我國(guó)地表臭氧生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究進(jìn)展

馮兆忠,李 品,袁相洋,高 峰,姜立軍,代碌碌

1 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,北京 100085 2 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,北京 101408

地表臭氧(O3)特指距離地球表面15km范圍內(nèi)的對(duì)流層O3,是地表大氣光化學(xué)煙霧及溫室氣體的主要成分,具有強(qiáng)氧化性,能?chē)?yán)重危害地表農(nóng)作物和自然植物生長(zhǎng),被稱(chēng)為“壞O3”[1]。地表O3除少量來(lái)自平流層的大氣傳輸過(guò)程(動(dòng)力下傳)[2]外,絕大部分來(lái)自大氣中甲烷(CH4)、一氧化碳(CO)、氮氧化物(NOx=NO+NO2)及揮發(fā)性有機(jī)化合物(VOCs)等一次污染物在強(qiáng)烈紫外輻射下發(fā)生復(fù)雜光化學(xué)反應(yīng)生成的產(chǎn)物。依據(jù)前體物的不同,O3的形成主要通過(guò)兩個(gè)過(guò)程同時(shí)進(jìn)行：① NO2在強(qiáng)烈光照射下直接發(fā)生光解反應(yīng),釋放出游離氧原子(O·),不穩(wěn)定的O·和空氣中的氧分子(O2)結(jié)合生成O3；② 空氣中的O2光解產(chǎn)生的自由基可將VOCs等前體物氧化為過(guò)氧化物自由基(RO2·)和羥基自由基(OH·),這些活性自由基進(jìn)一步促進(jìn)大氣中NO向NO2轉(zhuǎn)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(fēng)速等)、排放源分布和土地利用類(lèi)型等影響,其濃度高峰值一般出現(xiàn)在前體物濃度較高的夏季午后[4]。其光化學(xué)形成、區(qū)域傳輸、還原氧化及沉降分解等過(guò)程共同決定著某一地區(qū)的地表O3濃度狀況。基于經(jīng)驗(yàn)動(dòng)力學(xué)模型(Empirical Kinetics Modeling Approach,EKMA)和已有的觀(guān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示,O3濃度與其前體物濃度(尤其是NOx與VOCs)呈顯著的非線(xiàn)性響應(yīng)關(guān)系[5-6]。從NOx濃度較高的中心城區(qū)到VOCs濃度較高的近郊遠(yuǎn)郊地區(qū),存在由市中心的VOCs控制逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)榻嫉腣OCs和NOx共同控制,進(jìn)而過(guò)渡到遠(yuǎn)郊及鄉(xiāng)村的NOx控制為主的移動(dòng)特征[7]。地表O3形成后一方面隨大氣環(huán)流進(jìn)行跨區(qū)域、長(zhǎng)距離的傳輸,另一方面與大氣污染物的氧化產(chǎn)物OH·及HO2·等發(fā)生反應(yīng)還原為O2,或直接向地表沉降并最終分解。

