我國地表臭氧生態環境效應研究進展

馮兆忠,李 品,袁相洋,高 峰,姜立軍,代碌碌

1 中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室,北京 100085 2 中國科學院大學資源環境學院,北京 101408

地表臭氧(O3)特指距離地球表面15km范圍內的對流層O3,是地表大氣光化學煙霧及溫室氣體的主要成分,具有強氧化性,能嚴重危害地表農作物和自然植物生長,被稱為“壞O3”[1]。地表O3除少量來自平流層的大氣傳輸過程(動力下傳)[2]外,絕大部分來自大氣中甲烷(CH4)、一氧化碳(CO)、氮氧化物(NOx=NO+NO2)及揮發性有機化合物(VOCs)等一次污染物在強烈紫外輻射下發生復雜光化學反應生成的產物。依據前體物的不同,O3的形成主要通過兩個過程同時進行：① NO2在強烈光照射下直接發生光解反應,釋放出游離氧原子(O·),不穩定的O·和空氣中的氧分子(O2)結合生成O3；② 空氣中的O2光解產生的自由基可將VOCs等前體物氧化為過氧化物自由基(RO2·)和羥基自由基(OH·),這些活性自由基進一步促進大氣中NO向NO2轉化,從而提供O3形成的NO2源[3]。

地表O3的生成受氣象條件(光照、大氣溫濕度及風速等)、排放源分布和土地利用類型等影響,其濃度高峰值一般出現在前體物濃度較高的夏季午后[4]。其光化學形成、區域傳輸、還原氧化及沉降分解等過程共同決定著某一地區的地表O3濃度狀況。基于經驗動力學模型(Empirical Kinetics Modeling Approach,EKMA)和已有的觀測數據顯示,O3濃度與其前體物濃度(尤其是NOx與VOCs)呈顯著的非線性響應關系[5-6]。從NOx濃度較高的中心城區到VOCs濃度較高的近郊遠郊地區,存在由市中心的VOCs控制逐漸轉變為近郊的VOCs和NOx共同控制,進而過渡到遠郊及鄉村的NOx控制為主的移動特征[7]。地表O3形成后一方面隨大氣環流進行跨區域、長距離的傳輸,另一方面與大氣污染物的氧化產物OH·及HO2·等發生反應還原為O2,或直接向地表沉降并最終分解。

1 我國地表臭氧污染水平

20世紀90年代,中國大部分地區地表O3濃度顯著低于美國、歐洲等發達國家[8]。但是,隨著我國工業化和城市化進程的加快,O3前體物尤其是NOx排放量顯著增高,導致國內大部分地區地表O3濃度顯著升高[9-11]。據統計數據顯示,在過去20年間我國NOx排放總量以每年5%的速度遞增,截止到2010年已到達21.9—26.1Tg[12-14]；并且排放量高的地區大部分集中在東部及東南沿海經濟發達、人口稠密的華北平原、長江三角洲及珠江三角洲等地[3]。中國環保部發布的2014—2015年《中國環境公告》顯示,2013年到2015年間全國74個城市的白天8h平均O3濃度從69.5nmol/mol增加到75nmol/mol。高濃度的地表O3已經成為中國大多數城市夏季最主要的空氣污染物,尤其北京、上海、濟南、杭州、香港和廣州等發達城市[3,12]。從2015年全國1497個空氣質量監測站點數據分析結果(圖1)來看,我國年平均地表O3濃度從南到北呈現出明顯地域差異,4—9月生長季白天12h(8:00—20:00)的O3濃度平均值(M12)已超過40nmol/mol,最高可達70nmol/mol。M12超過50nmol/mol的區域主要集中在東北平原南部、華北平原、長江三角洲地區及中南部分地區,西南及西北等低緯度地區的O3濃度相對較低(圖1)。此外,O3濃度還表現出明顯的季節波動特征,在中國北部及中部地區,高濃度O3一般出現在夏季；但在南部地區,其高值通常出現在秋季,夏季呈現略低的趨勢[12]。基于月平均值的觀測數據顯示,長江三角洲地區的地表O3濃度高值出現在5月,華北平原地區出現在7月,珠江三角洲地區出現在10月[15]。而且,受到大氣傳輸過程的影響,處于下風向地區的O3濃度往往偏高,比如2010年北京地區夏季白天小時平均O3濃度,處于下風向的郊區(67±27)nmol/mol比城區高近20nmol/mol[16]。因此,綜合大氣化學模型模擬和實際O3濃度監測數據的結果,都表明目前中國大部分地區出現高濃度的地表O3污染,并且主要集中在夏季。中國必將成為全球高濃度O3污染危害與研究的熱點區域[17]。

