摘要：近年來不斷擴大和加重的臭氧(O3)污染，越來越受到社會各界的高度關(guān)注.基于國內(nèi)外O3對農(nóng)作物產(chǎn)量影響的相關(guān)研究結(jié)果，綜合分析了O3對我國主要農(nóng)作物產(chǎn)量的影響程度及其區(qū)域分布，結(jié)果表明：我國部分地區(qū)嚴重的空氣O3污染，已經(jīng)造成主要糧食作物(如小麥、水稻、玉米和大豆等)產(chǎn)量損失，特別是小麥產(chǎn)量損失可達10%以上.O3對我國糧食產(chǎn)量造成損失最大的地區(qū)集中在我國東部，尤其是黃淮海平原的小麥產(chǎn)量損失最為嚴重.因此，從保護我國糧食安全角度，應(yīng)該加強O3對農(nóng)作物生產(chǎn)影響模擬實驗和科學評估研究，在開展O3污染防控的同時，應(yīng)該積極推廣減緩O3對農(nóng)作物危害的政策和技術(shù)措施.

　　關(guān)鍵詞：臭氧(O3)污染;主要農(nóng)作物;影響程度;減緩措施

　　1 引言(Introduction)

　　O3作為一種強氧化性的空氣污染物，不但直接危害人體健康，而且損傷植物內(nèi)部結(jié)構(gòu)和生理功能，影響植物正常生長，特別是空氣O3濃度達到80 μg∙m-3時，就會對敏感植物產(chǎn)生傷害和影響.大量研究表明，目前全球許多地方的 O3濃度已經(jīng)能夠造成農(nóng)作物減產(chǎn)和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)下降(Mills et al.，2011;Yi et al.，2016)，嚴重威脅糧食安全和生態(tài)安全(Aunan et al.，2000;Zhang et al.，2017;Li et al.，2018). 我國是全球人口大國，糧食安全和生態(tài)安全不但關(guān)系到人們身體健康和小康社會建設(shè)，而且關(guān)系到社會和諧穩(wěn)定和生態(tài)文明建設(shè).

　　因此，認識評價空氣O3污染對我國糧食安全和生態(tài)安全的影響，對科學制定O3管控目標和減緩O3污染的不良生態(tài)危害具有重要意義.O3對我國糧食生產(chǎn)的影響，從 20 世紀就引起了國內(nèi)外學者的高度關(guān)注 .1999 年，美國大氣科學家(Chameides et al.，1999)在分析我國大氣背景站的 O3觀測資料，就發(fā)現(xiàn)我國長江三角洲地區(qū)的 O3暴露劑量已經(jīng)超過了農(nóng)作物減產(chǎn)10%的國外閾值，指出了我國未來工業(yè)化引起的O3濃度增加，將極大影響我國糧食安全和世界糧食市場 .

　　1999—2000年國內(nèi)科研高校聯(lián)合在長江三角洲農(nóng)村地區(qū)開展了空氣 O3濃度觀測，得出O3能夠造成當?shù)囟�小麥減產(chǎn)20%~30%(Wang et al.，2005).21世紀初，我國學者在長江三角洲、珠江三角洲和京津冀地區(qū)，建立了開頂式和開放式O3熏氣模擬實驗，得出了O3暴露劑量和農(nóng)作物產(chǎn)量損失間的產(chǎn)量損失模型(Wang et al.，2005)，并發(fā)現(xiàn)了 2003—2012 年 O3能夠造成珠江三角洲地區(qū)、長江三角洲水稻減產(chǎn)2.7%~3.0%和京津冀地區(qū)冬小麥減產(chǎn) 12.9%~17.1%(姚芳芳等，2008;耿春梅等，2014).

　　從 2014年以后，我國政府開始高度關(guān)注空氣污染問題，并建立了全國性的空氣質(zhì)量監(jiān)測體系，為科學評估O3污染及其對農(nóng)作物和生態(tài)系統(tǒng)的影響提供了重要數(shù)據(jù)基礎(chǔ).近幾年來，已經(jīng)有大量學者對全國和部分重點區(qū)域的O3對農(nóng)作物產(chǎn)量影響進行了評價.2 O3的形成機制和我國的污染現(xiàn)狀及發(fā)展趨勢(The formation mechanism of O3 pollution andthe current situation and tendency in China)近地面的 O3為二次污染物，其形成機制較為復(fù)雜 .地球大氣中的 O3最終是由原子氧(O(3P))和分子氧(O2)的組合反應(yīng)而形成 .在對流層中，NO2光解是 O(3P)原子的主要來源，而 NO 是 O3消解反應(yīng)的重要物質(zhì)(Wang et al.，2017).

