2015—2020年湖北省PM2.5和臭氧復合污染特征演變分析

陳 楠，陳 立，王莉莉，祝 波，操文祥，許 可，丁青青，蘭 博，張周祥，魏 萊，施艾琳，王 珂*

1. 湖北省生態環境監測中心站，湖北 武漢 430072

2. 湖北省大氣復合污染研究中心，湖北 武漢 430078

3. 湖北省行政許可技術評審中心，湖北 武漢 430071

4. 中國科學院大氣物理研究所，北京 100029

近年來隨著社會經濟的快速發展，我國很多地區出現高濃度細顆粒物(PM2.5)污染[1]，對全球氣候變化、區域環境和人體健康造成顯著的負面影響[2-3]. 為控制PM2.5污染，2013年我國開始進行國家尺度的大氣污染治理，先后頒布《大氣污染防治行動計劃》(2013-2017年)、《打贏藍天保衛戰三年行動計劃》(2018-2020年)，截至2020年全國空氣質量總體改善，全國及各重點區域PM2.5降幅顯著[4]，但臭氧(O3)在全國多數區域呈現快速上升和蔓延態勢[5-7]. 近地面O3作為溫室氣體具有增溫效應，同時因為其具有強氧化性，對人體和植物造成較大損傷[8-9]. 因此，黨中央做出重大決策部署，要求“十四五”期間，“深入打好污染防治攻堅戰，強化多污染物協同控制和區域協同治理，持續改善環境質量，加強PM2.5和O3協同控制，基本消除重污染天氣”.

PM2.5和O3污染具有同源性，物理化學過程又密切相關[10]，所以需要強化二者的協同控制. PM2.5和O3相互作用主要體現在以下幾個方面：①VOCs和NOx是O3與二次PM2.5生成的共同前體，氣粒轉化生成的二次氣溶膠與O3形成關系密切[11-12]；②O3具有強氧化性，對大氣氧化性的改變有重要影響，進而顯著影響PM2.5的二次組分生成[13]；③PM2.5通過調節溫度、消光作用以及HO2自由基在其表面的非均相反應等影響O3生成[14-15]. 模式研究發現，在我國氣溶膠的大量減少可能會導致地表O3增強的潛在風險出現[15]，監測數據也顯示，當PM2.5濃度高于50 μg/m3時，PM2.5濃度的下降總是伴隨著O3濃度的增加[16]，但是隨著我國空氣質量的改善，當PM2.5濃度低于50 μg/m3時，PM2.5和O3又變為同步增加的正相關關系.因此，需要對PM2.5和O3復合污染演變形勢和相關關系進行全面解析，提高對不同狀況下大氣污染機理的理解，進而針對不同地區制定科學、精準的大氣污染防控策略.

湖北省地處我國中部，擁有長江中游城市群，包括人口過千萬的特大城市武漢. 與其他省份相比，湖北省空氣質量總體處于中等偏下水平[17-19]，位于重污染的華北和輕污染的華南的過渡區[20-21]. 隨著省內大氣污染防治行動的逐步開展，空氣質量的時空格局也不斷發生變化[22-26]. 尤其2020年初由于新冠肺炎疫情，以交通源管制為主的疫情防控措施，對武漢市及全省空氣質量都有顯著影響，主要表現為一次污染物的下降和二次污染物的增加[27-29]. 因此，該研究全面分析湖北省17個地市2015-2020年空氣質量的時空變化，以及PM2.5濃度和O3濃度相關性變化，探討PM2.5和O3復合污染的成因機理，以期為湖北省PM2.5和O3污染協同防控措施的落地提供科學支撐.

