2015—2020年湖北省PM2.5和臭氧复合污染特征演变分析

陈 楠，陈 立，王莉莉，祝 波，操文祥，许 可，丁青青，兰 博，张周祥，魏 莱，施艾琳，王 珂*

1. 湖北省生态环境监测中心站，湖北 武汉 430072

2. 湖北省大气复合污染研究中心，湖北 武汉 430078

3. 湖北省行政许可技术评审中心，湖北 武汉 430071

4. 中国科学院大气物理研究所，北京 100029

近年来随着社会经济的快速发展，我国很多地区出现高浓度细颗粒物(PM2.5)污染[1]，对全球气候变化、区域环境和人体健康造成显著的负面影响[2-3]. 为控制PM2.5污染，2013年我国开始进行国家尺度的大气污染治理，先后颁布《大气污染防治行动计划》(2013-2017年)、《打赢蓝天保卫战三年行动计划》(2018-2020年)，截至2020年全国空气质量总体改善，全国及各重点区域PM2.5降幅显著[4]，但臭氧(O3)在全国多数区域呈现快速上升和蔓延态势[5-7]. 近地面O3作为温室气体具有增温效应，同时因为其具有强氧化性，对人体和植物造成较大损伤[8-9]. 因此，党中央做出重大决策部署，要求“十四五”期间，“深入打好污染防治攻坚战，强化多污染物协同控制和区域协同治理，持续改善环境质量，加强PM2.5和O3协同控制，基本消除重污染天气”.

PM2.5和O3污染具有同源性，物理化学过程又密切相关[10]，所以需要强化二者的协同控制. PM2.5和O3相互作用主要体现在以下几个方面：①VOCs和NOx是O3与二次PM2.5生成的共同前体，气粒转化生成的二次气溶胶与O3形成关系密切[11-12]；②O3具有强氧化性，对大气氧化性的改变有重要影响，进而显著影响PM2.5的二次组分生成[13]；③PM2.5通过调节温度、消光作用以及HO2自由基在其表面的非均相反应等影响O3生成[14-15]. 模式研究发现，在我国气溶胶的大量减少可能会导致地表O3增强的潜在风险出现[15]，监测数据也显示，当PM2.5浓度高于50 μg/m3时，PM2.5浓度的下降总是伴随着O3浓度的增加[16]，但是随着我国空气质量的改善，当PM2.5浓度低于50 μg/m3时，PM2.5和O3又变为同步增加的正相关关系.因此，需要对PM2.5和O3复合污染演变形势和相关关系进行全面解析，提高对不同状况下大气污染机理的理解，进而针对不同地区制定科学、精准的大气污染防控策略.

湖北省地处我国中部，拥有长江中游城市群，包括人口过千万的特大城市武汉. 与其他省份相比，湖北省空气质量总体处于中等偏下水平[17-19]，位于重污染的华北和轻污染的华南的过渡区[20-21]. 随着省内大气污染防治行动的逐步开展，空气质量的时空格局也不断发生变化[22-26]. 尤其2020年初由于新冠肺炎疫情，以交通源管制为主的疫情防控措施，对武汉市及全省空气质量都有显著影响，主要表现为一次污染物的下降和二次污染物的增加[27-29]. 因此，该研究全面分析湖北省17个地市2015-2020年空气质量的时空变化，以及PM2.5浓度和O3浓度相关性变化，探讨PM2.5和O3复合污染的成因机理，以期为湖北省PM2.5和O3污染协同防控措施的落地提供科学支撑.

1 数据与方法

1.1 监测站点与数据

该研究中湖北省17个地市2015-2020年污染物(PM2.5、O3、SO2和NO2)的数据来源于湖北省生态环境监测中心站，其中神农架林区、天门市、潜江市和仙桃市为省控监测站，其他13个地市为国控监测站〔见图1(a)〕，并基于各城市所有监测站点的数据计算得到各城市平均值. PM2.5和O3日评价指标分别为PM2.5日均值和O3日最大8 h滑动平均值(O3-8 h)，PM2.5超标日定义为其日均值浓度大于75 μg/m3，O3超标为O3-8 h浓度大于160 μg/m3；O3年评价指标为一年中O3-8 h浓度的第90百分位数. 大气氧化剂Ox为O3+NO2. 湖北省人口、PM2.5和O3-8 h浓度分布分别如图1(b)(c)(d)所示.

