武汉地区疫情管控期间空气质量变化及改善措施研究

陈楠 张周祥 李涛 祝波 许可 操文祥 丁青青 兰博 王莉莉 李赢杰 蔡鹏 陶明辉

1 湖北省生态环境监测中心站，武汉 430070

2 湖北省大气复合污染研究中心，武汉 430078

3 潜江市环境科学研究院，湖北潜江 433100

4 中国科学院大气物理研究所，北京 100029

5 武汉雷特科技有限公司，武汉 430223

6 中国地质大学（武汉），武汉 430074

1 引言

大气污染是我国政府和社会广泛关注的重大环境问题。近几十年来，由于快速发展的城市化和工业化活动造成的人为污染排放急剧增加（Zheng et al.,2018），我国主要城市存在严重的空气污染问题，并且具有一次排放和二次转化均占比较高的典型复合污染特征（朱彤等,2010）。高浓度的细颗粒物（PM2.5）不仅在我国中东部地区经常引发大范围的雾霾天气（Tao et al.,2013），导致较低能见度妨碍日常生活，并且对人体健康具有显著危害（陈楠等,2016）；为应对日益严重的颗粒物污染问题，我国2013年9月制定并实施《大气污染防治行动计划》，空气质量取得显著改善，PM2.5浓度持续下降（姚雪峰等,2018）；但是随着机动车数量的快速增长，氮氧化物（NOx）和挥发性有机物（Volatile Organic Compounds,VOCs）造成的以臭氧（O3）为代表的光化学污染问题日益突出；在光照条件较好、温度较高的夏秋季节，在京津冀、长三角以及珠三角地区存在普遍的区域性臭氧污染（蒋美青等,2018）；同时，虽然我国重点城市的PM2.5浓度年均值基本都降到了75 µg/m3以下，但在静稳天气较多、对流扩散较弱的冬季，仍然存在较重的PM2.5污染。

我国空气质量问题研究主要集中在经济发达、人口密集的京津冀、长三角、珠三角地区；相比之下，目前华中地区尤其是湖北的大气污染研究较少；湖北省空气质量处在污染较重的华北与较轻的华南之间（陈楠等,2017），近十几年来，省内空气质量受减排政策和经济活动影响，大气污染排放的时空分布具有较大变化（Tao et al.,2016），区域内差异显著（Li et al.,2020）；2015 年后，湖北地区的颗粒物浓度高值主要集中在省内中部地区（陈楠等,2018），而 NOx和 O3污染主要集中在东部的武汉地区；同时，湖北地区地形和气象条件复杂，三面环山、空气湿度较高、逆温天气普遍，并受区域污染高空传输影响（陈楠等,2019; Tao et al.,2020）。

武汉作为湖北省唯一的人口过千万的特大城市，机动车保有量2019年超过330万，并且具有较多钢铁、化工等大型工业排放源；2020年1月下旬因疫情武汉地区实行了严格的交通限制，城区机动车排放受到最大限度削减；已有观测显示，与1月管控前相比，2020年2月中国东部的大气成分发生了显著变化（乐旭等,2020; Zheng et al.,2020）。本文基于该地区空气质量常规站网和湖北省生态环境监测中心站大气超级站监测，研究了2020年1～4月期间武汉地区主要的大气污染物变化，评估疫情管控措施对大气污染物排放的影响，并且探讨武汉地区未来空气质量的改善途径。

2 数据资料

自2013年《大气污染防治行动计划》实施以来，湖北及武汉地区逐步建立了空气质量监测网络和完善的大气超级站（图1）。本文使用武汉市常规空气质量国控站点监测的PM2.5、PM10、NO2、SO2和CO的小时浓度数据，以及O3日最大8小时滑动平均第90百分位浓度平均值数据，对比分析2020年1月23日管控前后、3月11日武汉开始复工以及4月8日武汉城区开放通行后主要大气污染物的变化，并且与2019年同期大气污染物浓度进行比对，评估管控措施变化对武汉地区空气质量的影响；同时，基于湖北省生态环境监测中心站大气超级站的VOCs和颗粒物组分监测数据，分析不同大气污染物排放的变化；其中PM2.5的水溶性组分使用瑞士万通公司生产的MARGA 1S，有机碳（OC）与元素碳（EC）使用美国SUNSET 公司的RT-4，重金属元素由江苏天瑞仪器股份有限公司生产EHM-X200测量，VOCs使用武汉天虹公司生产的TH-300B大气挥发性有机物快速连续自动监测系统测量。大气超级站PM2.5中的矿物尘、海盐、有机物和痕量金属元素的化学组分重构计算如表1所示。