　　然而，在受污染的對流層中，替代氧化物(如 HO2和 RO2)可有效地將 NO 轉(zhuǎn)換為 NO2，從而導(dǎo)致 O3的積累 .ROx 自由基來源包括 O3、HONO、羰基、不飽和 VOCs 及 Cl 等物質(zhì)的光化學反應(yīng)(Riedel etal.，2013;Xue et al.，2016).NOx 和 VOCs 是 O3主要的前體污染物，O3對其是非線性依賴關(guān)系，由于“NOx循環(huán)”或“ROx循環(huán)”的限制，當NOx / VOCs較低或較高，都不利于O3的形成.同時，區(qū)域O3水平的變化不僅取決于O3前體的排放速率，也跟氣象條件和盛行風的區(qū)域傳輸有關(guān).高溫、強太陽輻射、低風速等氣象條件有利于O3的形成和積聚.

　　風向影響著O3的傳輸：南風可將山東、河北的O3及其前體輸送到北京(Han et al.，2011;Ma et al.，2011);山谷風可將北京城區(qū)的O3污染輸送到東北和西部的山區(qū)(Gao et al.，2012);由于海陸風的作用，在長三角和珠三角沿海地區(qū)大多數(shù)地點在當?shù)貢r間13：00—14：00 O3水平最高(Ding et al.，2004;Shanet al.，2010).O3污染形成機制在不同地區(qū)有差異，如2013—2019年，華北平原、長江三角洲和四川盆地的平均O3濃度增加主要是人為貢獻，而珠江三角洲O3濃度增加主要與季風減少等氣象因素有關(guān)(Li et al.，2020).

　　2013—2019年，我國O3污染總體上增加趨勢較快，O3濃度峰值降低(Wang et al.，2017)，但中高值區(qū)域面積不斷擴大的特征 .我國 90% 監(jiān)測站點 8 h最大 O3體積分數(shù)(MDA8)平均增加 2.4 nL·L-1∙a-1(5.0%)，30%的站點趨勢大于3.0 nL·L-1∙a-1，已成為TOAR報告中O3增加最快的趨勢之一，反映累積暴露對人類健康和植被影響的O3指標(如SOMO35和AOT40)則以更快的速度增長(1年增長10%).其中，2019年MDA8增加最快，華北平原增幅最大，平均值增加 3.3 nL·L-1∙a-1(p<0.01).

　　從空間分布看，4—9月 O3平均 MDA8高于 60 nL·L-1的站點的百分比已從 2013年的 11.1% 增加到 2019年的 49.2%.2016年以后，O3熱點由華北平原和珠江三角洲地區(qū)，延伸至汾渭平原，向南延伸至長江平原中部.城市和鄉(xiāng)村O3分布規(guī)律也有差異，由于城市容易出現(xiàn)NO等污染物濃度過高而產(chǎn)生滴定效應(yīng)，加上氣象等原因，郊區(qū)的 O3可能高于城市(Sousa et al.，2011;Xu etal.，2011;Tong et al.，2017).不同地區(qū)O3濃度峰值出現(xiàn)時間也有差異，北方和長三角地區(qū)出現(xiàn)在5月下旬—7月，珠江三角洲O3出現(xiàn)在秋季10月(Wang et al.，2001;Li et al.，2007;Xu et al.，2008;Ding et al.，2013).

　　盡管影響O3形成的機理復(fù)雜、因素比較多，但前期體物濃度、太陽紫外線強度、氣溫和大氣穩(wěn)定性等是影響大氣 O3濃度的主要因素 .近來研究發(fā)現(xiàn)，氣溫上升(Li et al.，2020)和大氣透明度增加(Li et al.，2019)和VOCs排放增加(Zhu et al.，2022)，是我國大氣O3濃度增加的重要原因.在未來一段時間內(nèi)，我國汽車使用和植被面積的增長，還會造成O3前體期物(NOx和VOC)排放量的一些增長，再加上全球增溫對O3形成的促進作用(IPCC，2022)。