1 數據與方法

1.1 監測站點與數據

該研究中湖北省17個地市2015-2020年污染物(PM2.5、O3、SO2和NO2)的數據來源于湖北省生態環境監測中心站，其中神農架林區、天門市、潛江市和仙桃市為省控監測站，其他13個地市為國控監測站〔見圖1(a)〕，并基于各城市所有監測站點的數據計算得到各城市平均值. PM2.5和O3日評價指標分別為PM2.5日均值和O3日最大8 h滑動平均值(O3-8 h)，PM2.5超標日定義為其日均值濃度大于75 μg/m3，O3超標為O3-8 h濃度大于160 μg/m3；O3年評價指標為一年中O3-8 h濃度的第90百分位數. 大氣氧化劑Ox為O3+NO2. 湖北省人口、PM2.5和O3-8 h濃度分布分別如圖1(b)(c)(d)所示.

圖 1 湖北省地形與監測站點、人口及3個區域的分布以及2015?2020年PM2.5和O3-8 h濃度空間分布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

位于武漢市的大氣超級觀測站，由湖北省生態環境監測中心站負責，具體監測的組分數據包括PM2.5無機組分中的硫酸鹽、硝酸鹽和銨鹽(采用瑞士萬通公司生產的MARGA 1S測定)以及有機碳(采用美國SUNSET公司的RT-4測定)和VOCs組分〔采用武漢天虹公司生產的TH-300B(大氣揮發性有機物快速連續自動監測系統)測定〕. 其中有機物(OM)含量的計算方法為有機碳含量乘以1.6.

1.2 分析方法

為全面分析湖北省不同區域類型PM2.5和O3的污染特征及相互作用，根據地形、經濟發展水平及風場傳輸通道，將17個地市分為3個區域〔見圖1(b)〕：第一區域為武漢市及周邊的10個地市，位于湖北省東部；第二區域包括襄陽市、荊州市、荊門市和宜昌市，位于湖北省中部；第三個區域包括十堰市、恩施州和神農架林區，位于湖北省西部.

為討論各季節PM2.5和O3污染的相關關系變化，計算每個地市PM2.5日均濃度與O3-8 h濃度和Ox日均濃度的Pearson相關系數(R).

為表征硫酸鹽和硝酸鹽的二次轉化情況，計算硫轉化率(SOR)與氮轉化率(NOR)[30]：

式中：[SO42-]為硫酸鹽摩爾濃度，mol/L；[SO2]為SO2摩爾濃度，mol/L；[NO3-]為硝酸鹽摩爾濃度，mol/L；[NO2]為NO2摩爾濃度，mol/L.

臭氧生成潛勢(OFP)表示在最佳條件下單獨存在的每個揮發性有機物(VOCs)物種的最大O3產生量，即用來衡量各種VOCs轉化生成O3的能力，可以通過OFP識別形成O3的關鍵VOC物種[31]. OFP基于每個物種的濃度和最大增量反應活性(MIR)計算〔見式(3)〕：

式中：OFPi為VOC物種i的OFP；[VOCs]i為VOC物種i的濃度，μg/m3；MIRi為VOC物種i的MIR，每個VOCs物種的體積分數和OFP體積分數均為10-9.

2 結果與討論

2.1 2015-2020年湖北省PM2.5和O3復合污染的變化特征

2.1.12015-2020年湖北省PM2.5污染的變化特征

“十三五”期間，湖北省在PM2.5污染治理上取得了決定性進展. 如圖2所示，2015-2020年PM2.5年均降幅為10.3%(4.7 μg/m3)，2020年湖北省17個地市平均PM2.5濃度降至35 μg/m3，比2015年下降了42.6%，比2019年下降了16.7%，除武漢市、鄂州市、黃岡市、宜昌市、襄陽市、荊門市、荊州市、隨州市外，其余9個城市PM2.5濃度全部達到GB 3095-2012《環境空氣質量標準》二級標準(35 μg/m3). 就地域而言，以武漢市為中心的東部地區(第一區域)PM2.5濃度下降最為顯著，但襄陽市、宜昌市、荊州市和荊門市為主的中部地區(第二區域)PM2.5濃度降幅有限，尤其是襄陽市，2020年PM2.5濃度仍高達51 μg/m3，所以PM2.5濃度空間分布仍是中部地區最高、東部地區次之，而西部山區最低.

