佟磊，王效科，肖航, 黃仲文

1. 中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所 大氣有害物質(zhì)實驗室，廈門 361021 2. 中國科學(xué)院寧波城市環(huán)境觀測研究站，寧波 315830 3. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心 城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實驗室，北京100085

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我國近地層臭氧污染對水稻和冬小麥產(chǎn)量的影響概述

佟磊1,2, *，王效科3，肖航1,2, 黃仲文1,2

1. 中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所 大氣有害物質(zhì)實驗室，廈門 361021 2. 中國科學(xué)院寧波城市環(huán)境觀測研究站，寧波 315830 3. 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心 城市與區(qū)域生態(tài)國家重點(diǎn)實驗室，北京100085

地表監(jiān)測數(shù)據(jù)表明，我國近地層O3污染日趨嚴(yán)重，已對水稻和冬小麥的生長造成嚴(yán)重威脅。為評估O3污染對我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的風(fēng)險，綜合已有劑量反應(yīng)實驗結(jié)果，對我國南北五個地區(qū)(北京、定興、江都、嘉興、東莞)水稻和冬小麥的O3敏感性進(jìn)行了比較分析。研究發(fā)現(xiàn)：(1)隨著實驗地區(qū)和實驗品種的變化，兩種作物的O3敏感性存在明顯差異，其中，水稻對O3的敏感程度由北到南逐漸增加；(2)兩種作物的產(chǎn)量均隨O3劑量的增加而降低，且冬小麥的減產(chǎn)程度高于水稻；(3)基于FACE實驗得到的作物O3敏感性高于基于OTC實驗的研究結(jié)果。利用上述研究得到的O3劑量反應(yīng)方程和O3濃度預(yù)測數(shù)據(jù)，對未來我國水稻和冬小麥的產(chǎn)量損失進(jìn)行了評估。預(yù)計到2020年，我國五個主要作物產(chǎn)地水稻和冬小麥的產(chǎn)量損失范圍分別為3.2～28.8%和7.8～36.9%。上述結(jié)果表明，O3污染已對我國主要糧食作物的生長造成巨大威脅，且作物品種間存在明顯的O3抗性差異，有必要采取有效措施緩解O3濃度的上升，同時，需要利用更科學(xué)的實驗方法進(jìn)行O3抗性品種的選育，這對降低O3的農(nóng)業(yè)風(fēng)險具有重要意義。

臭氧；水稻；冬小麥；開頂箱；產(chǎn)量

臭氧(O3)是重要的溫室氣體之一，隨著各國化石燃料的大量使用，全球O3前體物質(zhì)(氮氧化物、甲烷、一氧化碳和揮發(fā)性有機(jī)物等)的排放量日益增加，平均O3濃度不斷升高，其中北半球中緯度地區(qū)的O3濃度每年增加0.5%～2%[1]。按照當(dāng)前O3濃度升高趨勢，預(yù)計到2100年，對流層O3濃度將增加40%～60%[2]，屆時O3濃度值可達(dá)80 nL·L-1[3]。在全球O3濃度不斷升高的背景下，我國近地層O3濃度增加趨勢也尤為突出，O3濃度超標(biāo)事件頻繁發(fā)生，其中北京、上海等市的小時O3濃度極值已超過300 nL·L-1[4-8]。作為一種強(qiáng)氧化性物質(zhì)，O3可以通過氣孔和非氣孔途徑進(jìn)入植物體，形成活性氧自由基[9]，損傷植物體內(nèi)部結(jié)構(gòu)和生理功能，影響植物體的正常生長[10-12]。我國是一個農(nóng)業(yè)大國，水稻和小麥?zhǔn)莾煞N最主要的糧食作物，占我國糧食總產(chǎn)量的60%以上，高濃度O3污染已嚴(yán)重威脅這兩種作物的正常生長[13-15]，但其具體的脅迫程度可能因作物生長地區(qū)和品種的差異而明顯不同。為準(zhǔn)確評估我國各地區(qū)的O3農(nóng)業(yè)風(fēng)險，合理選擇O3抗性品種，以提高糧食產(chǎn)量，近年來我國許多學(xué)者利用開頂式熏氣系統(tǒng)(Open-Top Chamber System)研究了作物生長與O3脅迫的關(guān)系[15-18]。本文通過綜合前人的O3暴露實驗結(jié)果，比較了我國不同地區(qū)水稻和冬小麥的O3敏感性差異，同時基于我國本土實驗所得的劑量反應(yīng)方程，對未來我國主要O3污染地區(qū)的糧食產(chǎn)量損失進(jìn)行了評估。

