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注.基于國內外O3對農作物產量影響的相關研究結果，綜合分析了O3對我國主要農作物產量的影響程度及其區域分布，結果表明：我國部分地區嚴重的空氣O3污染，已經造成主要糧食作物(如小麥、水稻、玉米和大豆等)產量損失，特別是小麥產量損失可達10%以上.O3對我國糧食產量造成損失最大的地區集中在我國東部，尤其是黃淮海平原的小麥產量損失最為嚴重.因此，從保護我國糧食安全角度，應該加強O3對農作物生產影響模擬實驗和科學評估研究，在開展O3污染防控的同時，應該積極推廣減緩O3對農作物危害的政策和技術措施.

　　關鍵詞：臭氧(O3)污染;主要農作物;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，而且損傷植物內部結構和生理功能，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濃度已經能夠造成農作物減產和生態系統服務下降(Mills et al.，2011;Yi et al.，2016)，嚴重威脅糧食安全和生態安全(Aunan et al.，2000;Zhang et al.，2017;Li et al.，2018). 我國是全球人口大國，糧食安全和生態安全不但關系到人們身體健康和小康社會建設，而且關系到社會和諧穩定和生態文明建設.

　　因此，認識評價空氣O3污染對我國糧食安全和生態安全的影響，對科學制定O3管控目標和減緩O3污染的不良生態危害具有重要意義.O3對我國糧食生產的影響，從 20 世紀就引起了國內外學者的高度關注 .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，就發現我國長江三角洲地區的 O3暴露劑量已經超過了農作物減產10%的國外閾值，指出了我國未來工業化引起的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年國內科研高校聯合在長江三角洲農村地區開展了空氣 O3濃度觀測，得出O3能夠造成當地冬小麥減產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，建立了開頂式和開放式O3熏氣模擬實驗，得出了O3暴露劑量和農作物產量損失間的產量損失模型(Wang et al.，2005)，并發現了 2003—2012 年 O3能夠造成珠江三角洲地區、長江三角洲水稻減產2.7%~3.0%和京津冀地區冬小麥減產 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注空氣污染問題，并建立了全國性的空氣質量監測體系，為科學評估O3污染及其對農作物和生態系統的影響提供了重要數據基礎.近幾年來，已經有大量學者對全國和部分重點區域的O3對農作物產量影響進行了評價.2 O3的形成機制和我國的污染現狀及發展趨勢(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消解反應的重要物質(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 轉換為 NO2，從而導致 O3的積累 .ROx 自由基來源包括 O3、HONO、羰基、不飽和 VOCs 及 Cl 等物質的光化學反應(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系，由于“NOx循環”或“ROx循環”的限制，當NOx / VOCs較低或較高，都不利于O3的形成.同時，區域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域傳輸有關.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的O3污染輸送到東北和西部的山區(Gao et al.，2012);由于海陸風的作用，在長三角和珠三角沿海地區大多數地點在當地時間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(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)，但中高值區域面積不斷擴大的特征 .我國 90% 監測站點 8 h最大 O3體積分數(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，延伸至汾渭平原，向南延伸至長江平原中部.城市和鄉村O3分布規律也有差異，由于城市容易出現NO等污染物濃度過高而產生滴定效應，加上氣象等原因，郊區的 O3可能高于城市(Sousa et al.，2011;Xu etal.，2011;Tong et al.，2017).不同地區O3濃度峰值出現時間也有差異，北方和長三角地區出現在5月下旬—7月，珠江三角洲O3出現在秋季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、氣溫和大氣穩定性等是影響大氣 O3濃度的主要因素 .近來研究發現，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，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(Tausz et al.，2007)、形態改變和物質分配等過程.O3主要是通過氣孔進入植物體內，能夠誘導產生一系列活性氧物質，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，損害植物代謝系統，改變植物體內糖類、脂類和蛋白質類物質代謝過程，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境脅迫的能力，最終影響植物生長發育，造成植物生產力降低.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，農作物產量大幅度降低(李碩等，2014).

