2019, Vol. 40
2. 环境保护部华南环境科学研究所, 广州 510655
, GAO Bo2 , LIU Ming2 , LU Qing2 , MA She-xia2 , SUN Jia-ren2 , CHEN Lai-guo2 , FAN Shao-jia1
2. South China Institute of Environmental Science, Ministry of Ecology and Environmental Protection, Guangzhou 510655, China
近地面臭氧(O3)作为一种二次污染物, 主要是通过自然排放和人为排放的前体物, 包括挥发性有机物(VOCs)、氮氧化物(NOx)、一氧化碳(CO)等, 在太阳辐射作用下发生光化学过程反应生成的[1, 2].有研究表明, 光化学过程是近地面臭氧最主要的来源, 其贡献是平流层臭氧输送通量的7~15倍[3].高浓度的臭氧会通过呼吸系统影响人体健康[4~7], 还会对农作物、森林等造成严重的危害, 影响农作物的产量, 抑制森林的生长[8~10].除此之外, 对流层的臭氧还是一种温室气体, 能够影响大气的辐射收支, 据政府间气候变化专业委员会(IPCC)[11]估算, 臭氧造成的全球平均辐射强迫为(0.40±0.20)W·m-2.
臭氧的生成主要受前体物排放和大气化学过程控制, 但局地臭氧浓度的变化会受到气象因素的显著影响[12~14], 臭氧污染事件的发生往往是由高强度的排放和不利的气象条件共同造成的[15, 16].一般认为, 臭氧污染事件常出现在气温高、辐射强、相对湿度小的条件下[17~19], 但受多种因素影响, 不同地区光化学污染和气象条件之间的关系会有所不同, 甚至有较大的差异[15, 20, 21].一方面, 影响城市和郊区臭氧污染的主要气象因子不同, 美国的研究表明, 气温是影响城市臭氧污染的主要气象因子, 而风速、风向则是影响郊区臭氧浓度的主要因子[20].另一方面, 不同地区臭氧污染的影响因素也不同, 有研究表明, 相对湿度因子在美国东南部地区的作用更重要, 而影响东北部区域臭氧浓度最主要的气象因子是气温[15]; 此外, 不同季节的情况也会有差异, 有研究指出, 北京地区臭氧浓度变化与气象因素的关系在不同季节有差异, 其中在夏季与温度相关性较高, 在冬季与风速相关性较高[21]; 在欧洲地区的研究发现, 春季太阳辐射对臭氧浓度的作用要大于气温, 而在夏季, 气温反而成为最主要的影响要素[22]; Zhao等[23]发现在香港地区臭氧极端重污染事件中, 辐射相关因子的作用显著增强.
近年来, 我国的臭氧污染问题不断凸显, 特别是在京津冀、长三角和珠三角地区, 臭氧污染最为严重[24~28].由于我国大陆的臭氧监测工作起步较晚, 绝大部分城市自2013年才开始对臭氧进行常规监测, 而香港地区在20世纪90年代初就开展了臭氧的例行监测, 积累了大量的历史数据, 本研究将基于香港地区2000~2015年的6个站点臭氧逐时监测数据, 分析气象因子对香港地区臭氧污染过程的影响, 并探讨臭氧浓度与多种气象因子之间关系, 以期为我国其他沿海城市的臭氧污染防治工作提供参考.
1 材料与方法 1.1 环境空气质量数据本研究收集了2000~2015年香港地区6个环境空气质量自动监测站(包括东涌、元朗、塔门、中西区、葵涌和东区站)逐时臭氧浓度逐时数据.
香港地区6个空气质量监测站中, 中西区站、东区和葵涌站位于香港中心城区, 周边是成熟的商业区; 元朗和东涌站位于郊区, 但周边近年来发展迅速; 塔门站位于香港的东北端, 周边属于乡村地区, 基本没有开发.总的来说, 研究选取的6个监测站从西到东, 从市区、郊区到乡村, 覆盖了香港地区各种不同类型的下垫面, 具有很高的代表性.
香港地区6个监测站的详细信息见表 1和图 1, 监测数据来源于香港环保署(http://epic.epd.gov.hk).
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图 1 空气质量监测子站及气象站分布 Fig. 1 Distribution of air quality monitoring and meteorological stations |
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表 1 空气质量监测站基本信息s Table 1 Basic conditions at the air quality stations |
1.2 气象观测数据
本研究收集了2000~2015年香港国际机场基准气象站的地面气象数据, 包括气温、气压、风向、风速、总云量、相对湿度、降雨量等参数; 同时还收集了2000~2015年京士柏气象站的日照时长数据.气象站基本情况见表 2, 空间分布见图 1.
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表 2 气象站基本情况 Table 2 Basic condition at the weather stations |
本研究所用气象数据主要来源于美国国家气候数据中心(NOAA's National Climatic Data Center, NCDC)和香港天文台.