欧洲空间局2017年发射的哨兵五号卫星上搭载的 TROPOMI（TROPOspheric Monitoring Instrument）传感器可在紫外到短波红外进行高光谱观测，基于气体吸收探测大气中NO2、SO2、CO等痕量污染气体浓度（https://s5phub.copernicus.eu [2020-05-01]）。TROPOMI的空间分辨率高达 7 km×3.5 km，对小的污染点源具有较强的敏感性（Griffin et al.,2019），可用来评估城市尺度的人为排放。此外，为了考虑气象条件对污染物浓度变化的影响，分析了大气超级站的紫外太阳辐射、风速、温度和相对湿度的小时数据。

表1 湖北大气超级站化学组分重构计算Table 1 Calculation method of the reconstitution of chemical components at the Hubei superstation

图1 武汉的（a）地理位置及（b）空气质量监测站点分布Fig.1 (a) Geographical location and (b) distribution of air quality monitoring stations of Wuhan

3 结果与分析

3.1 气象条件

与2019年同期相比，2020年1～4月武汉地区的气象条件具有较大变化（图2）；尤其是2月，紫外太阳辐射是去年同期的2～4倍，2020年2月武汉的地面温度显著高于2019年2月同期，地面平均温度比去年同期增长了5～10°C；并且在高温、强日照的天气下，相对湿度同比下降了约20%～50%；2月上半月风速变化不大，在2月15日具有强风（约8 m/s）天气，并且下旬风速（约4 m/s）高于去年同期。相比之下，2020年1月、3月、4月的风速虽然与2019年同期相比具有不同的变化过程，但是总体处在相近水平。

3.2 光化学污染

2013年我国《大气污染防治行动计划》实施以来，湖北地区的大气污染排放发生了较大变化，颗粒物浓度显著下降，但是随着机动车数量的快速增长，武汉地区的NOx浓度有所升高（Li et al.,2020）。武汉地区 2020年 1月 23日前的 NO2浓度与2019年同期相比变化不大（图3）。2020年1月23日武汉地区实行交通管制，20～26日期间NO2浓度从 76 µg/m3下降至 11 µg/m3。2019 年春节假期期间（2月5～11日）和2020年春节假期期间（1月25～31日）武汉地区的NO2浓度均为当年1～4月时期的最低值。虽然武汉中心城区在2020年1月26日起禁止机动车出行，但武汉的NO2在1月底具有显著的增长过程，主要由湿度较大、风速较小的持续静稳气象条件引起（图2）。2020年1月23日至4月8日，武汉地区NO2平均浓度（22 µg/m3）远低于 2019 年同期（47 µg/m3），同比下降53.2%，尤其是期间没有出现2019年2～3 月内 NO2积聚过程（最高 83 µg/m3）。4 月8日武汉城区开放通行后，NO2浓度快速上升，但是仍低于2019年同期水平，表明受疫情防控影响，武汉城区机动车出行低于同期。

图2 2019 年与 2020 年 1～4 月武汉（a）UV-A 通道辐射、（b）温度、（c）湿度、（d）风速变化Fig.2 Variations of (a) UV-A radiation,(b) temperature,(c) relative humidity,and (d) wind speed in Wuhan from Jan to Apr in 2019 and 2020

图3 2019 年与 2020 年 1～4 月武汉城区 NO2浓度变化Fig.3 Changes of NO2 concentration in Wuhan City from Jan to Apr in 2019 and 2020

武汉地区的VOCs浓度变化与NO2具有显著的一致性（图4），但是下降幅度低于管控期间NO2的下降幅度，2020年管控期间武汉的VOCs相对于2019年同期下降幅度为25.1%，与机动车源贡献的VOCs占比低于机动车贡献的NOx占比有关。在2020年1月交通管制前，武汉地区的总的VOCs浓度与去年同期相近，变化范围在40～80 ppb（1 ppb=10−9）之间，并且与 NO2一样具有明显的积聚过程；其中烷烃在武汉VOCs所占比例最大，平均浓度下降23.8%，光化学活性较小（Hui et al.,2020），而具有较大臭氧生成潜势的烯烃平均浓度下降了44.1%，但是芳香烃并没有显著变化；与城区交通开放后大幅上升的NO2不同，VOCs浓度反而有所下降，说明武汉地区交通排放恢复对VOCs的贡献有限，交通管制后的VOCs下降与主要与相关排放企业的停工或减产有关。

