邵在勝，沈士博，賈一磊，穆海蓉，王云霞，楊連新，王余龍

（1.揚州大學(xué)江蘇省作物遺傳生理國家重點實驗室培育點/糧食作物現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 揚州 225009；2.揚州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 揚州 225009）

臭氧濃度增加對不同敏感型水稻元素吸收與分配的影響

邵在勝1，沈士博1，賈一磊1，穆海蓉1，王云霞2*，楊連新1，王余龍1

（1.揚州大學(xué)江蘇省作物遺傳生理國家重點實驗室培育點/糧食作物現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇 揚州 225009；2.揚州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，江蘇 揚州 225009）

利用新型自然光氣體熏蒸平臺，以23個水稻品種或株系為供試材料，設(shè)置室內(nèi)對照（10.4 nL·L-1）和臭氧濃度增高（100 nL· L-1）處理，采用組內(nèi)最小平方和的動態(tài)聚類方法，將供試材料按地上部最終生物量對臭氧脅迫的響應(yīng)從小到大依次分為A、B和C類，研究不同敏感類型水稻營養(yǎng)器官中元素濃度、吸收與分配對臭氧脅迫的響應(yīng)。臭氧熏蒸使A、B和C三類水稻地上部生物量平均分別下降19%、39%和52%，后兩者達極顯著水平。與對照相比，臭氧脅迫使稻草中N、P、K、Mg、Mn、Fe、Cu和Zn濃度顯著或極顯著增加（5%～42%），但對Ca濃度沒有影響。與此相反，臭氧熏蒸使稻草中所有測定元素的吸收總量均呈下降趨勢，其中N、P、K、Ca、Mg、Cu、Fe和Zn吸收量的降幅均達極顯著水平（11%～34%）。多數(shù)情形下，莖鞘各元素濃度和吸收量對臭氧脅迫的響應(yīng)大于葉片。與此相對應(yīng)，臭氧脅迫使水稻吸收的元素向葉片中分配的比例增加，而向莖鞘分配的比例減少，導(dǎo)致葉片與莖鞘元素吸收量的比值大幅增加（32%～92%）。臭氧與水稻類型的互作對營養(yǎng)器官各元素濃度以及元素在莖葉中的分配比例多無顯著影響，但對元素吸收量的影響多達顯著或極顯著水平，后者表現(xiàn)為臭氧脅迫下敏感水稻元素吸收的受抑程度更大。研究結(jié)果表明，與干凈空氣相比，100 nL·L-1臭氧濃度對水稻營養(yǎng)器官中各元素濃度、吸收和分配多有顯著影響，其中元素吸收量對臭氧脅迫的響應(yīng)明顯受水稻敏感程度的影響。關(guān)鍵詞：水稻；臭氧；元素濃度；元素吸收；元素分配

邵在勝，沈士博，賈一磊，等.臭氧濃度增加對不同敏感型水稻元素吸收與分配的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2016，35（9）：1642-1652.

SHAO Zai-sheng，SHEN Shi-bo，JIA Yi-lei，et al.Impact of ozone stress on element absorption and distribution of rice genotypes with different Ozone sensitivities［J］.Journal of Agro-Environment Science，2016，35（3）：1642-1652.

臭氧（O3）是近地層空氣中二次氣體污染物，屬短生命期的溫室氣體，除少量經(jīng)平流層向近地面?zhèn)鬏敿白匀划a(chǎn)生（自然源）外，大部分是由氮氧化物（NOx）和揮發(fā)性有機物（VOCs）等前體物質(zhì)經(jīng)光化學(xué)反應(yīng)生成的［1］。近年來，由于化石燃料燃燒、含氮化肥的過度使用及汽車尾氣排放急劇增加，導(dǎo)致O3濃度升高［2-3］，特別在光照強度大、風(fēng)速低的氣候條件下，近地層中的O3易積累至較高濃度［4］。有文獻表明［5-6］，長江三角洲地區(qū)作為我國水稻的主要產(chǎn)區(qū)之一，近年來O3濃度逐年攀升，其污染已成為該地區(qū)農(nóng)作物產(chǎn)量損失的一個主要原因［7-8］，目前平均監(jiān)測濃度可達50～60nL·L-1，最高達到150nL· L-1，對栽培植物已產(chǎn)生嚴(yán)重的負(fù)面影響［9］，而未來O3濃度進一步增加將使這種傷害變得更為嚴(yán)重［10］。

水稻是世界上最重要的作物之一，種植面積分布非常廣泛，全世界超過一半人口以此為主食。近年來國內(nèi)外開展了大量有關(guān)O3濃度升高對水稻影響的研究，但多數(shù)集中在生長發(fā)育和產(chǎn)量形成方面［11］，鮮有涉及到O3脅迫下水稻品質(zhì)的響應(yīng)。僅有的幾例研究表明，稻米或稻草［1，2-14］品質(zhì)在O3脅迫下表現(xiàn)出總體變劣的趨勢。水稻中富含人類健康不可或缺的P、K、Mg、Ca、Fe、Zn等多種礦質(zhì)元素［15］，其在植物代謝中起著重要作用。因此，高臭氧濃度環(huán)境下水稻礦質(zhì)元素吸收和利用的變化勢必影響作物的生長發(fā)育，同時通過土壤輸入（如秸桿還田和根茬輸入）影響元素的地球生物化學(xué)循環(huán)［16］，進而對環(huán)境造成影響。但迄今為止，這方面的研究非常有限。