圖1 中國1497個監測站點2015年4—9月生長季12小時(8:00—20:00)O3濃度平均值示意圖(M12)Fig.1 The 12-hour (08:00—20:00) mean O3 concentration index (M12) of 2015 (April—September) from 1497 monitoring stations in China

2 地表臭氧對植物的影響機制

其次,進入細胞的大量O3將誘導抗氧化系統啟動解毒和修復的非氣孔防御響應[18,21]。具體來說,抗氧化系統中的質外體抗氧化劑(主要是抗壞血酸(AsA))首先進行初級解毒防御,將ROS部分降解；過剩的ROS進入共質體后,啟動次級解毒響應[22-24],大量的抗氧化劑(AsA,酚類化合物,谷胱甘肽(GSH)等)和抗氧化酶類(超氧化物歧化酶(SOD), 過氧化物酶(POD),過氧化氫酶(CAT)及抗壞血酸過氧化物酶(APX)等)被誘導生成,參與諸如抗壞血酸-谷胱甘肽(AsA-GSH)循環等一些氧化還原過程,從而對ROS進行解毒。一旦ROS的累積量超過了初級和次級解毒防御響應的閾值,整個防御體系將崩潰,促發細胞程序性死亡(programmed cell death, PCD),表現出來的特征為葉片出現可見傷害癥狀(如斑點、壞死斑塊、早衰、提前脫落)等。

另外,氣孔防御啟動時關閉的氣孔阻擋了CO2吸收和水汽交換,從而抑制光合和蒸騰作用；在抗氧化系統解毒過程中將消耗大量的能量并對光合反應系統造成不同程度的損傷,導致羧化速率和電子傳遞速率的降低,影響光合速率和代謝反應[25- 26],最終導致植物生長緩慢,生物量降低。

3 地表臭氧對植物葉片的表觀影響

暴露在O3污染下的敏感性植物(如田間作物和綠化樹木)通常會出現葉片可見傷害癥狀,典型的癥狀表現為葉片上表面的葉脈之間均勻地散布著形狀、大小規則的細密點狀缺綠斑,呈黃/紅褐色或棕色,老葉比新葉癥狀嚴重,葉片的葉脈以及下表面正常,無明顯蟲害和霉斑；隨著受害時間的延長,有的壞死斑點會增大并連成大的斑塊,導致葉片呈現黑褐色灼傷狀條狀干枯斑紋[1,27-28]。

可見傷害癥狀的評估列入了歐洲林業組織如ICP Forests和ICP Vegetation[29- 31]和北美的一些森林健康監測項目中[32],用于指示當前環境O3濃度是否對植物造成脅迫及傷害程度[31]、篩選本地O3脅迫指示物種和評估城市及區域的O3風險[33]。盡管我國許多地區的空氣O3濃度已經超過了敏感植物受害的臨界濃度閾值(40nmol/mol),但開展野外調查O3對植物脅迫傷害癥狀的研究非常有限,僅見近兩三年在北京及附近區域的數篇報道[16,34-36]。本文作者聯合歐洲科學家分別在2013和2014年的植物生長季期間,在北京及其周邊地區(河北、天津等地)調查發現至少有28種植物(包括樹木和農作物)葉片呈現出典型的O3受害癥狀[35]。由于O3的累積效應,O3傷害癥狀多出現在植物生長旺季末期8月底至9月初。對于中國溫帶地區而言,臭椿、木槿和豆類作物可作為表征地表O3污染的關鍵指示物種[35]。