1 我國(guó)地表臭氧污染水平

20世紀(jì)90年代,中國(guó)大部分地區(qū)地表O3濃度顯著低于美國(guó)、歐洲等發(fā)達(dá)國(guó)家[8]。但是,隨著我國(guó)工業(yè)化和城市化進(jìn)程的加快,O3前體物尤其是NOx排放量顯著增高,導(dǎo)致國(guó)內(nèi)大部分地區(qū)地表O3濃度顯著升高[9-11]。據(jù)統(tǒng)計(jì)數(shù)據(jù)顯示,在過(guò)去20年間我國(guó)NOx排放總量以每年5%的速度遞增,截止到2010年已到達(dá)21.9—26.1Tg[12-14]；并且排放量高的地區(qū)大部分集中在東部及東南沿海經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)、人口稠密的華北平原、長(zhǎng)江三角洲及珠江三角洲等地[3]。中國(guó)環(huán)保部發(fā)布的2014—2015年《中國(guó)環(huán)境公告》顯示,2013年到2015年間全國(guó)74個(gè)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(jīng)成為中國(guó)大多數(shù)城市夏季最主要的空氣污染物,尤其北京、上海、濟(jì)南、杭州、香港和廣州等發(fā)達(dá)城市[3,12]。從2015年全國(guó)1497個(gè)空氣質(zhì)量監(jiān)測(cè)站點(diǎn)數(shù)據(jù)分析結(jié)果(圖1)來(lái)看,我國(guó)年平均地表O3濃度從南到北呈現(xiàn)出明顯地域差異,4—9月生長(zhǎng)季白天12h(8:00—20:00)的O3濃度平均值(M12)已超過(guò)40nmol/mol,最高可達(dá)70nmol/mol。M12超過(guò)50nmol/mol的區(qū)域主要集中在東北平原南部、華北平原、長(zhǎng)江三角洲地區(qū)及中南部分地區(qū),西南及西北等低緯度地區(qū)的O3濃度相對(duì)較低(圖1)。此外,O3濃度還表現(xiàn)出明顯的季節(jié)波動(dòng)特征,在中國(guó)北部及中部地區(qū),高濃度O3一般出現(xiàn)在夏季；但在南部地區(qū),其高值通常出現(xiàn)在秋季,夏季呈現(xiàn)略低的趨勢(shì)[12]?；谠缕骄档挠^(guān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示,長(zhǎng)江三角洲地區(qū)的地表O3濃度高值出現(xiàn)在5月,華北平原地區(qū)出現(xiàn)在7月,珠江三角洲地區(qū)出現(xiàn)在10月[15]。而且,受到大氣傳輸過(guò)程的影響,處于下風(fēng)向地區(qū)的O3濃度往往偏高,比如2010年北京地區(qū)夏季白天小時(shí)平均O3濃度,處于下風(fēng)向的郊區(qū)(67±27)nmol/mol比城區(qū)高近20nmol/mol[16]。因此,綜合大氣化學(xué)模型模擬和實(shí)際O3濃度監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)的結(jié)果,都表明目前中國(guó)大部分地區(qū)出現(xiàn)高濃度的地表O3污染,并且主要集中在夏季。中國(guó)必將成為全球高濃度O3污染危害與研究的熱點(diǎn)區(qū)域[17]。

圖1 中國(guó)1497個(gè)監(jiān)測(cè)站點(diǎn)2015年4—9月生長(zhǎng)季12小時(shí)(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(duì)植物的影響機(jī)制

其次,進(jìn)入細(xì)胞的大量O3將誘導(dǎo)抗氧化系統(tǒng)啟動(dòng)解毒和修復(fù)的非氣孔防御響應(yīng)[18,21]。具體來(lái)說(shuō),抗氧化系統(tǒng)中的質(zhì)外體抗氧化劑(主要是抗壞血酸(AsA))首先進(jìn)行初級(jí)解毒防御,將ROS部分降解；過(guò)剩的ROS進(jìn)入共質(zhì)體后,啟動(dòng)次級(jí)解毒響應(yīng)[22-24],大量的抗氧化劑(AsA,酚類(lèi)化合物,谷胱甘肽(GSH)等)和抗氧化酶類(lèi)(超氧化物歧化酶(SOD), 過(guò)氧化物酶(POD),過(guò)氧化氫酶(CAT)及抗壞血酸過(guò)氧化物酶(APX)等)被誘導(dǎo)生成,參與諸如抗壞血酸-谷胱甘肽(AsA-GSH)循環(huán)等一些氧化還原過(guò)程,從而對(duì)ROS進(jìn)行解毒。一旦ROS的累積量超過(guò)了初級(jí)和次級(jí)解毒防御響應(yīng)的閾值,整個(gè)防御體系將崩潰,促發(fā)細(xì)胞程序性死亡(programmed cell death, PCD),表現(xiàn)出來(lái)的特征為葉片出現(xiàn)可見(jiàn)傷害癥狀(如斑點(diǎn)、壞死斑塊、早衰、提前脫落)等。

另外,氣孔防御啟動(dòng)時(shí)關(guān)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(tǒng)解毒過(guò)程中將消耗大量的能量并對(duì)光合反應(yīng)系統(tǒng)造成不同程度的損傷,導(dǎo)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(yīng)[25- 26],最終導(dǎo)致植物生長(zhǎng)緩慢,生物量降低。