　　在O3污染嚴重地區，植物葉片表面還會出現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作物的產量和經濟價值造成嚴重影響(Adams et al.，2020).光合能力降低是 O3脅迫植物產量損失的主要原因 .O3脅迫下氣孔關閉，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合反應中心產生不利影響，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，葉綠體數目減少，葉綠體、基質、類囊體顯微結構發生變化，直至被破壞(Hove et al.，1994).在 O3長期脅迫下，細胞膜可產生乙烯、茉莉酸等加速衰老的重要信號物質(VanLoocke et al.，2012)，乙烯生產量的多少直接關系到光合速率下降程度的大小(Sinn et al.，2004). 近期學者發現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度等)，只有在葉片衰老開始后才有影響，研究表明O3誘導的加速衰老在決定最終產量方面比直接影響光合作用更重要(Osborne et al.，2019).O3污染對農作物產量影響研究的主要方法是模擬實驗和模型評估.國內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、劑量或是通量響應關系模型，評估過去、現在和未來 O3污染對站點和區域尺度作物的影響 .

　　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，FACE).OTC經過不斷地改進，減少了其存在的溫度升高、光照變弱、降水改變等氣室效應(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，但對儀器設備要求高，費用昂貴，因此使用受到較大限制(Morgan et al.，2006;Shi et al.，2009).1980年美國學者們發現O3濃度的上升與作物產量或生物量的下降存在較好的線性關系(Heck et al.，1982)，并建立濃度響應指標如 M7 和 M12，分別表示作物生長期內的白天7 h(9：00—16：00)和12 h(8：00—20：00)O3濃度平均值(Heck et al.，1982)，從而構建了濃度響應關系模型.

　　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(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)等指標構建劑量響應關系模型(Fuhrer et al.，1997). 但進一步研究發現，劑量暴露指標忽略了與作物傷害直接相關的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O3劑量高于每小時通量閾值Y nmol∙m−2∙s−1)等指標的通量響應關系模型(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據，因此，氣孔通量模型較難應用于大尺度的產量損失評估，但由于其在農作物的機制探究方面有重要的意義，已成為未來該領域研究的熱點.目前全球開展最多的是AOT40響應關系研究(Mills et al.，2007;González et al.，2010). 國內學者在 2004—2014 年先后在浙江嘉興、南京、北京昌平等地建立了小麥AOT40響應關系(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響應關系研究1999—2009年先后在廣東、浙江、長三角等地區開展，而國內大豆、玉米研究較少(張巍巍等，2014;Peng et al.，2019). 目前通量響應關系研究中，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)，并且研究發現在高異質環境或是干旱缺水的條件下通量響應關系優于AOT40等劑量響應關系(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.若要提高全國產量損失的評估精度，國內本地化的產量損失模型研究亟需系統性的開展.

　　4 我國植物O3暴露區域差異(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，遠低于空氣質量二級標準(小時O3濃度160 μg∙m−3)時，敏感植物就會出現生長受阻或受害癥狀.盡管我國目前還沒有制定有關保護農作物和生態系統的空氣O3質量標準，但按照歐盟保護農作物空氣O3暴露劑量指標(AOT40，小時O3體積分數超過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.

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

　　由于中國是全球糧食生產、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污染造成的主要農作物產量損失率隨著暖季近地面O3濃度持續增加而上升(Lu et al.，2018)，特別是小麥減產率增加很快，從 2015 年的 20% 增加到 2018 年的 34%(Zhao et al.，2020). 目前大豆的產量損失研究相對較少 . 研究證明 O3體積分數為 75.5 nL·L-1時大豆可減產28.3%(Li et al.，2021)，我國東北大豆減產損失已達23.4%~30.2%(2013—2014年)(Zhang et al.，2017)，甚至學者發現O3濃度升高40 nL∙L−1時不同品種大豆平均減產33%(王春雨等.，2019).

