
suggest some caution when interpreting short-term pollution
data collected in field studies.
By analyzing long-term data we found that increasing levels of
O3 delayed plant phenology of birch and horse chestnut (see
Table 3). Birch species are typically regarded as O3 sensitive species(Matyssek, 2001); thus, we suggest that the delay in spring
phenology with increasing O3 levels might be a consequence of the
species’ sensitivity. Although the variation of O3 is lower at urban
compared to rural sites (see Table 2), this environmental factor was
only relevant for full flowering of birch in stepwise regression analyses
when rural sites were excluded (see Table 5).We did not find
an influence of O3 on birch phenology when urban and rural sites
were jointly considered. This was somewhat unexpected since the
lowest concentrations of O3 are typically found in urban areas
(here: minimum: 38.8 mg/m3, mean: 43.0 ± 1.9 mg/m3) and the
highest in rural areas (here: maximum: 55.5 mg/m3, mean:
49.0 ± 4.2 mg/m3, see Table 2). The importance of O3 for full flowering
of hazel and for horse chestnut was particularly evident when
urban sites were solely considered. Interestingly, the predictive
power of O3 was found to overweight that of temperature (likely by
combining the effects of temperature and O3), especially for horse
chestnut and birch.
In our study, we additionally found that NO2 and NOx were
positively correlated with full flowering of common hazel (see
Table 3). The correlation was especially high when rural sites were
excluded. LUR were generally developed for urban environments in
order to mirror the within-city variability of air pollutants (Briggs et
al., 1997). Therefore, we suggest that the modelled modeled data
also represents the pollutant concentrations in urban areas better
than adjacent rural sites. This is probably related to the fact that the
variability of NO2 and NOx is especially high in urban areas (see
Table 2). It can be assumed that later flowering stages are more
vulnerable to the exposure of NO2 and NOx since we did not
observe significant influences on earlier flowering stages. The
importance of NOx for hazel flowering was also underlined with
stepwise linear regression analyses, increasing R2 by more than 6%
(see Table 4).
Delayed flowering onset of some herbaceous species was also
demonstrated by Honour et al. (2009) who installed a diesel
generator to produce NOx concentrations representative of urban
conditions in a fumigation experiment. The authors alsodocumented an accelerated senescence and therefore provided
evidence for harmful effects of traffic pollution on plant phenology.
However, it was also shown that the species’ response differed
considerably indicating a species-specific susceptibility to air
pollution.
The effects of PM on foliar processes are believed to be small or
even non-existent except when the exposure is considerably high
(Grantz et al., 2003). This might be the reason why the amount of
PM10 (maximum: 34.9 mg/m3, mean: 19.7 ± 3.7 mg/m3) and PM2.5
(maximum: 18.4 mg/m3, mean: 14.1 ± 1.4 mg/m3, see also Table 2)
estimated for our study sites did not have an effect on most of the
phenophases. However, full flowering of common hazel was
delayed with increasing PM levels when solely urban areas were
considered (Table 3). Stepwise regression analyses revealed that
PM was only important for full flowering of hazel when rural sites
were excluded (see Table 5). The exclusion of temperature yielded
in superior models which were only based on estimates of PM10 or
PM10 along with O3. Thus, these predictors might not only mirror
the effect of temperature but also of pollution. A foliar uptake of
chemicals is not plausible, since leaves only develop after flowering
and it is more likely that PM might have exerted an indirect effect
via altering soil chemistry. This consequence is also believed to be
the major effect of PM on plants (Grantz et al., 2003). In general,
there are high correlations with PM and other pollutants (see
Table S3); however, the relative abundance and importance of
single chemicals within PM could not be evaluated in our study. The
majority of identified direct effects of PM on phenology was reported
to occur in severely polluted areas, for example around
factories which melt or produce heavy metals (Kozlov et al., 2007).