1 O3暴露和作物產(chǎn)量損失評價

O3是一種強(qiáng)氧化性物質(zhì)，透過表皮到達(dá)植物體內(nèi)部的O3會直接或間接(形成活性氧自由基，Reactive oxygen species，ROS)氧化植物體內(nèi)部組成成分(如膜脂質(zhì)、蛋白和氨基酸等)，進(jìn)而破壞植物體正常的生理功能[9,19]。許多研究證實，高濃度O3會顯著降低植物體的葉綠素含量、氣孔導(dǎo)度和凈光合速率[18,20-22]，植物體同化功能的下降必將引起作物生物量和產(chǎn)量的降低。為明確O3對植物體的傷害過程，進(jìn)而采取有效措施緩解O3的農(nóng)業(yè)風(fēng)險，從上世紀(jì)60年代開始，國外學(xué)者便展開了O3暴露劑量與作物產(chǎn)量關(guān)系的研究[23-26]。開頂箱(Open-Top Chambers, OTCs)[27]是O3暴露實驗中最常用的研究工具之一，通過設(shè)置不同的環(huán)境O3濃度，作物產(chǎn)量對O3暴露劑量的響應(yīng)得到了定量分析。歐洲學(xué)者通過大量的研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)累積O3暴露劑量(AOT40，作物生長期內(nèi)，有效光照條件下(光強(qiáng)大于50 W·m-2)，大于40 nL·L-1的小時平均大氣O3濃度值與40 nL·L-1差值的累積值)超過約3 μL·L-1·h時，便可造成作物(如小麥等)5%的產(chǎn)量損失，超過約6 μL·L-1·h時，便可造成作物10%的產(chǎn)量損失[28-29]。我國學(xué)者鄭飛翔等[17]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)累積O3暴露量達(dá)到2.32 μL·L-1·h，我國南方水稻就會出現(xiàn)10%的減產(chǎn)。

為使不同地區(qū)的O3暴露實驗結(jié)果具有可比性，以綜合分析不同地區(qū)的O3污染情況，不同的O3風(fēng)險評價指標(biāo)先后被提出，具體可分為O3濃度指標(biāo)和氣孔O3通量指標(biāo)兩類。其中，基于O3暴露濃度的風(fēng)險評價指標(biāo)主要有兩種，一種指標(biāo)對不同的O3濃度值賦以相同的權(quán)重，其中主要包括M7(作物生長期內(nèi)，白天7 h (9:00～16:00)O3濃度平均值)和M12(作物生長期內(nèi)，白天12 h(8:00～19:00)O3濃度平均值)[30]，這兩個指標(biāo)均通過對作物生長期內(nèi)O3暴露濃度求平均值而得；另一種指標(biāo)對高濃度O3數(shù)值賦以較大的權(quán)重，其中主要包括W126(拐點(diǎn)約為60 nL·L-1的S形曲線加權(quán)函數(shù)，公式1～公式2)、SUM06(作物生長期內(nèi)，大于60 nL·L-1的小時平均大氣O3濃度的累積值，公式3)[31]和AOT40(作物生長期內(nèi)，有效光照條件下(光強(qiáng)大于50 W·m-2)，大于40 nL·L-1的小時平均大氣O3濃度值與40 nL·L-1差值的累積值，公式4)[32]，三個指標(biāo)均通過對作物生長期內(nèi)賦值后的O3濃度值進(jìn)行累加而得，具體的計算公式如下：

W126=∑wCO3

(1)

w=1/[1+4403exp(-0.126CO3)]

(2)

SUM06=∑CO3CO3≥60nL·L-1

(3)

(4)

式中w為權(quán)重因子，CO3為小時平均大氣O3濃度(nL·L-1)。

環(huán)境O3濃度水平可以反映O3對植物體的潛在脅迫風(fēng)險，而O3對植物體的實際傷害程度與植物體的O3吸收量和植物體抗氧化能力直接相關(guān)[33]。近年來，為更準(zhǔn)確地評估O3對植物生長的影響，基于氣孔O3通量指標(biāo)的研究方法被提出[34]，相關(guān)的計算公式如下：

(5)

式中Fst為氣孔O3吸收速率(nmol·m-2·s-1)，Y為氣孔O3吸收速率臨界值(nmol·m-2·s-1)，PODY為氣孔O3吸收速率高于臨界值Y時的累積O3吸收通量(mmol·m-2)。

(6)

式中Fst,O3為葉片氣孔O3吸收通量(nmol·m-2·s-1)，[O3]can為植株冠層高度處O3濃度(nmol·m-3)，Rb,O3和Rs,O3分別為O3的邊界層阻力和氣孔阻力(s·m-1)：

(7)

式中“1.3”為氣孔對O3和熱量的擴(kuò)散率比值，“150”為邊界層對熱量的擴(kuò)散阻力常數(shù)，L為葉片的特征尺寸(m)，u為冠層頂部風(fēng)速(m·s-1)。

(8)

式中“1.63”為氣孔對H2O和O3的擴(kuò)散率比值，gs,H2O為氣孔對H2O的導(dǎo)度(m·s-1)。

2 中國近地層O3分布

O3是一種主要的二次污染物，近地層O3主要來源于氮氧化物和揮發(fā)性有機(jī)污染物的光化學(xué)反應(yīng)，人為原因引起的O3前體物質(zhì)(氮氧化物等)的大量排放是導(dǎo)致我國近地層O3污染的主要原因。隨著我國工業(yè)化進(jìn)程的加劇，空氣質(zhì)量不斷惡化，近地層高濃度O3已對植被正常的生長代謝造成嚴(yán)重威脅，因此，O3污染問題日益受到國家的重視。為減少O3污染對植被生長的影響，我國學(xué)者從上世紀(jì)80年代開始展開了一系列的O3監(jiān)測計劃，相繼在我國大中城市(如北京、上海、廣州等地)建立了O3監(jiān)測站點(diǎn)以獲取近地層O3數(shù)據(jù)[6,35-36]。