虽然在2020年管控期间O3的前体物NOx和VOCs都具有明显下降，但是武汉地区管控期间O3浓度不仅没有下降，反而升高了16.5%（图5）；尤其是2020年1月23日至2月29日O3浓度（ 101 µg/m3） 比 2019 年 同 期 （ 73 µg/m3） 高38.4%，并且1月23日以前、3月1日至4月8日期间O3浓度也略高于去年同期；4月8日城区开放后O3浓度与去年同期相近，变化不大；在2019年和2020年的1～4月，随近地面温度和紫外太阳辐射的逐渐增长（图2），O3生成速率增加，并且浓度稳步增长；尽管2020年2月NOx和VOCs排放下降，但显著高于去年同期的近地面温度和紫外辐射可大幅增加 O3生成速率（Wang et al.,2019）；同时，由于城区机动车禁行造成的NO大幅下降也会减弱夜间臭氧的滴定效应，增强O3白天时段的持续积聚；O3生成中NOx和VOCs浓度的非线性关系具有重要影响，须考虑NOx和VOCs活性种类的协同减排。

图4 （a）2019 年与（b）2020 年 1～4 月武汉城区挥发性有机物（VOCs）浓度变化Fig.4 Changes of Volatile Organic Compounds (VOCs) concentration in Wuhan City from Jan to Apr in (a) 2019 and (b) 2020

图5 2019年与2020年1～4月武汉城区O3日最大小时浓度均值变化Fig.5 Changes of O3 concentration in Wuhan City from Jan to Apr in 2019 and 2020

3.3 颗粒物污染

管控期间机动车禁行政策为评估武汉地区机动车排放对PM2.5的实际贡献提供了客观参考。与O3相反，由于温度较低时对流扩散作用较弱，PM2.5浓度冬季最高，并且随着温度升高PM2.5浓度逐渐降低（图6）。PM2.5浓度的变化趋势与NO2、VOCs一致，与2019年同期PM2.5平均浓度（59 µg/m3）相比，2020年管控期间武汉的PM2.5平均浓度（38 µg/m3）降低了35.6%；需要注意的是在管控前PM2.5相比去年同期也有大幅下降，这主要与颗粒物的持续减排以及气象条件有关（Li et al.,2020）；与 NO2和 VOCs浓度明显下降不同，2020年管控期间PM2.5浓度同比下降的时段主要集中在3月中旬前，并且除2月中下旬风速较大的时间段外（图2），颗粒物的下降幅度较小，表明冬季机动车禁行对武汉地区颗粒物下降的实际贡献有限；尤其是随着3月中旬白天最高气温上升到20°C以上，NOx转化为颗粒物的程度减弱，PM2.5浓度与去年同期相近；说明虽然疫情期间严格的交通管控最大限度减少了机动车排放，但工业生产等主要污染排放仍存在（Zhang et al.,2015）。

图6 同图3，但为 PM2.5Fig.6 Same as Fig.3,but for PM2.5

图7 同图3，但为 SO2Fig.7 Same as Fig.3,but for SO2

图9 （a）2019 年与（b）2020 年 1~4 月武汉地区 PM2.5 组分浓度变化Fig.9 Changes of PM2.5 component concentration in Wuhan City from Jan to Apr in (a) 2019 and (b) 2020

人为SO2排放主要源于工业燃煤，是颗粒物的重要来源。我国2006年开始实行脱硫政策后，武汉地区的SO2浓度持续下降，目前处在较低的浓度水平（Li et al.,2020）。2020 年 1 月 22～28日（春节），武汉地区的SO2维持在5 µg/m3，并在 1月 31日上涨至 11 µg/m3（图7）；与大幅下降的NO2浓度不同，2020年 2月 SO2浓度与2019年相比变化不大，并且在3月、4月略高于去年同期，管控期间SO2浓度由去年同期的9 µg/m3下降到8 µg/m3，说明疫情期间与SO2排放关联的工业活动排放并未明显减少；同时，PM2.5浓度与去年同期气象条件相近的3月同比变化不大，说明管控期间武汉地区除机动车排放大幅下降外，主要大气污染源的排放仍处在与往常相近水平。