3 地表臭氧對(duì)植物葉片的表觀(guān)影響

暴露在O3污染下的敏感性植物(如田間作物和綠化樹(shù)木)通常會(huì)出現(xiàn)葉片可見(jiàn)傷害癥狀,典型的癥狀表現(xiàn)為葉片上表面的葉脈之間均勻地散布著形狀、大小規(guī)則的細(xì)密點(diǎn)狀缺綠斑,呈黃/紅褐色或棕色,老葉比新葉癥狀嚴(yán)重,葉片的葉脈以及下表面正常,無(wú)明顯蟲(chóng)害和霉斑；隨著受害時(shí)間的延長(zhǎng),有的壞死斑點(diǎn)會(huì)增大并連成大的斑塊,導(dǎo)致葉片呈現(xiàn)黑褐色灼傷狀條狀干枯斑紋[1,27-28]。

可見(jiàn)傷害癥狀的評(píng)估列入了歐洲林業(yè)組織如ICP Forests和ICP Vegetation[29- 31]和北美的一些森林健康監(jiān)測(cè)項(xiàng)目中[32],用于指示當(dāng)前環(huán)境O3濃度是否對(duì)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(píng)估城市及區(qū)域的O3風(fēng)險(xiǎn)[33]。盡管我國(guó)許多地區(qū)的空氣O3濃度已經(jīng)超過(guò)了敏感植物受害的臨界濃度閾值(40nmol/mol),但開(kāi)展野外調(diào)查O3對(duì)植物脅迫傷害癥狀的研究非常有限,僅見(jiàn)近兩三年在北京及附近區(qū)域的數(shù)篇報(bào)道[16,34-36]。本文作者聯(lián)合歐洲科學(xué)家分別在2013和2014年的植物生長(zhǎng)季期間,在北京及其周邊地區(qū)(河北、天津等地)調(diào)查發(fā)現(xiàn)至少有28種植物(包括樹(shù)木和農(nóng)作物)葉片呈現(xiàn)出典型的O3受害癥狀[35]。由于O3的累積效應(yīng),O3傷害癥狀多出現(xiàn)在植物生長(zhǎng)旺季末期8月底至9月初。對(duì)于中國(guó)溫帶地區(qū)而言,臭椿、木槿和豆類(lèi)作物可作為表征地表O3污染的關(guān)鍵指示物種[35]。

4 地表臭氧對(duì)植物光合固碳能力的影響

短期高濃度的O3暴露會(huì)造成葉片出現(xiàn)明顯可見(jiàn)傷害癥狀[37-38],而長(zhǎng)期低濃度的O3暴露則會(huì)影響植物的光合作用、生長(zhǎng)發(fā)育、產(chǎn)量/生物量以及果實(shí)、籽粒的品質(zhì)[25- 26,39]。環(huán)境中地表O3濃度具有明顯日間波動(dòng)和季節(jié)性波動(dòng)特征,急性、慢性損害可在同一植物的不同生長(zhǎng)時(shí)期出現(xiàn)。并且,植物在O3暴露下可能不出現(xiàn)可見(jiàn)癥狀但生長(zhǎng)發(fā)育受阻、早衰和減產(chǎn)/生物量降低。下面就O3對(duì)我國(guó)主要農(nóng)作物和森林樹(shù)木光合和固碳能力的影響分別從光合作用、農(nóng)作物產(chǎn)量和品質(zhì)、以及樹(shù)木生長(zhǎng)和生物量三方面進(jìn)行詳述。

4.1 光合作用

我國(guó)利用開(kāi)頂式氣室(OTCs)進(jìn)行O3熏蒸實(shí)驗(yàn),證實(shí)O3顯著降低了樹(shù)木的凈光合速率(Asat)、氣孔導(dǎo)度(gs)和葉綠素含量,并使光合電子傳遞鏈?zhǔn)茏?。供試植物包括一些溫帶落葉闊葉樹(shù)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(shù)水杉(Metasequoiaglyptostroboides)[42]和落葉闊葉樹(shù)鵝掌楸(Liriodendronchinense)、楓香(Liquidambarformosana)[37,43]等,以及亞熱帶常綠闊葉樹(shù)香樟(Cinnamomumcamphora)和青岡(Cyclobalanopsisglauca)[37,44]等。