O3污染程度通常與地區(qū)經(jīng)濟(jì)和工業(yè)的發(fā)展程度緊密相關(guān)，Wang等[37]對我國近年來地表O3的時空分布進(jìn)行研究后發(fā)現(xiàn)，我國由于人為原因引起的O3污染主要發(fā)生在經(jīng)濟(jì)較為發(fā)達(dá)的東部城市聚集區(qū)，包括京津唐地區(qū)、長江三角洲地區(qū)和珠江三角洲地區(qū)等，其污染程度在夏季尤為明顯，人為原因?qū)е碌腛3濃度增加量高達(dá)20～25 nL·L-1。Wang 等[13]對1987～2003年間我國近地層O3監(jiān)測數(shù)據(jù)進(jìn)行了綜合分析，研究結(jié)果表明，在25個O3監(jiān)測站點(diǎn)中，有16個站點(diǎn)監(jiān)測到的小時O3濃度極值在93 nL·L-1(200 μg·m-3，我國空氣質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn))以上，其中最大極值為316 nL·L-1(出現(xiàn)在2003年濟(jì)南夏季)，遠(yuǎn)大于我國空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。夏秋兩季為我國作物的主要生長季，在Wang等[13]總結(jié)的32個夏、秋季節(jié)平均O3濃度監(jiān)測數(shù)據(jù)中，有近60%的季節(jié)O3濃度均值在40 nL·L-1(歐洲學(xué)者采用的O3對植物體的脅迫臨界濃度)以上，表明這些地區(qū)的作物很可能已受到環(huán)境O3的脅迫。2004年至今，我國進(jìn)一步加大了對主要O3污染地區(qū)的監(jiān)測和O3污染成因的分析。以珠江三角洲為例，2004年我國科技部開展了珠江三角洲區(qū)域空氣質(zhì)量綜合實驗計劃(PRIDE-PRD)[38]，以深入了解珠三角地區(qū)空氣污染問題及包括O3在內(nèi)的空氣污染物的形成和傳播過程。通過該計劃研究，Wang等[39]發(fā)現(xiàn)光化學(xué)產(chǎn)物是珠三角地區(qū)白天(9:00～15:00)邊界層O3形成的主要驅(qū)動因子，海陸氣流循環(huán)對珠三角區(qū)域O3形成和分布具有重要的影響。除京津唐、長三角和珠三角三大城市聚集區(qū)外，我國近年來還對其它一些主要城區(qū)的O3污染情況進(jìn)行了監(jiān)測，如Yin等[40-41]于2005年對我國山東省濟(jì)南和煙臺兩市的O3時空分布進(jìn)行了研究，結(jié)果表明濟(jì)南夏季O3污染最為嚴(yán)重，在近一個月的監(jiān)測時期內(nèi)，小時平均O3濃度在100 nL·L-1以上的污染事件發(fā)生頻率約為15%；在煙臺可監(jiān)測到的O3濃度極值為150.98 nL·L-1，夏秋O3污染尤為嚴(yán)重，3個月(7～9月份)的平均O3濃度為40.62 nL·L-1，夏秋季節(jié)高濃度O3污染很可能會造成沿海地區(qū)的作物減產(chǎn)，受攜帶高濃度O3的海風(fēng)影響，實驗期間沿海城市煙臺的O3濃度明顯高于內(nèi)陸城市濟(jì)南。

隨著我國經(jīng)濟(jì)的日益發(fā)展和化石燃料消耗的進(jìn)一步加劇，全國O3濃度仍在不斷增加，預(yù)計到2020年，我國夏季大部分地區(qū)白天O3濃度將達(dá)到55 nL·L-1以上，東南部分地區(qū)的夏季白天O3濃度均值將超過75 nL·L-1，O3污染將對我國未來作物的生長產(chǎn)生更大的抑制作用[42]，采取科學(xué)方法進(jìn)行我國O3農(nóng)業(yè)風(fēng)險評估對于保證我國糧食生產(chǎn)安全、提高糧食產(chǎn)量具有重要意義。

3 O3污染對我國主要農(nóng)作物產(chǎn)量的影響

近年來，隨著我國O3農(nóng)業(yè)風(fēng)險的日益增加，越來越多的學(xué)者[42-44]利用綜合評價方法先后對O3污染導(dǎo)致的我國農(nóng)作物產(chǎn)量及經(jīng)濟(jì)損失進(jìn)行了定量分析，但這些O3風(fēng)險評價結(jié)果均以歐美地區(qū)作物的O3濃度產(chǎn)量關(guān)系模型為基礎(chǔ)。由于不同地區(qū)的氣候條件和作物品種有所不同，各地區(qū)作物對O3脅迫的響應(yīng)也可能存在明顯差異，因此，應(yīng)用外來模型分析O3污染對我國作物產(chǎn)量的影響時可能存在一定誤差。為獲取更準(zhǔn)確的作物產(chǎn)量響應(yīng)數(shù)據(jù)，進(jìn)行更科學(xué)的O3農(nóng)業(yè)風(fēng)險評估，我國學(xué)者先后利用開頂式O3熏氣系統(tǒng)(OTC)和自由氣體濃度增加系統(tǒng)(FACE)研究了南北方主要糧食作物(水稻和冬小麥)的相對產(chǎn)量與O3風(fēng)險評價指標(biāo)的關(guān)系[16,45-49]。由于基于O3通量指標(biāo)的風(fēng)險評價方法引入我國較晚，已有的大部分研究均利用O3濃度指標(biāo)分析作物產(chǎn)量的響應(yīng)，為實現(xiàn)對不同O3暴露實驗結(jié)果的整合，本文選取了在我國應(yīng)用較廣的O3濃度指標(biāo)—AOT40進(jìn)行數(shù)據(jù)對比分析(表1和圖1)。結(jié)果表明，隨著AOT40的增加，我國南北地區(qū)水稻和冬小麥的相對產(chǎn)量均出現(xiàn)了明顯下降，且各地區(qū)冬小麥相對產(chǎn)量的下降速率均明顯高于水稻。其中在OTC實驗中，冬小麥產(chǎn)量的下降速率為水稻的2倍以上，在FACE實驗中，兩作物產(chǎn)量的下降速率比值約為1.3。雖然不同類型實驗得到的結(jié)果存在一定差異，但相關(guān)研究均表明，與水稻相比，我國冬小麥對O3更為敏感，這與歐洲學(xué)者給出的不同作物O3敏感性對比結(jié)果相同[50]。小麥?zhǔn)鞘澜绲诙笊唐纷魑颷51]，世界近三分之二的人口以小麥為主食，同時小麥也是我國第二大糧食作物，在我國糧食生產(chǎn)中所占比例僅次于水稻。隨著我國當(dāng)前背景O3濃度的不斷增加，小麥更易受到O3脅迫而出現(xiàn)減產(chǎn)，因此有必要根據(jù)各地區(qū)小麥生長特點(diǎn)采取有效的O3污染防治措施，以減少O3對我國小麥生產(chǎn)的危害。