　　以上表明大豆對O3較為敏感而值得關注和進一步研究.對于區域O3污染導致的主要農作物小麥、玉米、水稻的產量損失，華北平原呈現逐漸升高趨勢，而長江三角洲地區逐漸趨于平緩，甚至略有下降.2014—2017年，北方地區各市(華北平原和山西省)小麥和玉米平均產量損失率分別為21.4%~35.9%和8.3%~12.8%，2017年最高產量損失率分別可達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，這些高污染地區小麥產量損失率接近 50%(Zhao et al.，2020;Dong et al.，2021).

　　對于長江三角洲地區，水稻和小麥 2014—2017 年產量損失率分別為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暴露數據來源不同.2014年之后，隨著空氣質量監測站點的普及，許多學者用實際O3觀測數據評估產量損失，評估結果得出2014—2018年我國冬小麥、水稻、玉米的每年產量損失分別為 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模擬數據集如NAQPMS，評估得出2014—2017年冬小麥、水稻、玉米和大豆每年產量損失分別為 5%~37%、2%~11%、3%~8%、7%~21%(Wang et al.，2022).兩種 O3暴露數據來源相比較，由于O3監測網絡未覆蓋廣大農作區，通過實測數據空間插值或者取平均的方法與農作區實際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使用的產量損失模型也是導致評估結果不確定性的重要因素.研究發現使用中國的AOT40響應關系模型產量損失評估結果高于使用歐洲的AOT40響應關系模型，且M7的評估結果明顯偏低(Wang et al.，2022).目前大尺度的評估多基于單一的產量損失模型或使用多種求均值而得，忽略了氣候、作物品種等的地區差異，可能高估或者低估實際的產量損失(Xu et al.，2021).

　　因此，Xu 等(2021)聯合本地或鄰近地區的AOT40響應關系模型計算得出2014—2018年小麥的產量損失率為 22.9%~31.3%，水稻的產量損失率為 18.9%~23.4%，提升了評估結果的可靠性.③作物的生長期也是評估結果不確定性的重要因素 .Wang 等(2022)通過敏感性分析發現將冬小麥的生長期提前或者延后兩周分別減產 26%~30%和 23%~45%，遠遠大于 O3體積分數每日增加或者減少 1 nL·L-1 計算而得的冬 小 麥 的 減 產 損 失 6%~9%. ④ 研 究 表 明 非 封 閉 環 境 實 驗(e. g.，in an O3-FACE facilities，Free-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產量損失模型計算，實際的產量損失可能更高.盡管不同學者評估結果有所差異，但從目前資料看。

　　近些年來，中國O3污染造成的農作物損失，小麥、水稻和玉米都大于10%、5%和5%.根據Zhao 等(2020)研究得出的2015年農作物產量損失率，將其空間制圖可看出中國各地區的產量損失存在較大的差異，主要以中國東部，特別是黃淮海地區產量損失最大.對于O3污染造成中國糧食產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污染造成農作物產量損失的經濟價值可達200~2000億元.

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

　　從現有研究結論看，近地層O3污染已經嚴重影響了中國糧食生產.特別是在我國經濟發達的京津冀、長三角和珠三角地區，O3污染不但影響了人體健康(郭云等，2021)，而且對當地農作物產量和質量造成很大影響.而我國主要農作區暖季空氣O3濃度持續升高，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污染及其對農作物和生態系統影響，應該從減緩措施和應對政策上開展以下研究工作：

　　1)加強農村地面O3及其前體物監測.目前，我國已有的空氣O3監測主要集中在城市地區，而廣大的農村地區嚴重缺乏O3監測數據.O3形成機理復雜，前體物種類繁多，O3前體物排放區與O3污染區分離，因此有必要在農村地區開展O3及其前體物的常規監測，掌握農作物的O3暴露水平.