O3對(duì)植物光合作用的影響因物種、品種或基因型和生長(zhǎng)階段(幼苗或成樹(shù))而異。Meta分析結(jié)果顯示,當(dāng)O3濃度平均升高到73nmol/mol和62nmol/mol時(shí),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(fā)現(xiàn),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(yīng)顯著提前29d,葉綠素?zé)晒鈪?shù)(PSII實(shí)際光量子效率(ФPSII)和光化學(xué)猝滅系數(shù)(qP))也顯示出相同的趨勢(shì)。O3對(duì)小麥品種Yangmai16(Y16)光合作用的影響僅在籽粒灌漿的后期表現(xiàn)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(duì)當(dāng)年生枝條葉影響不顯著[48]。

O3對(duì)植物光合作用的影響也因其他環(huán)境因子的變化而不同。在O3和CO2濃度同時(shí)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(duì)照相比并無(wú)顯著差異；然而Yan等[50]發(fā)現(xiàn)CO2濃度升高緩解了O3對(duì)蒙古櫟(Quercusmongolica)幼苗光合速率降低的負(fù)效應(yīng)。當(dāng)加入干旱脅迫后,干旱加重了O3對(duì)元寶楓(Acertruncatum)葉片氣體交換的影響,兩者交互作用對(duì)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(duì)小麥和水稻葉片光合速率和葉綠素含量的負(fù)效應(yīng)有所緩解[52-53]；然而添加氮肥(60 kg hm-2a-1)并沒(méi)有改變O3對(duì)香樟(Cinnamomumcamphora)葉片Asat、羧化作用、PSII量子產(chǎn)量和光合色素含量的降低程度[44]。

4.2 農(nóng)作物產(chǎn)量與品質(zhì)

相比于國(guó)外,我國(guó)在O3污染對(duì)作物影響方面的研究起步較晚,但發(fā)展迅速。從20世紀(jì)90年代末開(kāi)始,利用OTCs、開(kāi)放式O3濃度增加(Free Air O3Concentration Enrichment, O3-FACE)系統(tǒng)和田間原位施用化學(xué)防護(hù)劑,研究了我國(guó)主要糧食作物和蔬菜對(duì)O3濃度升高的響應(yīng),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(nóng)作物均出現(xiàn)不同程度的減產(chǎn)[59,70-71],這在浙江嘉興和江蘇江都地區(qū)分別利用OTC和O3-FACE對(duì)水稻和冬小麥長(zhǎng)達(dá)5年的研究中得到證實(shí)。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(chǎn)量降低12%,其中雜交品種WJ15和YD6分別降低17.5%和15%,但對(duì)自交品種產(chǎn)量損失影響不顯著[59]。O3濃度在當(dāng)前環(huán)境濃度的基礎(chǔ)上增加25%,可使冬小麥籽粒重顯著降低,從而引起20%的產(chǎn)量損失[71]。佟磊等[72]利用O3暴露量AOT40(小時(shí)O3濃度超過(guò)40nmol/mol的累積值)與產(chǎn)量的響應(yīng)關(guān)系,對(duì)我國(guó)從北到南5個(gè)地區(qū)(北京、定興、江都、嘉興、東莞)的水稻和冬小麥的O3敏感性進(jìn)行了比較分析,結(jié)果表明水稻對(duì)O3的敏感性從北到南呈逐漸增加的趨勢(shì),但冬小麥對(duì)O3的敏感性并無(wú)明顯的地域變化規(guī)律。張巍巍等[62]通過(guò)對(duì)東北地區(qū)廣泛種植的9種大豆品種的研究發(fā)現(xiàn),O3濃度升高使得大豆平均產(chǎn)量降低40%,其中O3對(duì)大豆鼓粒期的影響是造成大豆減產(chǎn)的主要原因。

O3污染也影響籽粒品質(zhì)。隨著O3濃度的升高,冬小麥籽粒中的蛋白質(zhì)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(xiàn)增加趨勢(shì),但是蛋白質(zhì)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(zhì)[73]。