Table 3). This may be due to the fact that O3 is highly variable from
one week to another (Schipa et al., 2009). The selected period for
passive sampling in our study was characterized by warm and dry
weather conditions which probably led to an overestimation of
long-term O3 concentrations. This is also confirmed by Fig. S2
which shows the annual course of O3 at two monitoring stations
in Munich: here, most of the year is characterized by lower values
than the mean value of our passive sampling campaign. These results
suggest some caution when interpreting short-term pollution
data collected in field studies.
By analyzing long-term data we found that increasing levels of
O3 delayed plant phenology of birch and horse chestnut (see
Table 3). Birch species are typically regarded as O3 sensitive species(Matyssek, 2001); thus, we suggest that the delay in spring
phenology with increasing O3 levels might be a consequence of the
species’ sensitivity. Although the variation of O3 is lower at urban
compared to rural sites (see Table 2), this environmental factor was
only relevant for full flowering of birch in stepwise regression analyses
when rural sites were excluded (see Table 5).We did not find
an influence of O3 on birch phenology when urban and rural sites
were jointly considered. This was somewhat unexpected since the
lowest concentrations of O3 are typically found in urban areas
(here: minimum: 38.8 mg/m3, mean: 43.0 ± 1.9 mg/m3) and the
highest in rural areas (here: maximum: 55.5 mg/m3, mean:
49.0 ± 4.2 mg/m3, see Table 2). The importance of O3 for full flowering
of hazel and for horse chestnut was particularly evident when
urban sites were solely considered. Interestingly, the predictive
power of O3 was found to overweight that of temperature (likely by
combining the effects of temperature and O3), especially for horse
chestnut and birch.
In our study, we additionally found that NO2 and NOx were
positively correlated with full flowering of common hazel (see
Table 3). The correlation was especially high when rural sites were
excluded. LUR were generally developed for urban environments in
order to mirror the within-city variability of air pollutants (Briggs et
al., 1997). Therefore, we suggest that the modelled modeled data
also represents the pollutant concentrations in urban areas better
than adjacent rural sites. This is probably related to the fact that the
variability of NO2 and NOx is especially high in urban areas (see
Table 2). It can be assumed that later flowering stages are more
vulnerable to the exposure of NO2 and NOx since we did not
observe significant influences on earlier flowering stages. The
importance of NOx for hazel flowering was also underlined with
stepwise linear regression analyses, increasing R2 by more than 6%
(see Table 4).
Delayed flowering onset of some herbaceous species was also
demonstrated by Honour et al. (2009) who installed a diesel
generator to produce NOx concentrations representative of urban
conditions in a fumigation experiment. The authors alsodocumented an accelerated senescence and therefore provided
evidence for harmful effects of traffic pollution on plant phenology.
However, it was also shown that the species’ response differed
considerably indicating a species-specific susceptibility to air
pollution.
The effects of PM on foliar processes are believed to be small or
even non-existent except when the exposure is considerably high
(Grantz et al., 2003). This might be the reason why the amount of
PM10 (maximum: 34.9 mg/m3, mean: 19.7 ± 3.7 mg/m3) and PM2.5
(maximum: 18.4 mg/m3, mean: 14.1 ± 1.4 mg/m3, see also Table 2)
estimated for our study sites did not have an effect on most of the
phenophases. However, full flowering of common hazel was
delayed with increasing PM levels when solely urban areas were
considered (Table 3). Stepwise regression analyses revealed that
PM was only important for full flowering of hazel when rural sites
were excluded (see Table 5). The exclusion of temperature yielded
in superior models which were only based on estimates of PM10 or
PM10 along with O3. Thus, these predictors might not only mirror
the effect of temperature but also of pollution. A foliar uptake of
chemicals is not plausible, since leaves only develop after flowering
and it is more likely that PM might have exerted an indirect effect
via altering soil chemistry. This consequence is also believed to be
the major effect of PM on plants (Grantz et al., 2003). In general,
there are high correlations with PM and other pollutants (see
Table S3); however, the relative abundance and importance of
single chemicals within PM could not be evaluated in our study. The
majority of identified direct effects of PM on phenology was reported
to occur in severely polluted areas, for example around
factories which melt or produce heavy metals (Kozlov et al., 2007).
