我國中東部地區城鄉(郊)地面O3 和VOCs 的聯合在線觀測研究

王 婉，高 健*，李 紅，張玉潔，車 飛，朱玉姣，薛麗坤，劉玥晨，吳志軍，牟玉靜，徐小娟，董 薇，段玉森，周春艷

1.中國環境科學研究院，環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012

2.山東大學環境研究院，山東 青島 266237

3.北京大學環境科學與工程學院，環境模擬與污染控制國家重點聯合實驗室，北京 100871

4.中國科學院生態環境研究中心，大氣環境與污染控制實驗室，北京 100085

5.中國科學院大氣物理研究所，中國生態系統研究網絡大氣分中心，北京 100191

6.上海市環境監測中心，國家環境保護長三角區域上海淀山湖科學觀測研究站，上海 200235

7.生態環境部衛星環境應用中心，北京 100094

近年來，隨著全國各地實施《大氣污染防治行動計劃》和《打贏藍天保衛戰三年行動計劃》，我國城市大氣可吸入細顆粒物(PM2.5)濃度持續下降；但是臭氧(O3)濃度不降反升，以O3為首要污染物的污染天數占比增加，O3污染成為實現優良天數約束性指標的重要障礙[1-3].O3不僅影響環境空氣質量，還會對人體呼吸系統和心血管系統造成一定的健康危害[4-5].此外，近地層O3污染還會影響生態系統[6-9].

根據O3日最大8 h 平均濃度值(O3-8 h 濃度)預測，1990-2019 年全球鄉村地表O3平均體積分數比全球城市高15.1×10-9±7.4×10-9，其中發展中國家的差異最為明顯[10].在歐美國家，由于鄉村地區氮氧化物(NOx)濃度水平較低而植物源的揮發性有機物(VOCs)排放量較高，導致鄉村地區O3濃度水平普遍高于附近城市中心[9,11].在我國，O3污染具有區域性特征，以往不同城市城區與郊(鄉)的地面O3比對觀測表明，城區O3濃度水平通常低于附近的郊鄉地區，如北京市[12-14]、天津市[15]、南京市和其他典型城市[16]等.O3平均濃度的城鄉差異與VOCs 和NOx排放密切相關，城區有較多的污染排放源，白天VOCs 濃度相對較高；夜間NO 濃度維持相對高值，其通過滴定過程大量消耗O3，導致城區O3濃度在夜晚迅速降低[14].但是，來自上風向城區的傳輸會造成下風向鄉村地區O3的積累，在春季、夏季形成了鄉村地區以高濃度O3為首要污染物的二次污染[12-13].

近年來，隨著我國城市化進程的加快，城市內原有工業企業“退城入園”[17]，工業退城帶來了企業和產業集群在郊鄉地區的分布式發展，大量工業園內的污染排放呈現“面源”化；與此同時，我國鄉村公路鋪設里程和居民汽車保有量均持續增長[18]，長途公路運輸改變了區域NOx和VOCs 的排放分布[19].城市化進程還改變了原有土地下墊面的構成，增強了城市熱島效應[20].由快速的城市化、工業化進程和機動車保有量增加等因素帶來的污染物排放源分布變化，可能會促發O3生成敏感性的改變并抬升O3濃度水平[17,19,21].O3城鄉差異是研究O3分布、成因、影響、控制的重要指標，因此有必要在夏季O3污染較為嚴重的我國中東部地區(包括京津冀和長三角區域)[21-22]開展O3城鄉(郊)污染比對研究，用觀測數據來分析O3前體物排放空間變化對區域O3污染產生的影響.2021 年6-9 月，國家大氣污染防治攻關聯合中心在京津冀及周邊、蘇皖魯豫交界和長三角地區組織開展多個站點大氣環境外場綜合立體觀測，本研究在我國中東部地區選擇了4 組城鄉(郊)站點開展多污染物強化觀測，通過對比O3城鄉(郊)差異，以期全面了解城區與郊鄉地區在O3分布、成因及影響等方面的差異，為O3污染表征、評價和防控提供重要依據.