　　2)加強陸地生態系統O3吸收通量觀測.陸地生態系統能夠吸收大氣中的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，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.因此，無論從研究大氣O3污染形成還是從評估O3污染生態危害角度，都應該積極開展O3地氣交換通量的觀測，彌補國內外研究不足.

　　3)豐富O3污染生態影響評估的本地化參數.我國地域遼闊、區域氣候特征和農作物品種的差異很大，很難用統一的產量損失模型精確評估O3對農作物產量和生態系統的影響.目前，國內只在長江三角洲地區、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.還有很多氣候區和主要農產區缺乏科學研究.例如，我國近年糧食產區呈現北上和西移的趨勢(焦艷平等，2006)，建立O3新熱點區汾渭平原和優質稻谷產區如東北地區的產量損失模型本地化參數對全面評估我國農作物產量損失和指導種植規劃有重要的意義.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，以覆蓋糧食主產區、主要糧食作物種類和品種 .通過大范圍田間實驗研究，建立本地化的農作物產量與O3暴露的產量損失模型，為科學評估O3污染造成的我國糧食產量和經濟損失提供支撐.

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

　　5)建立保護糧食生產和生態系統健康的空氣O3質量標準.目前國家空氣質量標準是依據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，應該借鑒歐盟和美國有關保護植被和生態系統的O3質量標準，結合我國農作物和生態系統對O3污染響應特征，建立我國保護植物和生態系統的空氣O3質量標準.

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

　　7)研究推廣抗O3污染農作物品種和減緩O3危害耕作措施.①合理安排農作物的時空規劃.由于各種農作物對O3敏感程度不同，在一些O3污染嚴重地區，可以考慮減少敏感農作物(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，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進一步擴大早稻的種植面積，華北平原等地區增加冬小麥的種植面積.②研發推廣抗O3的作物新品種.分析農作物對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，繁育和推廣O3抗性農作物品種，提高農作物對O3危害的抵御能力.已有研究表明對流層O3造成的產量損失可能超過其他常見非生物脅迫造成的產量損失(Frei et al.，2015).

　　鑒于近期和未來一段時間內，我國一些地區(如小麥主產區的黃淮海平原和長江三角洲等)的O3污染程度仍然會持續嚴重，有必要通過育種提高小麥的O3抗性.隨著農作物基因測序和分子育種技術的快速發展，可以有望短期內獲得一些抗性作物品種(Bailey-Serres et al.，2019).③調整作物的種植管理方式.在農作物種植過程中，應該通過合理安排施肥和灌溉時間和數量.我國O3導致作物減產損失嚴重的東部同時又是主要的灌溉區域(姚宛艷等，2013)，由于水分充足條件下作物可能會增大O3的氣孔吸收而導致減產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，合理調整灌溉時間和用量，如盡量避開當地O3濃度較高的時期.④推薦施用抗氧化物質如EDU等措施，減緩作物生長關鍵期的O3危害，以保證我國糧食安全和生態安全.

　　7 結論(Conclusions)

　　1)現有實驗和野外觀測都表明，我國主要糧食生產，特別是小麥，已經嚴重受到了空氣O3濃度的升高，產量損失可達10%以上.2)由于 O3污染程度和糧食生產區域的空間差異，我國糧食產量受 O3污染傷害最大的地區集中于我國東部，尤其是黃淮海平原的小麥產量損失最為嚴重.3)從保護我國糧食安全角度，應該加快O3污染防控和推廣減緩O3對農作物生長危害措施，如加強O3污染暴露及其生態影響評估工作、加強糧食主產區大氣O3監測及預警、建立保護糧食生產和生態系統健康的空氣O3質量標準、劃定O3污染重點控制區、研究推廣抗O3污染農作物品種和減緩O3危害農業耕作措施.

　　參考文獻(References)：

　　Adams S，董建明.1987.O3破壞農作物的研究評估[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
1，3，*，張丹紅
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