除作物種類因素外，區(qū)域氣候特征和作物品種的差異也會影響作物個體對O3的敏感性[52-54]。從我國學(xué)者對水稻和冬小麥的研究結(jié)果(表1和圖1)中可以看出，兩種作物的O3敏感性均存在明顯的地域和品種差異。其中，在開展相對較多的OTC實驗中，水稻對O3的敏感程度由北到南逐漸增加，地域變化順序為定興<嘉興<東莞，相應(yīng)的品種敏感性排序為中作9321<嘉花2號，繁3694<粵晶絲苗2號，但冬小麥對O3敏感性的變化趨勢并無明顯規(guī)律，地域變化順序為定興<嘉興<北京，相應(yīng)的品種敏感性排序為京東6號<揚(yáng)麥185，嘉002<北農(nóng)9549。我國南北橫跨溫帶、亞熱帶和熱帶三大氣候帶，地形復(fù)雜，氣候類型多樣，各地區(qū)的O3污染程度也可能因當(dāng)?shù)貧夂蚝凸I(yè)化程度的差異而有所不同，通過長期適應(yīng)，同種作物可能會形成與各地氣候環(huán)境相適應(yīng)的不同品種，其各自的抗氧化能力也可能存在明顯不同，因此，選育對O3具有較強(qiáng)抗性的品種對降低我國O3的農(nóng)業(yè)風(fēng)險具有重要意義。

值得注意的是，除上述自然因素外，實驗因素的差異也可能造成作物O3敏感性的不同。由表1中的劑量反應(yīng)方程可以看出，利用FACE系統(tǒng)得到的水稻和冬小麥產(chǎn)量下降速率分別為1.60和2.05，高于基于OTC系統(tǒng)得到的結(jié)果(水稻：≤ 1.01；冬小麥：≤ 2.05)。與采用開放實驗環(huán)境的FACE系統(tǒng)相比，OTC箱體由于受到玻璃或塑料薄膜的包被，其內(nèi)部環(huán)境相對封閉。與自然環(huán)境相比，OTC內(nèi)部光強(qiáng)較低、氣溫較高，這會在一定程度上影響植物體對O3濃度增加的響應(yīng)，從而導(dǎo)致不同實驗中作物O3敏感性的差異。因此，為進(jìn)一步提高我國作物劑量反應(yīng)研究結(jié)果的準(zhǔn)確性，有必要在科研條件允許的情況下，采用FACE系統(tǒng)開展相關(guān)實驗。

4 我國水稻和冬小麥產(chǎn)量損失預(yù)測

利用高精度全球—區(qū)域化學(xué)運(yùn)輸模型系統(tǒng)(CTM)，Tang等[49]預(yù)測到2020年，我國累積O3暴露濃度(AOT40，90天累積值)范圍為0～18 μL·L-1·h，其中北京、河北、江蘇、浙江和廣東5個省市的AOT40范圍分別約為10～12 μL·L-1·h、6～9 μL·L-1·h、12～18 μL·L-1·h、14～18 μL·L-1·h和5～18 μL·L-1·h。根據(jù)這一O3濃度預(yù)測數(shù)據(jù)，并結(jié)合我國作物的O3劑量反應(yīng)方程(表1)，預(yù)計到2020年我國主要作物產(chǎn)區(qū)水稻和冬小麥的產(chǎn)量損失率分別為3.2%～28.8%和7.8%～36.9%(表2)。這一結(jié)果明顯高于Aunan等[43](基于Fuhrer[55]的劑量反應(yīng)方程)對2020年我國全國范圍內(nèi)水稻和冬小麥產(chǎn)量損失的預(yù)測值(水稻：3.7%～4.5%，冬小麥：2.3%～13.4%)，但與Wang和Mauzerall[42](基于Adams等[56]、Lesser等[57]和EPA[58]的劑量反應(yīng)方程)的預(yù)測結(jié)果(水稻：8%～10%，冬小麥：7%～63%)相比，基于我國劑量反應(yīng)方程(表1)所得的水稻產(chǎn)量損失預(yù)測范圍較大，而冬小麥產(chǎn)量損失則在其預(yù)測范圍之內(nèi)。造成研究間預(yù)測結(jié)果差異的原因可能有以下幾點(diǎn)：(1)不同研究所使用的劑量反應(yīng)方程的來源不同。表1中的劑量反應(yīng)方程來自我國本土作物的O3暴露實驗結(jié)果，而另外兩個研究所采用的劑量反應(yīng)方程則基于美國農(nóng)作物損失評價網(wǎng)(NCLAN)對當(dāng)?shù)刈魑锏膶嶒灲Y(jié)果；(2)不同研究所使用的產(chǎn)量損失評價指標(biāo)不同。表1實驗采用AOT40進(jìn)行O3的農(nóng)業(yè)風(fēng)險評價，而另外兩個研究使用的O3風(fēng)險評價指標(biāo)較多，包括M7、M12、W126、AOT40和SUM06；(3)不同研究分析的區(qū)域范圍不同。表1實驗研究的空間范圍相對較小，僅限于我國五個主要的作物產(chǎn)地，而另外兩個研究則是在全國范圍開展的作物產(chǎn)量損失評估。