图 1 湖北省地形与监测站点、人口及3个区域的分布以及2015−2020年PM2.5和O3-8 h浓度空间分布Fig.1 The distribution of topography, monitoring sites, population and three regions, as well as the spatial distributions of PM2.5 and O3-8 h concentrations during 2015-2020 in Hubei Province

位于武汉市的大气超级观测站，由湖北省生态环境监测中心站负责，具体监测的组分数据包括PM2.5无机组分中的硫酸盐、硝酸盐和铵盐(采用瑞士万通公司生产的MARGA 1S测定)以及有机碳(采用美国SUNSET公司的RT-4测定)和VOCs组分〔采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)测定〕. 其中有机物(OM)含量的计算方法为有机碳含量乘以1.6.

1.2 分析方法

为全面分析湖北省不同区域类型PM2.5和O3的污染特征及相互作用，根据地形、经济发展水平及风场传输通道，将17个地市分为3个区域〔见图1(b)〕：第一区域为武汉市及周边的10个地市，位于湖北省东部；第二区域包括襄阳市、荆州市、荆门市和宜昌市，位于湖北省中部；第三个区域包括十堰市、恩施州和神农架林区，位于湖北省西部.

为讨论各季节PM2.5和O3污染的相关关系变化，计算每个地市PM2.5日均浓度与O3-8 h浓度和Ox日均浓度的Pearson相关系数(R).

为表征硫酸盐和硝酸盐的二次转化情况，计算硫转化率(SOR)与氮转化率(NOR)[30]：

式中：[SO42-]为硫酸盐摩尔浓度，mol/L；[SO2]为SO2摩尔浓度，mol/L；[NO3-]为硝酸盐摩尔浓度，mol/L；[NO2]为NO2摩尔浓度，mol/L.

臭氧生成潜势(OFP)表示在最佳条件下单独存在的每个挥发性有机物(VOCs)物种的最大O3产生量，即用来衡量各种VOCs转化生成O3的能力，可以通过OFP识别形成O3的关键VOC物种[31]. OFP基于每个物种的浓度和最大增量反应活性(MIR)计算〔见式(3)〕：

式中：OFPi为VOC物种i的OFP；[VOCs]i为VOC物种i的浓度，μg/m3；MIRi为VOC物种i的MIR，每个VOCs物种的体积分数和OFP体积分数均为10-9.

2 结果与讨论

2.1 2015-2020年湖北省PM2.5和O3复合污染的变化特征

2.1.12015-2020年湖北省PM2.5污染的变化特征

“十三五”期间，湖北省在PM2.5污染治理上取得了决定性进展. 如图2所示，2015-2020年PM2.5年均降幅为10.3%(4.7 μg/m3)，2020年湖北省17个地市平均PM2.5浓度降至35 μg/m3，比2015年下降了42.6%，比2019年下降了16.7%，除武汉市、鄂州市、黄冈市、宜昌市、襄阳市、荆门市、荆州市、随州市外，其余9个城市PM2.5浓度全部达到GB 3095-2012《环境空气质量标准》二级标准(35 μg/m3). 就地域而言，以武汉市为中心的东部地区(第一区域)PM2.5浓度下降最为显著，但襄阳市、宜昌市、荆州市和荆门市为主的中部地区(第二区域)PM2.5浓度降幅有限，尤其是襄阳市，2020年PM2.5浓度仍高达51 μg/m3，所以PM2.5浓度空间分布仍是中部地区最高、东部地区次之，而西部山区最低.