國(guó)內(nèi)學(xué)者對(duì)O3污染造成的農(nóng)作物損失進(jìn)行了區(qū)域評(píng)估。O3污染造成長(zhǎng)三角地區(qū)的冬小麥和水稻分別減產(chǎn)59.9萬(wàn)t和66.9萬(wàn)t,造成的經(jīng)濟(jì)損失分別為9.36億元和5.39億元[58]；造成長(zhǎng)江三角洲地區(qū)主要糧食作物(水稻和小麥)的平均產(chǎn)量損失率為5.88%,總經(jīng)濟(jì)損失為13.44億元[74]；O3導(dǎo)致油菜平均損失率為5.92%, 產(chǎn)量總損失量為11萬(wàn)t,經(jīng)濟(jì)損失2.61億元[74]。耿春梅等[75]利用O3暴露量AOT40與產(chǎn)量的響應(yīng)關(guān)系,估算出全國(guó)范圍內(nèi)由于O3造成水稻、小麥、玉米、豆類(lèi)、薯類(lèi)及油菜籽分別減產(chǎn)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(xué)跟蹤/輸送模型(CTM)對(duì)我國(guó)主要農(nóng)作物在未來(lái)O3濃度不斷升高的情景下的產(chǎn)量變化進(jìn)行了預(yù)測(cè)。預(yù)計(jì)到2020年,O3濃度的升高將導(dǎo)致全國(guó)范圍內(nèi)主要農(nóng)作物的產(chǎn)量損失將比當(dāng)前大幅增加,其中春小麥、大豆、冬小麥、玉米和水稻的產(chǎn)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(xué)輸送模型及亞洲區(qū)域排放清單,結(jié)合實(shí)測(cè)數(shù)據(jù)得到的O3劑量響應(yīng)關(guān)系,估算到2020年O3造成的小麥減產(chǎn)率將增加8.1%—9.4%。

4.3 樹(shù)木生長(zhǎng)和生物量

圖2顯示了目前在我國(guó)OTCs對(duì)61種木本植物進(jìn)行O3熏蒸實(shí)驗(yàn)的46篇文獻(xiàn)整合結(jié)果。O3濃度升高平均達(dá)到109nmol/mol時(shí),相比于對(duì)照O3濃度(34nmol/mol),樹(shù)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(duì)照濃度21nmol/mol),莖生物量降低8%,根生物量降低13%。其它生長(zhǎng)指標(biāo),如樹(shù)高、基徑和葉面積,都出現(xiàn)不同程度的降低(圖2)。O3引起樹(shù)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(guān)閉,抵御O3進(jìn)入細(xì)胞的同時(shí)也降低了光合原材料CO2的攝入,從而導(dǎo)致光合速率降低、生物量降低。另一方面,O3進(jìn)入植物體破壞了光合作用系統(tǒng)[41],植物葉片在解毒修復(fù)過(guò)程中對(duì)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(zhuǎn)移,導(dǎo)致樹(shù)木非葉器官(莖和根)的碳固定降低；同時(shí),受損傷的器官將儲(chǔ)藏物質(zhì)以補(bǔ)償性方式轉(zhuǎn)移供給新葉生長(zhǎng),抑制了莖的生長(zhǎng)、側(cè)枝生長(zhǎng)、單葉大小[78- 79],植物因此將變得更細(xì)[80- 81]。并且,O3引起根系碳分配減少[82],使細(xì)根周轉(zhuǎn)率增加、根長(zhǎng)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(duì)中國(guó)木本植物的光合、生長(zhǎng)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(duì)植物釋放BVOCs的影響