表1 水稻和冬小麥相對產(chǎn)量(RY)與O3暴露劑量(AOT40)的關(guān)系方程

注：OTC為open-top chamber的首字母縮寫，表示開頂式氣室；FACE為free air concentration enrichment的首字母縮寫，表示自由氣體濃度增加系統(tǒng)；AOT40表示作物生長期內(nèi)，有效光照條件下(光強(qiáng)大于50 W·m-2)，大于40 nL·L-1的小時平均大氣O3濃度值與40 nL·L-1差值的累積值。

圖1 我國不同地區(qū)(a)水稻和(b)冬小麥相對產(chǎn)量與O3暴露劑量關(guān)系的比較分析Fig. 1 Linear relationships between relative yields and ozone exposure dose for rice and winter wheat grownin different areas of China

表2 2020年我國主要作物產(chǎn)區(qū)水稻和冬小麥的產(chǎn)量損失預(yù)測

注：AOT40表示作物生長期內(nèi)，有效光照條件下(光強(qiáng)大于50 W·m-2)，大于40 nL·L-1的小時平均大氣O3濃度值與40 nL·L-1差值的累積值。

Note: AOT40 is the accumulated ozone exposure over a threshold of 40 nL·L-1when light intensity was above 50 W·m-2during the growing season of crops.

綜上所述，O3污染會明顯降低我國水稻和冬小麥的產(chǎn)量，且冬小麥的減產(chǎn)幅度明顯高于水稻。隨著我國O3濃度的繼續(xù)升高，未來兩作物產(chǎn)量損失將更為嚴(yán)重。鑒于此，急需采取有效措施減少O3前體物(如氮氧化物和揮發(fā)性有機(jī)物)的排放，降低近地層O3濃度水平，從源頭對O3的農(nóng)業(yè)風(fēng)險進(jìn)行防控；同時，考慮到作物品種間的O3敏感性差異，有必要通過開展O3劑量反應(yīng)研究，對更易受到O3脅迫的作物(如冬小麥)進(jìn)行抗性品種篩選和培育，并優(yōu)先在O3污染的高風(fēng)險地區(qū)加以應(yīng)用，從強(qiáng)化受體抗性方面來降低O3污染的農(nóng)業(yè)損失。此外，就O3污染的科學(xué)研究而言，目前已有工作大多基于OTC系統(tǒng)進(jìn)行展開，相關(guān)的風(fēng)險評價結(jié)果(包括本研究)多基于O3濃度指標(biāo)計算而來，其研究結(jié)果還存在一定的不確定性(如可能低估O3脅迫風(fēng)險等)。因此，在未來的研究中，在經(jīng)濟(jì)條件允許的情況下，有必要采用設(shè)計更為科學(xué)的FACE系統(tǒng)以及更能反映植物生理過程的O3通量指標(biāo)來開展研究，這對提高我國O3風(fēng)險評價結(jié)果的準(zhǔn)確性具有重要意義。

[1] Vingarzan R. A review of surface ozone background levels and trends [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38(21): 3431-3442

[2] Meehl G A, Stocker T F, Collins W D, et al. Global Climate Projections [M]. Cambridge, UK/New York, NY, USA: Cambridge University Press, 2007: 106

[3] Fiscus E L, Booker E L, Burkey K O. Crop responses to ozone: uptake, modes of action, carbon assimilation and partitioning [J]. Plant Cell and Environment, 2005, 28(8): 997-1011

[4] 張遠(yuǎn)航, 邵可聲, 唐孝炎, 等. 中國城市光化學(xué)煙霧污染研究[J]. 北京大學(xué)學(xué)報, 1998, 34(2-3): 392-400

Zhang Y H, Shao K S, Tang X Y, et al. The study of urban photochemical smog pollution in China [J]. Journal of Peking University, 1998, 34(2-3): 392-400 (in Chinese)

[5] 劉建棟, 周秀驥, 于強(qiáng), 等. 近地層大氣臭氧對水稻光合作用影響的數(shù)值模擬[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2003, 23(3): 289-294

Liu J D, Zhou X J, Yu Q, et al. Simulation of the impact of ozone on rice canopy photosynthesis [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2003, 23(3): 289-294 (in Chinese)

[6] 周秀驥. 長江三角洲低層大氣與生態(tài)系統(tǒng)相互作用研究[M]. 北京: 氣象出版社, 2004: 75-81

Zhou X J. The Interaction between the Atmosphere and Ecosystems in Yangtze Delta Region [M]. Beijing: Meteorological Press, 2004, 75-81 (in Chinese)