图 2 2015−2020年湖北省17个地市PM2.5和O3-8 h第90百分位数浓度的年际变化Fig.2 The annual variation of PM2.5 and the 90th of O3-8 h concentrations during 2015-2020 in 17 cities in Hubei Province

PM2.5浓度季节性变化如图3所示，冬季最高，春秋次之，夏季最低，2015-2020年春季至冬季的年均降幅依次为10.7%(4.9 μg/m3)、13.3%(3.2 μg/m3)、7.6%(3.2 μg/m3)、9.6%(6.6 μg/m3). 但近3年来春秋季降幅减缓，2019年冬季各区域PM2.5浓度反弹增加，2020年由于新冠肺炎疫情管控，其降幅最大，但2020年冬季PM2.5浓度平均值仍高达57 μg/m3，污染负荷依然较高. PM2.5浓度下降原因一方面是其直接排放减少，另一方面是气态前体物浓度尤其是SO2浓度下降显著，但NO2浓度仅于2020年春夏季和中部地区夏季下降，其他区域和季节，尤其是秋冬季仍维持上升趋势. PM2.5浓度最高的中部地区，气态前体物SO2浓度下降较显著，2019年和2020年低于东部地区，但NO2浓度仍然显著高于其他地区，因此控制NO2浓度是该地区PM2.5有效减排的关键措施之一.

2015-2020年湖北省各城市PM2.5浓度的逐日变化特征如图4所示. 由图4可见，PM2.5浓度超标日主要集中在春秋和冬季，除2020年外，重污染(至少3个城市日均浓度大于150 μg/m3或1个城市大于200 μg/m3)天数基本维持在30~40 d. 2019年和2020年以来，PM2.5浓度春秋季超标情况显著改善，几乎无重污染天；冬季超标天数虽然也在下降，但重污染仍会发生，且集中在中部地区. 在空气质量最好的2020年冬季，中部地区4个城市超标天数占比仍高达47%，而东部地区10个城市超标天数占比为26%，西部地区3个城市仅有数天超标.

图 3 2015—2020年湖北省及3个区域PM2.5、O3-8 h、NO2和SO2浓度的季节性变化特征Fig.3 The seasonal variation of PM2.5，O3-8 h，NO2 and SO2 concentrations during 2015-2020 in three regions of Hubei Province

图 4 2015—2020年湖北省17个地市PM2.5浓度逐日变化Fig.4 The daily variation of PM2.5 concentration during 2015-2020 in 17 cities of Hubei Province

总体而言，湖北省PM2.5治理效果显著，但冬季污染负荷依然较高，虽然由于新冠肺炎疫情管控的原因，使得2020年PM2.5污染大幅改善具有偶然性，但“十三五”期间PM2.5浓度整体下降趋势明显，反映出湖北省大气环境质量持续稳定改善的大趋势，但必须严格控制防止大幅反弹，尤其需要加强对冬季以及中部地区的管控.

2.1.22015-2020年湖北省O3污染的变化特征

如图2所示，“十三五”期间湖北省O3-8 h浓度整体呈上升趋势. 2015-2020年O3-8 h浓度年均增幅为1.2%(3.8 μg/m3). 2019年达到峰值，O3-8 h第90百分位数浓度为158 μg/m3，较2015年上升了17.9%，仅有6个城市达标；2020年因新冠肺炎疫情影响，O3-8 h浓度上升态势得到抑制，O3-8 h第90百分位数浓度降至139 μg/m3，17个城市全部达标. 地域而言，湖北省东部地区O3-8 h浓度上升较显著，且浓度值最高，2019年和2020年O3-8 h第90百分位数浓度分别为166和146 μg/m3；其次是中部地区，2019年和2020年O3-8 h浓度分别为161和139 μg/m3，西部地区O3-8 h浓度最低，2019年和2020年分别为128和117 μg/m3.

O3-8 h浓度季节性变化特征如图3所示，夏季最高，春秋次之，冬季最低. 2015-2020年春夏秋冬四季O3-8 h浓度年增幅分别为4.2%(3.9 μg/m3)、2.2%(4.3 μg/m3)、2.8%(4.2 μg/m3)、4.9%(1.5 μg/m3). 冬 春季O3-8 h浓度一直维持上升态势，尤其2020年增加显著，2018年和2019年夏秋季O3-8 h浓度增幅显著，2020年下降. 除较高的前体物排放外，2019年异常高温、干旱的极端天气也是导致O3污染严重的主要原因[32]. 2020年因新冠肺炎疫情前体物排放减少，O3-8 h浓度表现为夏秋季下降、冬春季上升. 可能是由于限行等措施导致NOx排放大幅下降，使得夜间O3因NO滴定的消耗减少，从而O3-8 h浓度增加. 另外，也有研究[33]表明，尽管NOx排放下降但VOCs体积分数仍保持较高水平，即使在温度较低的冷季，依然存在快速的光化学反应，生成O3导致其浓度增加.