4 地表臭氧對植物光合固碳能力的影響

短期高濃度的O3暴露會造成葉片出現明顯可見傷害癥狀[37-38],而長期低濃度的O3暴露則會影響植物的光合作用、生長發育、產量/生物量以及果實、籽粒的品質[25- 26,39]。環境中地表O3濃度具有明顯日間波動和季節性波動特征,急性、慢性損害可在同一植物的不同生長時期出現。并且,植物在O3暴露下可能不出現可見癥狀但生長發育受阻、早衰和減產/生物量降低。下面就O3對我國主要農作物和森林樹木光合和固碳能力的影響分別從光合作用、農作物產量和品質、以及樹木生長和生物量三方面進行詳述。

4.1 光合作用

我國利用開頂式氣室(OTCs)進行O3熏蒸實驗,證實O3顯著降低了樹木的凈光合速率(Asat)、氣孔導度(gs)和葉綠素含量,并使光合電子傳遞鏈受阻。供試植物包括一些溫帶落葉闊葉樹如銀杏(Ginkgobiloba)、蒙古櫟(Quercusmongolica)、臭椿(Ailanthusaltissima)和法桐(Platanusorientalis)等[40-41]；亞熱帶落葉針葉樹水杉(Metasequoiaglyptostroboides)[42]和落葉闊葉樹鵝掌楸(Liriodendronchinense)、楓香(Liquidambarformosana)[37,43]等,以及亞熱帶常綠闊葉樹香樟(Cinnamomumcamphora)和青岡(Cyclobalanopsisglauca)[37,44]等。

O3對植物光合作用的影響因物種、品種或基因型和生長階段(幼苗或成樹)而異。Meta分析結果顯示,當O3濃度平均升高到73nmol/mol和62nmol/mol時,分別能使小麥和水稻的光合速率降低20%和28%[25,45]。Pang等[46]研究發現,高濃度O3引起敏感性水稻品種SY63和抗性品種WYJ3旗葉Asat分別降低23.1%和9.4%,并且SY63比WYJ3的響應顯著提前29d,葉綠素熒光參數(PSII實際光量子效率(ФPSII)和光化學猝滅系數(qP))也顯示出相同的趨勢。O3對小麥品種Yangmai16(Y16)光合作用的影響僅在籽粒灌漿的后期表現出顯著差異[47]。高濃度O3顯著降低了油松(Pinustabulaeformis)上一年生枝條葉的Asat和ФPSII,但對當年生枝條葉影響不顯著[48]。

O3對植物光合作用的影響也因其他環境因子的變化而不同。在O3和CO2濃度同時升高的情況下,邵在勝等[49]研究表明水稻葉片光合速率的改變與對照相比并無顯著差異；然而Yan等[50]發現CO2濃度升高緩解了O3對蒙古櫟(Quercusmongolica)幼苗光合速率降低的負效應。當加入干旱脅迫后,干旱加重了O3對元寶楓(Acertruncatum)葉片氣體交換的影響,兩者交互作用對Asat和gs的降低幅度較O3單因子脅迫分別增加23.7%和15.5%[51]。在氮添加(即增加有效氮含量)的條件下,O3對小麥和水稻葉片光合速率和葉綠素含量的負效應有所緩解[52-53]；然而添加氮肥(60 kg hm-2a-1)并沒有改變O3對香樟(Cinnamomumcamphora)葉片Asat、羧化作用、PSII量子產量和光合色素含量的降低程度[44]。

4.2 農作物產量與品質

相比于國外,我國在O3污染對作物影響方面的研究起步較晚,但發展迅速。從20世紀90年代末開始,利用OTCs、開放式O3濃度增加(Free Air O3Concentration Enrichment, O3-FACE)系統和田間原位施用化學防護劑,研究了我國主要糧食作物和蔬菜對O3濃度升高的響應,包括冬小麥[47,52,54- 56]、水稻[46,49,53, 57- 59]、大豆[60-63]、玉米[64]、油菜[65- 67]和菠菜[68- 69]等。