1.3 ERA-Interim再分析数据ERA-Interim再分析资料是欧洲中期天气预报中心使用目前业务运行的预报模式IFS(Integrated Forecasting System), 采用四维变分同化技术, 将地面、高空常规观测数据以及卫星遥感数据同化在一起建立的数值产品[29]. IFS模型在垂直方向上包含60层, 最高层到达0.1 hPa, 水平网格采用约79 km的经纬度网格. ERA-Interim提供每天4次的同化分析数据, 分别为00:00、06:00、12:00和18:00(世界时).
本研究使用了2000~2015年ERA-Interim再分析资料中香港区域格点的边界层高度、地面短波辐射和地面长波辐射3个参数的数据.
2 结果与讨论 2.1 香港地区臭氧污染特征2000~2015年香港地区的日最大8 h平均浓度(MDA8)多年平均值为63 μg·m-3, 臭氧MDA8第90百分位数浓度的多年平均值为105 μg·m3. 2015年香港地区的臭氧MDA8的全年平均值为68 μg·m-3, 2015年臭氧MDA8第90百分位数浓度为118 μg·m-3, 低于同期珠三角的臭氧污染平均水平(145 μg·m-3)[30].
2000~2015年香港地区臭氧浓度呈现出明显的季节变化特征(图 2), 其中秋季＞春季＞冬季＞夏季, 从月浓度来看, 臭氧最大月均浓度出现在10月, 最小月均浓度出现在7月.
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图 2 2000~2015年香港地区臭氧MDA8浓度年变化廓线 Fig. 2 Annual variation of the ozone MDA8 concentrations in Hong Kong from 2000 to 2015 |
监测数据表明, 2000~2015年香港地区一共发生了51个臭氧超标日(MDA8浓度＞160 μg·m-3), 其中2012年、2014年和2015年发生超标日数最多, 各发生了8次, 其次是2004年和2011年, 各发生了5次, 其他年份超标日数较少(图 3).
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图 3 2000~2015年香港地区臭氧累计超标日年际变化 Fig. 3 Interannual variation of the ozone excess days in Hong Kong from 2000 to 2015 |
从年变化来看, 臭氧超标日出现在4~11月, 其中8月出现的比例最高, 达到35%, 其次是9月, 出现比例达到25%, 7月和10月的比例分别为16%和10%.从季节分布来看, 臭氧超标日主要集中在夏季, 出现比例高达59%, 其次是秋季, 出现比例为37%, 臭氧超标日发生在冬季和春季的情形很少, 合计为4%(图 4).
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图 4 2000~2015年香港地区臭氧累计超标日数年变化 Fig. 4 Annual variation of the ozone excess days in Hong Kong from 2000 to 2015 |
2000~2015年香港地臭氧MDA8的年平均浓度和MDA8的第90百分位数浓度的变化趋势如图 5所示, 总的来看, 二者的变化特征基本一致, 总体呈波动中上升趋势.
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图 5 2000~2015年香港臭氧MDA8年均浓度及其第90百分位数浓度变化 Fig. 5 Annual ozone MDA8 concentration and its 90th percentile concentration change in Hong Kong from 2000-2015 |
为了进一步定量化臭氧的变化趋势, 本研究基于Sperman秩相关系数和拟合线性回归方程的斜率来判定香港地区臭氧浓度的历史变化趋势及臭氧年增长速率[31].结果表明(表 3), 2000~2015年香港地区臭氧MDA8年浓度呈增长趋势, 臭氧年浓度平均增长速率为0.77 μg·(m3·a)-1; 臭氧MDA8第90百分位浓度同样呈增长趋势, 年均增长速率为1.49 μg·(m3·a)-1.有研究指出, 近年来香港臭氧浓度逐年增加的现象可能与区域输送的影响有关[32].
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表 3 2000~2015年香港臭氧MDA8年均浓度及其第90百分位数浓度的秩相关系数、P值和年增长率 Table 3 Rank correlation coefficients, P values, and annual growth rates of the annual ozone MDA8 and its 90th percentile concentrations in Hong Kong from 2000-2015 |
2.2 香港臭氧浓度与主要气象因子之间的关系
考虑到香港地区的臭氧超标日主要出现在夏季和秋季, 为了避免季节因素的干扰, 本节在研究气象因子与臭氧污染的关系时主要利用夏季和秋季的监测数据进行分析.
2.2.1 臭氧浓度与气温的关系很多研究表明, 气温是影响臭氧浓度最主要的一个气象要素, 气温越高, 臭氧的浓度也随着升高, 因为气温的升高导致臭氧前体物的主要汇项——过氧酰基硝酸酯(PAN)浓度降低, 从而使臭氧浓度增加, 另外气温的升高往往伴随着辐射的增强、水汽的减少, 并有利于异戊二烯的自然排放, 这些因素共同作用导致气温增加的同时臭氧浓度也随着增加[16, 33].