2015-2020年湖北省各城市O3-8 h浓度逐日演变特征如图5所示. 湖北省各城市O3超标日主要集中在4-10月，以轻度污染为主，但2018年开始，多城市持续多天的区域O3污染事件发生的频次增加，且中度污染天数占比增加，以2019年最为严重，尤其是以武汉市为中心的东部地区最严重，即使在新冠肺炎疫情影响的2020年，5月和9月仍出现区域O3污染事件.

总体而言，湖北省O3污染上升态势十分明显，O3污染成为深化大气污染防治的重点和难点，想要从根本上扭转恶化趋势，需要在保持现有NOx控制力度基础上，强化VOCs控制，尤其加强对东部地区暖季(4-10月)的污染管控.

2.1.32015-2020年湖北省复合污染的变化特征

如图6所示，2015-2020年湖北省17个地市超标天数基本显著下降，东部和中部地区超标天数年均降幅分别约为10.1和6.6 d；超标日中首要污染物主要为PM2.5和O3，约占总超标天数的95%. 但2015-2020年，以PM2.5为首要污染物的污染天占比减少，反之，以O3作为首要污染物的污染天数占超标天数(简称“O3超标天数”)的比例增加. 尤其在东部地区城市较为明显，前3年O3超标天数占比约为15%，后3年占比升至约42%，中部地区城市也从8%升至21%.O3与PM2.5超标天数的比值显示，2019年和2020年东部城市O3超标频次已接近或略超过PM2.5，以武汉市、黄冈市、鄂州市、黄石市和咸宁市最为显著.

总体而言，2015-2020年湖北省复合污染的变化特征表现为PM2.5显著改善，其中夏季降幅最显著，但冬季污染负荷仍较高，尤其中部地区城市污染仍较重；同时，O3污染凸显，暖季O3污染增加且浓度较高，东部地区城市O3超标天数已与PM2.5相当，而冷季O3浓度逐年增加的问题亦不可忽视. 这是因为O3污染会导致大气氧化性增加，从而对PM2.5的二次生成产生较大影响.尽管高浓度PM2.5和O3污染存在季节性差异，但在同一季节二者又相互影响.

2.2 湖北省PM2.5浓度和O3浓度的相关性分析

随着一次PM2.5排放得到有效管控，PM2.5二次污染问题突出，PM2.5与O3污染关系日趋密切，主要因为NOx和VOCs作为二次PM2.5和O3的共同前体物，二次PM2.5和O3污染具有同根同源性[34]. 从湖北省的情况来看，二者关联日趋密切，同时时空关联性也较为复杂. 年际尺度(见图2)上，2015-2019年PM2.5和O3浓度的变化趋势整体表现为此消彼长的态势，2020年受新冠肺炎疫情影响PM2.5和O3-8 h浓度同步大幅降低；季节尺度(见图3)上，2015-2020年冬春季二者呈现反位相变化，但仅于2015-2019年存在夏秋季反位相变化，2020年二者同步下降；空间尺度上，无论是年尺度或季节尺度，3个区域二者变化趋势都较为一致.