　　因此，我國大氣O3污染狀況還有可能繼續(xù)小幅增長，大氣污染物減排仍然需要加大力度.3 O3污染對植物影響途徑(Pathways of O3 pollution affecting plants)O3對植物的影響途徑包括O3吸收、植物生理響應(yīng)(Tausz et al.，2007)、形態(tài)改變和物質(zhì)分配等過程.O3主要是通過氣孔進入植物體內(nèi)，能夠誘導(dǎo)產(chǎn)生一系列活性氧物質(zhì)，包括過氧化氫、超氧自由基、羥基等，會加劇膜脂過氧化過程，破壞植物膜系統(tǒng)，損害植物代謝系統(tǒng)，改變植物體內(nèi)糖類、脂類和蛋白質(zhì)類物質(zhì)代謝過程，破壞光合色素，造成植物光合速率下降，引起細胞程序性死亡，加速植物衰老，從而縮短生長期，并且降低植物抵抗病蟲害和其他環(huán)境脅迫的能力，最終影響植物生長發(fā)育，造成植物生產(chǎn)力降低.在O3暴露下，植物需要消耗更多能量用于植株生長，因此分配到果實部分的碳水化合物減少最多，造成了植物果實籽粒變小，農(nóng)作物產(chǎn)量大幅度降低(李碩等，2014).

　　在O3污染嚴重地區(qū)，植物葉片表面還會出現(xiàn)明顯可見的傷害癥狀(如點斑、褐斑、褪綠、干枯等)(Wan et al.，2014)，特別會對葉類蔬菜等農(nóng)作物的產(chǎn)量和經(jīng)濟價值造成嚴重影響(Adams et al.，2020).光合能力降低是 O3脅迫植物產(chǎn)量損失的主要原因 .O3脅迫下氣孔關(guān)閉，引起光合作用下降(Weber etal.，1993);O3也可抑制己糖磷酸還原過程，使核酮糖二磷酸羧化酶/加氧酶(RuBP)蛋白含量及活性降低，從而降低RUBP羧化能力(Lehnherr et al.，1987);另一方面，葉綠體的膜透性功能障礙對電子傳遞鏈中膜結(jié)合反應(yīng)中心產(chǎn)生不利影響，使光合速率下降，呼吸活性增強(Foyer et al.，2011)。

　　此外，O3可以進一步破壞光合組織，使得光合色素下降(Grantz et al.，2003;Robinson et al.，2006)，葉肉組織收縮，葉綠體數(shù)目減少，葉綠體、基質(zhì)、類囊體顯微結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，直至被破壞(Hove et al.，1994).在 O3長期脅迫下，細胞膜可產(chǎn)生乙烯、茉莉酸等加速衰老的重要信號物質(zhì)(VanLoocke et al.，2012)，乙烯生產(chǎn)量的多少直接關(guān)系到光合速率下降程度的大小(Sinn et al.，2004). 近期學者發(fā)現(xiàn)O3對小麥幼葉光合機制沒有明顯的影響(包括光飽和光合速率、Rubisco最大羧化能力、最大電子傳輸速率和氣孔導(dǎo)度等)，只有在葉片衰老開始后才有影響，研究表明O3誘導(dǎo)的加速衰老在決定最終產(chǎn)量方面比直接影響光合作用更重要(Osborne et al.，2019).O3污染對農(nóng)作物產(chǎn)量影響研究的主要方法是模擬實驗和模型評估.國內(nèi)外學者廣泛地開展了 O3對作物影響的大田試驗研究，以建立濃度、劑量或是通量響應(yīng)關(guān)系模型，評估過去、現(xiàn)在和未來 O3污染對站點和區(qū)域尺度作物的影響 .

　　目前 O3模擬實驗主要分為開氣室頂棚(open-top-chamber，OTC)(Mandl et al.，1973)和自由大氣熏氣實驗(Free Air Concentration Enrichment，F(xiàn)ACE).OTC經(jīng)過不斷地改進，減少了其存在的溫度升高、光照變?nèi)�、降水改變等氣室效�?yīng)(Musselman et al.，1986;王春乙等，1993;鄭啟偉等，2007)，成為評估O3對植物影響的有效工具 .FACE 可避免氣室效應(yīng)，但對儀器設(shè)備要求高，費用昂貴，因此使用受到較大限制(Morgan et al.，2006;Shi et al.，2009).1980年美國學者們發(fā)現(xiàn)O3濃度的上升與作物產(chǎn)量或生物量的下降存在較好的線性關(guān)系(Heck et al.，1982)，并建立濃度響應(yīng)指標如 M7 和 M12，分別表示作物生長期內(nèi)的白天7 h(9：00—16：00)和12 h(8：00—20：00)O3濃度平均值(Heck et al.，1982)，從而構(gòu)建了濃度響應(yīng)關(guān)系模型.