1 材料與方法

1.1 觀測站點與觀測時間

2021 年6-9 月國家大氣污染防治攻關聯合中心在京津冀及周邊、蘇皖魯豫交界和長三角地區組織開展了多站點大氣環境外場綜合立體觀測，其中包括4 組城鄉(郊)站點-北京市城郊觀測站點(分別為北京大學超級站、昌平觀測站，分別簡稱“北京站”“昌平站”)、保定市城鄉觀測站點(分別為保定市站、望都農村環境研究站，分別簡稱“保定站”“望都站”)、廊坊市城鄉觀測站點(分別為廊坊市站、香河大氣綜合觀測實驗站，分別簡稱“廊坊站”“香河站”)和上海市城郊觀測站點(分別為浦東超級站、淀山湖科學觀測研究站，分別簡稱“上海站”“淀山湖站”)，觀測站點的具體地理位置詳見圖1.監測時間為2021 年6-9 月，該時段能較好地反映我國夏季中東部區域的城鄉(郊)環境空氣O3污染特征.

圖1 我國中東部地區4 組城鄉(郊)大氣觀測站點的位置Fig.1 Legend of the four pairs of urban and rural (suburban) atmospheric observation sites in Central-Eastern China

1.2 儀器設備

此次觀測采用Model49i 型臭氧分析儀(Thermo Scientific，美國)實時監測O3濃度，臭氧分析儀測定量程為0～2×105μg/m3，最低檢測限為1.0 μg/m3，儀器精度為1.0 μg/m3.

觀測研究還包括美國環境保護局(US EPA)光化學評估監測網(Photochemical Assessment Monitoring Stations,PAMS)規定的57 種(但不局限于此)VOCs以及氣象參數(溫度、相對濕度、大氣壓、風向及風速)；北京站和昌平站監測到的VOCs 種類有115 種；廊坊站和香河站監測到的VOCs 種類分別有102 種和101 種；保定站、望都站、上海站和淀山湖站監測的VOCs 種類有57 種.VOCs 觀測是通過全自動在線色譜儀進行連續實時監測與分析，數據時間分辨率均為1 h，定量限為0.1×10-9～100×10-9.

1.3 質量保證與質量控制

觀測期間為了確保在線O3和VOCs 觀測數據的準確性和有效性，本研究制定了質保質控技術要求，各站點負責單位嚴格按照統一的技術規范和質保質控要求規范開展大氣觀測.Model49i 型臭氧分析儀參照國家《環境空氣氣態污染物(SO2、NO2、O3、CO)連續自動監測系統運行和質控技術規范》(HJ 818-2018)定期進行校準[23].VOCs 觀測時，監測前使用美國PAMS 和TO-14 標準的VOCs 標準氣體進行外部校準，具體的質保和質控參考《環境空氣質量自動檢測技術規范》(HJ/T 193-2005)執行.

每日有效數據要求當日的小時數據量在20 個及以上.2021 年6-9 月，4 個城市(8 個站點) O3平行監測的有效天數如表1 所示，同一城市的城鄉(郊)比對時，使用相同監測日的數據.VOCs 平行監測有效天數與之類似.

表1 我國中東部地區4 組城鄉(郊) O3 平行觀測的有效天數Table 1 Effective days of parallel monitoring on ozone concentrations at urban and rural (suburban) sites in Central-Eastern China

1.4 數據分析方法

本研究基于2021 年6-9 月O3和VOCs 自動監測系統實時觀測數據，使用盒子模型模擬O3生成敏感度，計算臭氧生成潛勢(OFP)，采用正交矩陣因子分析(PMF)解析VOCs 來源，并結合衛星反演的甲醛和二氧化氮(NO2)柱濃度比值等分析手段，對我國中東部地區4 組城鄉(郊)站點的O3污染特征進行了城鄉比對研究.

本研究采用基于觀測數值約束的盒子模型模擬，獲得等效丙烯條件下的站點EKMA (Empirical Kinetics Modeling Approach)曲線.EKMA 曲線被廣泛應用于量化O3及其前體物減排的非線性響應關系模擬，EKMA 法成為識別O3敏感性技術常用的方法之一[24-25].

OFP (Ozone Formation Potential)是指大氣環境中VOCs 物種在理想狀態下生成O3的潛能，通過濃度值與其最大增量反應活性值的乘積計算求得單個VOCs 物種的OFP，計算公式詳見文獻[24].

PMF (Positive Matrix Factorization)分析建立在質量守恒的基礎上，通過實際觀測得到大量的樣本數據，根據各樣本之間的權重占比，得到加權最小二乘法的矩陣，并綜合歸納為較少的幾個因子.由于PMF模型不需要輸入VOCs 源譜，因此被廣泛應用于VOCs溯源研究[24-25].