图 5 2015—2020年湖北省17个地市O3-8 h浓度的逐日变化Fig.5 The daily variation of O3-8 h concentration during 2015-2020 in 17 cities in Hubei Province

图 6 2015—2020年湖北省17个地市AQI超标天数、O3作为首要污染物占超标天比例以及O3与PM2.5超标天数比值的年际变化Fig.6 Days of exceeding the standard, proportion of O3 as the primary pollutant in days exceeding the standard,and ratio of O3 and PM2.5 pollution days exceeding the standard during 2015-2020 in 17 cities of Hubei Province

但是基于日评价指标，PM2.5浓度与O3-8 h浓度在各季节的相关关系又存在差异. 各城市分季节PM2.5浓度与O3-8 h浓度的Pearson相关系数，以及二者相关性与PM2.5和O3污染程度的关系如图7所示.由图7可见，夏季PM2.5浓度与O3-8 h浓度呈正相关，且相关性最强，且春秋季以正相关为主，而冬季以负相关为主. 具体表现为，在以O3污染为主的夏季，每年二者都表现为同步增加的正相关关系，2020年相关性最强，17个城市夏季平均相关系数为0.57，武汉市、荆门市、孝感市和天门市相关系数均在0.65以上；秋季二者呈正相关的占比高于春季，但秋季的相关性低于夏季；冬季二者以负相关为主，但东部地区城市呈正相关的占比较高. 如图7所示：随着O3-8 h浓度增加，春季PM2.5浓度和O3-8 h浓度相关性由负变为正，夏季则正相关显著增加，秋冬季变化不显著；而随着PM2.5浓度增加，二者相关性变化没有明显规律，但随着PM2.5污染逐年改善，统计2019年和2020年二者相关性变化(图略)，显示当PM2.5处于低浓度(≤50 μg/m3)时，春、夏、秋季O3-8 h浓度与PM2.5浓度均呈正相关，且夏季最显著，相关系数高达0.63.随PM2.5浓度增加，O3-8 h浓度增幅为2.5 μg/m3，显示出二者同步增加、互相影响，正协同效应显著.

因为大气氧化性对二次污染形成起着重要作用，所以该研究也分析了PM2.5浓度和总氧化剂(Ox)浓度在各季节的相关关系变化. 如图7所示，夏季Ox浓度与PM2.5浓度呈正相关，相关系数平均为0.56，在复合污染严重的东部和中部地区相关系数较高；春秋季二者相关性有正有负；冬季二者主要表现为正相关，2020年相关系数最高，尤其东部地区城市相关系数的平均值高达0.46，与冬季PM2.5浓度和O3-8 h浓度以负相关为主显著不同. 此外，随着PM2.5浓度增加，PM2.5浓度和Ox浓度在夏季和冬季的正相关关系增强，东部和中部地区城市最为显著，反映出大气氧化性对PM2.5污染的重要影响.

图 7 2015—2020年基于季节的各区域R(PM2.5-O3-8 h)、R(PM2.5-Ox)分别与PM2.5和O3-8 h浓度季均值的相关性散点图Fig.7 Scatter plots of R(PM2.5-O3-8 h) , R(PM2.5-Ox) and seasonal averaged PM2.5, O3-8 h concentrations in different regions based on seasonal scales during 2015-2020

上述相关性揭示了PM2.5与O3污染趋势密切相关，以及PM2.5与O3协同治理的必要性，同时也表明协同控制的关键是开展基于大气氧化性调控的VOCs和NOx强力减排，以减少二次污染的发生.

2.3 武汉市PM2.5和O3复合污染成因分析

为进一步分析PM2.5和O3相关性的成因机理，探讨PM2.5和O3协同减排的控制路径和策略，对武汉市PM2.5和O3主要污染季节不同程度污染的主要组分和气象要素进行分析.

冬季PM2.5污染的关键气象要素为风速和相对湿度，在污染时段平均值分别为0.9~2.2 m/s和65%~80%，低风速不利于污染扩散，而高湿加剧了物理化学反应，促进了二次组分增长. 监测数据结果(见表1)显示，PM2.5污染加重与Ox浓度增加密切相关，污染越重，大气氧化能力越强，叠加不利气象条件，在高浓度的VOCs和NOx等前体物背景下，促进气粒转化进行，二次无机盐(硝酸盐、硫酸盐、铵盐)转化率加快，有机成分也快速攀升，尤其在重污染时段，二次无机组分占比高达70%，且硝酸盐位居首位. 相比于2019年，2020年由于VOCs体积分数和NOx浓度显著降低，PM2.5污染水平下降，但随着污染程度加重，Ox及PM2.5中二次组分增幅较2019年变大，表明大气氧化性对PM2.5污染尤其是二次形成影响更大.O3是Ox的主要贡献者，所以O3生成会影响大气氧化能力，φ(VOCs)/ρ(NOx)小于8，显示冬季O3生成也主要受VOCs控制[35]，与已有研究结果[35-37]一致. 因此，随着一次排放管控措施进一步加强，减少工业和机动车等NOx和VOCs的排放量，遏制二次污染生成，是冬季PM2.5与O3协同控制的关键.