　　隨著研究的深入，學者們意識到了 O3超過一定閾值才會對作物造成負面影響，損害程度不僅取決于O3濃度而且與暴露時間相關(guān)(Kok et al.，1997). 因此，先后提出了 SUM06(O3濃度大于 60 nL∙L-1 的小時累積值)、W126(加權(quán)的 O3濃度小時累積值)和 AOT40(O3濃度大于 40 nL∙L-1的小時累積值)等指標構(gòu)建劑量響應(yīng)關(guān)系模型(Fuhrer et al.，1997). 但進一步研究發(fā)現(xiàn)，劑量暴露指標忽略了與作物傷害直接相關(guān)的O3氣孔吸收通量(Khan et al.，1994;Emberson et al.，2000;Musselman et al.，2006)，及作物本身對O3的防御、解毒能力與夜間的修復(fù)能力，可能一定程度上高估了 O3對作物的負面影響(Gerosa et al.，2009).

　　因此，學者建立了基于AFstY(減去閾值為Y nmol∙m-2∙s-1時計算的氣孔 O3累積吸收通量)(朱治林等，2014)和POD(Y 植物毒性O(shè)3劑量高于每小時通量閾值Y nmol∙m−2∙s−1)等指標的通量響應(yīng)關(guān)系模型(Danielsson et al.，2003;Pleijel et al.，2007).然而，還沒有任何一個模型可以完全模擬 Y 的動態(tài)變化過程，并且缺乏計算所需的每小時氣象、土壤濕度和其他變量的觀測數(shù)據(jù)，因此，氣孔通量模型較難應(yīng)用于大尺度的產(chǎn)量損失評估，但由于其在農(nóng)作物的機制探究方面有重要的意義，已成為未來該領(lǐng)域研究的熱點.目前全球開展最多的是AOT40響應(yīng)關(guān)系研究(Mills et al.，2007;González et al.，2010). 國內(nèi)學者在 2004—2014 年先后在浙江嘉興、南京、北京昌平等地建立了小麥AOT40響應(yīng)關(guān)系(Feng et al.，2008;Wang et al.，2012;Tang et al.，2012;Feng et al.，2012;耿春梅等，2014;佟磊等，2015).

　　水稻AOT40響應(yīng)關(guān)系研究1999—2009年先后在廣東、浙江、長三角等地區(qū)開展，而國內(nèi)大豆、玉米研究較少(張巍巍等，2014;Peng et al.，2019). 目前通量響應(yīng)關(guān)系研究中，基于 PODY的研究最多(Danielsson et al.，2003;Pleijel et al.，2007;Gerosa et al.，2009;Feng et al.，2012;Tang et al.，2013;Zhang etal.，2017;Peng et al.，2019)，并且研究發(fā)現(xiàn)在高異質(zhì)環(huán)境或是干旱缺水的條件下通量響應(yīng)關(guān)系優(yōu)于AOT40等劑量響應(yīng)關(guān)系(Pleijel et al.，2004;Mills et al.，2011;Feng et al.，2012;Feng et al.，2018;Peng et al.，2019).大量實驗表明，許多農(nóng)作物對O3污染非常敏感，如小麥、西瓜、扁豆、棉花、甘藍、番茄、洋蔥、大豆、萵苣等(Temple et al.，1990)，還有一些農(nóng)作物對O3中度敏感，如甜菜、馬鈴薯、蕓苔、煙草、水稻、玉米、葡萄、西蘭花(Holmes et al.，2003).同一作物的不同品種對 O3的敏感性也不同，即使是同品種也會受溫度等氣候因素在時間和空間上變化的影響，敏感性也有差異.若要提高全國產(chǎn)量損失的評估精度，國內(nèi)本地化的產(chǎn)量損失模型研究亟需系統(tǒng)性的開展.

　　4 我國植物O3暴露區(qū)域差異(Regional differences of plant exposure to O3 in China)

　　自然界許多植物對O3污染非常敏感.當O3濃度到達80 μg∙m−3，遠低于空氣質(zhì)量二級標準(小時O3濃度160 μg∙m−3)時，敏感植物就會出現(xiàn)生長受阻或受害癥狀.盡管我國目前還沒有制定有關(guān)保護農(nóng)作物和生態(tài)系統(tǒng)的空氣O3質(zhì)量標準，但按照歐盟保護農(nóng)作物空氣O3暴露劑量指標(AOT40，小時O3體積分數(shù)超過40 nL·L-1的3個月累積值)的臨界閾值3 μL·L-1∙h評價，2014—2017年，我國不少地方農(nóng)作物生長季的AOT40嚴重超標且逐年增加.在3種主要作物的生長季，中國平均AOT40 從8.5 μL·L-1∙h增加到14.3 μL·L-1∙h(2015—2018年)，較高值出現(xiàn)在北京(26.4~28.5 μL·L-1∙h)、河北(4.0~40.4 μL·L-1∙h)、河南(4.8~37.2 μL·L-1∙h)、上海(11.3~24.3 μL·L-1∙h)、山東(6.0~28.4 μL·L-1∙h)、安徽(0.1~30.3 μL·L-1∙h)、浙江(2.5~25.1 μL·L-1∙h)等地區(qū).

