黃順祥

大氣污染是指大氣中一些物質(zhì)的含量達(dá)到有害程度以至破壞生態(tài)系統(tǒng)和人類正常生存與發(fā)展的程度，對人或物造成危害的現(xiàn)象。它本質(zhì)上是大氣污染物通過一系列復(fù)雜的物理、化學(xué)和生物過程，造成對人體健康和人類生存環(huán)境的影響，時間尺度上從毫秒到世紀(jì)，空間尺度上從分子到全球，是一個典型的多尺度多相非線性復(fù)雜系統(tǒng)問題。這些污染物主體是化學(xué)成分，也含有一部分生物成分?；瘜W(xué)成分可分為氣體和氣溶膠兩部分，氣溶膠主要有硫酸鹽、硝酸鹽、銨鹽、氯化物、有機碳、元素碳和地殼物質(zhì)等；氣體主要有 SO2，NOx，O3，CO等。生物成分也稱為生物氣溶膠，主要有細(xì)菌、病毒、真菌、微生物毒素、花粉和植物纖維等。大氣污染物經(jīng)過生成、傳輸擴散、轉(zhuǎn)化、沉降等過程，形成一個源、匯與循環(huán)的復(fù)雜系統(tǒng)。傳輸擴散和沉降屬于物理過程，受大氣運動、地形、下墊面和云雨的控制。轉(zhuǎn)化屬于化學(xué)過程，大氣污染通過一系列化學(xué)和光化學(xué)反應(yīng)生成二次污染物。污染物的生成過程既有物理過程也有化學(xué)過程，同時還常常伴有生物過程。人們通過數(shù)學(xué)方法來定量描述這一系列復(fù)雜又相互作用的物理、化學(xué)和生物過程，給出了狀態(tài)方程、質(zhì)量守恒方程、動量守恒方程、熱量守恒方程、物質(zhì)屬性守恒方程、輻射傳輸方程、化學(xué)反應(yīng)和光化學(xué)反應(yīng)方程、化學(xué)反應(yīng)動力學(xué)方程等。但由于對這些物理、化學(xué)和生物過程的認(rèn)識還有局限性，如復(fù)合污染中的大氣顆粒物形成機理、邊界層基礎(chǔ)理論、化學(xué)生物物質(zhì)對人體機能影響機理等，這些過程的很多部分目前只能借助于參數(shù)化或統(tǒng)計學(xué)來描述，甚至還只能定性描述或忽略。