前期研究表明，O3脅迫對水稻生長的影響因品種而異，但這些研究一般只局限于少數(shù)幾個品種［17-19］。鑒于此，本研究依托新型自然光氣體熏蒸平臺，以23個不同O3敏感型水稻品種（或株系）為供試材料，采用自然采光特別是土培方式培育水稻植株。試驗設(shè)室內(nèi)對照（約10 nL·L-1）和高濃度O3處理（100 nL·L-1）兩個水平，于水稻成熟期測定植株葉片和莖稈中N、P、K、Ca、Mg、Mn、Fe、Cu和Zn的濃度，研究O3脅迫對不同敏感類型水稻營養(yǎng)器官元素濃度、吸收量和分配的影響，旨在為地表O3濃度升高情形下我國水稻耐性品種的選育提供科學(xué)依據(jù)。

1　材料與方法

1.1試驗平臺

試驗于2013年在揚州大學(xué)農(nóng)學(xué)院（119.42°E，32.39°N）自然光氣體熏蒸平臺上進行。土壤類型為清泥土，所在地年均降水量1000 mm左右，年均蒸發(fā)量在940 mm左右，年平均溫度15℃，年日照時間大于2100 h，年平均無霜期220 d。土壤理化性質(zhì)為：有機質(zhì)24.3 g·kg-1，全N 1.5 g·kg-1，堿解N 126.1 mg·kg-1，全P 0.66 g·kg-1，速效P 13.4 mg·kg-1，速效K 35.2 mg· kg-1，電導(dǎo)率0.17 mS·cm-1，pH7.1，土壤中砂粒（0.02～2 mm）占57.9%，粉砂粒（0.02～0.002 mm）占28.4%，黏粒（＜0.002 mm）占13.7%。

實驗平臺的結(jié)構(gòu)和控制詳見前報［20］，簡要說明如下：采用分布式拓?fù)浣Y(jié)構(gòu)，通過實時監(jiān)測由平臺附屬氣象站觀測采集到的溫度變化，利用溫度調(diào)控系統(tǒng)實現(xiàn)對外界環(huán)境的動態(tài)模擬，使氣室內(nèi)的溫度與室外的差異維持在最小水平。試驗共設(shè)置兩個處理，即對照（C-O3）和高臭氧濃度（設(shè)定為100 nL·L-1，E-O3）處理，每處理兩個氣室，即重復(fù)兩次。臭氧熏氣時間設(shè)定為每天上午9：00至下午5：00。相對濕度在7月22日之前設(shè)定為78%，后根據(jù)室外平均濕度改為65%，9月3日至10日又調(diào)整為50%。溫度、光照和大氣壓力動態(tài)模擬外界環(huán)境。臭氧是以純氧為氣源，由佳環(huán)臭氧發(fā)生器（QD-001-3A）產(chǎn)生，通過Model 49i臭氧分析儀對O3濃度進行即時檢測。

水稻返青后即6月13日開始進行熏氣處理，9 月10日停止熏氣，共90 d。平臺運行期間，除因設(shè)備故障、雷雨天氣以及臭氧分析儀校準(zhǔn)等原因暫停布氣外（6月17日、7月10日、7月17—18日和7月20—21日，共6 d），其余時間系統(tǒng)運行正常。

1.2材料培育

以23個水稻品種或株系為供試材料，分別為L2、L9、L12、L17、L26、L35、L36、L48、L54、L56、L71、L81、L82、L92、L95、L105、L147、L152、L154、L156、Nipponbare、SL41和SL46，其中SL41和SL46為Nipponbare和野生稻品種Kasalath雜交得到的兩個株系，其余均為SL41和SL46雜交再自交得到的株系。大田旱育秧，于5月14日播種，6月5日移栽，9月10日開始收獲。密度為27株·m-2，每室3個重復(fù)。全生育期總施氮量為15 g·m-2，其中6月4日施基肥（占總施氮量的60%），7月20日施穗肥（占總施氮量的40%）；磷、鉀肥總施用量均為7 g·m-2，均作為基肥一次性施用。氮、磷、鉀肥分別使用尿素（有效成分）、過磷酸鈣（有效成分27.5%）和氯化鉀（有效成分60%）。水分管理為6月5日—7月15日保持水層（約4 cm），7月16日—7月25日控水?dāng)R田，以輕擱為主，7月26日—8月10日保持水層（約3 cm），8月10日以后干濕交替，8月25日后斷水。適時進行病蟲草害防治，保證水稻正常生長發(fā)育。