　　5 O3污染對糧食產(chǎn)量的影響(Effects of O3 pollution on grain yield)

　　由于中國是全球糧食生產(chǎn)、消費大國以及空氣污染大國，針對中國O3污染造成糧食損失問題，已經(jīng)開展了大量研究.從目前的研究看，2015—2018年O3污染造成的主要農(nóng)作物產(chǎn)量損失率隨著暖季近地面O3濃度持續(xù)增加而上升(Lu et al.，2018)，特別是小麥減產(chǎn)率增加很快，從 2015 年的 20% 增加到 2018 年的 34%(Zhao et al.，2020). 目前大豆的產(chǎn)量損失研究相對較少 . 研究證明 O3體積分數(shù)為 75.5 nL·L-1時大豆可減產(chǎn)28.3%(Li et al.，2021)，我國東北大豆減產(chǎn)損失已達23.4%~30.2%(2013—2014年)(Zhang et al.，2017)，甚至學者發(fā)現(xiàn)O3濃度升高40 nL∙L−1時不同品種大豆平均減產(chǎn)33%(王春雨等.，2019).

　　以上表明大豆對O3較為敏感而值得關(guān)注和進一步研究.對于區(qū)域O3污染導(dǎo)致的主要農(nóng)作物小麥、玉米、水稻的產(chǎn)量損失，華北平原呈現(xiàn)逐漸升高趨勢，而長江三角洲地區(qū)逐漸趨于平緩，甚至略有下降.2014—2017年，北方地區(qū)各市(華北平原和山西省)小麥和玉米平均產(chǎn)量損失率分別為21.4%~35.9%和8.3%~12.8%，2017年最高產(chǎn)量損失率分別可達47.1%和12.4%~17.3%(估計59個城市中有44個城市的相對產(chǎn)量損失率超過12%)(Dong et al.，2021)，各縣最高分別為 30.5%~38.2% 和 14.6%~18.0%(Feng et al.，2019;Feng et al.，2020)，主要分布在河北、山東、河南、山西省(Feng et al.，2019;Feng et al.，2020)，2018 年，這些高污染地區(qū)小麥產(chǎn)量損失率接近 50%(Zhao et al.，2020;Dong et al.，2021).

　　對于長江三角洲地區(qū)，水稻和小麥 2014—2017 年產(chǎn)量損失率分別為4.9%~9.6%和9.4%~19.3%，增長較快，2018、2019年增長趨勢略有下降(Ren et al.，2020).目前評估結(jié)果的不確定性較大，分析原因可分為幾個方面：①所使用的O3暴露數(shù)據(jù)來源不同.2014年之后，隨著空氣質(zhì)量監(jiān)測站點的普及，許多學者用實際O3觀測數(shù)據(jù)評估產(chǎn)量損失，評估結(jié)果得出2014—2018年我國冬小麥、水稻、玉米的每年產(chǎn)量損失分別為 20.1%~37.8%、3.9%~14.6%、5.0%~6.3%(Zhao et al.，2020;Xu et al.，2021).

　　近年學者開始使用高精度嵌套O3模擬數(shù)據(jù)集如NAQPMS，評估得出2014—2017年冬小麥、水稻、玉米和大豆每年產(chǎn)量損失分別為 5%~37%、2%~11%、3%~8%、7%~21%(Wang et al.，2022).兩種 O3暴露數(shù)據(jù)來源相比較，由于O3監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)未覆蓋廣大農(nóng)作區(qū)，通過實測數(shù)據(jù)空間插值或者取平均的方法與農(nóng)作區(qū)實際O3濃度存在偏差，而后者可彌補了這一缺陷，提高評估的可靠性.②使用的產(chǎn)量損失模型也是導(dǎo)致評估結(jié)果不確定性的重要因素.研究發(fā)現(xiàn)使用中國的AOT40響應(yīng)關(guān)系模型產(chǎn)量損失評估結(jié)果高于使用歐洲的AOT40響應(yīng)關(guān)系模型，且M7的評估結(jié)果明顯偏低(Wang et al.，2022).目前大尺度的評估多基于單一的產(chǎn)量損失模型或使用多種求均值而得，忽略了氣候、作物品種等的地區(qū)差異，可能高估或者低估實際的產(chǎn)量損失(Xu et al.，2021).