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

目前,關(guān)于我國(guó)地表O3脅迫對(duì)BVOCs影響的研究只有少數(shù)文獻(xiàn),而結(jié)果也無(wú)統(tǒng)一定論。Li等[85]觀(guān)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(guó)北方銀杏(Ginkgobiloba)夏季單萜類(lèi)及總BVOCs的釋放。Xu等[86]通過(guò)一個(gè)生長(zhǎng)季的O3熏蒸實(shí)驗(yàn)(平均O3濃度66.1nmol/mol),發(fā)現(xiàn)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(jié)果不同,Yuan等[87]發(fā)現(xiàn)高濃度O3(80.3nmol/mol)顯著降低楊樹(shù)中部葉片異戊二烯(Isoprene)的釋放速率,但對(duì)上部葉片的影響較小。O3脅迫對(duì)BVOCs釋放產(chǎn)生不一致的結(jié)論可能與O3濃度、植物品種、熏蒸時(shí)間及BVOCs種類(lèi)的差異有關(guān)[88]。此外,Yuan等[87]還發(fā)現(xiàn)楊樹(shù)葉片Isoprene的釋放存在“激效劑量反應(yīng)”(hormetic dose-response),即隨著O3熏蒸時(shí)間的延長(zhǎng),出現(xiàn)熏蒸前期Isoprene的釋放速率增加,后期(當(dāng)O3積累量達(dá)到一定閾值后)Isoprene釋放速率降低的現(xiàn)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(fù)相關(guān)[89]。

盡管?chē)?guó)內(nèi)關(guān)于O3脅迫對(duì)BVOCs釋放的研究仍有大量工作待做,但根據(jù)現(xiàn)有報(bào)道反映的信息來(lái)看,短期低O3濃度能刺激BVOCs釋放,尤其是單萜類(lèi)物質(zhì)；而長(zhǎng)期高O3濃度對(duì)BVOCs有著明顯抑制作用,其中Isoprene比單萜類(lèi)物質(zhì)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(guān)[84,90]?，F(xiàn)有的結(jié)果表明,在未來(lái)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(shù)Isoprene的釋放速率,考慮到Isoprene在BVOCs占據(jù)幾乎50%的總量,這種抑制作用可能有助于減少O3-VOCs限制區(qū)域內(nèi)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(huán)境因素變化造成的全球BVOCs釋放量增高而產(chǎn)生的負(fù)面影響。

6 地表臭氧對(duì)土壤微生物的影響

國(guó)內(nèi)學(xué)者利用OTCs或者O3-FACE,研究了O3濃度升高對(duì)土壤微生物生物量、活性、群落結(jié)構(gòu)及功能多樣性等的影響,但因?qū)嶒?yàn)手段、研究對(duì)象、環(huán)境條件、臭氧水平、暴露時(shí)間等的差異,影響結(jié)果存在爭(zhēng)議[91-93]。一般來(lái)講,作物到成熟期收割后,能夠持續(xù)響應(yīng)O3脅迫的主要是地下部分,因此O3對(duì)土壤微生物的影響具有長(zhǎng)期累積效應(yīng)[94]。O3濃度升高通過(guò)減少光合產(chǎn)物對(duì)根系的分配、改變根系分泌物的量和組成種類(lèi)等方式間接影響土壤微生物生物量和群落結(jié)構(gòu)及功能多樣性。目前,我國(guó)有關(guān)O3濃度升高對(duì)陸地生態(tài)系統(tǒng)的影響研究主要集中在地上部分,而對(duì)地下土壤微生物影響的研究有限,僅限于在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中的若干研究[91-92,95-97]。

O3濃度升高增加了稻麥輪作農(nóng)田土壤氨氧化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的數(shù)量,但抑制了土壤氨氧化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的代謝活性[98-99],表明細(xì)菌活性與數(shù)量的響應(yīng)機(jī)制存在不同；并且,土壤中的固氮微生物數(shù)量和群落種類(lèi)減少[98- 99]。吳芳芳等[97]通過(guò)4a的熏氣實(shí)驗(yàn)發(fā)現(xiàn)O3濃度升高降低了麥田土壤微生物量氮、氨氧化細(xì)菌的數(shù)量和硝化強(qiáng)度,但增加了土壤反硝化細(xì)菌數(shù)量和反硝化強(qiáng)度,表明隨著O3作用時(shí)間的累積,農(nóng)田土壤N2O排放的風(fēng)險(xiǎn)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(duì)非根際土壤微生物影響不大[95,100-101]。Feng等[102]研究發(fā)現(xiàn)O3濃度升高顯著降低了水稻田土壤中非產(chǎn)氧光合細(xì)菌(AnPPB)的豐度和遺傳多樣性；并且,對(duì)于不同水稻品種,土壤細(xì)菌群落組成對(duì)O3的響應(yīng)存在顯著差異[91-92]。