从2000~2015年香港夏秋季的监测数据来看(表 4), 在20~25℃区间, 香港地区臭氧MDA8的平均浓度最高, 达到78 μg·m-3, 其次是25~30℃区间, 平均臭氧浓度为64 μg·m-3, 然后是＞30℃的高温区间, 臭氧MDA8的平均浓度为60 μg·m-3, 最后是15~20℃和≤15℃两个区间.考虑到香港地区夏秋季绝大多数情况(97%)气温均大于20℃, 在此情况下, 随着气温的升高, 臭氧平均浓度反而降低.这说明高温天气并不一定带来高浓度臭氧污染, 这可能与高温天气发生时可能伴随的其他气象不利条件, 比如降雨、高湿度、大风等有关.
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表 4 不同气温区间臭氧浓度和秩相关系数 Table 4 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different temperature ranges in summer and autumn |
从气温与臭氧MDA8浓度的相关性来看, 气温与臭氧浓度并不是简单的正相关关系, 在不同的气温区间二者呈不同的相关性.由表 4可见, 在出现频率最高的25~30℃区间, 气温与臭氧浓度间呈负相关关系(秩相关系数=-0.28, P＜0.01), 除此在外, 在其他4个气温区间, 臭氧浓度与气温间均呈正的相关关系.
除了臭氧的平均浓度, 人们更加关注高分位数臭氧浓度的情况, 将不同气温区间及其对应的第90分位数臭氧浓度进行分析, 研究发现随着气温的升高, 其对应的第90百分位数浓度随着升高.以上分析说明, 气温越高越容易导致更高浓度臭氧污染的发生, 虽然其对应的臭氧平均浓度不一定升高, 因此, 较高的气温是臭氧污染发生的必要条件.
2.2.2 臭氧浓度与相对湿度的关系相对湿度是影响臭氧浓度的另一个重要因素, 从2000~2015年香港夏秋季的监测数据来看(表 5), 在50%~60%区间, 香港地区臭氧MDA8的平均浓度最高, 达到104 μg·m-3, 其次是≤50%区间, 平均臭氧浓度为96 μg·m-3, 然后是60%~70%、70%~80%、80%~90%和＞90%的区间.由于夏秋季绝大多数情况下(97%)的相对湿度均大于50%, 因此, 一般情况下, 相对湿度越高, 臭氧的平均浓度越低.
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表 5 夏秋季不同相对湿度区间臭氧MDA8浓度和秩相关系数 Table 5 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different relative humidity ranges in summer and autumn |
从相对湿度与臭氧MDA8浓度的相关性来看, 在绝大多数情况下, 相对湿度与臭氧浓度间呈负相关关系.只在小于60%的相对湿度时, 二者呈正相关关系, 但是这种低湿度情况在香港夏秋季出现的频率不高, 仅为11%左右.
同时, 高分位臭氧浓度与相对湿度之间也呈现类似的关系, 除相对湿度≤50%的少数情况外, 一般情况下, 随着相对湿度的升高, 其对应的第90百分位数浓度不断降低.以上分析说明, 相对湿度越高, 臭氧平均浓度越低, 同时越不容易发生臭氧污染事件.这是因为相对湿度越高, 降水的概率就会越高, 湿清除作用会迅速地降低臭氧的浓度.
另一方面, 在非降水期间, 相对湿度的增加同样会造成臭氧浓度的显著降低(表 6), 这说明除了雨水的冲刷作用外, 相对湿度还可能通过其它机制抑制臭氧的生成和累积.从气象方面来看, 相对湿度增大时, 往往伴随着云量增多、风速增大等不利于臭氧生成和污染累积的气象条件, 导致臭氧浓度降低[15]; 其次, 化学机制方面的相关研究认为, 在污染较重的城市地区, 由于大量臭氧前体物的存在, 水汽的增加会促进NO2转换为硝酸, 从而抑制臭氧的生成[16].
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表 6 夏秋季无降水日不同相对湿度区间臭氧MDA8浓度和秩相关系数 Table 6 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different relative humidity ranges in summer and autumn without precipitation |
2.2.3 臭氧浓度与风向、风速的关系
风向与风速影响臭氧污染物的输送和扩散, 由于香港面向大海, 背靠珠三角, 不同的风场会显著地影响到香港的臭氧浓度. 2000~2015年的气象数据表明, 香港地区全年盛行偏东风, 而臭氧超标日出现最多的夏季和秋季则盛行偏东风和偏南风(图 6).
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图 6 香港风玫瑰图 Fig. 6 Wind rose chart for Hong Kong |
然而, 当发生臭氧污染时, 香港本地的盛行风从前一天的偏北风或偏东风转为偏西风(图 7), 这与邻近的深圳市的情况类似[34].本研究选取的气象站位于香港西部边缘地区, 偏西风是海风的风向, 说明香港臭氧污染严重时, 海陆风现象较为强烈, 珠三角地区及其他地区的臭氧及其前体物可能通过珠江口吹向两岸的海风输送到香港地区.另一方面, 海陆风发生时一般伴随着天气晴朗、风速较小等气象条件, 这些因素也有利于臭氧的生成和积累.