[7] 殷永泉，單文坡，紀(jì)霞, 等. 濟(jì)南市區(qū)近地面臭氧濃度變化特征[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2006, 29(10): 49-51

Yin Y Q, Shan W P, Ji X, et al. Characterization of ozone concentration for urban areas of Jinan city [J]. Environmental Science and Technology, 2006, 29(10): 49-51 (in Chinese)

[8] 解鑫, 邵敏, 劉瑩, 等. 大氣揮發(fā)性有機(jī)物的日變化特征及在臭氧生成中的作用—以廣州夏季為例[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2009, 29(1): 54-62

Xie X, Shao M, Liu Y, et al. The diurnal variation of ambient VOCs and their role in ozone formation: Case study in summer in Guangzhou [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(1): 54-62 (in Chinese)

[9] Roshchina V V, Roshchina R D. Ozone and Plant Cell. Dordrecht [M]. The Netherlands: Kluwer Academic Publishers, 2003: 31-34

[10] Kangasj?rvi J, Talvinen J, Utriainen M, et al. Plant defence systems induced by ozone [J]. Plant, Cell and Environment, 1994, 17(7): 783-794

[11] 謝居清, 鄭啟偉, 王效科, 等. 臭氧對原為條件下水稻葉片光合、穗部性狀及產(chǎn)量構(gòu)成的影響[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2006, 15(3): 27-30

Xie J Q, Zheng Q W, Wang X K, et al. Effect of ozone on photosynthesis of rice leaves, ear character and yield component in situ [J]. Acta Agriculturae Boreali-occidentalis Sinica, 2006, 15(3): 27-30 (in Chinese)

[12] 彭斌, 李潘林, 周楠, 等. 不同秧苗素質(zhì)和移栽密度條件下臭氧脅迫對水稻光合作用、物質(zhì)生產(chǎn)和產(chǎn)量的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2013, 33(12): 3668-3675

Peng B, Li P L, Zhou N, et al. Efects of ozone stress on photosynthesis，dry matter production and yield of rice under different seedling quality and plant density [J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(12): 3668-3675 (in Chinese)

[13] Wang X K, Manning W J, Feng Z W, et al. Ground-level ozone in China: distribution and effects on crop yields [J]. Environmental Pollution, 2007, 147(2): 394-400

[14] 寇太記, 于偉偉, 劉德鴻, 等. 臭氧污染對不同品種小麥養(yǎng)分吸收與分配的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2013, 33(2): 644-649

Kou T J, Yu W W, Liu D H, et al. Effects of elevated ozone on absorption and distribution of nutrients in different cultivars of wheat [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013, 33(2): 644-649 (in Chinese)

[15] 羅克菊, 朱建國, 劉鋼, 等. 水稻物質(zhì)生產(chǎn)與分配對臭氧及氮肥的響應(yīng)[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報, 2013, 19(2): 286-292

Luo K J, Zhu J G, Liu G, et al. Responses of dry matter production and distribution in rice (Oryza sativa L.) to ozone and high nitrogen supply [J]. Chinese Journal of Applied & Environmental Biology, 2013, 19(2): 286-292 (in Chinese)

[16] Feng Z W, Jin M H, Zhang F Z, et al. Effects of ground-level ozone (O3) pollution on the yields of rice and winter wheat in the Yangtze River Delta [J]. Journal of Environmental Sciences, 2003, 15(3): 360-362

[17] 鄭飛翔，王效科，張巍巍，等. 臭氧脅迫對水稻光合作用與產(chǎn)量的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2009, 28(11): 2217-2223

Zheng F X, Wang X K, Zhang W W, et al. Influences of elevated ozone on rice photosynthesis and yield [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28(11): 2217-2223 (in Chinese)

[18] 鄭有飛, 石茗化, 吳榮軍, 等. 遮陰和臭氧濃度增加對冬小麥葉片光合作用的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2013, 32(10): 1925-1933

Zheng Y F, Shi M H, Wu R J, et al. Effect of elevated O3concentration and shading on photosynthesis of winter wheat’s leaves [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32(10): 1925-1933 (in Chinese)

[19] 黃益宗, 隋立華, 王瑋, 等. O3對水稻葉片氮代謝、脯氨酸和谷胱甘肽含量的影響[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報, 2013, 8(1): 69-76

Huang Y Z, Sui L H, Wang W, et al. Effects of ozone on nitrogen metabolism, proline and glutathione of rice leaf [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2013, 8(1): 69-76 (in Chinese)

[20] Bortier K, Dekelver G, De Temmerman L, et al. Stem injection of populus nigra with EDU to study ozone effects under field conditions [J]. Environmental Pollution, 2001, 111(2): 199-208

[21] 鄭啟偉, 王效科, 馮兆忠, 等. 臭氧對原位條件下冬小麥葉片光合色素、脂質(zhì)過氧化的影響[J]. 西北植物學(xué)報, 2005, 25(11): 2240-2244

Zheng Q W, Wang X K, Feng Z Z, et al. Ozone effects on chlorophyll content and lipid peroxidation in the in situ leaves of winter wheat [J]. Acta Botanica Boreali-Occidentalia Sinica, 2005, 25(11): 2240-2244 (in Chinese)

[22] 張巍巍, 趙天宏, 王美玉, 等. 臭氧濃度升高對銀杏光合作用的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2007, 26(5): 645-649

Zhang W W, Zhao T H, Wang M Y, et al. Effects of elevated ozone concentration on Ginkgo biloba photosynthesis [J]. Chinese Journal of Ecology, 2007, 26(5): 645-649 (in Chinese)