基于衛星遙感監測大氣污染物是一個重要且有效的研究方法，具有數據信息含量大、覆蓋面廣、連續性好等優點[22,26].多種監測污染物濃度比值指標可以對O3生成的化學反應敏感區進行判定，最常見的是使用甲醛與NO2的柱濃度比值(FNR)，雖然用以區分控制區的FNR 沒有固定的標準，但是普遍認同較高的FNR 值對應NOx控制區，較低的FNR 值對應VOCs 控制區[27-28].本研究中，使用的對流層甲醛和NO2柱濃度數據來自搭載于Sentinel-5P 衛星的TROPOMI 探測值，通過DOAS 方法反演獲取，具體方法詳見文獻[29-30].

2 結果與討論

2.1 O3 污染的城鄉(郊)特征對比

本研究中O3污染程度比較包括O3-8 h 濃度第90 百分位數(每月內取第90%位置的O3日最大8 h平均值)、O3平均濃度、夜間(21:00-翌日08:00)O3平均濃度以及超標天數(每日O3-8 h 濃度平均值超過160 μg/m3計為1 個超標日).由圖2 可見：觀測期間，北京市城區(北京站) O3-8 h 濃度第90 百分位數、O3平均濃度和夜間O3平均濃度(三者統稱“3 種O3濃度統計值”)都顯著高于郊區(昌平站)；6-8 月北京市城區O3超標天數分別為13、8 和14 d，顯著高于同期郊區(2、1 和0 d).保定市城區(保定站)3 種O3濃度統計值均明顯高于同期的郊區(望都站)；6-8 月保定市城區O3超標天數分別為16、11 和12 d，明顯高于同期郊區(11、6 和0 d).廊坊市城區(廊坊站)3 種O3濃度統計值(除9 月O3-8 h 濃度第90 百分位數外)均高于同期郊區(香河站)；7-9 月廊坊市城區的O3超標天數分別為12、5 和1 d，與同期郊區(10、7 和0 d)接近.上海市郊區(淀山湖站)O3-8 h 第90 百分位數在6 月和8-9 月均較高，上海市城區(上海站)O3平均濃度和夜間O3平均濃度在6-8 月均高于同期淀山湖站，淀山湖站3 種O3濃度統計值在9 月均較高；6-9 月上海市城區O3超標總天數(21 d)低于郊區(24 d)，7 月上海市城區O3超標日為4 d，高于同期郊區(2 d).整體上，本研究中我國北方3 組城區站點(北京站、保定站和廊坊站)的O3污染程度都不同程度地高于其郊鄉地區，上海市城區O3污染程呈與郊區趨同的態勢，與此前“郊鄉地區O3濃度高于城區”的研究結果[12-16]截然不同，可能與近年來城市布局、能源結構、鄉村公路建設等變化相對應.研究[31]表明，淀山湖站受外來傳輸影響比上海市城區更大，這可能是上海市郊區O3污染程度高于城區的主要原因.

圖2 我國中東部地區4 組城鄉(郊)站點O3 污染程度比對Fig.2 The four pair comparisons of O3 pollution level between urban and rural (suburban) sites in Central-Eastern China

本研究中城鄉O3污染程度趨同甚至城區高于郊鄉地區的結論與近年來我國城區O3濃度升高的報道[32-36]相一致.2016-2020 年，我國自然背景地區和鄰近城市區域O3年均濃度同步快速提升，年均增長分別為1.5 和2.0 μg/m3[32].有模式結果表明，隨著城市化的進程，2017-2019 年夏季“城鄉O3污染差異”將隨著未來排放的減少而逆轉，即未來城市O3濃度可能高于鄉村[33].相比于早期郊鄉地區O3污染程度高于城區的普遍現象，近年來我國部分城市夏季O3-8 h平均濃度逐漸呈現郊區高于城區的趨勢[16,34-35].具體以北京為例[36]，在2006 年榆垡站的O3-8 h 和O3-1 h濃度年均值均略高于奧體站；到2017 年，奧體站顯著高于榆垡站，尤其是O3-1 h 濃度.研究[2]表明，近年來華北平原O3濃度的升高可能與NOx排放量在減少而VOCs 排放量變化不大，以及PM2.5濃度減少有關.歐美地區也觀測到城區的O3水平正升至周圍鄉村地區水平，可能與柴油和汽油機動車輛使用催化轉化器導致一氧化氮濃度減少有關[11,37].