0/5000
ความเข้มข้นของ O3 ระยะสั้นไม่เกี่ยวข้องกับ phenology (ดูตาราง 3) อาจเนื่องจากข้อเท็จจริงที่ว่า O3 จะผันแปรสูงจากหนึ่งสัปดาห์ไปอีก (Schipa et al., 2009) รอบระยะเวลาที่เลือกสุ่มตัวอย่างที่แฝงในการศึกษาของเรามีลักษณะอบอุ่นและแห้งสภาพที่คง overestimation เป็นของความเข้มข้นของ O3 ระยะยาว นี้ยังได้รับการยืนยันแล้ว โดยฟิก S2แสดงหลักสูตรประจำปีของ O3 ที่สถานีตรวจสอบในมิวนิค: ที่นี่ ทั้งปีเป็นลักษณะค่าล่างกว่าค่าเฉลี่ยของเราแฝงสุ่มตัวอย่างส่งเสริมการขาย ผลลัพธ์เหล่านี้แนะนำข้อควรระวังบางเมื่อทำนายมลพิษระยะสั้นรวบรวมข้อมูลในเขตข้อมูลการศึกษาโดยการวิเคราะห์ข้อมูลระยะยาวที่เราพบว่าการเพิ่มระดับของO3 ช้าพืช phenology เบิร์ชและเกาลัดฮอร์ส (ดูตาราง 3) เบิร์ชพันธุ์โดยทั่วไปถือเป็นสายพันธุ์สำคัญ O3 (Matyssek, 2001); ดังนั้น เราแนะนำที่ล่าช้าในฤดูใบไม้ผลิphenology กับเพิ่มระดับ O3 อาจเป็นผลมาจากการความไวของสายพันธุ์ แม้ว่าความผันแปรของ O3 จะต่ำกว่าในเมืองเมื่อเทียบกับอเมริกาชนบท (ดูตารางที่ 2), ปัจจัยสิ่งแวดล้อมนี้ได้เกี่ยวข้องเฉพาะสำหรับดอกเต็มของเบิร์ชในการวิเคราะห์การถดถอย stepwiseเมื่อมีแยกไซต์ชนบท (ดูตาราง 5) เราไม่พบอิทธิพลของ O3 phenology เบิร์ชเมื่อเขตเมือง และชนบทในอเมริกาได้ร่วมกันพิจารณา นี้เป็นค่อนข้างไม่คาดคิดเนื่องจากการความเข้มข้นต่ำสุดของ O3 โดยปกติพบในเขตเมือง(นี่: ขั้นต่ำ: 38.8 mg/m3 ค่าเฉลี่ย: 43.0 ± 1.9 mg/m3) และสูงสุดในชนบท (ที่นี่: สูงสุด: 55.5 mg/m3 ค่าเฉลี่ย:49.0 ± 4.2 mg/m3 ดูตารางที่ 2) ความสำคัญของ O3 ดอกเต็มท และม้าเกาลัดได้ชัดโดยเฉพาะอย่างยิ่งเมื่อถือว่าอเมริกาเมืองเท่านั้น เป็นเรื่องน่าสนใจ งานอำนาจของ O3 พบ overweight ที่อุณหภูมิ (อาจโดยการรวมผลของอุณหภูมิและ O3), โดยเฉพาะอย่างยิ่งสำหรับม้าเกาลัดและเบิร์ชในการศึกษาของเรา เรานอกจากนี้พบว่า NO2 และโรงแรมน็อกซ์ได้correlated บวกกับดอกเต็มของททั่วไป (ดูตาราง 3) สหสัมพันธ์สูงอย่างยิ่งเมื่อชนบทถูกแยกออก LUR ถูกพัฒนาโดยทั่วไปในสภาพแวดล้อมเมืองในสั่งกับความแปรผันภายในเมืองของสารมลพิษอากาศ (บริกส์ร้อยเอ็ดal., 1997) ดังนั้น ขอแนะนำว่า ที่คือ แบบจำลองจำลองข้อมูลนอกจากนี้ยัง แสดงถึงความเข้มข้นของมลพิษในเขตเมืองดีกว่ากว่าไซต์ชนบทติด นี้อาจเกี่ยวข้องกับข้อเท็จจริงที่จะความแปรผันของ NO2 และโรงแรมน็อกซ์มีสูงโดยเฉพาะอย่างยิ่งในเขตเมือง (ดูตาราง 2) สามารถสันนิษฐานว่า ขั้นต่อดอกเป็นการเปิดรับแสงของ NO2 และโรงแรมน็อกซ์เนื่องจากเราไม่สังเกตอิทธิพลอย่างมีนัยสำคัญในระยะดอก ที่ความสำคัญของโรงแรมน็อกซ์สำหรับดอกทถูกขีดเส้นใต้ยังมีการวิเคราะห์ถดถอยเชิงเส้น stepwise, R2 เพิ่มขึ้นมากกว่า 6%(ดูตารางที่ 4)เริ่มมีอาการล่าช้าดอกบางพันธุ์ herbaceous ได้ยังdemonstrated by Honour