[23] Dugger W M, Taylor O C, Cardiff E A, et al. Relationship between carbohydrate content and susceptibility of pinto bean plants to ozone damage [J]. Proceedings of the American Society for Horticultural Science, 1962, 81: 304-315

[24] Reinert R A, Gray T N. Growth of radish, tomato and pepper following exposure to NO2, SO2and O3singly or in combination [J]. Hortscience, 1977, 12 (4): 402-402

[25] Krupa S V, Grunhage L, Jager H J, et al. Ambient ozone (O3) and adverse crop response—a unified view of cause and effect [J]. Environmental Pollution, 1995, 87 (1): 119-126

[26] Ainsworth E A. Rice production in a changing climate: A meta-analysis of responses to elevated carbon dioxide and elevated ozone concentration [J]. Global Change Biology, 2008, 14(7): 1642-1650

[27] Heagle A S, Body D E, Heck W W. An open-top field chamber to assess the impact of air pollution on plants [J]. Journal of Environmental Quality, 1973, 2(3): 365-368

[28] WHO Regional Office for Europe. Air quality guidelines for Europe [M]. WHO Regional Publications, European Series, No. 23, 1987

[29] Fuhrer J, Achermann B. Critical levels for ozone: A UN-ECE Workshop Report [R]. Liebefeld-Bern, Swiss Federal Research Station for Agricultural Chemistry and Environmental Hygiene, 1994

[30] Hogsett W E, Tingey D T, Lee E H. Ozone exposure indices: concepts for development and evaluation of their use. // Heck W ed. Assessment of Crop Loss From Air Pollutants [M]. London: Elsevier Science Publishers, 1988: 107-138

[31] US-EPA. Air Quality Criteria for Ozone and Related Photochemical Oxidants, Volume II of III [M]. USA, North Carolina, Research Triangle Park: National Center for Environmental Assessment, Office of Research and Development, 1996

[32] Fuhrer J, Skarby L, Ashmore M. Critical levels for ozone effects on vegetation in Europe [J]. Environmental Pollution, 1997, 97(1-2): 91-106

[33] Roshchina V V, Roshchina V D. Ozone and Plant Cell [M]. Dordrecht: Kluwer Academic Publishers, 2003: 31-34.

[34] Mills G, Pleijel H, Büker P, et al. Mapping Manual 2004. Manual on Methodologies and Criteria for Modeling and Mapping Critical Loads & Levels and Air Pollution Effects, Risk and Trends. Chapter 3. Mapping Critical Levels for Vegetation, 2010 revision [C]. LRTAP Convention, 2010

[35] 蘇維瀚, 宋文質(zhì), 羅超, 等. 關(guān)于京津地區(qū)臭氧(O3)污染問題[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 1987, 7(4): 503-507

Su W H, Song W Z, Luo C, et al. Ozone pollution in Beijing-Tianjin area [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 1987, 7(4): 2359-2367 (in Chinese)

[36] Li X S, He Z S, Fang X M, Zhou X J. Distribution of surface ozone concentration in clean areas of China and its possible impact on crop yields [J]. Advances in Atmospheric Sciences. 1999, 16(1): 154-158

[37] Wang Y, Zhang Y, Hao J, Luo M. Seasonal and spatial variability of surface ozone over China: Contributions from background and domestic pollution [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2011, 11(7): 3511-3525

[38] Zhang Y H, Hu M, Zhong L J, et al. Regional integrated experiments on air quality over Pearl River Delta 2004 (PRIDE-PRD2004): Overview [J]. Atmospheric Environment, 2008, 42(25): 6157-6173

[39] Wang X, Zhang Y, Hu Y, et al. Process analysis and sensitivity study of regional ozone formation over the Pearl River Delta, China, during the PRIDE-PRD2004 campaign using the Community Multiscale Air Quality modeling system [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2010, 10(9): 4423-4437

[40] Yin Y Q, Lu H X, Shan W P, et al. Analysis of observed ozone episode in urban Jinan, China [J]. Bulletin Environmental Contamination Toxicology, 2009, 83(2): 159-163

[41] Yin Y Q, Shan W P, Ji X, et al. Analysis of the surface ozone during summer and autumn at a coastal site in east China [J]. Bulletin Environmental Contamination Toxicology, 2010, 85(1): 10-14

[42] Wang X P, Mauzerall D L. Characterizing distributions of surface ozone and its impact on grain production in China, Japan and South Korea: 1990 and 2020 [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38(26): 4383-4402

[43] Aunan K, Berntsen T K, Seip H M. Surface ozone in China and its possible impact on agricultural crop yields [J]. Ambio, 2000, 29(6): 294-301

[44] Wang H X, Kiang C S, Tang X Y, et al. Surface ozone: A likely threat to crops in Yangtze delta of China [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(21): 3843-3850

[45] Pang J, Kobayashi K, Zhu J G. Yield and photosynthetic characteristics of flag leaves in Chinese rice (Oryza sativa L.) varieties subjected to free-air release of ozone [J]. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2009, 132: 203-211

[46] Wang X K, Zhang Q Q, Zheng F X, et al. Effects of elevated O3concentration on winter wheat and rice yields in the Yangtze River Delta, China [J]. Environmental Pollution, 2012, 171: 118-125

[47] 佟磊, 王效科, 耿春梅, 等. 臭氧脅迫對我國水稻和冬小麥光合作用和產(chǎn)量的影響(撰寫中)