1.3測定內(nèi)容和方法

成熟期以穴為單位分別測定各品種地上部不同營養(yǎng)器官（葉片、莖鞘和稻穗）干物重（105℃殺青30 min，80℃烘干72 h），并計算植株地上部總干重。利用植物微型粉碎機將植株莖鞘和葉片部位粉碎后，稱取樣品0.1 g左右置于50 mL消化管中，并加入5 mL濃H2SO4置于360℃的紅外消煮爐上，該過程中加30%分析純的H2O2直到消煮液呈透明狀，且無氣泡產(chǎn)生，即可取出冷卻定容，再稀釋10倍后，用化學(xué)自動間斷分析儀（SMART CHEM 200）測定N的濃度。營養(yǎng)器官P、K、Ca和Mg元素濃度用IRIS電感耦合離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP，Thermo Elemental，美國）測定，即元素濃度=測定值×10×50×10-3÷0.1 mg·g。Mn、Fe、Cu和Zn元素含量的測定采用馬弗爐（F6010 Blue M，Thermolyne）灰化法：稱取0.1 g左右樣品，移入10 mL坩堝中，置于馬弗爐中480℃下灰化16 h，冷卻后加入2 mL 25%HNO3靜置3～5 h，加8 mL純凈水，過濾后用IRIS電感耦合離子體原子發(fā)射光譜儀測定Mn、Fe、Cu和Zn濃度，即元素濃度=測定值×10÷0.1 mg·kg-1，最終元素吸收量=元素濃度×對應(yīng)部位總生物量。稻草部位元素吸收量為葉片和莖鞘元素吸收量之和，稻草部位元素濃度=稻草部位元素吸收量/（葉片生物量+莖鞘生物量）。

1.4統(tǒng)計分析方法

最小組內(nèi)平方和動態(tài)聚類方法是以組內(nèi)平方和之和最小為標(biāo)準(zhǔn)的新的動態(tài)聚類方法，能有效地調(diào)整初始分組中的個體，使其達到最優(yōu)的分類，并具有良好的穩(wěn)健性［21］。本研究采用這種聚類方法將供試材料按成熟期地上部生物量對臭氧脅迫的響應(yīng)從低到高依次分為A、B、C共3種類型。使用Excel軟件進行基礎(chǔ)統(tǒng)計和作圖，應(yīng)用SPSS19.0軟件進行數(shù)據(jù)標(biāo)準(zhǔn)化處理和方差分析，顯著水平設(shè)P＜0.01、P＜0.05、P＜0.1、P＞0.1，分別用**、*、+和ns表示。

2　結(jié)果與分析

2.1臭氧熏蒸平臺的控制

熏蒸平臺臭氧、溫度、光照和大氣壓的日平均曲線示于圖1。熏蒸平臺的控制一般用TAR（Target Achievement Ratio，實際測定值/設(shè)定目標(biāo)值）值來表示，TAR值越接近1，則控制精度越高。圖1表明，室內(nèi)對照和高濃度臭氧處理熏蒸期間平均臭氧濃度分別為10.4 nL·L-1和100.1 nL·L-1（圖1A），臭氧精度控制的TAR值為1.01。整個臭氧熏蒸期間的各室平均溫度（圖1B）和大氣壓力變幅（圖1C）分別為32.1～32.2℃和99.2～99.6 kPa，TAR值均達到1.00。室內(nèi)對照和臭氧處理的平均光照值分別為26.8 klx和29.0 klx（圖1D），TAR值為1.6。

2.2臭氧脅迫對不同類型水稻地上部生物量的影響

本研究采用組內(nèi)最小平方和的動態(tài)聚類分析方法，根據(jù)23個水稻品種或株系成熟期地上部生物量對臭氧脅迫的響應(yīng)大小，從低到高依次分為A、B和C類共3個類別，各類型材料數(shù)分別為3、13和7個。與對照相比，臭氧脅迫使A、B、C類水稻地上部生物量平均分別下降9.3、22.4 g·plant-1和28.6 g·plant-1，降幅分別為19.2%、38.5%和51.8%，后兩者達極顯著水平（圖2和表1）。方差分析表明，臭氧處理、水稻類型及其互作對地上部生物量的影響分別達0.01、0.05、0.1顯著水平（圖2）。多重比較表明，地上部生物量對臭氧脅迫的響應(yīng)不同水稻類型間均達極顯著水平（表1）。

2.3臭氧脅迫對不同類型水稻元素濃度的影響

所有供試材料平均，臭氧脅迫使葉片N、K、Mg、Mn、Fe和Zn濃度分別增加14%、14%、23%、24%、33%和13%，使Ca濃度減少20%，均達極顯著水平，而對P和Cu濃度無顯著影響（圖3a）。除K外，臭氧和水稻類型的互作對葉片所有測定元素濃度均無顯著影響（圖3a）。多重比較表明，葉片各元素濃度對臭氧的響應(yīng)不同水稻類型間均無顯著差異（表2）。

圖1　2013年水稻生長季自然光氣體熏蒸平臺的控制狀態(tài)Figure 1 Performance of greenhouse-type gas fumigation device in 2013 rice growing season

表1　供試材料地上部生物量對臭氧脅迫響應(yīng)（%）的統(tǒng)計分析Table 1 Statistical analysis of above-ground biomass of different types of rice in response to ozone stress