暴露在O3污染下的農作物均出現不同程度的減產[59,70-71],這在浙江嘉興和江蘇江都地區分別利用OTC和O3-FACE對水稻和冬小麥長達5年的研究中得到證實。O3濃度增加使得4種水稻(雜交品種WJ15和YD6,自交品種SY63和LYPJ)的平均產量降低12%,其中雜交品種WJ15和YD6分別降低17.5%和15%,但對自交品種產量損失影響不顯著[59]。O3濃度在當前環境濃度的基礎上增加25%,可使冬小麥籽粒重顯著降低,從而引起20%的產量損失[71]。佟磊等[72]利用O3暴露量AOT40(小時O3濃度超過40nmol/mol的累積值)與產量的響應關系,對我國從北到南5個地區(北京、定興、江都、嘉興、東莞)的水稻和冬小麥的O3敏感性進行了比較分析,結果表明水稻對O3的敏感性從北到南呈逐漸增加的趨勢,但冬小麥對O3的敏感性并無明顯的地域變化規律。張巍巍等[62]通過對東北地區廣泛種植的9種大豆品種的研究發現,O3濃度升高使得大豆平均產量降低40%,其中O3對大豆鼓粒期的影響是造成大豆減產的主要原因。

O3污染也影響籽粒品質。隨著O3濃度的升高,冬小麥籽粒中的蛋白質含量、氨基酸含量、K、Ca、Mg、P、Mn、Cu和Zn元素含量,以及水稻籽粒中的Mg、K、Mn和Cu的含量都呈現增加趨勢,但是蛋白質積累量、直鏈淀粉積累量、支鏈淀粉積累量和總淀粉積累量則分別降低4.5%—22.7%,6.3%—19.4%,14.10%—27.5%,12.7%—26.1%[73]。此外,高濃度O3還降低了小麥籽粒的容重、硬度、出粉率和加工品質[73]。

國內學者對O3污染造成的農作物損失進行了區域評估。O3污染造成長三角地區的冬小麥和水稻分別減產59.9萬t和66.9萬t,造成的經濟損失分別為9.36億元和5.39億元[58]；造成長江三角洲地區主要糧食作物(水稻和小麥)的平均產量損失率為5.88%,總經濟損失為13.44億元[74]；O3導致油菜平均損失率為5.92%, 產量總損失量為11萬t,經濟損失2.61億元[74]。耿春梅等[75]利用O3暴露量AOT40與產量的響應關系,估算出全國范圍內由于O3造成水稻、小麥、玉米、豆類、薯類及油菜籽分別減產5.2%—18.4%,10.5%—37.3%,1.80%—6.42%,5.30%—18.90%,2.94%—10.48%,3.17%—11.32%。Aunan等[76]利用全球三維光化學跟蹤/輸送模型(CTM)對我國主要農作物在未來O3濃度不斷升高的情景下的產量變化進行了預測。預計到2020年,O3濃度的升高將導致全國范圍內主要農作物的產量損失將比當前大幅增加,其中春小麥、大豆、冬小麥、玉米和水稻的產量損失將分別升至29.3%、28%—35%、13.4%、7.2%和5%。Tang等[77]利用高分辨率的化學輸送模型及亞洲區域排放清單,結合實測數據得到的O3劑量響應關系,估算到2020年O3造成的小麥減產率將增加8.1%—9.4%。

4.3 樹木生長和生物量

圖2顯示了目前在我國OTCs對61種木本植物進行O3熏蒸實驗的46篇文獻整合結果。O3濃度升高平均達到109nmol/mol時,相比于對照O3濃度(34nmol/mol),樹木的凈光合作用下降28%；總生物量降低14%(升高O3濃度116nmol/mol vs. 對照濃度21nmol/mol),莖生物量降低8%,根生物量降低13%。其它生長指標,如樹高、基徑和葉面積,都出現不同程度的降低(圖2)。O3引起樹木光合固碳能力的降低,一方面是由于O3脅迫造成氣孔部分關閉,抵御O3進入細胞的同時也降低了光合原材料CO2的攝入,從而導致光合速率降低、生物量降低。另一方面,O3進入植物體破壞了光合作用系統[41],植物葉片在解毒修復過程中對碳的需求增加從而降低了植物葉片同化物向其余部分的轉移,導致樹木非葉器官(莖和根)的碳固定降低；同時,受損傷的器官將儲藏物質以補償性方式轉移供給新葉生長,抑制了莖的生長、側枝生長、單葉大小[78- 79],植物因此將變得更細[80- 81]。并且,O3引起根系碳分配減少[82],使細根周轉率增加、根長縮短、生物量降低,從而改變碳在地上與地下的分配格局[26]。