　　因此，Xu 等(2021)聯(lián)合本地或鄰近地區(qū)的AOT40響應(yīng)關(guān)系模型計算得出2014—2018年小麥的產(chǎn)量損失率為 22.9%~31.3%，水稻的產(chǎn)量損失率為 18.9%~23.4%，提升了評估結(jié)果的可靠性.③作物的生長期也是評估結(jié)果不確定性的重要因素 .Wang 等(2022)通過敏感性分析發(fā)現(xiàn)將冬小麥的生長期提前或者延后兩周分別減產(chǎn) 26%~30%和 23%~45%，遠遠大于 O3體積分數(shù)每日增加或者減少 1 nL·L-1 計算而得的冬 小 麥 的 減 產(chǎn) 損 失 6%~9%. ④ 研 究 表 明 非 封 閉 環(huán) 境 實 驗(e. g.，in an O3-FACE facilities，F(xiàn)ree-Air O3Concentration Enrichment)比 OTC顯示出更高的敏感性(Feng et al.，2018).以上學者的評估多基于 OTC產(chǎn)量損失模型計算，實際的產(chǎn)量損失可能更高.盡管不同學者評估結(jié)果有所差異，但從目前資料看。

　　近些年來，中國O3污染造成的農(nóng)作物損失，小麥、水稻和玉米都大于10%、5%和5%.根據(jù)Zhao 等(2020)研究得出的2015年農(nóng)作物產(chǎn)量損失率，將其空間制圖可看出中國各地區(qū)的產(chǎn)量損失存在較大的差異，主要以中國東部，特別是黃淮海地區(qū)產(chǎn)量損失最大.對于O3污染造成中國糧食產(chǎn)量損失估算有較多報道，不同學者估算的損失總量基本都在1000萬噸以上(Miao et al.，2017)，甚至有的估算值可超過1億噸，占我國糧食總產(chǎn)量10%以上.按我國人均年消費糧食780 kg計算，O3造成的我國小麥損失可以滿足超過1千萬到1億人的糧食需求.如果糧食價格按2元/kg計算，O3污染造成農(nóng)作物產(chǎn)量損失的經(jīng)濟價值可達200~2000億元.

　　6 O3 污 染 影 響 評 估 和 應(yīng) 對 措 施 研 究 建 議(Impact assessment of O3 pollution and researchsuggestions on countermeasures)

　　從現(xiàn)有研究結(jié)論看，近地層O3污染已經(jīng)嚴重影響了中國糧食生產(chǎn).特別是在我國經(jīng)濟發(fā)達的京津冀、長三角和珠三角地區(qū)，O3污染不但影響了人體健康(郭云等，2021)，而且對當?shù)剞r(nóng)作物產(chǎn)量和質(zhì)量造成很大影響.而我國主要農(nóng)作區(qū)暖季空氣O3濃度持續(xù)升高，再加上干旱、水體污染、土地利用變化等因素，O3污染對我國糧食安全的威脅將更加嚴重(Avnery et al.，2011).因此，針對目前我國面臨的嚴重O3污染及其對農(nóng)作物和生態(tài)系統(tǒng)影響，應(yīng)該從減緩措施和應(yīng)對政策上開展以下研究工作：

　　1)加強農(nóng)村地面O3及其前體物監(jiān)測.目前，我國已有的空氣O3監(jiān)測主要集中在城市地區(qū)，而廣大的農(nóng)村地區(qū)嚴重缺乏O3監(jiān)測數(shù)據(jù).O3形成機理復(fù)雜，前體物種類繁多，O3前體物排放區(qū)與O3污染區(qū)分離，因此有必要在農(nóng)村地區(qū)開展O3及其前體物的常規(guī)監(jiān)測，掌握農(nóng)作物的O3暴露水平.

　　2)加強陸地生態(tài)系統(tǒng)O3吸收通量觀測.陸地生態(tài)系統(tǒng)能夠吸收大氣中的O3，成為大氣O3的一個重要匯.目前國外研究估計，陸地植被吸收能夠降低大氣O3體積分數(shù)，可高達10 nL·L-1.并且陸地植物受到的O3危害程度與其從大氣的吸收通量密切相關(guān).因此，無論從研究大氣O3污染形成還是從評估O3污染生態(tài)危害角度，都應(yīng)該積極開展O3地氣交換通量的觀測，彌補國內(nèi)外研究不足.