對莖鞘而言，臭氧脅迫對Ca濃度沒有影響，但使N、P、K、Mg、Mn、Fe、Cu和Zn濃度分別增加20%、9%、22%、29%、40%、14%、26%和34%，多數(shù)達極顯著水平（圖3b）。盡管B、C兩類水稻莖鞘元素濃度對臭氧響應(yīng)顯著的數(shù)量（均為7個元素）多于A類水稻（4個元素），但臭氧和水稻類型的互作對各元素濃度（除Cu外）均無顯著影響。多重比較表明，水稻莖鞘中N 和Fe濃度對臭氧脅迫的響應(yīng)在A類與C類水稻間存在顯著差異，但其他元素對臭氧的響應(yīng)在不同類型間均無顯著差異（表2）。

圖2　臭氧脅迫對不同類型水稻成熟期地上部生物量的影響Figure 2 Effects of ozone stress on aboveground biomass of different types of rice at maturity

圖3　臭氧脅迫對不同類型水稻葉片、莖鞘和稻草元素濃度的影響（C-O3　E-O3）Figure 3 Effects of ozone stress on elements concentrations of leaf，stem and straw of different types of rice

表2　不同類型水稻葉片、莖稈和稻草各元素濃度、吸收量及其分配對臭氧脅迫的響應(yīng)（%）Table 2 Responses of elements concentration，uptake and allocation in different types of rice to ozone stress（%）

根據(jù)葉片和莖鞘元素濃度計算稻草元素濃度，結(jié)果示于圖3c。臭氧處理使稻草中N、P、K、Mg、Mn、Fe、Cu和Zn濃度分別增加24%、5%、22%、33%、42%、 13%、20%和25%，均達顯著或極顯著水平，但對Ca濃度無顯著影響。與此不同，臭氧處理與水稻類型間的互作均未達顯著水平。表2表明，稻草N、Mg、Fe濃度對臭氧的響應(yīng)A類與C類間存在顯著差異，但其他元素不同水稻類型間均無差異。

2.4臭氧脅迫對不同類型水稻元素吸收量的影響

臭氧脅迫使葉片Ca吸收量減少（26%），使Mg、Fe、Mn吸收量增加（增幅為13%～23%），但對其他元素吸收量均無顯著影響（圖4a）。除Fe和Cu外，臭氧處理與水稻類型的互作對其他元素吸收量的影響均達顯著或極顯著水平（圖4a）。多重比較表明，葉片P、K、Mg吸收量對臭氧脅迫的響應(yīng)三種水稻類型間差異均達顯著差異，其他元素吸收量對臭氧的響應(yīng)A 與B和A與C類水稻間均存在顯著差異，但B、C兩類水稻間沒有差異（表2）。

臭氧脅迫使莖鞘所有元素的吸收量均大幅下降。N、P、K、Ca、Mg、Mn、Fe、Cu和 Zn吸收量分別減少29%、36%、28%、44%、25%、19%、30%、28%和23%（圖4b）。臭氧和水稻類型的互作均達顯著或極顯著水平（除Ca外），表現(xiàn)在臭氧脅迫下莖鞘各元素吸收量的降幅總體上為C類＞B類＞A類水稻。多重比較表明，莖鞘N、K、Mg、Mn、Fe吸收量對臭氧脅迫的響應(yīng)在不同類型間差異均達顯著或極顯著水平，P和Zn吸收量A、B兩類水稻間沒有差異，但這兩類與C類水稻均有顯著差異（表2）。

圖4　臭氧脅迫對不同類型水稻葉片、莖鞘和稻草元素吸收量的影響（C-O3　E-O3）Figure 4 Effects of ozone stress on elements uptake of leaf，stem and straw of different sensitivities of rice

對稻草而言，臭氧脅迫使N、P、K、Ca、Mg、Fe、Cu和Zn吸收量平均分別減少16%、29%、18%、34%、11%、21%、20%和17%，但對Mn吸收量無顯著影響（圖4c）。從不同類型看，臭氧脅迫對A類水稻稻草各元素吸收量均無顯著影響（Ca除外），但使B和C兩類水稻各元素吸收量均大幅下降，且C類水稻降幅更為明顯，表現(xiàn)在臭氧與水稻類型間的互作均達顯著或極顯著水平（圖4c）。多重比較表明，不同類型水稻間稻草各元素吸收量對臭氧的響應(yīng)多存在顯著差異（表2）。

2.5臭氧脅迫對不同類型水稻元素分配的影響

與對照相比，臭氧脅迫使稻葉中N、P、K、Ca、Mg、Mn、Fe、Cu和Zn元素累積量與莖鞘中的比值平均分別增加53%、47%、52%、32%、54%、46%、92%、37%和37%，除Cu外均達極顯著水平。方差分析表明，葉片與莖稈中元素吸收量的比例在不同水稻類型間多存在顯著或極顯著的差異，但臭氧和水稻類型間均無交互作用（圖5）。多重比較表明，除P、Fe外，不同類型水稻間葉片與莖鞘元素累積量的比例對臭氧脅迫的響應(yīng)均無顯著差異（表2）。

3　討論

試驗平臺是在借鑒傳統(tǒng)氣候室優(yōu)點的基礎(chǔ)上研制的一種新型自然光氣體熏蒸平臺［20］。平臺自然采光并用群體土培方式培育試驗材料，同時對室外溫度進行動態(tài)模擬，使控制區(qū)域內(nèi)的微環(huán)境更接近自然條件。氣室運行數(shù)據(jù)表明，盡管光照強度由于平臺框架結(jié)構(gòu)的影響控制精度稍低，但其他因子如臭氧和溫度的控制與目標(biāo)值接近，滿足了試驗的要求（圖1）。