大氣具有一定的自凈能力，也就是我們通常所說的大氣環(huán)境容量，在自然凈化能力所允許的污染物排放量是不至于破壞自然界物質(zhì)循環(huán)的極限量，超過這一極限量時才構(gòu)成了大氣污染。大氣污染物在空氣中所占的比例非常小，幾乎所有污染物都在ppm量級（1 ppm＝1/1000000）以下，人們把它們稱為痕量物質(zhì)。大氣中各種物質(zhì)處于動態(tài)平衡之中，由于人類活動產(chǎn)生的這些痕量物質(zhì)破壞了大氣自身的動態(tài)平衡，就會對人體和動植物產(chǎn)生危害，人們研究大氣污染就是研究打破這種動態(tài)平衡的痕量物質(zhì)生成、傳輸擴散、轉(zhuǎn)化、沉降等過程及其對人體健康和生態(tài)系統(tǒng)的影響。據(jù)資料記載，早在12世紀(jì)的一位哲學(xué)家、科學(xué)家Moses Maimonides（1135—1204年）就指出城市空氣與鄉(xiāng)村空氣有差別，空氣的變化已對居民健康造成了影響。1761—1767年Marggraf實施了雨和雪的降水化學(xué)測定，1872年英國化學(xué)家 Smith R. A.在其所著的《空氣和降水：大氣氣象學(xué)的開端》一書中最早提出“酸雨”的概念。但人們真正對大氣污染中的核心內(nèi)容之一大氣擴散科學(xué)研究始于戰(zhàn)爭目的，第一次世界大戰(zhàn)期間化學(xué)武器的誕生和第二次世界大戰(zhàn)期間核武器的誕生，為了更好地使毒劑云團和放射性煙羽達(dá)到殺傷效果，需要在有利氣象條件下進(jìn)行（對于大氣污染則稱為不利氣象條件）。第二次世界大戰(zhàn)結(jié)束之后，冷戰(zhàn)局勢逐漸形成，國際上長時間被戰(zhàn)爭的陰云籠罩，為了防止核、生物和化學(xué)等大規(guī)模殺傷性武器的危害，軍事上進(jìn)行了大量的外場實驗，研究核生化物質(zhì)在大氣中的傳播、擴散和清除過程。由于洛杉磯煙霧事件、倫敦?zé)熿F事件的發(fā)生和核能的有效利用，這些用于軍事目的的大氣擴散理論和技術(shù)方法逐漸轉(zhuǎn)為民用，并隨著計算機和電子技術(shù)的問世及快速發(fā)展，大大推動了大氣污染科學(xué)研究和大氣污染防治應(yīng)用研究，尤其是我國最近幾年發(fā)生的大范圍、長時間的大氣復(fù)合污染，進(jìn)一步促進(jìn)了對大氣污染的廣泛深入研究。這些研究首先是從物理過程開始的，洛杉磯煙霧事件發(fā)生之后，著名科學(xué)家Haagen-Smit（1952年）發(fā)現(xiàn)并證實了造成洛杉磯大氣污染的原因是汽車尾氣等一次污染物經(jīng)過一系列光化學(xué)反應(yīng)生產(chǎn)的二次污染物O3所致，至此人們開始系統(tǒng)地對化學(xué)過程進(jìn)行研究，并成功地在數(shù)值模擬和預(yù)報中同時考慮物理和化學(xué)過程。但就大氣污染對人體和生態(tài)環(huán)境中造成危害的生物過程研究還很不成熟，而且?guī)缀跖c大氣污染的物理和化學(xué)過程完全分離，導(dǎo)致了大氣污染防治研究未能就將物理、化學(xué)和生物過程及其產(chǎn)生的危害形成一個有機的整體。

本文從物理過程、化學(xué)過程、生物過程、數(shù)值模式和防控策略等幾個方面就人為源引起的大氣污染對人體健康影響的研究進(jìn)展進(jìn)行了評述，并提出大氣污染危害性識別與控制的核心科學(xué)問題及理論框架。

1 大氣污染過程研究進(jìn)展

大氣污染是在大氣邊界層中發(fā)生的。大氣邊界層是指從地面到1～2 km高度左右的大氣低層，這一層中的風(fēng)向、風(fēng)速、溫度、濕度、壓強受下墊面、地形及其日變化影響，物理、化學(xué)和生物過程自身與相互作用呈現(xiàn)出極為復(fù)雜的狀態(tài)。