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图 7 臭氧超标日前后4 d风玫瑰图 Fig. 7 Wind rose chart before and after ozone excess days |
从香港地区臭氧浓度与日均风速的关系来看(表 7), 在风速≤2 m·s-1区间, 香港地区臭氧MDA8的平均浓度最高, 达到90 μg·m-3, 其次是2~3m·s-1区间, 平均臭氧浓度为68 μg·m-3, 此后, 随着风速的增加, 臭氧平均浓继续降低, 但是下降速度缓慢.从相关系数来看, 风速与臭氧浓度的相关性并不显著.
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表 7 夏秋季不同风速区间臭氧浓度和秩相关系数 Table 7 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different wind speed ranges in summer and autumn |
高分位臭氧浓度与风速的关系更加明显, 随着风速的增加, 其对应的第90百分位数浓度明显降低, 说明低风速更容易导致高浓度的臭氧污染.
为了更进一步研究风场对香港地区臭氧污染的影响, 利用美国国家海洋和大气管理局(NOAA ARL)提供的GDAS数据, 结合Hysplit4软件对香港站点2000~2015年发生的51次臭氧超标日进行48 h后向轨迹反演模拟, 污染气流起始点坐标为22.309 °N, 113.922 °E, 高度设置为500 m, 根据计算结果对轨迹进行聚类分析, 聚类为8种后向轨迹, 具体如图 8所示.
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图 8 2000~2015年香港地区臭氧超标日的48 h后向轨迹聚类图 Fig. 8 Cluster of 48 h back trajectories arriving in Hong Kong for ozone excess days, 2000-2015 |
后向轨迹结果表明, 香港地区出现臭氧超标日时, 有一半以上的气流从江西等地进入广东及珠三角, 然后到达香港地区, 其次有20%的气流直接来自于珠三角地区, 有8%的气流从福建进入粤东、珠三角以及香港地区, 还有8%超标日的气流来自于南部海洋, 最后有4%的臭氧污染气流从粤西进入珠三角和香港地区.
结合臭氧超标日的后向轨迹结果和地面风场情况, 可以进一步推断, 香港地区的臭氧超标日发生时, 臭氧及其前体物主要从江西、福建等地途经珠三角地区, 然后随着偏西海风从珠江口海面进入香港地区.这也说明由于香港地区的臭氧前体物排放较少, 本地直接生成的臭氧贡献比例不大, 臭氧污染受珠三角地区污染输送作用的影响明显[35, 36].
2.2.4 臭氧浓度与降水量的关系降水是影响臭氧浓度的另一个重要因素, 从香港地区臭氧浓度与降水量的关系来看, 在2000~2015年发生的51个臭氧超标日中, 只有5d发生了降水, 最大日降水量仅为4.4 mm, 51个臭氧超标日中, 连续3d的累计降水量均小于25 mm, 说明连续多日的无雨或少雨天气是臭氧污染事件发生的必要条件.
香港地区臭氧浓度与日降雨量的关系来看(表 8), 晴天香港地区臭氧MDA8的平均浓度最高, 达到77 μg·m-3; 其次是在日降水＜5 mm的情况下, 浓度为50 μg·m-3.在出现暴雨(日降水50~100 mm)和大暴雨(日降水＞100 mm)的情况下, 臭氧浓度最低, 仅为39 μg·m-3和36 μg·m-3.从相关系数来看, 降雨量与臭氧MDA8浓度之间呈显著的负相关关系(秩相关系数=-0.46, P＜0.01).
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表 8 夏秋季不同降水区间臭氧浓度和秩相关系数 Table 8 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different rainfall ranges in summer and autumn |
从高分位臭氧浓度与降雨量的关系来看, 晴天臭氧第90百分位数浓度最高, 达到127 μg·m-3, 其次是在日降水＜5 mm的情况下, 浓度为90 μg·m-3.在出现暴雨(日降水50~100 mm)和大暴雨(日降水＞100 mm)的情况下, 臭氧臭氧第90百分位数浓度最低, 仅为62 μg·m-3和57 μg·m-3.
总的来说, 雨天大气光化学反应极弱, 同时降雨的湿清除作用明显, 导致臭氧不容易生成和积累, 这也是香港及珠三角地区臭氧的夏季平均浓度较低的主要原因.
2.2.5 臭氧浓度与云量的关系2000年~2015年香港地区夏秋季臭氧浓度与云量监测数据表明(表 9), 当云量≤2成时, 臭氧MDA8浓度最高, 达到107 μg·m-3, 此后随着云量的增加, 臭氧MDA8浓度不断降低, 在云量＞6成时, 臭氧MDA8浓度平均值为45 μg·m-3.总的来说, 二者呈现出较好的负相关关系(秩相关系数=-0.47, P＜0.01).
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表 9 夏秋季不同云量区间臭氧浓度和秩相关系数 Table 9 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different cloud cover ranges in summer and autumn |
高分位臭氧浓度与云量之间同样存在上述负相关关系, 即随着云量的增加, 臭氧第90百分位数浓度持续降低, 当云量≤2成时, 臭氧第90百分位数浓度为145 μg·m-3, 至云量＞6成时, 臭氧第90百分位数浓度为80 μg·m-3.