圖5　臭氧脅迫對水稻葉片與莖鞘各元素吸收量比值的影響Figure 5 Effects of ozone stress on ratio of elements uptake in rice leaf to stem

水稻地上部生物量的積累是形成籽粒產(chǎn)量的物質(zhì)基礎(chǔ)，是衡量作物逆境條件下生長狀況的重要指標(biāo)。臭氧脅迫使水稻光合作用和生長發(fā)育受到抑制，造成最終生物量下降［11，22-23］。Ainsworth［24］對氣室研究中68個觀察值的整合分析表明，與過濾空氣相比，84 nL·L-1臭氧濃度使水稻地上部生物量平均下降16%，變幅為8%～24%。本試驗依據(jù)收獲期地上部生物量對臭氧脅迫的響應(yīng)大小，通過聚類分析將23個供試水稻品種或株系分為A、B、C 3種敏感類型。同類水稻所有供試材料平均，臭氧脅迫使A、B和C類水稻地上部最終生物量分別下降19%、39%和52%，類型間差異均達極顯著水平（圖2和表2）。與整合分析結(jié)果相比，盡管A類水稻生物量的響應(yīng)相近，但B、C兩類水稻的降幅分別增大了2倍和3倍。這除了與本試驗設(shè)置的臭氧處理濃度略高（100 nL·L-1）有關(guān)外，可能亦與水稻生長季遭遇極端高溫有關(guān)。該生長季臭氧熏蒸期間平均溫度超過35℃的多達29 d，日最高氣溫超過38℃的多達12 d，且多集中在7月下旬至8月中旬期間（圖1B），對水稻開花和灌漿過程均造成明顯的負(fù)面影響。當(dāng)然，臭氧脅迫與氣溫之間是否存在互作還需進一步研究。

臭氧脅迫使水稻生物量降低，但使植株元素濃度多呈增加趨勢［25-26］。本研究發(fā)現(xiàn)除Ca元素外，臭氧脅迫使水稻葉片、莖鞘和稻草中其他元素（N、P、K、Mg、Mn、Fe、Cu和Zn）濃度均呈增加趨勢，增幅分別為4%～33%、13%～40%和13%～42%，多達顯著水平（圖3）。這些元素直接參與葉片光合作用、碳水化合物的代謝，淀粉、蛋白質(zhì)合成等一系列生理過程，因此臭氧脅迫導(dǎo)致的元素濃度增加可能是水稻自身對逆境的一種適應(yīng)。植物的蒸騰作用是吸收鈣元素的主要動力，臭氧脅迫使葉片氣孔導(dǎo)度下降，植株蒸騰減弱，可直接導(dǎo)致鈣的吸收下降，因此水稻葉片和莖稈鈣的濃度下降或不變，不同于其他元素濃度增加的趨勢。研究還發(fā)現(xiàn)，無論是葉片、莖鞘和稻草，盡管臭氧脅迫使測定元素的濃度多呈增加趨勢，但不同敏感類型水稻間多無顯著差異，方差分析（圖3a～圖3c）和多重比較結(jié)果（表2）均說明了這一點。相關(guān)分析表明，臭氧脅迫下地上部生物量的響應(yīng)與稻草及其組分中測定元素濃度（除N外）的響應(yīng)均未達顯著相關(guān)水平（表3），進一步說明臭氧脅迫下水稻元素濃度的增幅與其對臭氧的敏感性無明顯關(guān)聯(lián)。這一結(jié)果說明，臭氧脅迫導(dǎo)致的元素濃度增加，除了與“濃縮”效應(yīng)有關(guān)外［27］，可能還與其他因子的變化相關(guān)聯(lián)。已有文獻表明，與其他作物相似［28］，臭氧脅迫對水稻地下部生長的影響通常要大于地上部，導(dǎo)致根冠比減少［11，23］。這種資源分配策略有助于減弱逆境對地上部葉片光合作用的影響，但同時亦影響水稻對土壤礦質(zhì)元素的吸收。臭氧脅迫下敏感品種根系受到的傷害可能大于鈍感品種，導(dǎo)致對礦質(zhì)元素吸收的抑制作用增大。除此之外，臭氧脅迫導(dǎo)致氣孔關(guān)閉引起的蒸騰下降，敏感水稻可能明顯大于鈍感水稻［29］，亦會影響植株對元素的吸收和轉(zhuǎn)運。以上兩個因素對水稻元素濃度影響的方向與“濃縮”效應(yīng)剛好相反，可能是本試驗不同敏感類型間水稻莖葉元素濃度對臭氧響應(yīng)沒有差異的重要原因。