圖 2 2015?2020年湖北省17個地市PM2.5和O3-8 h第90百分位數濃度的年際變化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濃度季節性變化如圖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為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年來春秋季降幅減緩，2019年冬季各區域PM2.5濃度反彈增加，2020年由于新冠肺炎疫情管控，其降幅最大，但2020年冬季PM2.5濃度平均值仍高達57 μg/m3，污染負荷依然較高. PM2.5濃度下降原因一方面是其直接排放減少，另一方面是氣態前體物濃度尤其是SO2濃度下降顯著，但NO2濃度僅于2020年春夏季和中部地區夏季下降，其他區域和季節，尤其是秋冬季仍維持上升趨勢. PM2.5濃度最高的中部地區，氣態前體物SO2濃度下降較顯著，2019年和2020年低于東部地區，但NO2濃度仍然顯著高于其他地區，因此控制NO2濃度是該地區PM2.5有效減排的關鍵措施之一.

2015-2020年湖北省各城市PM2.5濃度的逐日變化特征如圖4所示. 由圖4可見，PM2.5濃度超標日主要集中在春秋和冬季，除2020年外，重污染(至少3個城市日均濃度大于150 μg/m3或1個城市大于200 μg/m3)天數基本維持在30~40 d. 2019年和2020年以來，PM2.5濃度春秋季超標情況顯著改善，幾乎無重污染天；冬季超標天數雖然也在下降，但重污染仍會發生，且集中在中部地區. 在空氣質量最好的2020年冬季，中部地區4個城市超標天數占比仍高達47%，而東部地區10個城市超標天數占比為26%，西部地區3個城市僅有數天超標.

圖 3 2015—2020年湖北省及3個區域PM2.5、O3-8 h、NO2和SO2濃度的季節性變化特征Fig.3 The seasonal variation of PM2.5，O3-8 h，NO2 and SO2 concentrations during 2015-2020 in three regions of Hubei Province

圖 4 2015—2020年湖北省17個地市PM2.5濃度逐日變化Fig.4 The daily variation of PM2.5 concentration during 2015-2020 in 17 cities of Hubei Province

總體而言，湖北省PM2.5治理效果顯著，但冬季污染負荷依然較高，雖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”期間PM2.5濃度整體下降趨勢明顯，反映出湖北省大氣環境質量持續穩定改善的大趨勢，但必須嚴格控制防止大幅反彈，尤其需要加強對冬季以及中部地區的管控.

2.1.22015-2020年湖北省O3污染的變化特征

如圖2所示，“十三五”期間湖北省O3-8 h濃度整體呈上升趨勢. 2015-2020年O3-8 h濃度年均增幅為1.2%(3.8 μg/m3). 2019年達到峰值，O3-8 h第90百分位數濃度為158 μg/m3，較2015年上升了17.9%，僅有6個城市達標；2020年因新冠肺炎疫情影響，O3-8 h濃度上升態勢得到抑制，O3-8 h第90百分位數濃度降至139 μg/m3，17個城市全部達標. 地域而言，湖北省東部地區O3-8 h濃度上升較顯著，且濃度值最高，2019年和2020年O3-8 h第90百分位數濃度分別為166和146 μg/m3；其次是中部地區，2019年和2020年O3-8 h濃度分別為161和139 μg/m3，西部地區O3-8 h濃度最低，2019年和2020年分別為128和117 μg/m3.

O3-8 h濃度季節性變化特征如圖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濃度年增幅分別為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濃度一直維持上升態勢，尤其2020年增加顯著，2018年和2019年夏秋季O3-8 h濃度增幅顯著，2020年下降. 除較高的前體物排放外，2019年異常高溫、干旱的極端天氣也是導致O3污染嚴重的主要原因[32]. 2020年因新冠肺炎疫情前體物排放減少，O3-8 h濃度表現為夏秋季下降、冬春季上升. 可能是由于限行等措施導致NOx排放大幅下降，使得夜間O3因NO滴定的消耗減少，從而O3-8 h濃度增加. 另外，也有研究[33]表明，盡管NOx排放下降但VOCs體積分數仍保持較高水平，即使在溫度較低的冷季，依然存在快速的光化學反應，生成O3導致其濃度增加.