圖2 O3濃度升高對中國木本植物的光合、生長和生物量的影響Fig.2 Effects of elevated O3 concentrations on net photosynthetic rate, growth index and biomass of woody plants in China

5 地表臭氧對植物釋放BVOCs的影響

植物源揮發性有機化合物(BVOCs)是植物的次生代謝產物之一。它既是地表O3形成的重要前體物,又可與O3發生反應而消耗O3。因此BVOCs的釋放與地表O3脅迫之間有著復雜的交互作用[83]。BVOCs在植物應對生物與非生物脅迫中扮演重要的保護角色,O3濃度升高可刺激BVOCs的釋放以保護植物光合器官免受氧化傷害[84]。

目前,關于我國地表O3脅迫對BVOCs影響的研究只有少數文獻,而結果也無統一定論。Li等[85]觀察到短期30天O3熏蒸(白天8:00—17:00, 平均O3濃度80nmol/mol)顯著增加中國北方銀杏(Ginkgobiloba)夏季單萜類及總BVOCs的釋放。Xu等[86]通過一個生長季的O3熏蒸實驗(平均O3濃度66.1nmol/mol),發現熏蒸30d和90d都顯著增加4年生油松(Pinustabuliformis)BVOCs的釋放。然而,與以上研究結果不同,Yuan等[87]發現高濃度O3(80.3nmol/mol)顯著降低楊樹中部葉片異戊二烯(Isoprene)的釋放速率,但對上部葉片的影響較小。O3脅迫對BVOCs釋放產生不一致的結論可能與O3濃度、植物品種、熏蒸時間及BVOCs種類的差異有關[88]。此外,Yuan等[87]還發現楊樹葉片Isoprene的釋放存在“激效劑量反應”(hormetic dose-response),即隨著O3熏蒸時間的延長,出現熏蒸前期Isoprene的釋放速率增加,后期(當O3積累量達到一定閾值后)Isoprene釋放速率降低的現象；并且,在O3熏蒸50d及90d后,Isoprene釋放速率都與AOT40和POD(氣孔O3吸收通量)呈顯著負相關[89]。

盡管國內關于O3脅迫對BVOCs釋放的研究仍有大量工作待做,但根據現有報道反映的信息來看,短期低O3濃度能刺激BVOCs釋放,尤其是單萜類物質；而長期高O3濃度對BVOCs有著明顯抑制作用,其中Isoprene比單萜類物質受到的抑制更明顯。這種抑制作用可能與植物光合速率、葉片色素含量及BVOCs合成酶密切相關[84,90]。現有的結果表明,在未來地表O3濃度不斷升高的情景下,O3濃度升高能顯著降低楊樹Isoprene的釋放速率,考慮到Isoprene在BVOCs占據幾乎50%的總量,這種抑制作用可能有助于減少O3-VOCs限制區域內大氣O3及次生氣溶膠(SOA)的減輕,減輕因全球溫度升高或其他環境因素變化造成的全球BVOCs釋放量增高而產生的負面影響。