1987-2004 年，美國9 個鄉村監測站點中有7個站點的O3體積分數顯著增加，可能與O3前體物的區域性排放增加、排放分布變化、生物質燃燒增加或全球背景O3濃度增加有關[38].在我國，隨著城市化進程的加快，促進O3生成的工業源前體物在郊鄉地區的工業園區大量排放[17,34,39]；城區被工業園區包圍，導致有些城區反而成為“下風向”地區；再累加機動車尾氣排放[19,40]和溶劑使用與揮發[23,31,40]等因素，使得我國部分城市的城鄉VOCs 人為源排放空間分布發生了改變，可能會導致城區成為O3最大濃度生成區.筆者研究發現，夏季“城鄉O3污染程度的差異”在縮小(上海市)，甚至逆轉(北京市、保定市和廊坊市)，說明O3前體物排放的空間變化可能會造成城鄉乃至更大區域的O3污染程度有趨同之勢.目前，我國環境空氣質量監測主要是針對建成區，在郊區和鄉村的監測多以背景點和對照點為主，每個鄉鎮有1～2 個站點.此外，部分區縣管轄的監測點主要布局在工廠和工業園區附近，而且監測的準確度有待提高[41].基于這種在郊區和鄉村監測布局密度比較稀疏的現狀，以及郊鄉地區現有的監測體系、監測能力、監測手段和監測質量遠不能滿足區域大氣O3全面監測的要求[42]，建議在O3污染較嚴重區域的遠郊和鄉村地區，通過增設規范化的監測站點，進一步優化監測網絡，全面客觀反映O3污染區域分布態勢，提高對O3污染形勢的準確認識.

2.2 O3 生成對前體物的敏感性

以往研究中，在我國中心城市及工業較發達地區O3的光化學產生速率主要受人為源排放碳氫化合物控制，城市O3生成敏感性傾向于VOCs 控制區，而在鄉村和偏遠地區則是NOx控制區[43-46].本研究中，O3生成對前體物的敏感性分析(EKMA 曲線法)表明：北京市城區和郊區、保定市鄉村以及上海市城區都處于O3生成的VOCs 控制區，即降低前體物VOCs濃度是控制夏季O3生成的關鍵；保定市城區、廊坊市城區和郊區以及上海市郊區均處于O3生成的VOCs-NOx協同控制區.結果表明，4 個郊鄉站點的O3生成控制區已經呈現從NOx控制區向VOCs 控制區過渡的趨勢.

考慮到我國中東部區域的代表性，本研究還利用衛星觀測并反演獲得的甲醛和NO2柱濃度計算并分析了我國中東部9 省份85 個城市在2018-2021 年的FNR 值空間分布情況.研究發現，無論是在城區、郊區還是鄉村地區，FNR 值普遍呈下降趨勢，說明了我國中東部郊鄉地區O3生成敏感性向VOCs 控制區轉變的現象普遍存在，這與京津冀和長三角大城市群區域普遍屬于VOCs 控制區的結論[22]一致.根據FNR值對應的城區、郊區和鄉村O3生成前體物敏感性差異，85 個城市可分為城郊鄉不一致、城區與郊區一致和城郊鄉一致共3 種類型，給出的3 個城市范例(見圖3)分別對應不同類型.在2018-2021 年，FNR 值的持續下降表明我國中東部區域的O3生成有向VOCs控制區發展的趨勢.進一步統計(見表2)發現，僅有22%城市的城區、郊區和鄉村屬于不同的O3生成控制區，這也說明我國中東部9 省份在城區、郊區和鄉村O3生成控制區的趨同現象普遍存在，尤其是在山東省、河北省、河南省和江蘇省，其城郊控制區趨同現象更加突出.

表2 我國中東部9 省份城市(城區、郊區和鄉村)FNR值的對應分類統計Table 2 Classification and statistics based on FNR values of the cities (urban,suburbs and rural areas) in 9 provinces of Central-Eastern China

圖3 我國中東部區域基于衛星遙感的FNR 值在城區、郊區和鄉村的差異Fig.3 Illustration of the differences in urban,suburban and rural FNR based on satellite remote sensing in Central-Eastern China

在長三角地區開展的研究中，2017 年6-9 月南京市、上海市和杭州市郊區的O3生成敏感性以VOCs-NOx協同控制過渡區為主[47].在已有的上海市郊區研究中，2018 年5-6 月淀山湖站屬于O3生成的VOCs 控制區，而2018 年7-8 月屬于過渡控制區[48]，這與筆者研究結果類似，也印證了淀山湖站大氣O3生成控制區的敏感類型有向偏VOCs 控制區的轉變，而導致郊區O3生成敏感性變化的根本原因可能與局地VOCs 排放量逐漸升高的趨勢密不可分[47-48].筆者研究結果表明，我國中東部區域O3生成前體物敏感性有向VOCs 控制區發展的趨勢，因此無論是在城區還是郊區，都需要加強VOCs 的管控[22]；并且在實施O3減排控制時需要重點關注O3-VOCs-NOx敏感性的變化，根據實地情況適時調整NOx與VOCs 的減排比例，否則O3濃度可能會呈現不降反升的趨勢[49].