2015-2020年湖北省各城市O3-8 h濃度逐日演變特征如圖5所示. 湖北省各城市O3超標日主要集中在4-10月，以輕度污染為主，但2018年開始，多城市持續多天的區域O3污染事件發生的頻次增加，且中度污染天數占比增加，以2019年最為嚴重，尤其是以武漢市為中心的東部地區最嚴重，即使在新冠肺炎疫情影響的2020年，5月和9月仍出現區域O3污染事件.

總體而言，湖北省O3污染上升態勢十分明顯，O3污染成為深化大氣污染防治的重點和難點，想要從根本上扭轉惡化趨勢，需要在保持現有NOx控制力度基礎上，強化VOCs控制，尤其加強對東部地區暖季(4-10月)的污染管控.

2.1.32015-2020年湖北省復合污染的變化特征

如圖6所示，2015-2020年湖北省17個地市超標天數基本顯著下降，東部和中部地區超標天數年均降幅分別約為10.1和6.6 d；超標日中首要污染物主要為PM2.5和O3，約占總超標天數的95%. 但2015-2020年，以PM2.5為首要污染物的污染天占比減少，反之，以O3作為首要污染物的污染天數占超標天數(簡稱“O3超標天數”)的比例增加. 尤其在東部地區城市較為明顯，前3年O3超標天數占比約為15%，后3年占比升至約42%，中部地區城市也從8%升至21%.O3與PM2.5超標天數的比值顯示，2019年和2020年東部城市O3超標頻次已接近或略超過PM2.5，以武漢市、黃岡市、鄂州市、黃石市和咸寧市最為顯著.

總體而言，2015-2020年湖北省復合污染的變化特征表現為PM2.5顯著改善，其中夏季降幅最顯著，但冬季污染負荷仍較高，尤其中部地區城市污染仍較重；同時，O3污染凸顯，暖季O3污染增加且濃度較高，東部地區城市O3超標天數已與PM2.5相當，而冷季O3濃度逐年增加的問題亦不可忽視. 這是因為O3污染會導致大氣氧化性增加，從而對PM2.5的二次生成產生較大影響.盡管高濃度PM2.5和O3污染存在季節性差異，但在同一季節二者又相互影響.

2.2 湖北省PM2.5濃度和O3濃度的相關性分析

隨著一次PM2.5排放得到有效管控，PM2.5二次污染問題突出，PM2.5與O3污染關系日趨密切，主要因為NOx和VOCs作為二次PM2.5和O3的共同前體物，二次PM2.5和O3污染具有同根同源性[34]. 從湖北省的情況來看，二者關聯日趨密切，同時時空關聯性也較為復雜. 年際尺度(見圖2)上，2015-2019年PM2.5和O3濃度的變化趨勢整體表現為此消彼長的態勢，2020年受新冠肺炎疫情影響PM2.5和O3-8 h濃度同步大幅降低；季節尺度(見圖3)上，2015-2020年冬春季二者呈現反位相變化，但僅于2015-2019年存在夏秋季反位相變化，2020年二者同步下降；空間尺度上，無論是年尺度或季節尺度，3個區域二者變化趨勢都較為一致.