　　3)豐富O3污染生態(tài)影響評估的本地化參數(shù).我國地域遼闊、區(qū)域氣候特征和農(nóng)作物品種的差異很大，很難用統(tǒng)一的產(chǎn)量損失模型精確評估O3對農(nóng)作物產(chǎn)量和生態(tài)系統(tǒng)的影響.目前，國內(nèi)只在長江三角洲地區(qū)、珠江三角洲、京津冀開展了O3污染對水稻和小麥的實驗研究.還有很多氣候區(qū)和主要農(nóng)產(chǎn)區(qū)缺乏科學研究.例如，我國近年糧食產(chǎn)區(qū)呈現(xiàn)北上和西移的趨勢(焦艷平等，2006)，建立O3新熱點區(qū)汾渭平原和優(yōu)質(zhì)稻谷產(chǎn)區(qū)如東北地區(qū)的產(chǎn)量損失模型本地化參數(shù)對全面評估我國農(nóng)作物產(chǎn)量損失和指導(dǎo)種植規(guī)劃有重要的意義.在作物種類上，缺少O3污染對玉米、大豆、花生、棉花、大麥等農(nóng)作物影響的田間實驗研究.

　　此外，已有研究工作大部分時間較短，只集中在1~2個農(nóng)作物生長季，缺乏多年長期的研究.因此，需要在我國開展更加全面的研究工作，以覆蓋糧食主產(chǎn)區(qū)、主要糧食作物種類和品種 .通過大范圍田間實驗研究，建立本地化的農(nóng)作物產(chǎn)量與O3暴露的產(chǎn)量損失模型，為科學評估O3污染造成的我國糧食產(chǎn)量和經(jīng)濟損失提供支撐.

　　4)加強糧食主產(chǎn)區(qū)大氣O3監(jiān)測及預(yù)警.我國糧食種植區(qū)域比較集中，尤其是對全國小麥總產(chǎn)貢獻率占2/3，玉米貢獻率超過1/3的華北平原地區(qū)(焦艷平等，2006)，近年的O3污染也最為嚴重.從保證區(qū)域糧食生產(chǎn)安全的角度，加強糧食主產(chǎn)區(qū)空氣O3監(jiān)測及預(yù)警，及時掌握主產(chǎn)區(qū)農(nóng)作物O3污染暴露水平，及時指導(dǎo)農(nóng)民采取適當措施，減少O3污染對糧食生產(chǎn)的影響.

　　5)建立保護糧食生產(chǎn)和生態(tài)系統(tǒng)健康的空氣O3質(zhì)量標準.目前國家空氣質(zhì)量標準是依據(jù)O3對人體健康的影響制定的.由于許多植物對O3污染比人體更加敏感，而且植物O3暴露的表征也不同于人體暴露的表征，因此，應(yīng)該借鑒歐盟和美國有關(guān)保護植被和生態(tài)系統(tǒng)的O3質(zhì)量標準，結(jié)合我國農(nóng)作物和生態(tài)系統(tǒng)對O3污染響應(yīng)特征，建立我國保護植物和生態(tài)系統(tǒng)的空氣O3質(zhì)量標準.

　　6)劃定O3污染重點控制區(qū).由于植物對空氣O3污染響應(yīng)的區(qū)域差異，包括植物敏感性、O3暴露與植物物候匹配情況、氣候和土壤等區(qū)域差異，O3對植物和生態(tài)系統(tǒng)的影響程度具有很大的區(qū)域差異性 .因此，應(yīng)該根據(jù)關(guān)注農(nóng)作物的保護目標及空氣O3污染現(xiàn)狀，劃分出O3污染重點控制區(qū)，作為近期國家O3污染控制的關(guān)鍵區(qū)域.我國的華北平原是農(nóng)作物生產(chǎn)的集中區(qū)，也是O3污染和產(chǎn)量損失最嚴重的區(qū)域，應(yīng)予以重點防控.