7 地表臭氧對(duì)土壤溫室氣體排放的影響

地表O3濃度升高導(dǎo)致地下部分干物質(zhì)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(huán)過(guò)程,最終導(dǎo)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(guó)有關(guān)O3對(duì)土壤溫室氣體排放的影響僅限于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)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(fā)現(xiàn)O3濃度升高增加了農(nóng)田土壤CO2的排放。并且,在植物不同的生長(zhǎng)發(fā)育階段,植物-土壤系統(tǒng)中所釋放的CO2量也不同；反映出O3對(duì)土壤呼吸作用的影響存在著明顯的累積效應(yīng)[107]。O3濃度升高降低了冬小麥土壤N2O的釋放。與過(guò)濾空氣(對(duì)照)相比,O3濃度升高到100nmol/mol和150nmol/mol時(shí),N2O累積排放量在冬小麥返青期分別降低8.8%和37.8%,拔節(jié)-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(duì)照相比,O3濃度升高到75nmol/mol和130nmol/mol時(shí),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(fù)相關(guān),與水稻產(chǎn)量、地上部生物量及地下部生物量呈顯著正相關(guān)。Tang等[108]利用O3-FACE研究發(fā)現(xiàn)O3濃度升高顯著降低了水稻(揚(yáng)稻6號(hào)和II-優(yōu)084)分蘗和開(kāi)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(shù)呈正相關(guān)關(guān)系[108-109]。

基于這些為數(shù)不多的研究來(lái)看,O3濃度升高不同程度地影響農(nóng)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(shì)。但考慮到國(guó)內(nèi)相關(guān)研究才剛剛起步,而且國(guó)外的相關(guān)研究發(fā)現(xiàn)O3對(duì)土壤溫室氣體排放有抑制、增加或者無(wú)影響的不一致結(jié)果,因此,這方面仍有大量工作待做。

8 減少臭氧生態(tài)環(huán)境效應(yīng)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(zhì),在全國(guó)大中城市實(shí)施歐- 5排放標(biāo)準(zhǔn),以減少汽油車(chē)、柴油車(chē)等尾氣排放的NOx量；另外,在大城市大力發(fā)展和提倡使用公共交通,如地鐵、無(wú)軌電車(chē)、共享單車(chē)/電動(dòng)汽車(chē)；并通過(guò)增加油價(jià)、征收擁堵費(fèi)、增收停車(chē)費(fèi)等手段減少私家車(chē)的使用[12]。本節(jié)重點(diǎn)闡述減輕O3對(duì)植物傷害的措施以及植物對(duì)降低O3濃度的貢獻(xiàn)。

(1)不同植物以及同一植物不同品種對(duì)O3的敏感性存在差異,因此選育對(duì)O3具有較高抗性的優(yōu)良物種/品種,可預(yù)防和減輕植物(農(nóng)作物和樹(shù)木)因O3脅迫而帶來(lái)的負(fù)面效應(yīng),減少農(nóng)作物產(chǎn)量及森林固碳的損失。

(2)通過(guò)合理的栽培管理措施,如推廣噴施O3化學(xué)防護(hù)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(duì)植物的脅迫傷害。說(shuō)明此類(lèi)措施在控制或緩解O3傷害中具有一定的應(yīng)用前景。

(3)O3通過(guò)氣孔和角質(zhì)層進(jìn)入植物體內(nèi),植物吸收O3的同時(shí)也降低了空氣中O3濃度。這種植物凈化污染空氣的功能對(duì)城市園林綠化、生態(tài)環(huán)境規(guī)劃和建設(shè)具有直接的指導(dǎo)意義和應(yīng)用價(jià)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(fā)揮其在治理O3污染中的積極作用,是植物修復(fù)大氣污染物的重要應(yīng)用領(lǐng)域。

9 研究展望

盡管?chē)?guó)內(nèi)已經(jīng)開(kāi)展了大量O3對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)和綠化樹(shù)種影響的研究工作,但今后還需要在以下幾個(gè)方面進(jìn)行重點(diǎn)研究。