近地層臭氧濃度升高對植物尤其對水稻植株的營養(yǎng)元素吸收量的影響目前鮮有報道。小麥研究結(jié)果表明，地表臭氧濃度增加50%使小麥秸稈中P、K元素吸收量呈降低趨勢，但降幅因品種而異［30-31］。本研究表明，臭氧脅迫下稻葉元素吸收量的響應(yīng)呈現(xiàn)3種情形（增加、減少或沒有變化），但多數(shù)情況下變幅較小；與此不同，臭氧脅迫導(dǎo)致供試材料莖鞘和稻草各元素的吸收量均大幅下降，降幅分別為19%～44%和5%～34%，多達0.05以上顯著水平（圖4）。稻草作為飼料主要來源，臭氧脅迫下水稻莖葉中元素累積量的不均衡下降，可能會給用稻草作為部分飼料來源地區(qū)的動物健康帶來隱患。從稻草組分看，對照莖鞘、葉片元素濃度的響應(yīng)可以推知，臭氧脅迫下葉片元素吸收量的降幅小于莖鞘主要與生物量的響應(yīng)有關(guān)：所有供試材料平均，莖鞘生物量的降幅（-41%，P＜0.01）平均是葉片生物量降幅（-8%，P=0.09）的5倍。從不同類型水稻看，臭氧脅迫對C類水稻營養(yǎng)器官元素吸收的負(fù)面影響最大，A類水稻最?。ㄉ踔猎黾樱鳥類水稻多介于兩者之間，葉片、莖鞘和稻草趨勢一致（圖4a～圖4c）。相關(guān)分析亦表明，臭氧脅迫下稻草及其組分所有測定元素（除Cu外）吸收量的響應(yīng)與地上部生物量的響應(yīng)均達極顯著正相關(guān)（表3）。以上結(jié)果說明，臭氧脅迫對水稻營養(yǎng)器官中元素吸收量的影響可在較大程度上反映水稻生長對臭氧脅迫的敏感性。

臭氧脅迫對水稻元素吸收在不同器官中的分配報道甚少。本研究表明，與對照相比，臭氧脅迫對水稻葉片和莖鞘中所有元素吸收量的比值均大幅增加，除Cu元素外均達極顯著水平。這種響應(yīng)模式與臭氧脅迫下水稻物質(zhì)分配的變化一致。本試驗數(shù)據(jù)表明，臭氧脅迫使干物質(zhì)在葉片中的分配比例平均增加51% （P＜0.01），而使莖鞘中的分配比例平均減少8%（P＜0.01），說明臭氧脅迫下水稻有更多的光合產(chǎn)物被分配至葉片中，而莖鞘表現(xiàn)出相反趨勢。這種物質(zhì)分配的變化在水稻［11，22-23，32］和其他作物［33］中均有報道。葉片是臭氧脅迫的最初感應(yīng)器官，當(dāng)受到臭氧傷害時，植物體本身存在一個自我修復(fù)機制，即利用更多的能量和物質(zhì)來修補葉片的損傷以維持植物必須的光合作用，從而減少了莖稈中光合產(chǎn)物和礦質(zhì)元素的累積。本研究還發(fā)現(xiàn)，方差分析（圖3）、多重比較（表2）和相關(guān)分析（表3）均表明，臭氧脅迫對元素在莖、葉中的分配比例不同敏感類型水稻間沒有差異，說明根據(jù)這一參數(shù)的變化難以判定水稻對臭氧脅迫的敏感性。

表3　水稻不同部位各元素濃度、吸收量及其分配對臭氧脅迫響應(yīng)與生物量響應(yīng)的關(guān)系Table 3 Relationships between ozone-induced changes in above-ground biomass and elements concentration，uptake and allocation in different parts of rice plants

4　結(jié)論

多數(shù)情形下，臭氧脅迫使水稻營養(yǎng)器官中各元素濃度明顯增加，但吸收量則呈明顯的下降趨勢。高臭氧濃度環(huán)境下元素在稻葉中的分配比例增加，而在莖鞘中分配比例減少。臭氧脅迫下敏感水稻元素吸收的受抑程度明顯大于鈍感水稻。需要指出的是，由于本試驗水稻生長季遭遇高溫?zé)岷Γ糠炙窘Y(jié)實能力明顯受到影響，個別材料沒有結(jié)實，故本試驗沒有測定稻穗部位（籽粒），本試驗觀察的現(xiàn)象及其內(nèi)在生理機制還需進一步的研究，特別是在完全開放的大田條件下。

［1］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(yīng)［J］.生態(tài)環(huán)境，2008，17（4）：1674-1679.

LIU Feng，ZHU Yong-guan，WANG Xiao-ke.Surface ozone pollution and its eco-environmental impacts in China［J］.Ecology and Environment，2008，17（4）：1674-1679.

［2］Wang L L，He X Y，Chen W.Effects of elevated ozone on photosynthetic CO2exchange and chlorophyll a fluorescence in leaves of Quercus mongolica grown in urban area［J］.Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology，2009，82（4）：478-481.

［3］Yasutomo H，Makoto W，Naoki I，et al.Growth and leaf gas exchange in three birch species exposed to elevated ozone and CO2in summer［J］. Water，Air and Soil Pollution，2012，223（8）：5017-5025.

［4］Alley R，Berntsen T，Bindoff N L，et al.Climate change 2007：The physical science basis［R］.Cambridge UnivPr：2007.

［5］Sitch S，Cox P M，Collins W J.Indirect radiative forcing of climate change through ozone effects on the land-carbon sink［J］.Nature，2007，448（7155）：791-794.