Tong L, Wang X K, Geng C M, et al. Effects of ozone on rice photosynthesis and yield (in preparation) (in Chinese)

[48] Zhu X K, Feng Z Z, Sun T F, et al. Effects of elevated ozone concentration on yield of four Chinese cultivars of winter wheat under fully open-air field conditions [J]. Global Change Biology, 2011, 17: 2697-2706

[49] Tang H Y, Masayuki T, Liu G, et al. A projection of ozone-induced wheat production loss in China and India for the years 2000 and 2020 with exposure-based and flux-based approaches [J]. Global Change Biology, 2013, 19: 2739-2752

[50] Mills G, Holland M, Buse A, et al. Introducing Response modifying Factors into A Risk Assessment for Ozone Effects on Crops in Europe [M]// Pleijel H, Karlsson P K eds. Establishing Ozone Critical Levels II [M]. Gothenburg: IVL Swedish Environmental Institute, 2002

[51] FAOSTAT. Food and Agriculture Organisation of the United Nations [EB/OL]. http://faostat3.fao.org/faostat-gateway/go/to/browse/Q/QC/E

[52] Emberson L D, Burker P, Ashmore M R, et al. A comparison of north American and Asian exposure-response data for ozone effects on crop yields [J]. Atmospheric Environment, 2009, 43(12): 1945-1953

[53] Sawada H, Kohno Y. Differential ozone sensitivity of rice cultivars as indicated by visible injury and grain yield [J]. Plant Biology, 2009, 11(Suppl. 1): 70-75

[54] Sarkar A, Agrawal S B. Elevated ozone and two modern wheat cultivars: An assessment of dose dependent sensitivity with respect to growth, reproductive and yield parameters [J]. Environmental and Experimental Botany, 2010, 69(3): 328-337

[55] Fuhrer J. The Critical Level for Effects of Ozone on Crops, and the Transfer to Mapping [M]. Finland: University of Kuopio, Dep. of Ecology and Environmental Science, 1996

[56] Adams R M, Glyer J D, Johnson S L. A reassessment of the economic effects of ozone on U.S. agriculture [J]. Journal of the Air Pollution Control Association, 1989, 39(7): 960-968

[57] Lesser V M, Rawlings J O, Spruill S E, et al. Ozone effects on agricultural crops: statistical methodologies and estimated dose-response relationships [J]. Crop Science, 1990, 30: 148-155

[58] EPA. Air Quality Criteria for Ozone and Related Photochemical Oxidants [M]. United States Environmental Protection Agency (EPA), 1996: 1-1 to 1-33

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The Effects of Surface Ozone on the Yields of Rice and Winter Wheat in China

Tong Lei1,2, Wang Xiaoke3, Xiao Hang1,2, Huang Zhongwen1,2

1. Hazardous Air Pollutants Lab, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China 2. Ningbo Urban Environment Observation and Research Station-NUEORS, Chinese Academy of Sciences, Ningbo 315830, China 3. State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085, China

Received 26 July 2014 accepted 2 September 2014

As the long-term air monitoring data indicates, surface ozone concentration in China has been rapidly increasing, which could seriously affect the growth of rice and winter wheat. To accurately assess the ozone-induced risk, the dose-response relationships of rice and winter wheat were analyzed for five regions, which include Beijing, Dingxing, Jiangdu, Jiaxing, and Dongguan. The yield responses to ozone for both crops varied with experimental regions and crop varieties. The rice grown in the north is more sensitive to ozone compared with those from south regions. These indicate that climate characteristic of habitat and crop cultivars are two important factors in influencing crops’ sensitivities to ozone. Yields of both crops decreased rapidly with the increase of ozone exposure dose, and winter wheat was found to be more sensitive to ozone than rice. Both rice and winter wheat are more sensitive to ozone in the free air concentration enrichment (FACE) experiment than those within the open-top chambers (OTCs) system. Based on these dose-response results and the predicative surface ozone concentration of China, the yield losses in the five major Chinese production areas by 2020 are estimated to be 3.2%～28.8% and 7.8%～36.9% for rice and winter wheat, respectively. Therefore, in order to reduce the risks of ozone pollutions on crop production, more effective measures are needed to be taken, such as emission reduction of O3precursor and breeding or genetic modification of O3-resistant cultivars.

ozone; rice; winter wheat; Open-Top Chambers (OTCs); yield

國家自然科學(xué)基金(青年基金) (31300435)；環(huán)境保護(hù)公益性行業(yè)科研專項經(jīng)費(fèi)(200809152)；中國科學(xué)院城市環(huán)境研究所青年人才領(lǐng)域前沿項目(IUEQN-2012-03)

佟磊(1984-)，男，博士，研究方向為污染生態(tài)學(xué)，E-mail: ltong@iue.ac.cn；

10.7524/AJE.1673-5897-20140726002

2014-07-26 錄用日期：2014-09-02

1673-5897(2015)3-161-09

X171.5

A

佟磊(1984-)，男，生態(tài)學(xué)博士，助理研究員，主要研究方向為污染生態(tài)學(xué)，發(fā)表學(xué)術(shù)論文9篇。

佟磊，王效科，肖航, 等. 我國近地層臭氧污染對水稻和冬小麥產(chǎn)量的影響概述[J]. 生態(tài)毒理學(xué)報，2015, 10(3): 161-169

Tong L, Wang X K, Xiao H, et al. The effects of surface ozone on the yields of rice and winter wheat in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(3): 161-169 (in Chinese)