2.3 VOCs 特征及來源變化

本研究觀測期間，北京站和昌平站VOCs 平均體積分數(范圍)分別為23.34×10-9(0.02×10-9～56.73×10-9)和21.71×10-9(5.60 × 10-9～49.46 × 10-9).保定站和望都站大氣VOCs 平均體積分數(范圍)基本相當，分別為13.06×10-9(3.74×10-9～71.22×10-9)和13.35×10-9(4.13×10-9～61.59×10-9).廊坊站、香河站、上海站和淀山湖站VOCs 平均體積分數(范圍)分別為38.5×10-9(3.8×10-9～226.7×10-9)、34.4×10-9(4.7×10-9～193.3×10-9)、12.33×10-9(1.66×10-9～92.7×10-9)、13.60×10-9(1.94×10-9～59.27×10-9).城區VOCs 平均體積分數略高于郊區的有北京市和廊坊市，城區VOCs 略低于郊區的為上海市.整體而言，盡管筆者研究中不同城市之間的VOCs 平均體積分數有明顯差異，但是同一城市的城區和郊鄉地區相差(<10%)較小，這說明局地源排放與傳輸導致VOCs 濃度在城市區域范圍層面上沒有明顯差異，并且VOCs 局地源排放空間的改變可能正在改變原有的城鄉O3污染分布情況.

各站點監測的PAMS 物種組成占比如圖4 所示.由圖4 可見，在4 組城郊(鄉)大氣VOCs 中，均為烷烴占比最高，其次是芳香烴和烯烴，再是炔烴(乙炔).烷烴中占比較高的物種是乙烷和丙烷，3 個北方城市(北京市、保定市和廊坊市)的烷烴占比均在70%左右，上海市在60%左右.已有研究[50-53]發現，我國大氣VOCs 中烷烴占比在33%～55%之間；筆者研究中烷烴占比有所升高，可能是主要來自各類燃燒源[23,51,53]的貢獻增加.芳香烴中占比較高的為甲苯、間/對-二甲苯和三甲基苯；烯烴中占比較高的為乙烯、丙烯和異戊二烯.

圖4 我國中東部地區4 組城鄉(郊)站點VOCs(PAMS 物種)組成占比Fig.4 Percentages of VOCs (PAMS species) at the four pairs of urban and rural (suburban) sites in Central-Eastern China

但是高濃度VOCs 物種不一定對O3生成貢獻大，VOCs (PAMS)的OFP 結果(見圖5)表明：在北京站、望都站和香河站，大氣VOCs 中芳香烴的OFP 貢獻率最大，范圍為42%～62%；在昌平站、保定站、廊坊站、上海站和淀山湖站烯烴的OFP 貢獻率最大，范圍為38%～55%.在本研究的8 個城鄉(郊)監測站點，大氣中烯烴和芳香烴對OFP 的貢獻率之和范圍為68%～84%，與其他城市結果[23-24]較為一致.對OFP 貢獻較大的單體主要有間/對-二甲苯和異戊二烯，其在8 個監測站點對OFP 的貢獻率范圍分別為7.9%～27.2%和4.4%～23.2%.由圖5 可見，除上海站與淀山湖站外，其他3 組(北京市、保定市和廊坊市)城區與郊鄉地區的VOCs 物種對OFP 貢獻率差異較大，尤其是望都站與香河站的芳香烴對OFP 貢獻率均在60%以上，其中優勢物種分別為1,2,4-三甲苯和間/對-二甲苯.這說明需要加強VOCs 局地排放源的管控，如香河地區的家具制造業[54].昌平站和淀山湖站的異戊二烯對OFP 貢獻率(分別為23.2%和14.9%)較城區高，可能與郊區植物源排放較高有關.在城區，除了有植物源貢獻外，異戊二烯可能還有其他來源，如機動車尾氣排放[55].