［6］Zeng G，Pyle J A.Influence of ElNi?o Southern Oscillation on stratosphere/troposphere exchange and the global tropospheric ozone budget ［J］.GeophysicalResearchLetters，2005，32.doi：10.1029/2004GL021353.

［7］Feng Z W，Jin M H，Zhang F Z，et al.Effects of ground-level ozone O3pollution on the yields of rice and winter wheat in the Yangtze River Delta［J］.Journal of Environmental Science，2003，15（3）：360-362.

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

［9］Shao M，Tang X，Zhang Y，et al.City clusters in China：Air and surface water pollution［J］.Frontiers in Ecology and the Environment，2006，4 （7）：353-361.

［10］Feng Z Z，Kobayashi K.Assessing the impacts of current and future concentrations of surface ozone on crop yield with meta-analysis［J］. Atmospheric Environment，2009，43（8）：1510-1519.

［11］楊連新，王余龍，石廣躍，等.近地層高臭氧濃度對水稻生長發(fā)育影響研究進展［J］.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2008，19（4）：901-910.

YANG Lian-xin，WANG Yu-long，SHI Guang-yue，et al.Responses of rice growth and development to elevated near-surface layer ozone（O3）concentration：A review［J］.Chinese Journal of Applied Ecology，2008，19（4）：901-910.

［12］Wang Y X，Yang L X，Han Y，et al.The impact of elevated tropospheric ozone on grain quality of hybrid rice：A free-air gas concentration enrichment（FACE）experiment［J］.Field Crops Research，2012，129：81-89.

［13］Michael F，Kohno Y，Wissuwa M，et al.Negative effects of tropospheric ozone on the feed value of rice straw are mitigated by an ozone tolerance QTL［J］.Global Change Biology，2011，17（7）：2319-2329.

［14］Michael F，Harinder P S，Makkarb Klaus B，et al.Ozone exposure during growth affects the feeding value of rice shoots［J］.Animal Feed Science and Technology，2010，155（1）：74-79.

［15］Tanaka K，Ogawa M，Kasai Z.The rice scutellum：Ⅱ.A comparison of scutellar and aleur one by electron energy dispersive X-ray analysis［J］. Cereal Chem，1997，54：684-689.

［16］Kasurinen A，Gonzales P K，Riikonen J，et al.Soil CO2efflux of two silver birth clones exposed to elevated CO2and O3levels during three growing seasons［J］.Global Change Biology，2004，10：1654-1665.

［17］Rai R，Agrawal M，Agrawal S.Threat to food security under current levels of ground level ozone：A case study for Indian cultivars of rice［J］. Atmos Environ，2010，44（34）：4272-4282.

［18］Michael F，Yoshihisa K，Stefan T，et al.The response of rice grain quality to ozone exposure during growth depends on ozone level and genotype［J］.Environmental Pollution，2012，163：199-206.

［19］Sarkar A，Agrawal S.Evaluating the response of two high yielding Indian rice cultivars against ambient and elevated levels of ozone by using open top chambers［J］.Environ Manag，2012，95（Suppl）：19-24.

［20］趙軼鵬，邵在勝，宋琪玲，等.一種新型自然光氣體熏蒸平臺：系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與控制精度［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2012，31（11）：2082-2093.

ZHAO Yi-peng，SHAO Zai-sheng，SONG Qi-ling，et al.System structure and control accuracy of a solar-illuminated gas fumigation platform［J］.Journal of Agro-Environment Science，2012，31（11）：2082-2093.

［21］顧世梁，莫惠棟.動態(tài)聚類的一種新方法——最小組里平方和法［J］.江蘇農(nóng)學(xué)院學(xué)報，1989，10（4）：1-8.

GU Shi-liang，MO Hui-dong.A new dynamic clustering method：MinSSw mehtod［J］.Journal of Jiangsu Agriculture College，1989，10 （4）：1-8.

［22］彭斌，賴上坤，李潘林，等.開放式空氣中臭氧濃度升高對超級稻Ⅱ優(yōu)084生長和產(chǎn)量的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2014，33（2）：217-223.

PENG Bin，LAI Shang-kun，LI Pan-lin，et al.Effects of free air ozone enrichment on growth and yield of super riceⅡ-you 084［J］.Journal of Agro-Environment Science，2014，33（2）：217-223.

［23］趙軼鵬，邵在勝，宋琪玲，等.大氣CO2和O3濃度升高對汕優(yōu)63生長動態(tài)、物質(zhì)生產(chǎn)和氮素吸收的影響［J］.生態(tài)學(xué)報，2015，35（24）：8128-8138.

ZHAO Yi-peng，SHAO Zai-sheng，SONG Qi-ling，et al.Impact of elevated atmospheric carbon dioxide and ozone concentration on growth dynamic，dry matter production and nitrogen uptake of hybrid rice Shanyou 63［J］.Acta Ecologica Sinica，2015，35（24）：8128-8138.

［24］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.

［25］Wang Y X，Song Q L，Michael F，et al.Effects of elevated ozone，carbon dioxide，and the combination of both on the grain quality of Chinese hybrid rice［J］.Environmental Pollution，2014，189：9-17.