et al. (2009) who installed a dieselgenerator to produce NOx concentrations representative of urbanconditions in a fumigation experiment. The authors alsodocumented an accelerated senescence and therefore providedevidence for harmful effects of traffic pollution on plant phenology.However, it was also shown that the species’ response differedconsiderably indicating a species-specific susceptibility to airpollution.The effects of PM on foliar processes are believed to be small oreven non-existent except when the exposure is considerably high(Grantz et al., 2003). This might be the reason why the amount ofPM10 (maximum: 34.9 mg/m3, mean: 19.7 ± 3.7 mg/m3) and PM2.5(maximum: 18.4 mg/m3, mean: 14.1 ± 1.4 mg/m3, see also Table 2)estimated for our study sites did not have an effect on most of thephenophases. However, full flowering of common hazel wasdelayed with increasing PM levels when solely urban areas wereconsidered (Table 3). Stepwise regression analyses revealed thatPM was only important for full flowering of hazel when rural siteswere excluded (see Table 5). The exclusion of temperature yieldedin superior models which were only based on estimates of PM10 orPM10 along with O3. Thus, these predictors might not only mirrorthe effect of temperature but also of pollution. A foliar uptake ofchemicals is not plausible, since leaves only develop after floweringและมีแนวโน้มว่า PM อาจมีนั่นเองผลกระทบทางอ้อมผ่านการดัดแปลงดิน สัจจะนี้ยังเชื่อว่าเป็นลักษณะสำคัญของ PM ในพืช (Grantz et al., 2003) ทั่วไปมีความสัมพันธ์สูงกับ PM และสารมลพิษอื่น ๆ (ดูตาราง S3); อย่างไรก็ตาม ความสัมพันธ์และความสำคัญของไม่สามารถประเมินสารเคมีเดี่ยวภายใน PM ในการศึกษาของเรา ที่รายงานส่วนใหญ่ระบุตรงผลของ PM phenologyเกิดขึ้นในพื้นที่อย่างรุนแรงเสีย เช่นสถานโรงงานหลอม หรือผลิตโลหะหนัก (Kozlov et al., 2007)
การแปล กรุณารอสักครู่..
ระยะสั้น O3 สมาธิไม่มีความสัมพันธ์กับภายใน ( ดู
ตารางที่ 3 ) นี้อาจจะเนื่องจากความจริงที่ว่า O3 มีตัวแปรจาก
หนึ่งสัปดาห์อื่น ( schipa et al . , 2009 ) เลือกระยะเวลาสำหรับ
เรื่อยๆตัวอย่างในการศึกษาของเรามีลักษณะอบอุ่นและแห้ง
สภาพอากาศซึ่งอาจนำไปสู่การประเมินมากเกินไปของปริมาณ O3
ระยะยาว นี้ยังยืนยันตามรูปที่ S2
ซึ่งแสดงให้เห็นว่าหลักสูตรปีที่ 2 สถานีตรวจวัด O3
ในมิวนิค : ที่นี่มากที่สุดของปีคือ characterized โดยลดค่า
กว่าค่าเฉลี่ยของเราเรื่อยๆ ) แคมเปญ ผลลัพธ์เหล่านี้ขอแนะนำให้ระมัดระวังบางตอนที่ตีความสั้น
ข้อมูลมลพิษในการศึกษา .