　　7)研究推廣抗O3污染農(nóng)作物品種和減緩O3危害耕作措施.①合理安排農(nóng)作物的時空規(guī)劃.由于各種農(nóng)作物對O3敏感程度不同，在一些O3污染嚴重地區(qū)，可以考慮減少敏感農(nóng)作物(如小麥、油菜和葉類蔬菜等)及其敏感品種的種植面積，增加抗性較強作物或者品種種植面積，并合理安排作物的生長期以避開O3峰值季節(jié)，減少作物生長期的O3累積暴露.如在長江中下游及廣東地區(qū)進一步擴大早稻的種植面積，華北平原等地區(qū)增加冬小麥的種植面積.②研發(fā)推廣抗O3的作物新品種.分析農(nóng)作物對O3污染抗性形成機理，從減少O3進入植物體和提高植物解毒能力的角度，通過各種先進生物技術(shù)，繁育和推廣O3抗性農(nóng)作物品種，提高農(nóng)作物對O3危害的抵御能力.已有研究表明對流層O3造成的產(chǎn)量損失可能超過其他常見非生物脅迫造成的產(chǎn)量損失(Frei et al.，2015).

　　鑒于近期和未來一段時間內(nèi)，我國一些地區(qū)(如小麥主產(chǎn)區(qū)的黃淮海平原和長江三角洲等)的O3污染程度仍然會持續(xù)嚴重，有必要通過育種提高小麥的O3抗性.隨著農(nóng)作物基因測序和分子育種技術(shù)的快速發(fā)展，可以有望短期內(nèi)獲得一些抗性作物品種(Bailey-Serres et al.，2019).③調(diào)整作物的種植管理方式.在農(nóng)作物種植過程中，應(yīng)該通過合理安排施肥和灌溉時間和數(shù)量.我國O3導(dǎo)致作物減產(chǎn)損失嚴重的東部同時又是主要的灌溉區(qū)域(姚宛艷等，2013)，由于水分充足條件下作物可能會增大O3的氣孔吸收而導(dǎo)致減產(chǎn)損失大于灌溉的效益(Mills et al.，2018)，因此，需要進一步深入研究和實踐，合理調(diào)整灌溉時間和用量，如盡量避開當?shù)豋3濃度較高的時期.④推薦施用抗氧化物質(zhì)如EDU等措施，減緩作物生長關(guān)鍵期的O3危害，以保證我國糧食安全和生態(tài)安全.

　　7 結(jié)論(Conclusions)

　　1)現(xiàn)有實驗和野外觀測都表明，我國主要糧食生產(chǎn)，特別是小麥，已經(jīng)嚴重受到了空氣O3濃度的升高，產(chǎn)量損失可達10%以上.2)由于 O3污染程度和糧食生產(chǎn)區(qū)域的空間差異，我國糧食產(chǎn)量受 O3污染傷害最大的地區(qū)集中于我國東部，尤其是黃淮海平原的小麥產(chǎn)量損失最為嚴重.3)從保護我國糧食安全角度，應(yīng)該加快O3污染防控和推廣減緩O3對農(nóng)作物生長危害措施，如加強O3污染暴露及其生態(tài)影響評估工作、加強糧食主產(chǎn)區(qū)大氣O3監(jiān)測及預(yù)警、建立保護糧食生產(chǎn)和生態(tài)系統(tǒng)健康的空氣O3質(zhì)量標準、劃定O3污染重點控制區(qū)、研究推廣抗O3污染農(nóng)作物品種和減緩O3危害農(nóng)業(yè)耕作措施.

　　參考文獻(References)：

　　Adams S，董建明.1987.O3破壞農(nóng)作物的研究評估[J]. 世界科學，(8)：23+28

　　Ainsworth E，Serbin S，Skoneczka J，et al. 2013. Using leaf optical properties to detect ozone effects on foliar biochemistry [J].

　　PhotosynthesisResearch, 119:65-76Amin N，Ken Y，Toshimasa O，et al. 2013. Evaluation of the Effect of Surface Ozone on Main Crops in East Asia：2000，2005，and 2020 [J].

　　Water，Air，& Soil Pollution, 224(5):1537Aunan K，Berntsen T K，Seip H M. 2000. Surface ozone in China and its possible impact on agricultural crop yields [J].

　　AMBIO: A Journal of theHuman Environment, 29(6): 294-301Avnery S，Mauzerall D，Liu J，et al. 2011.

　　Global crop yield reductions due to surface ozone exposure: 1. Year 2000 crop production losses andeconomic damage[J]. Atmospheric Environment,45(13):2284-2296

　　Bailey-Serres J，Parker J，Ainsworth E，et al. 2019. Genetic strategies for improving crop yields [J]. Nature, 575: 109-118

　　Chameides W L，Xingsheng L，Xiaoyan T，et al. 1999. Is ozone pollution affecting crop yields in China? [J]. Geophysical Research Letters, 26(7):867-870

　　作者：王效科
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