(1)監(jiān)測(cè)站點(diǎn)要多在郊區(qū)設(shè)置。雖然我國(guó)已經(jīng)在各個(gè)城市建立了空氣質(zhì)量監(jiān)測(cè)網(wǎng),目前有國(guó)控點(diǎn)、省控點(diǎn)和市控點(diǎn)等2000多個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)。但這些監(jiān)測(cè)點(diǎn)大部分都分布在各個(gè)不同級(jí)別的城市中,而對(duì)農(nóng)田和森林區(qū)的監(jiān)測(cè)點(diǎn)則非常少。通常來(lái)講,郊區(qū)的O3濃度要高于城區(qū),因此當(dāng)前的空氣監(jiān)測(cè)網(wǎng)顯然限制了對(duì)農(nóng)區(qū)和林區(qū)的O3評(píng)估精度。今后需要在中國(guó)生態(tài)系統(tǒng)監(jiān)測(cè)網(wǎng)絡(luò)(CERN)各站點(diǎn)增加空氣質(zhì)量的監(jiān)測(cè),使之成為氣象監(jiān)測(cè)同等重要的部分。

(2)加強(qiáng)地表O3對(duì)地下生態(tài)過(guò)程的影響研究。目前地下生態(tài)過(guò)程對(duì)地表O3濃度升高的響應(yīng)機(jī)制尚不明確,無(wú)法將土壤微生物過(guò)程(如微生物生物量、活性、群落組成、多樣性、功能等)與土壤關(guān)鍵生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程,以及與植物地上生態(tài)過(guò)程關(guān)聯(lián)起來(lái)；并且,現(xiàn)有研究主要針對(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng),缺乏對(duì)其他生態(tài)系統(tǒng)(如森林、草地)的研究。未來(lái)的研究應(yīng)加強(qiáng)O3對(duì)地下過(guò)程累積效應(yīng)的長(zhǎng)期定位研究,關(guān)注土壤-植物相互作用過(guò)程,并運(yùn)用新技術(shù)(如同位素技術(shù)、分子生物學(xué)技術(shù)等)將研究不斷擴(kuò)大和深入。

(3)國(guó)內(nèi)開(kāi)展了大量的O3單因子實(shí)驗(yàn)研究,但缺乏多因子同時(shí)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(duì)農(nóng)作物和綠化植物的影響。由于自然界是多種環(huán)境因子共同作用于生態(tài)系統(tǒng),因此在全球變化的背景下,亟需考慮多個(gè)因子(如O3、CO2、水分、N沉降等)同時(shí)存在對(duì)生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的復(fù)合影響研究,進(jìn)而為陸地生態(tài)系統(tǒng)模型(如DLEM等)提供優(yōu)化參數(shù),提高模型的模擬預(yù)測(cè)能力。

(4)當(dāng)前開(kāi)展全國(guó)尺度的O3區(qū)域評(píng)估大都是根據(jù)O3濃度累計(jì)值如AOT40得到的劑量-效應(yīng)(生物量或產(chǎn)量)關(guān)系,然后根據(jù)大氣化學(xué)模型模擬的O3濃度來(lái)估算區(qū)域尺度的O3生態(tài)效應(yīng)。然而,近些年來(lái)隨著氣孔O3吸收量概念的提出,越來(lái)越多的研究對(duì)不同農(nóng)作物和綠化植物進(jìn)行氣孔導(dǎo)度參數(shù)化,開(kāi)發(fā)不同植物的氣孔導(dǎo)度模型來(lái)量化氣孔O3吸收量—生物量或產(chǎn)量的劑量響應(yīng)關(guān)系。這種評(píng)估方法充分考慮了各個(gè)區(qū)域的環(huán)境氣象因子和生物因素,在理論上更具有科學(xué)性。目前利用氣孔O3吸收量評(píng)估方法對(duì)我國(guó)冬小麥進(jìn)行了全國(guó)尺度的O3風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[77]。今后需要加強(qiáng)對(duì)其他作物和森林樹(shù)種開(kāi)展此類(lèi)研究,科學(xué)評(píng)估當(dāng)前環(huán)境O3對(duì)我國(guó)主要糧食作物產(chǎn)量和森林生產(chǎn)力的區(qū)域影響。

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