6 地表臭氧對土壤微生物的影響

國內學者利用OTCs或者O3-FACE,研究了O3濃度升高對土壤微生物生物量、活性、群落結構及功能多樣性等的影響,但因實驗手段、研究對象、環境條件、臭氧水平、暴露時間等的差異,影響結果存在爭議[91-93]。一般來講,作物到成熟期收割后,能夠持續響應O3脅迫的主要是地下部分,因此O3對土壤微生物的影響具有長期累積效應[94]。O3濃度升高通過減少光合產物對根系的分配、改變根系分泌物的量和組成種類等方式間接影響土壤微生物生物量和群落結構及功能多樣性。目前,我國有關O3濃度升高對陸地生態系統的影響研究主要集中在地上部分,而對地下土壤微生物影響的研究有限,僅限于在農田生態系統中的若干研究[91-92,95-97]。

O3濃度升高增加了稻麥輪作農田土壤氨氧化細菌和反硝化細菌的數量,但抑制了土壤氨氧化細菌和反硝化細菌的代謝活性[98-99],表明細菌活性與數量的響應機制存在不同；并且,土壤中的固氮微生物數量和群落種類減少[98- 99]。吳芳芳等[97]通過4a的熏氣實驗發現O3濃度升高降低了麥田土壤微生物量氮、氨氧化細菌的數量和硝化強度,但增加了土壤反硝化細菌數量和反硝化強度,表明隨著O3作用時間的累積,農田土壤N2O排放的風險將增加。

O3濃度升高顯著降低了小麥和水稻土壤根際微生物功能多樣性,并且主要影響根際土壤微生物而對非根際土壤微生物影響不大[95,100-101]。Feng等[102]研究發現O3濃度升高顯著降低了水稻田土壤中非產氧光合細菌(AnPPB)的豐度和遺傳多樣性；并且,對于不同水稻品種,土壤細菌群落組成對O3的響應存在顯著差異[91-92]。

7 地表臭氧對土壤溫室氣體排放的影響

地表O3濃度升高導致地下部分干物質的分配降低[103],根呼吸作用及土壤微生物活性改變[104-106],從而影響土壤的碳氮循環過程,最終導致土壤中二氧化碳(CO2)、氧化亞氮(N2O)及甲烷(CH4)等主要溫室氣體的釋放量變化[107]。目前,我國有關O3對土壤溫室氣體排放的影響僅限于農田生態系統的一到兩年短期的若干研究[107-111]。

O3濃度升高降低了冬小麥和水稻田土壤CO2的排放[108-109,111],但Kou等[107]發現O3濃度升高增加了農田土壤CO2的排放。并且,在植物不同的生長發育階段,植物-土壤系統中所釋放的CO2量也不同；反映出O3對土壤呼吸作用的影響存在著明顯的累積效應[107]。O3濃度升高降低了冬小麥土壤N2O的釋放。與過濾空氣(對照)相比,O3濃度升高到100nmol/mol和150nmol/mol時,N2O累積排放量在冬小麥返青期分別降低8.8%和37.8%,拔節-孕穗期分別降低15.0%和39.1%[111]。

基于稻田土壤的研究表明,O3濃度升高抑制了CH4排放[108-109]。與對照相比,O3濃度升高到75nmol/mol和130nmol/mol時,CH4排放量分別降低42.4%和48.7%。CH4平均釋放量與AOT40呈顯著負相關,與水稻產量、地上部生物量及地下部生物量呈顯著正相關。Tang等[108]利用O3-FACE研究發現O3濃度升高顯著降低了水稻(揚稻6號和II-優084)分蘗和開花期的CH4釋放量,平均降低量為29.6%。O3引起的CH4的釋放量的降低與總生物量、根生物量及最大分蘗數呈正相關關系[108-109]。

基于這些為數不多的研究來看,O3濃度升高不同程度地影響農田土壤CO2、N2O、CH4的排放,一定程度上可以減輕由土壤溫室氣體排放造成的全球氣候變暖的趨勢。但考慮到國內相關研究才剛剛起步,而且國外的相關研究發現O3對土壤溫室氣體排放有抑制、增加或者無影響的不一致結果,因此,這方面仍有大量工作待做。