2.2.6 臭氧浓度与太阳总辐射、日照时长的关系香港地区2000~2015年的监测数据表明, 太阳总辐射和日照时长两个参数的关系密切, 它们呈现出极强的正相关性(秩相关系数=0.91, P＜0.01).因此, 本节将这二者与臭氧浓度的关系一并讨论.
香港地区臭氧浓度与太阳总辐射量的关系来看(表 10和图 9), 太阳总辐射量在15~20 MJ·m-2区间, 臭氧MDA8浓度最高, 达到80 μg·m-3; 其次是在10~15 MJ·m-2区间, 平均浓度为66 μg·m-3; 再其次是太阳辐射最强的区间(＞20 MJ·m-2), 平均浓度为60 μg·m-3; 最后是太阳辐射最弱的区间(≤10 MJ·m-2), 平均浓度为49 μg·m-3.
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图 9 夏秋季臭氧MDA8浓度与太阳总辐射量的散点图 Fig. 9 Scatter diagram of the ozone MDA8 concentration and total solar radiation in summer and autumn |
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表 10 夏秋季不同太阳总辐射量区间臭氧浓度、秩相关系数 Table 10 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different total solar radiation ranges in summer and autumn |
从高分位臭氧浓度与太阳辐射量的关系来看, 二者之间存在同样的上述关系, 即臭氧第90百分位数浓度最高的情况出现在15~20 MJ·m-2区间, 而不是在太阳辐射最强的区间, 而臭氧第90百分位数浓度最低的情况则在太阳辐射最弱的区间.
从相关系数来看, 太阳总辐射量与臭氧MDA8浓度之间呈正相关关系(秩相关系数=0.13, P＜0.01), 但在不同辐射情况下有明显差异, 特别是在太阳辐射最强的区间(＞20 MJ·m-2), 二者间反而呈现出显著的负相关关系(秩相关系数=-0.35, P＜0.01).
为何在太阳辐射强烈时臭氧浓度反而下降, 本研究认为这种现象可能与两方面因素有关：一是太阳辐射强烈(总辐射量＞20 MJ·m-2)的情况常出现在雨后天晴的背景下, 降水对气溶胶的湿清除提高了大气透明度, 导致雨后的太阳辐射明显加强[37].监测数据表明, 在无降雨的背景下, 当日总辐射量＞20 MJ·m-2时, 前2 d的累计降雨量为8.19 mm, 而当日总辐射量≤20 MJ·m-2的背景下, 前2 d的累计降雨量为4.88 mm, 说明了太阳辐射强烈与降雨过程有关.而降水的湿清除作用大幅降低了臭氧及其前体物的浓度, 从而导致放晴后空气中的臭氧污染较轻.另一方面, 香港地区太阳辐射强烈的时候往往吹偏南风(图 10), 来自海洋的清洁空气会使得香港的臭氧污染得以稀释, 这也是香港夏季臭氧平均浓度低的另一个原因.
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图 10 夏秋季不同太阳辐射强度日的风玫瑰图 Fig. 10 Wind rose charts for different solar radiation intensity days in summer and autumn |
臭氧浓度与日照时长的关系与太阳辐射的情况类似(表 11和图 11), 即臭氧浓度最高的情况出现在8~10 h的太阳日照区间, 而不是在日照最长的区间, 而臭氧浓度最低的情况则出现在日照时长最短的区间.高分位臭氧浓度与日照时长之间存在同样的关系.
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图 11 夏秋季臭氧MDA8浓度与日照时长的散点图 Fig. 11 Scatter plot of the ozone MDA8 concentration and sunshine duration in summer and autumn |
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表 11 夏秋季不同日照时长区间臭氧浓度和秩相关系数 Table 11 Ozone concentration and rank correlation coefficient for different sunshine ranges in summer and autumn |
从相关系数来看, 日照时长与臭氧MDA8浓度之间呈正相关关系(秩相关系数=0.25, P＜0.01), 但是在日照时长最长的区间(＞10 h), 二者间反而呈现出显著的负相关关系(秩相关系数=-0.30, P＜0.01).这种现象出现的原因与上述的太阳辐射的情况类似, 不再赘述.
2.3 臭氧超标日前后的气象变化上文分析了2000~2015年香港臭氧浓度与多种气象参数之间的一一对应的相关性, 本节从污染过程的角度, 关注臭氧超标日前后各种气象要素的综合变化情况.
首先, 将2000~2015年香港地区51次臭氧超标日及其前后各两天的气象数据进行平均(表 12), 结果表明, 香港地区的臭氧超标日当天晴天少雨, 日平均气温为30.2℃, 平均相对湿度为66%, 平均日照时间达到8.1 h, 日均太阳总辐射为18.1 MJ·m-2.