［26］鄭飛翔，王效科，侯培強，等.臭氧脅迫對水稻生長以及C、N、S元素分配的影響［J］.生態(tài)學(xué)報，2011，31（6）：1479-1486.

ZHENG Fei-xiang，WANG Xiao-ke，HOU Pei-qiang，et al.Influences of elevated ozone on growth and C，N，S allocations of rice［J］.Acta Ecologica Sinica，2011，31（6）：1479-1486.

［27］Wang Y X，Michael F.Stressed food-The impact of abiotic environmental stresses on crop quality［J］.Agriculture，Ecosystems and Environment，2011，141（3/4）：271-286.

［28］Thomas V F D，Braun S，F(xiàn)lückiger W.Effects of simultaneous ozone exposure and nitrogen loads on carbohydrate concentrations，biomass and growth of young spruce trees（Picea abies）［J］.Environmental Pollution，2005，137（3）：507-516.

［29］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（3/4）：203-211.

［30］寇太記，劉德鴻，徐曉峰，等.近地層臭氧污染對不同品種小麥鉀素吸收與分配的影響［J］.土壤學(xué)報，2014，51（3）：531-537.

KOU Tai-ji，LIU De-hong，XU Xiao-feng，et al.Effects of tropospheric ozone pollution on absorption and distribution of potassium in wheat relative to variety［J］.Acta Pedologica Sinica，2014，51（3）：531-537.

［31］劉德鴻，寇太記，徐曉峰，等.臭氧污染對不同品種小麥磷素吸收與分配的影響［J］.植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2012，18（6）：1319-1325. LIU De-hong，KOU Tai-ji，XU Xiao-feng，et al.Effects of pollution on phosphorus absorption and distribution in different varieties of wheat ［J］.Plant Nutrition and Fertilizer Science，2012，18（6）：1319-1325.

［32］Chen Z，Wang X K，F(xiàn)eng Z Z，et al.Effects of elevated ozone on growth and yield of field-grown rice in Yangtze River Delta，China［J］.Journal of Environmental Sciences，2008，20（3）：320-325.

［33］Cooley D R，Manning W J.The impact of ozone on assimilate partitioning in plants：A review［J］.Environmental Pollution，1987，47（2）：95-113.

Impact of ozone stress on element absorption and distribution of rice genotypes with different ozone sensitivities

SHAO Zai-sheng1，SHEN Shi-bo1，JIA Yi-lei1，MU Hai-rong1，WANG Yun-xia2*，YANG Lian-xin1，WANG Yu-long1
（1.Jiangsu Key Laboratory of Crop Genetics and Physiology/Co-Innovation Center for Modern Production Technology of Grain Crops，Yangzhou University，Yangzhou 225009，China；2.College of Environmental Science and Engineering，Yangzhou University，Yangzhou 225009，China）

In this study，23 rice cultivars or lines were grown in glasshouse-type fumigation chambers at two ozone levels：low ozone concentration as control（C-O3，10 nL·L-1）and high ozone concentration（E-O3，100 nL·L-1）until rice maturity.Based on the decreases in the above-ground biomass under high ozone concentration，these rice genotypes were clustered into three groups by the MinSSw（dynamic clustering method-minimum sum of squares within groups）method，namely A，B and C in order of ozone sensitivity from low to high.The effect of ozone stress on element uptake and distribution in rice vegetative organs were then determined.At grain maturity，ozone stress decreased the above-ground biomass of rice by 19%，39%and 52%for A，B and C group，respectively.Significant treatment effects were observed in groups B and C.Compared to the control，ozone stress significantly increased N，P，K，Mg，Mn，F(xiàn)e，Cu and Zn concentrations of rice straw in a range of 5%to 42%，but had no effect on Ca concentration.In the contrast，the uptake of N，P，K，Ca，Mg，F(xiàn)e，Cu and Zn in rice straw were significantly 11%to 34%lower under high ozone concentration.In most cases，the ozone-induced changes in element concentrationsand uptake were greater in stems than in leaves.In line with this，ozone stress increased element allocation to leaves but decreased that in stems，resulting in significant increases in the leaf to stem ratios（32%to 92%）.There were barely interactions between ozone and rice sensitivity types for element concentrations or allocation in leaves and stems，but significant interactions were found for element uptake.The sensitive rice culltivars showed greater ozone-induced inhibition of element uptake.These results indicate that 100 nL·L-1ozone have profound impacts on the element concentration，uptake and allocation of rice organs，and that the responses of plant element uptake to ozone stress are significantly affected by rice sensitivity to ozone.

rice；ozone stress；element concentration；element uptake；element allocation

X503.231

A

1672-2043（2016）09-1642-11doi：10.11654/jaes.2015-1449

2015－11－06

國家自然科學(xué)基金面上項目（31471437，31371563）；土壤與農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展國家重點實驗室開放基金（0812201233）；2012年中德合作科研項目（PPP）；江蘇高校優(yōu)勢學(xué)科建設(shè)工程項目

邵在勝（1989—），男，江蘇揚州人，博士研究生，主要從事大氣變化與作物響應(yīng)方面的研究。E-mail：460180389@qq.com

王云霞E-mail：yxwang@yzu.edu.cn