如表2所示，武汉市O3污染季主要为5-10月，影响O3浓度的关键气象要素为最高温度、相对湿度和风速，而污染时段各项监测值分别为30~35 ℃、60%~70%、1.5 m/s左右，因此推测高温、中等湿度和弱风速的气象条件，以及前体物VOCs和NOx高位排放，加剧了O3光化学反应.φ(VOCs)/ρ(NOx)小于8，说明此季节高浓度的O3生成也受VOCs控制. 相比于2019年，2020年由于前体物浓度减低，O3污染水平下降. 此外，PM2.5污染随O3污染加重而同步增加，但PM2.5浓度较低(≤50 μg/m3)，并且2020年PM2.5浓度增幅变缓，但由于硫酸盐、铵盐和有机物贡献，硝酸盐浓度不升反降. 导致PM2.5和O3同步增加的原因主要是，PM2.5浓度较低时，气溶胶辐射效应和其表面非均相化学反应较弱，叠加不利的气象条件，使得环境空气中光化学反应增强，导致O3-8 h浓度升高，而高浓度O3-8 h使得大气氧化性增加，进一步促进二次PM2.5生成. 综上，O3污染的防控策略应该加强在低PM2.5浓度背景下O3污染的防控，在保持现有NOx控制力度基础上强化VOCs控制，从根本上扭转O3污染恶化的趋势.

表 1 2019年和2020年冬季武汉市不同浓度PM2.5中主要大气组分差异Table 1 Comparison of main atmospheric compounds in different PM2.5 concentration levels in winter between 2019 and 2020 in Wuhan City

表 2 武汉市2019年和2020年5—10月不同O3-8 h浓度下主要大气组分及气象要素差异Table 2 Comparison of main atmospheric compounds and meteorological factors in different O3-8 h concentration levels during May and October between 2019 and 2020 in Wuhan City

综上，武汉市O3生成主要受VOCs控制，高浓度VOCs水平是当前O3污染加重的原因之一，同时VOCs对二次PM2.5生成也有显著贡献. 2019年和2020年监测数据显示，城市地区VOCs年均体积分数分别在30×10-9和20×10-9以上，高于10年前欧美发达城市的浓度水平1倍左右，并且其中芳香烃对二次气溶胶生成潜势(AFP)贡献率在90%以上，烯烃和芳香烃对臭氧生成潜势(OFP)贡献率在70%以上(见图8)，与国内其他城市研究结果[38-40]基本一致. 2020年受新冠肺炎疫情管控影响，社会经济活动明显减少，在通常O3浓度上升的季节，PM2.5和O3污染实现双降，得益于该时段机动车、溶剂使用和工业源的排放减少，VOCs组分中烯烃和芳香烃显著下降，相比于2019年，2020年其对O3和二次气溶胶的生成潜势贡献率分别下降约26%和40%. 因此，当前改善PM2.5和O3污染关键是控制VOCs排放浓度，尤其是其中活性强的组分浓度. 美国治理O3污染防控历程和经验也显示，以VOCs减排为重点，全面降低VOCs排放量与持续强化NOx深度减排相结合，是空气质量改善的有效路径[5,10].