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表 12 臭氧超标日前后5d的气象要素 Table 12 Variation of meteorological elements five days before and after ozone excess days |
为了方便直观地比较臭氧超标日发生、消亡过程伴随的气象条件变化情况, 本研究将臭氧超标日前后共5 d的气象参数进行简单的标准化处理, 标准化公式如下：
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经过标准化处理后, 臭氧超标日前后5 d的气象参数变化如图 12所示.臭氧超标日的出现伴随着一系列气象条件的变化, 包括相对湿度降低、总辐射量增加、边界层高度抬升、气温升高、云量减少、日照时间延长、风速降低、降雨减少等.臭氧超标日结束的气象变化情况则正好相反, 表现为相对湿度增加、总辐射量减少、边界层高度降低、气温降低、云量增加、日照时间变短、风速增加、降雨增加等, 但是与污染形成过程相比, 结束过程的气象要素变化速度更快.
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图 12 臭氧超标日前后5 d的标准化气象变化 Fig. 12 Variation of standardized meteorological elements five days before and after ozone excess days |
另一方面, 通过对比香港臭氧超标日与全年的臭氧逐时浓度变化廓线可见(图 13和图 14), 臭氧超标日的浓度峰值出现在下午15:00, 谷值出现在早晨08:00左右, 但明显不同的是, 臭氧超标日的臭氧小时峰值平均为215 μg·m-3, 远远大于全年平均的峰值(62 μg·m-3), 而二者的臭氧谷值浓度则差距不大, 这导致超标日的峰值浓度是谷值浓度的7.3倍, 远远大于全年平均情况下的2.2倍.这个现象说明受晴天少雨、太阳辐射强烈、相对湿度较低、边界层高度抬升、风速变小等气象条件影响, 香港地区臭氧超标日的光化学生成反应激烈, 臭氧得以迅速生成和并不断积累, 从而出现了臭氧污染事件.
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图 13 2000~2015年香港地区臭氧超标日的浓度日变化廓线 Fig. 13 Diurnal variation profile of the ozone concentration in Hong Kong during the ozone excess days, 2000-2015 |
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图 14 2000~2015年香港地区臭氧浓度平均日变化廓线 Fig. 14 Diurnal variation profile of the ozone concentration in Hong Kong, 2000-2015 |
(1) 2000~2015年香港地区臭氧MDA8浓度平均值为63 μg·m-3, 臭氧MDA8第90百分位数浓度的多年平均值为105 μg·m-3.香港臭氧污染呈现明显的季节变化特征, 其中秋季＞春季＞冬季＞夏季.香港的臭氧超标日主要集中在夏季, 出现比例高达59%, 其次是秋季, 出现比例为37%, 超标日发生在冬季和春季的情形极少.
(2) 2000~2015年香港臭氧MDA8年均浓度呈增长趋势, 平均增长速率为0.77 μg·(m3·a)-1, 臭氧MDA8第90百分位浓度同样呈增长趋势, 增长速率为1.49 μg·(m3·a)-1.
(3) 臭氧浓度与气温之间并不是简单的正相关关系, 在不同的气温区间二者呈不同的相关性, 但是较高的气温仍然是香港地区臭氧污染发生的必要条件, 气温越高越容易导致更高浓度臭氧污染的发生.在绝大多数情况下, 相对湿度与臭氧浓度间呈负相关关系, 即相对湿度越高, 香港地区的臭氧平均浓度及第90百分位数浓度均会降低.
(4) 风速和风向会影响臭氧及其前体物的输送, 是影响地区臭氧浓度的重要因素.当香港发生臭氧污染时, 盛行风往往从前一天的偏北风或偏东风转为偏西风.随着风速的增大, 臭氧平均浓度变化不大, 但臭氧第90百分位数浓度会明显降低, 说明低风速是臭氧污染发生的必要条件.
(5) 降水和云量也是影响臭氧浓度的重要因素.连续多日的无雨或少雨天气是臭氧污染事件发生的必要条件, 这是因为雨天大气光化学反应极弱, 同时降雨的湿清除作用明显, 导致臭氧不容易生成和积累, 这也是香港及珠三角地区臭氧的夏季平均浓度低的主要原因.臭氧平均浓度和高分位臭氧浓度与云量之间存在负相关关系, 随着云量的增加, 臭氧平均浓度和第90百分位数浓度会持续降低.
(6) 臭氧浓度与太阳辐射的关系较复杂.在太阳总辐射量≤20 MJ·m-2或日照时长≤10 h情况下, 臭氧浓度与太阳辐射及日照时长呈正相关关系, 即随着太阳总辐射量或日照时长的增加, 臭氧平均浓度也随着增加.然而, 在太阳辐射强烈的情况下(太阳总辐射量＞20 MJ·m-2或日照时长＞10 h), 随着辐射的增强或日照时长的增加臭氧平均浓度反而降低, 这是因为太阳辐射强烈的情况常出现在雨后天晴的背景下, 同时当日往往盛行来自海洋的偏南风, 使得香港地区的臭氧污染不易形成.