8 減少臭氧生態環境效應的管理措施

地表O3是二次污染物,因此要降低地表O3濃度,必須控制其前體物(NOx和VOCs)的排放。具體措施如提高汽油品質,在全國大中城市實施歐- 5排放標準,以減少汽油車、柴油車等尾氣排放的NOx量；另外,在大城市大力發展和提倡使用公共交通,如地鐵、無軌電車、共享單車/電動汽車；并通過增加油價、征收擁堵費、增收停車費等手段減少私家車的使用[12]。本節重點闡述減輕O3對植物傷害的措施以及植物對降低O3濃度的貢獻。

(1)不同植物以及同一植物不同品種對O3的敏感性存在差異,因此選育對O3具有較高抗性的優良物種/品種,可預防和減輕植物(農作物和樹木)因O3脅迫而帶來的負面效應,減少農作物產量及森林固碳的損失。

(2)通過合理的栽培管理措施,如推廣噴施O3化學防護劑EDU[69,112-113]、外源抗壞血酸[114],以及接種叢枝菌根(AM)真菌[115],都能有效減輕O3對植物的脅迫傷害。說明此類措施在控制或緩解O3傷害中具有一定的應用前景。

(3)O3通過氣孔和角質層進入植物體內,植物吸收O3的同時也降低了空氣中O3濃度。這種植物凈化污染空氣的功能對城市園林綠化、生態環境規劃和建設具有直接的指導意義和應用價值[116]。但是值得注意的是,植物排放的BVOCs也是參與O3合成的前體物。因此,篩選高效的凈化植物,發揮其在治理O3污染中的積極作用,是植物修復大氣污染物的重要應用領域。

9 研究展望

盡管國內已經開展了大量O3對農田生態系統和綠化樹種影響的研究工作,但今后還需要在以下幾個方面進行重點研究。

(1)監測站點要多在郊區設置。雖然我國已經在各個城市建立了空氣質量監測網,目前有國控點、省控點和市控點等2000多個監測點。但這些監測點大部分都分布在各個不同級別的城市中,而對農田和森林區的監測點則非常少。通常來講,郊區的O3濃度要高于城區,因此當前的空氣監測網顯然限制了對農區和林區的O3評估精度。今后需要在中國生態系統監測網絡(CERN)各站點增加空氣質量的監測,使之成為氣象監測同等重要的部分。

(2)加強地表O3對地下生態過程的影響研究。目前地下生態過程對地表O3濃度升高的響應機制尚不明確,無法將土壤微生物過程(如微生物生物量、活性、群落組成、多樣性、功能等)與土壤關鍵生物地球化學循環過程,以及與植物地上生態過程關聯起來；并且,現有研究主要針對農田生態系統,缺乏對其他生態系統(如森林、草地)的研究。未來的研究應加強O3對地下過程累積效應的長期定位研究,關注土壤-植物相互作用過程,并運用新技術(如同位素技術、分子生物學技術等)將研究不斷擴大和深入。

(3)國內開展了大量的O3單因子實驗研究,但缺乏多因子同時存在的交互作用研究。目前僅有少量研究O3和CO2增加或N 添加或水分脅迫對農作物和綠化植物的影響。由于自然界是多種環境因子共同作用于生態系統,因此在全球變化的背景下,亟需考慮多個因子(如O3、CO2、水分、N沉降等)同時存在對生態系統服務功能的復合影響研究,進而為陸地生態系統模型(如DLEM等)提供優化參數,提高模型的模擬預測能力。

(4)當前開展全國尺度的O3區域評估大都是根據O3濃度累計值如AOT40得到的劑量-效應(生物量或產量)關系,然后根據大氣化學模型模擬的O3濃度來估算區域尺度的O3生態效應。然而,近些年來隨著氣孔O3吸收量概念的提出,越來越多的研究對不同農作物和綠化植物進行氣孔導度參數化,開發不同植物的氣孔導度模型來量化氣孔O3吸收量—生物量或產量的劑量響應關系。這種評估方法充分考慮了各個區域的環境氣象因子和生物因素,在理論上更具有科學性。目前利用氣孔O3吸收量評估方法對我國冬小麥進行了全國尺度的O3風險評價[77]。今后需要加強對其他作物和森林樹種開展此類研究,科學評估當前環境O3對我國主要糧食作物產量和森林生產力的區域影響。

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