圖 5 2015—2020年湖北省17個地市O3-8 h濃度的逐日變化Fig.5 The daily variation of O3-8 h concentration during 2015-2020 in 17 cities in Hubei Province

圖 6 2015—2020年湖北省17個地市AQI超標天數、O3作為首要污染物占超標天比例以及O3與PM2.5超標天數比值的年際變化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

但是基于日評價指標，PM2.5濃度與O3-8 h濃度在各季節的相關關系又存在差異. 各城市分季節PM2.5濃度與O3-8 h濃度的Pearson相關系數，以及二者相關性與PM2.5和O3污染程度的關系如圖7所示.由圖7可見，夏季PM2.5濃度與O3-8 h濃度呈正相關，且相關性最強，且春秋季以正相關為主，而冬季以負相關為主. 具體表現為，在以O3污染為主的夏季，每年二者都表現為同步增加的正相關關系，2020年相關性最強，17個城市夏季平均相關系數為0.57，武漢市、荊門市、孝感市和天門市相關系數均在0.65以上；秋季二者呈正相關的占比高于春季，但秋季的相關性低于夏季；冬季二者以負相關為主，但東部地區城市呈正相關的占比較高. 如圖7所示：隨著O3-8 h濃度增加，春季PM2.5濃度和O3-8 h濃度相關性由負變為正，夏季則正相關顯著增加，秋冬季變化不顯著；而隨著PM2.5濃度增加，二者相關性變化沒有明顯規律，但隨著PM2.5污染逐年改善，統計2019年和2020年二者相關性變化(圖略)，顯示當PM2.5處于低濃度(≤50 μg/m3)時，春、夏、秋季O3-8 h濃度與PM2.5濃度均呈正相關，且夏季最顯著，相關系數高達0.63.隨PM2.5濃度增加，O3-8 h濃度增幅為2.5 μg/m3，顯示出二者同步增加、互相影響，正協同效應顯著.

因為大氣氧化性對二次污染形成起著重要作用，所以該研究也分析了PM2.5濃度和總氧化劑(Ox)濃度在各季節的相關關系變化. 如圖7所示，夏季Ox濃度與PM2.5濃度呈正相關，相關系數平均為0.56，在復合污染嚴重的東部和中部地區相關系數較高；春秋季二者相關性有正有負；冬季二者主要表現為正相關，2020年相關系數最高，尤其東部地區城市相關系數的平均值高達0.46，與冬季PM2.5濃度和O3-8 h濃度以負相關為主顯著不同. 此外，隨著PM2.5濃度增加，PM2.5濃度和Ox濃度在夏季和冬季的正相關關系增強，東部和中部地區城市最為顯著，反映出大氣氧化性對PM2.5污染的重要影響.

圖 7 2015—2020年基于季節的各區域R(PM2.5-O3-8 h)、R(PM2.5-Ox)分別與PM2.5和O3-8 h濃度季均值的相關性散點圖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

上述相關性揭示了PM2.5與O3污染趨勢密切相關，以及PM2.5與O3協同治理的必要性，同時也表明協同控制的關鍵是開展基于大氣氧化性調控的VOCs和NOx強力減排，以減少二次污染的發生.

2.3 武漢市PM2.5和O3復合污染成因分析

為進一步分析PM2.5和O3相關性的成因機理，探討PM2.5和O3協同減排的控制路徑和策略，對武漢市PM2.5和O3主要污染季節不同程度污染的主要組分和氣象要素進行分析.

冬季PM2.5污染的關鍵氣象要素為風速和相對濕度，在污染時段平均值分別為0.9~2.2 m/s和65%~80%，低風速不利于污染擴散，而高濕加劇了物理化學反應，促進了二次組分增長. 監測數據結果(見表1)顯示，PM2.5污染加重與Ox濃度增加密切相關，污染越重，大氣氧化能力越強，疊加不利氣象條件，在高濃度的VOCs和NOx等前體物背景下，促進氣粒轉化進行，二次無機鹽(硝酸鹽、硫酸鹽、銨鹽)轉化率加快，有機成分也快速攀升，尤其在重污染時段，二次無機組分占比高達70%，且硝酸鹽位居首位. 相比于2019年，2020年由于VOCs體積分數和NOx濃度顯著降低，PM2.5污染水平下降，但隨著污染程度加重，Ox及PM2.5中二次組分增幅較2019年變大，表明大氣氧化性對PM2.5污染尤其是二次形成影響更大.O3是Ox的主要貢獻者，所以O3生成會影響大氣氧化能力，φ(VOCs)/ρ(NOx)小于8，顯示冬季O3生成也主要受VOCs控制[35]，與已有研究結果[35-37]一致. 因此，隨著一次排放管控措施進一步加強，減少工業和機動車等NOx和VOCs的排放量，遏制二次污染生成，是冬季PM2.5與O3協同控制的關鍵.