(7) 臭氧超标日的出现往往伴随着一系列气象条件的共同变化, 包括晴天少雨、辐射增强、边界层高度增加、相对湿度降低、气温升高、风速较小等气象特征, 这些因素导致光化学反应增强, 高空高浓度臭氧向地面扩散加速, 地面臭氧迅速积累, 从而造成严重的光化学污染事件.超标日结束时往往伴随着相反的气象变化, 包括降雨、多云、湿度增大、太阳辐射减弱、风速增大等气象特征, 且变化更加剧烈, 这些因素一方面大大削弱了臭氧的光化学反应过程, 另一方面加快了污染物的水平输送和稀释, 从而导致本地臭氧浓度迅速降低.
| [1] | The Royal Society. Ground-level Ozone in the 21st century: future trends, impacts and policy implications[R]. Royal Society policy document, 15/08, RS1276. London: Royal Society. |
| [2] | Monks P S, Granier C, Fuzzi S, et al. Atmospheric composition change-global and regional air quality[J]. Atmospheric Environment, 2009, 43(33): 5268-5350. DOI:10.1016/j.atmosenv.2009.08.021 |
| [3] | Young P J, Archibald A T, Bowman K W, et al. Pre-industrial to end 21st century projections of tropospheric ozone from the Atmospheric Chemistry and Climate Model Intercomparison Project (ACCMIP)[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2013, 13(4): 2063-2090. DOI:10.5194/acp-13-2063-2013 |
| [4] | Tilton B E. Health effects of tropospheric ozone[J]. Environmental Science & Technology, 1989, 23(3): 257-263. |
| [5] | Horstman D H, Folinsbee L J, Ives P J, et al. Ozone concentration and pulmonary response relationships for 6.6-hour exposures with five hours of moderate exercise to 0.08, 0.10, and 0.12 ppm[J]. American Review of Respiratory Disease, 19901, 142(5): 1158-1163. |
| [6] | American Lung Association. American Lung Association state of the air 2015[R]. Chicago, IL: American Lung Association, 2015. |
| [7] | Fishman J, Creilson J K, Parker P A, et al. An investigation of widespread ozone damage to the soybean crop in the upper Midwest determined from ground-based and satellite measurements[J]. Atmospheric Environment, 2010, 44(18): 2248-2256. DOI:10.1016/j.atmosenv.2010.01.015 |
| [8] | Hewitt C N, Kok G L, Fall R. Hydroperoxides in plants exposed to ozone mediate air pollution damage to alkene emitters[J]. Nature, 1990, 344(6261): 56-58. DOI:10.1038/344056a0 |
| [9] | Skärby L, Selldén G. Effects of ozone on crops and forests[J]. Ambio, 1984, 13(2): 68-72. |
| [10] | Van Dingenen R, Dentener F J, Raes F, et al. The global impact of ozone on agricultural crop yields under current and future air quality legislation[J]. Atmospheric Environment, 2009, 43(3): 604-618. DOI:10.1016/j.atmosenv.2008.10.033 |
| [11] | IP CC. 2013:the physical science basis. Contribution of working group I to the Fifth Assessment report of the intergovernmental panel on climate change[M]. Cambridge, UK: Cambridge University Press, 2013. |
| [12] | Sillman S. The relation between ozone, NOx and hydrocarbons in urban and polluted rural environments[J]. Atmospheric Environment, 1999, 33(12): 1821-1845. DOI:10.1016/S1352-2310(98)00345-8 |
| [13] | Hidy G M. Ozone process insights from field experiments-part Ⅰ:overview[J]. Atmospheric Environment, 2000, 34(12-14): 2001-2022. DOI:10.1016/S1352-2310(99)00456-2 |
| [14] | Solomon P, Cowling E, Hidy G, et al. Comparison of scientific findings from major ozone field studies in North America and Europe[J]. Atmospheric Environment, 2000, 34(12-14): 1885-1920. DOI:10.1016/S1352-2310(99)00453-7 |
| [15] | Camalier L, Cox W, Dolwick P. The effects of meteorology on ozone in urban areas and their use in assessing ozone trends[J]. Atmospheric Environment, 2007, 41(33): 7127-7137. DOI:10.1016/j.atmosenv.2007.04.061 |
| [16] | Jacob D J, Winner D A. Effect of climate change on air quality[J]. Atmospheric Environment, 2009, 43(1): 51-63. |
| [17] | 唐孝炎, 张远航, 邵敏. 大气环境化学[M]. (第二版).北京: 高等教育出版社, 2006. |
| [18] |
刘建, 吴兑, 范绍佳, 等. 前体物与气象因子对珠江三角洲臭氧污染的影响[J]. 中国环境科学, 2017, 37(3): 813-820. Liu J, Wu D, Fan S J, et al. Impacts of precursors and meteorological factors on ozone pollution in Pearl River Delta[J]. China Environmental Science, 2017, 37(3): 813-820. |
| [19] |
程念亮, 李云婷, 张大伟, 等. 2014年北京市城区臭氧超标日浓度特征及与气象条件的关系[J]. 环境科学, 2016, 37(6): 2041-2051. Cheng N L, Li Y T, Zhang D W, et al. Characteristics of ozone over standard and its relationships with meteorological conditions in Beijing City in 2014[J]. Environmental Science, 2016, 37(6): 2041-2051. |