图 8 武汉市2019年和2020年5−10月不同O3-8 h浓度下挥发性有机物(VOCs)体积分数和OFP的变化Fig.8 The changes of VOCs concentrations and ozone formation potential(OFP) of VOCs in different O3-8 h concentration levels during May-October between 2019 and 2020 in Wuhan

3 结论与建议

3.1 结论

a) 2015-2020年湖北省复合污染的变化特征表现为PM2.5显著改善，年均降幅为10.3%，但冬季污染负荷仍较高，尤其中部地区城市污染较重；同时O3污染问题凸显，年均增幅为1.2%，东部地区城市增加最为显著，O3超标天数已与PM2.5相当. 此外，冬春季O3-8 h浓度增幅最高，对PM2.5二次形成影响较大. 近两年湖北省PM2.5和O3污染集中出现的季节差异性显著，前者以冬季为主，后者则以4-10月暖季为主.

b) PM2.5和O3关联日趋密切，2015-2020年二者年均值和季均值整体呈相反的变化趋势；日评价指标相关性显示，近两年低PM2.5浓度背景下，夏季O3-8 h浓度与PM2.5浓度呈显著正相关，春秋季以正相关为主，而冬季以负相关为主，并且春夏季随着O3-8 h浓度增加，二者同升同降的关系增强. 此外，PM2.5浓度与Ox浓度在四季均以正相关为主，夏季最强冬季最弱，但2020年冬季相关性增加，且东部地区城市增加最快，显示大气氧化性对PM2.5二次污染形成的重要影响.

c) 以武汉市为例，PM2.5和O3协同效应的成因机理主要为，暖季低PM2.5背景下，不利气象条件以及前体物VOCs和NOx的高位排放，会加剧O3光化学反应，同时促进PM2.5二次生成；冬季大气氧化性较高，叠加不利气象条件，会促进以硝酸盐为主的二次颗粒物生成.

3.2 建议

a) 开展VOCs排放管控是“十四五”实施PM2.5和O3协同管控的首要任务. 针对东部和中部地区城市：一是加强重点行业企业VOCs治理，主要涉及工业涂装、包装印刷、石化化工等的VOCs全过程、精细化、深度治理，构建“一企一策”，从源头替代、过程监管和末端治理全链条管控；二是加强面源、散乱污管控，对重点城市进行全面排查和摸底，建立动态VOCs污染排放管理台账；三是加强交通源的控制；四是加强重点区域VOCs治理成效的监督检查.

b) 强化NOx深度治理减排是推进协同控制的关键之举. 加快重点行业的NOx深度治理，在武汉市、宜昌市、黄石市、黄冈市、荆门市和襄阳市等城市，推进工业窑炉的清洁化治理，加快电力、钢铁、水泥、玻璃、有色、石油化工等行业超低排放技术的规模化应用，同时分行业积极推广成熟高效的催化脱硝技术，并加强氨逃逸检测和治理工作. 另外，加快实施国六汽车、国四非道路移动机械以及国二船舶排放标准，突破新能源汽车政策与技术瓶颈，减少交通运输行业的NOx排放.

c) 加强联防联控是提升协同控制效率和效果的重要途径. 在明确不同季节联防联控重点控制区域的基础上，积极推进建立以预报、研判、管理、治理和督查为体系的省级常态化PM2.5和O3污染防治的区域联防联控技术和管理体系，同时完善重污染天气协同控制机制，达到浓度削峰.

d) 构建监测预警会商管控评估一体化工作机制是有力有序科学开展协同管控的根本举措. 利用地面站点监测、卫星遥感、车载走航、激光雷达等，加强乡村背景地区、边界地区、传输通道以及中部地区主要城市的光化学及前体物立体监测，构建“天空地”一体化监测网络，融合排放清单和污染预测结果，完善PM2.5和O3协同控制的成因和成效评估，形成“监测-分析-预测-管控-评估”为一体的工作闭环.

e) 提升PM2.5和O3协同控制科技支撑能力是持续稳定改善环境空气质量的治本之策. 利用湖北省科教优势，开展PM2.5与O3复合污染特征、来源、演变机理和主控因子的研究，摸清排放和传输规律，动态评估协同控制成效，明确不同城市VOCs与NOx协同减排的比例变化，不断完善协同控制策略和防控路径. 此外，应加强引导，鼓励市场主体，开展协同控制技术和装备研究，全面形成全社会参与PM2.5和O3协同控制的强大合力.