卫星遥感可从区域尺度反映大气污染排放量的空间变化。TROPOMI的对流层NO2柱浓度显示（图8），2019年冬季武汉城区及周边鄂州等地存在显著的NO2高值区，并与地面浓度一致，在春季随着温度升高逐渐降低；2020年1月武汉地区的NO2浓度明显低于去年同期；与2019年2～3月的NO2浓度相比，2020年管控期间武汉城区NO2高值区（＞1.5×1016mol/cm2），主要分布在武汉的工业区，城区其他区域大幅下降；自3月11日起复工开始，武汉城区的NO2开始升高，并且在4月8日后恢复至接近去年同期水平。

PM2.5组分变化显示了不同排放源贡献的变化（图9）。与已有研究一致（Zhang et al.,2015），武汉地区在温度较低的冬季，硝酸盐在颗粒物中占有较大比重，其次为硫酸盐和有机气溶胶；2020年1月23日后，武汉地区的NO2浓度下降超过50%，但是武汉地区的硝酸盐在1月下旬和2月初浓度仍在20 µg/m3左右，同比下降不明显，在2月6日后，硝酸盐的浓度下降到10 µg/m3内；3月中旬后，武汉城区的硝酸盐浓度显著上升，之后随着春季温度上升有所下降，但是和2019年同期浓度相近，说明在NO2大幅下降的背景下，武汉地区HONO、VOCs、O3等氧化前体物对硝酸盐的转化并未受到明显限制，期间NO2的直接下降对硝酸盐生成转化影响较小（Wang et al.,2014）；相比之下，在静稳天气下，2020年1月中下旬的硫酸盐浓度也在20 µg/m3左右，远高于2019年相同时段，并且在管控期硫酸盐浓度和2019年相比并未有明显变化；此外，武汉地区PM2.5其他组分的浓度在疫情期间的变化不大，表明PM2.5中硫酸盐及其他组分的生成并未受到管控后交通排放减少的影响，其前体物的排放并未有明显的变化。因此，为了降低武汉地区的PM2.5浓度，需在控制一次排放源的基础上，对重点颗粒物组分生成的关键前体物进行针对性协同减排。

4 结论与讨论

作为华中地区最大的城市，武汉地区面临着复杂的大气污染问题。因为疫情防控，2020年1月23日起武汉施行了前所未有的机动车管控措施，并且逐步扩大到整个湖北省地区，进而对整个地区的人为活动产生了重大影响。本文基于地面站点和卫星观测评估了疫情管控措施对武汉地区主要大气污染物浓度的影响，并以此为基础探讨了管控期间PM2.5和O3污染的主要变化过程。研究发现，交通管控期间武汉地区的NO2浓度较2019年同期下降53.2%、VOCs减少25.1%，但是管控期间O3增长了16.5%，SO2变化并不明显，PM2.5的浓度下降35.6%；4月8日，武汉城区交通恢复后NO2浓度迅速回升到接近2019年同期水平。这表明管控期间机动车排放大幅削减，但工业活动及其他排放减少的幅度有限。

尽管疫情管控期间NOx和VOCs排放显著下降，在地面温度和紫外辐射显著高于去年同期的2月，O3浓度高于去年同期；同时，气象条件与去年相近的3月，O3浓度仍与去年同期相近，NO大幅下降会减弱夜间O3的消耗，造成O3积聚，基于NOx和VOCs活性种类浓度的非线性关系开展协同减排是控制O3浓度的关键；同时，在NO2大幅下降的背景下PM2.5在非大风期间变化并不明显，组分中硝酸盐的浓度在3月显著升高，说明影响硝酸盐生成受大气氧化性能力的影响，这与VOCs对O3生成的贡献密切相关，因此，降低武汉地区PM2.5浓度应在一次排放源基础上，重点控制硝酸盐、硫酸盐、有机气溶胶等关键组分的前体物。本次管控期间机动车禁行为研究武汉地区的大气污染来源提供了重要参考，表明改善武汉空气质量须加强重点污染源的整体管控，并且注重科学协同减排。