| [20] | Ordóñez C, Mathis H, Furger M, et al. Changes of daily surface ozone maxima in Switzerland in all seasons from 1992 to 2002 and discussion of summer 2003[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2005, 5(5): 1187-1203. DOI:10.5194/acp-5-1187-2005 |
| [21] |
安俊琳, 王跃思, 孙扬. 气象因素对北京臭氧的影响[J]. 生态环境学报, 2009, 18(3): 944-951. An J L, Wang Y S, Sun Y. Assessment of ozone variations and meteorological effects in Beijing[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2009, 18(3): 944-951. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2009.03.027 |
| [22] | Otero N, Sillmann J, Schnell J L, et al. Synoptic and meteorological drivers of extreme ozone concentrations over Europe[J]. Environmental Research Letters, 2016, 11(2): 024005. DOI:10.1088/1748-9326/11/2/024005 |
| [23] | Zhao W, Fan S J, Guo H, et al. Assessing the impact of local meteorological variables on surface ozone in Hong Kong during 2000-2015 using quantile and multiple line regression models[J]. Atmospheric Environment, 2016, 144: 182-193. DOI:10.1016/j.atmosenv.2016.08.077 |
| [24] | 中华人民共和国生态环境保护部. 2017中国生态环境状况公报[EB/OL]. http://www.zhb.gov.cn/hjzl/zghjzkgb/lnzghjzkgb/, 2018-05-31. |
| [25] | Ma Z Q, Xu J, Quan W J, et al. Significant increase of surface ozone at a rural site, North of eastern China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2016, 16(6): 3969-3977. DOI:10.5194/acp-16-3969-2016 |
| [26] | Wang T, Wei X L, Ding A J, et al. Increasing surface ozone concentrations in the background atmosphere of southern China, 1994-2007[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2009, 9(16): 6217-6227. DOI:10.5194/acp-9-6217-2009 |
| [27] | Xu W Y, Lin W L, Xu X B, et al. Long-term trends of surface ozone and its influencing factors at the Mt Waliguan GAW station, China-part 1:overall trends and characteristics[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2016, 16(10): 6191-6205. DOI:10.5194/acp-16-6191-2016 |
| [28] |
段晓瞳, 曹念文, 王潇, 等. 2015年中国近地面臭氧浓度特征分析[J]. 环境科学, 2017, 38(12): 4976-4982. Duan X T, CAO N W, WANG X, et al. Characteristics analysis of the surface ozone concentration of China in 2015[J]. Environmental Science, 2017, 38(12): 4976-4982. |
| [29] | Dee D P, Uppala S M, Simmons A J, et al. The ERA-interim reanalysis:configuration and performance of the data assimilation system[J]. Quarterly Journal of the Royal Meteorological Society, 2011, 137(656): 553-597. DOI:10.1002/qj.v137.656 |
| [30] | 中华人民共和国生态环境保护部. 2015中国环境状况公报[EB/OL]. http://www.zhb.gov.cn/hjzl/zghjzkgb/lnzghjzkgb/, 2016-06-01. |
| [31] | Simon H, Reff A, Wells B, et al. Ozone trends across the United States over a period of decreasing NOx and VOC emissions[J]. Environmental Science & Technology, 2015, 49(1): 186-195. |
| [32] | Wang Y, Wang H, Guo H, et al. Long-term O3-precursor relationships in Hong Kong:field observation and model simulation[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2017, 17(18): 10919-10935. DOI:10.5194/acp-17-10919-2017 |
| [33] | Sillman S, Samson P J. Impact of temperature on oxidant photochemistry in urban, polluted rural and remote environments[J]. Journal of Geophysical Research, 1995, 100(D6): 11497-11508. DOI:10.1029/94JD02146 |
| [34] |
梁碧玲, 张丽, 赖鑫, 等. 深圳市臭氧污染特征及其与气象条件的关系[J]. 气象与环境学报, 2017, 33(1): 66-71. Liang B L, Zhang L, Lai X, et al. Analysis of the characteristics of ozone pollution and its relationship with meteorological conditions in Shenzhen[J]. Journal of Meteorology and Environment, 2017, 33(1): 66-71. DOI:10.3969/j.issn.1673-503X.2017.01.009 |
| [35] | Lam K S, Wang T J, Wu C L, et al. Study on an ozone episode in hot season in Hong Kong and transboundary air pollution over Pearl River Delta region of China[J]. Atmospheric Environment, 2005, 39(11): 1967-1977. DOI:10.1016/j.atmosenv.2004.11.023 |
| [36] | Ding A J, Wang T, Fu C B. Transport characteristics and origins of carbon monoxide and ozone in Hong Kong, South China[J]. Journal of Geophysical Research, 2013, 118(16): 9475-9488. |
| [37] |
王欣, 文军, 刘蓉, 等. 降水过程对巴丹吉林沙漠近地面太阳辐射的影响[J]. 干旱气象, 2011, 29(4): 427-432. Wang X, Wen J, Liu R, et al. Analysis of rainfall influence on solar radiation near land surface in the Badain-Jaran Desert[J]. Journal of Arid Meteorology, 2011, 29(4): 427-432. DOI:10.3969/j.issn.1006-7639.2011.04.006 |