โดยการวิเคราะห์ข้อมูลระยะยาวพบว่า การเพิ่มระดับของ
O3 ล่าช้าภายในพืชของเบิร์ชและเกาลัดม้า ( เห็น
ตารางที่ 3 ) เบิร์ชชนิดมักจะถือว่าเป็นชนิดที่อ่อนไหว O3 ( matyssek , 2001 ) ; ดังนั้นเราจึงแนะนำว่า ความล่าช้าในการเพิ่มระดับ O3
ภายในฤดูใบไม้ผลิอาจจะเกิดจาก
ชนิดความไว แม้ว่าการเปลี่ยนแปลงของ O3 ต่ำที่เมือง
เมื่อเทียบกับเว็บไซต์ชนบท ( ตารางที่ 2 ) นี้ปัจจัยสิ่งแวดล้อม
ที่เกี่ยวข้องเท่านั้น เต็มดอกของเบิร์ชในการวิเคราะห์ถดถอยพหุคูณแบบเพิ่ม
เมื่อเว็บไซต์ในชนบทได้รับการยกเว้น ( ตารางที่ 5 ) เราไม่พบอิทธิพลของ O3
ในเบิร์ชภายในเมื่อ ชุมชนเมือง และชุมชนชนบทเว็บไซต์
ได้ร่วมกันพิจารณา นี้คือค่อนข้างไม่คาดคิดตั้งแต่
ความเข้มข้นต่ำสุดของ O3 มักจะพบในเขตเมือง
( ที่นี่ : ขั้นต่ำ : 38.8 mg / m3 หมายถึง : 43.0 ± 1.9 mg / m3
) และ
ตารางที่ 3 ) นี้อาจจะเนื่องจากความจริงที่ว่า O3 มีตัวแปรจาก
หนึ่งสัปดาห์อื่น ( schipa et al . , 2009 ) เลือกระยะเวลาสำหรับ
เรื่อยๆตัวอย่างในการศึกษาของเรามีลักษณะอบอุ่นและแห้ง
สภาพอากาศซึ่งอาจนำไปสู่การประเมินมากเกินไปของปริมาณ O3
ระยะยาว นี้ยังยืนยันตามรูปที่ S2
ซึ่งแสดงให้เห็นว่าหลักสูตรปีที่ 2 สถานีตรวจวัด O3
ในมิวนิค : ที่นี่มากที่สุดของปีคือ characterized โดยลดค่า
กว่าค่าเฉลี่ยของเราเรื่อยๆ ) แคมเปญ ผลลัพธ์เหล่านี้ขอแนะนำให้ระมัดระวังบางตอนที่ตีความสั้น
ข้อมูลมลพิษในการศึกษา .
โดยการวิเคราะห์ข้อมูลระยะยาวพบว่า การเพิ่มระดับของ
O3 ล่าช้าภายในพืชของเบิร์ชและเกาลัดม้า ( เห็น
ตารางที่ 3 ) เบิร์ชชนิดมักจะถือว่าเป็นชนิดที่อ่อนไหว O3 ( matyssek , 2001 ) ; ดังนั้นเราจึงแนะนำว่า ความล่าช้าในการเพิ่มระดับ O3
ภายในฤดูใบไม้ผลิอาจจะเกิดจาก
ชนิดความไว แม้ว่าการเปลี่ยนแปลงของ O3 ต่ำที่เมือง
เมื่อเทียบกับเว็บไซต์ชนบท ( ตารางที่ 2 ) นี้ปัจจัยสิ่งแวดล้อม
ที่เกี่ยวข้องเท่านั้น เต็มดอกของเบิร์ชในการวิเคราะห์ถดถอยพหุคูณแบบเพิ่ม
เมื่อเว็บไซต์ในชนบทได้รับการยกเว้น ( ตารางที่ 5 ) เราไม่พบอิทธิพลของ O3
ในเบิร์ชภายในเมื่อ ชุมชนเมือง และชุมชนชนบทเว็บไซต์
ได้ร่วมกันพิจารณา นี้คือค่อนข้างไม่คาดคิดตั้งแต่
ความเข้มข้นต่ำสุดของ O3 มักจะพบในเขตเมือง
( ที่นี่ : ขั้นต่ำ : 38.8 mg / m3 หมายถึง : 43.0 ± 1.9 mg / m3
) และ
การแปล กรุณารอสักครู่..