圖5 我國中東部地區4 組城鄉(郊)站點PAMS 物種對OFP 的貢獻率Fig.5 Percentage contributions of PAMS species to OFP at the four pairs of urban and rural (suburban) sites in Central-Eastern China

對比圖4 與圖5 可知，不同VOCs 物種對O3生成貢獻差異較大，因此，有必要在O3污染嚴重的郊鄉地區開展O3生成前體物，尤其是VOCs 的長期監測.但是，我國郊鄉地區的大氣監測以區縣級監測力量為主，監測力量配備不足，專業監測人員和監測能力均有所欠缺，不完善的監測技術體系不足以支撐郊鄉地區快速發展帶來的污染源監測需求[56].因此，建議在監測能力與監測體系薄弱的郊鄉地區，針對VOCs 排放較高的園區、集群、面源化排放區，針對排放強度較大和影響范圍較遠的NOx點源，以及針對郊鄉地區用車大戶和排放較大的農業機械等方面，集中開展專項監管與幫扶工作，以便摸清VOCs 和NOx在郊鄉地區的排放強度和排放總量等特征，為國家和地方VOCs 污染控制提供基礎數據和科學決策支撐[57]，為我國“十四五”期間實現PM2.5和O3協同控制提供科技支撐.

本研究采用PMF 模型開展了保定市和上海市環境大氣VOCs 來源解析，結果(見圖6)表明：在保定站、上海站和淀山湖站，對VOCs 貢獻率較大的源均為機動車排放源，其中在保定站為48%，在上海站為33%；在望都站，對VOCs 貢獻率最大的源為固體燃料燃燒源(41%)，其次是機動車排放源(36%).在上海市和保定市，對VOCs 貢獻率較大的其他來源還有工業源、溶劑使用源、油氣揮發源和植物源等.本研究中無論是在城區還是在郊鄉地區，機動車排放對大氣VOCs 的貢獻都十分重要，與其他城市研究結果[23,53,58]較為一致；但是，溶劑使用源[23,40,52-53]和工業源[39-40,52]的貢獻也不能忽視.建議進一步梳理VOCs、OVOCs和S/IVOCs 局地的源排放清單[40,59-61]，結合OFP 貢獻，進行科學且精細化的源頭(前體物)管控，才能使O3污染得到有效的控制.

圖6 保定市和上海市城鄉(郊)站點VOCs 來源解析Fig.6 Source apportions of VOCs at the urban and rural (suburban) sites of Baoding and Shanghai

綜上，我國“O3城鄉差異”較以往已發生深刻變化，無論在O3的濃度水平、生成敏感性和生成前體物來源及空間分布等方面均有“趨同”之勢.在由前體物排放變化帶來的O3生成敏感性轉變時期，在全國O3濃度居高不下的情況下，對O3和VOCs 監測的要求就不僅僅是來自城區的幾個站點，而是需要在廣大的郊鄉地區形成規范化、網格化的監測能力，除了要關注上風向和城市背景點，還需要關注O3及其前體物(NOx和VOCs)的高值區，以及對下風向區域的影響范圍.

3 結論與建議

a) 通過對城鄉(郊)O3濃度和優良天的比較發現，我國中東部地區O3污染的城鄉差異已發生深刻變化，不再是鄉村O3濃度高于城區，而是逐步轉變為城區高于郊鄉地區，并且有城鄉(郊)趨同的態勢.

b) 我國中東部郊鄉地區O3生成敏感性向VOCs控制區轉化的現象普遍存在，改變了以往郊鄉地區為NOx控制區的認知.

c) 我國中東部城鄉(郊)VOCs 中對O3貢獻較大的組分基本一致，以烷烴為主，即人為排放的VOCs組分占主導.烯烴和芳香烴對OFP 貢獻率范圍為68%～84%，其中貢獻較大的VOCs 單體主要是間/對-二甲苯和異戊二烯.PMF 分析結果表明，機動車尾氣、溶劑使用和工業排放已成為保定市和上海市城鄉(郊)大氣VOCs 的主要來源.

d) 我國中東部O3污染城郊鄉差異的改變，反映出的是NOx和VOCs 局地源排放的格局變化.為應對嚴峻的O3污染及其前體物排放空間變化的新形勢，建議在O3污染較嚴重區域的遠郊和鄉村地區，通過增設規范化的監測站點，提高對O3污染形勢的準確認識；建議針對VOCs 排放較高的源頭和影響范圍較遠的NOx點源集中開展專項監管與幫扶工作，為VOCs污染控制提供基礎數據和科學決策支撐.