如表2所示，武漢市O3污染季主要為5-10月，影響O3濃度的關鍵氣象要素為最高溫度、相對濕度和風速，而污染時段各項監測值分別為30~35 ℃、60%~70%、1.5 m/s左右，因此推測高溫、中等濕度和弱風速的氣象條件，以及前體物VOCs和NOx高位排放，加劇了O3光化學反應.φ(VOCs)/ρ(NOx)小于8，說明此季節高濃度的O3生成也受VOCs控制. 相比于2019年，2020年由于前體物濃度減低，O3污染水平下降. 此外，PM2.5污染隨O3污染加重而同步增加，但PM2.5濃度較低(≤50 μg/m3)，并且2020年PM2.5濃度增幅變緩，但由于硫酸鹽、銨鹽和有機物貢獻，硝酸鹽濃度不升反降. 導致PM2.5和O3同步增加的原因主要是，PM2.5濃度較低時，氣溶膠輻射效應和其表面非均相化學反應較弱，疊加不利的氣象條件，使得環境空氣中光化學反應增強，導致O3-8 h濃度升高，而高濃度O3-8 h使得大氣氧化性增加，進一步促進二次PM2.5生成. 綜上，O3污染的防控策略應該加強在低PM2.5濃度背景下O3污染的防控，在保持現有NOx控制力度基礎上強化VOCs控制，從根本上扭轉O3污染惡化的趨勢.

表 1 2019年和2020年冬季武漢市不同濃度PM2.5中主要大氣組分差異Table 1 Comparison of main atmospheric compounds in different PM2.5 concentration levels in winter between 2019 and 2020 in Wuhan City

表 2 武漢市2019年和2020年5—10月不同O3-8 h濃度下主要大氣組分及氣象要素差異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

綜上，武漢市O3生成主要受VOCs控制，高濃度VOCs水平是當前O3污染加重的原因之一，同時VOCs對二次PM2.5生成也有顯著貢獻. 2019年和2020年監測數據顯示，城市地區VOCs年均體積分數分別在30×10-9和20×10-9以上，高于10年前歐美發達城市的濃度水平1倍左右，并且其中芳香烴對二次氣溶膠生成潛勢(AFP)貢獻率在90%以上，烯烴和芳香烴對臭氧生成潛勢(OFP)貢獻率在70%以上(見圖8)，與國內其他城市研究結果[38-40]基本一致. 2020年受新冠肺炎疫情管控影響，社會經濟活動明顯減少，在通常O3濃度上升的季節，PM2.5和O3污染實現雙降，得益于該時段機動車、溶劑使用和工業源的排放減少，VOCs組分中烯烴和芳香烴顯著下降，相比于2019年，2020年其對O3和二次氣溶膠的生成潛勢貢獻率分別下降約26%和40%. 因此，當前改善PM2.5和O3污染關鍵是控制VOCs排放濃度，尤其是其中活性強的組分濃度. 美國治理O3污染防控歷程和經驗也顯示，以VOCs減排為重點，全面降低VOCs排放量與持續強化NOx深度減排相結合，是空氣質量改善的有效路徑[5,10].