ภาษาอื่น ๆ
การสนับสนุนเครื่องมือแปลภาษา: กรีก, กันนาดา, กาลิเชียน, คลิงออน, คอร์สิกา, คาซัค, คาตาลัน, คินยารวันดา, คีร์กิซ, คุชราต, จอร์เจีย, จีน, จีนดั้งเดิม, ชวา, ชิเชวา, ซามัว, ซีบัวโน, ซุนดา, ซูลู, ญี่ปุ่น, ดัตช์, ตรวจหาภาษา, ตุรกี, ทมิฬ, ทาจิก, ทาทาร์, นอร์เวย์, บอสเนีย, บัลแกเรีย, บาสก์, ปัญจาป, ฝรั่งเศส, พาชตู, ฟริเชียน, ฟินแลนด์, ฟิลิปปินส์, ภาษาอินโดนีเซี, มองโกเลีย, มัลทีส, มาซีโดเนีย, มาราฐี, มาลากาซี, มาลายาลัม, มาเลย์, ม้ง, ยิดดิช, ยูเครน, รัสเซีย, ละติน, ลักเซมเบิร์ก, ลัตเวีย, ลาว, ลิทัวเนีย, สวาฮิลี, สวีเดน, สิงหล, สินธี, สเปน, สโลวัก, สโลวีเนีย, อังกฤษ, อัมฮาริก, อาร์เซอร์ไบจัน, อาร์เมเนีย, อาหรับ, อิกโบ, อิตาลี, อุยกูร์, อุสเบกิสถาน, อูรดู, ฮังการี, ฮัวซา, ฮาวาย, ฮินดี, ฮีบรู, เกลิกสกอต, เกาหลี, เขมร, เคิร์ด, เช็ก, เซอร์เบียน, เซโซโท, เดนมาร์ก, เตลูกู, เติร์กเมน, เนปาล, เบงกอล, เบลารุส, เปอร์เซีย, เมารี, เมียนมา (พม่า), เยอรมัน, เวลส์, เวียดนาม, เอสเปอแรนโต, เอสโทเนีย, เฮติครีโอล, แอฟริกา, แอลเบเนีย, โคซา, โครเอเชีย, โชนา, โซมาลี, โปรตุเกส, โปแลนด์, โยรูบา, โรมาเนีย, โอเดีย (โอริยา), ไทย, ไอซ์แลนด์, ไอร์แลนด์, การแปลภาษา.
- ฉันมีสีผิวน้ำตาล
- Patient 1 information
- prof
- Customer: Good morning. I purchased a co
- as a “generic type of solution” from the
- Customer: Good morning. I purchased a co
- continued to grow
- Let's not hurt in mind
- Can you come down a bit more. You sent m
- ห้ามรับประทานอาหารในห้องเรียน
- นักร้อง
- c'est pas grave ! j'espere qu'ils seront
- loss
- After the new movie has been inserted in
- ชื่อเรื่อง ความสัมพันธ์ระหว่างผลการเรีย
- กำหนดระยะเวลาการจัดเก็บ
- Jane went to brought some accessories fo
- Of these tissues, the mesocarp represent
- Labelled DNA probes which are radioactiv
- คุณไม่มีสิทธิในการย้ายสินค้า
- เจอกันตอนเย็น
- I go to the Mall in their spare time
- get
- We support Outlook 2010 standard you can