圖 8 武漢市2019年和2020年5?10月不同O3-8 h濃度下揮發性有機物(VOCs)體積分數和OFP的變化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 結論與建議

3.1 結論

a) 2015-2020年湖北省復合污染的變化特征表現為PM2.5顯著改善，年均降幅為10.3%，但冬季污染負荷仍較高，尤其中部地區城市污染較重；同時O3污染問題凸顯，年均增幅為1.2%，東部地區城市增加最為顯著，O3超標天數已與PM2.5相當. 此外，冬春季O3-8 h濃度增幅最高，對PM2.5二次形成影響較大. 近兩年湖北省PM2.5和O3污染集中出現的季節差異性顯著，前者以冬季為主，后者則以4-10月暖季為主.

b) PM2.5和O3關聯日趨密切，2015-2020年二者年均值和季均值整體呈相反的變化趨勢；日評價指標相關性顯示，近兩年低PM2.5濃度背景下，夏季O3-8 h濃度與PM2.5濃度呈顯著正相關，春秋季以正相關為主，而冬季以負相關為主，并且春夏季隨著O3-8 h濃度增加，二者同升同降的關系增強. 此外，PM2.5濃度與Ox濃度在四季均以正相關為主，夏季最強冬季最弱，但2020年冬季相關性增加，且東部地區城市增加最快，顯示大氣氧化性對PM2.5二次污染形成的重要影響.

c) 以武漢市為例，PM2.5和O3協同效應的成因機理主要為，暖季低PM2.5背景下，不利氣象條件以及前體物VOCs和NOx的高位排放，會加劇O3光化學反應，同時促進PM2.5二次生成；冬季大氣氧化性較高，疊加不利氣象條件，會促進以硝酸鹽為主的二次顆粒物生成.

3.2 建議

a) 開展VOCs排放管控是“十四五”實施PM2.5和O3協同管控的首要任務. 針對東部和中部地區城市：一是加強重點行業企業VOCs治理，主要涉及工業涂裝、包裝印刷、石化化工等的VOCs全過程、精細化、深度治理，構建“一企一策”，從源頭替代、過程監管和末端治理全鏈條管控；二是加強面源、散亂污管控，對重點城市進行全面排查和摸底，建立動態VOCs污染排放管理臺賬；三是加強交通源的控制；四是加強重點區域VOCs治理成效的監督檢查.

b) 強化NOx深度治理減排是推進協同控制的關鍵之舉. 加快重點行業的NOx深度治理，在武漢市、宜昌市、黃石市、黃岡市、荊門市和襄陽市等城市，推進工業窯爐的清潔化治理，加快電力、鋼鐵、水泥、玻璃、有色、石油化工等行業超低排放技術的規模化應用，同時分行業積極推廣成熟高效的催化脫硝技術，并加強氨逃逸檢測和治理工作. 另外，加快實施國六汽車、國四非道路移動機械以及國二船舶排放標準，突破新能源汽車政策與技術瓶頸，減少交通運輸行業的NOx排放.

c) 加強聯防聯控是提升協同控制效率和效果的重要途徑. 在明確不同季節聯防聯控重點控制區域的基礎上，積極推進建立以預報、研判、管理、治理和督查為體系的省級常態化PM2.5和O3污染防治的區域聯防聯控技術和管理體系，同時完善重污染天氣協同控制機制，達到濃度削峰.

d) 構建監測預警會商管控評估一體化工作機制是有力有序科學開展協同管控的根本舉措. 利用地面站點監測、衛星遙感、車載走航、激光雷達等，加強鄉村背景地區、邊界地區、傳輸通道以及中部地區主要城市的光化學及前體物立體監測，構建“天空地”一體化監測網絡，融合排放清單和污染預測結果，完善PM2.5和O3協同控制的成因和成效評估，形成“監測-分析-預測-管控-評估”為一體的工作閉環.

e) 提升PM2.5和O3協同控制科技支撐能力是持續穩定改善環境空氣質量的治本之策. 利用湖北省科教優勢，開展PM2.5與O3復合污染特征、來源、演變機理和主控因子的研究，摸清排放和傳輸規律，動態評估協同控制成效，明確不同城市VOCs與NOx協同減排的比例變化，不斷完善協同控制策略和防控路徑. 此外，應加強引導，鼓勵市場主體，開展協同控制技術和裝備研究，全面形成全社會參與PM2.5和O3協同控制的強大合力.