1.1 大氣污染物理過程研究進(jìn)展

人類最早對大氣污染物理過程進(jìn)行科學(xué)研究還要追溯到 20世紀(jì)初，在第一次世界大戰(zhàn)中，由于軍用毒劑的誕生和在戰(zhàn)場中的大量使用，科學(xué)家們開始研究有毒物質(zhì)在空氣中的傳輸擴散。1915年，德軍在伊珀爾（Ypres）戰(zhàn)線前沿使用了氯氣，造成了約1.5萬人中毒，近5000人死亡，當(dāng)時沒有科學(xué)的評估方法，主要靠經(jīng)驗獲取氣象條件對毒氣擴散的影響。1936年，Bosanquet和Pearson提出污染物擴散的濃度呈高斯分布。1943年，美軍在澳大利亞一叢林小島上進(jìn)行了芥子氣擴散實驗，測得毒害劑量分布以及暴露人員和防護(hù)人員中毒情況。同年，英國也進(jìn)行了芥子氣外場擴散實驗，測得大致影響范圍。當(dāng)時由于缺乏科學(xué)的計算方法，通常以危害縱深為基線，用擴散角包圍的地域來表示危害范圍，蘇軍、美軍的擴散角定為40°，英軍定為60°，我軍1974年外場擴散實驗測得擴散角為36°，表明蘇軍和美軍的標(biāo)準(zhǔn)更接近實際。1947年，英國氣象學(xué)家Sutton根據(jù)Fick擴散方程在簡化的大氣條件下得到解析解（即高斯方程），給出了污染物在大氣下風(fēng)向空間分布的薩頓公式，它是假定污染物的水平和垂直方向都是呈正態(tài)（高斯）分布，濃度的數(shù)值由正態(tài)分布的標(biāo)準(zhǔn)差（或稱擴散系數(shù)），其大小通過大氣實驗中示蹤物（例如二氧化硫、硫化鋅、六氟化硫等）的濃度分布測量決定。同一時期，蘇聯(lián)科學(xué)家Лaйxтмaн 在質(zhì)量守恒的前提條件下假設(shè)氣象場恒定、地形平坦、下墊面均一、湍流擴散與分子擴散相似且分子擴散可以忽略不計，推導(dǎo)出了另一描述大氣污染擴散的典型方法——拉赫特曼方程，用于計算毒云濃度或毒害劑量的空間分布、危害縱深、危害地域、對不同防護(hù)水平人員的殺傷面積（即威力幅員），用于評價化學(xué)彈的設(shè)計水平及化學(xué)襲擊的戰(zhàn)斗效能。這兩個經(jīng)典方程均是根據(jù)污染物連續(xù)方程定常假設(shè)后得出的解析解，只是拉赫特曼對垂直擴散系數(shù)的表達(dá)形式更精細(xì)，在一定條件下二者可以相互轉(zhuǎn)換。1961年P(guān)asquill把擴散參數(shù)確定為大氣邊界層中的穩(wěn)定度函數(shù)，擴散系數(shù)隨傳輸距離而增加的關(guān)系用圖表方式列出。在高斯方程中，擴散系數(shù)計算使用了帕斯奎爾公式，而拉赫特曼方程中擴散系數(shù)使用了Γ函數(shù)，二者均可對地形平坦下墊面均勻的條件下進(jìn)行擴散模擬，從而計算毒劑云團危害縱深和危害程度。陳金周等人基于這兩種方法建立了化學(xué)武器效能評價方法。20世紀(jì)50年代開始，歐美和蘇聯(lián)陸續(xù)建成了大批核反應(yīng)堆。核工業(yè)常規(guī)運行中釋放的放射性污染物總量是很小的，但其中某些放射性物質(zhì)的毒性是工業(yè)排放物的 3×105～2×109倍，一旦出現(xiàn)泄露事故其后果是災(zāi)難性的，在以后發(fā)生的切爾諾貝利和福島核電站的事故影響中得以呈現(xiàn)。為此，美國在 20世紀(jì)50年代起開展了多次大規(guī)模野外試驗，如大草原計劃。在1974—1976年，我國為了核反應(yīng)堆的選址評價，在北京北部開展了一次大型野外實驗，得到在山區(qū)地面幾百米之內(nèi)的風(fēng)、溫分布，復(fù)雜地形上的水平和垂直擴散系數(shù)。1975年核防護(hù)研究院、中國科學(xué)院、北京大學(xué)聯(lián)合在宜昌為建核反應(yīng)堆進(jìn)行了大規(guī)模大氣和長江水污染擴散試驗，統(tǒng)計了當(dāng)?shù)?0年的逐時氣象觀測資料，建立了100 m氣象塔，使用了當(dāng)時最先進(jìn)的微氣象觀測、采樣和分析儀器，其成果為核反應(yīng)堆建廠的可行性評價及安全性評價的提供了科學(xué)依據(jù)。20世紀(jì)80年代起我國核工業(yè)有了快速發(fā)展，采用了國際上通用的安全準(zhǔn)則，在大亞灣、秦山、田灣等核電站選址評價和事故應(yīng)急評估中都采用了數(shù)值模式。黃順祥等人從2000年開始首次把數(shù)值模擬計算引入到毒云擴散研究，完成了哈爾巴嶺日本遺棄在華化學(xué)武器挖掘回收和銷毀工程風(fēng)險評估，建立了包含102 m氣象塔的立體式綜合性氣象觀測系統(tǒng)，進(jìn)行了哈爾巴嶺水槽擴散實驗和復(fù)雜地形上SF6示蹤擴散實驗，建立了復(fù)雜地形上毒劑云團大氣擴散模式（CDM），并進(jìn)行了實驗驗證，2010年將CDM與天氣預(yù)報模式（WRF）進(jìn)行耦合，實現(xiàn)了復(fù)雜地形上數(shù)據(jù)同化與高精度化學(xué)風(fēng)險預(yù)報。2010年，黃順祥等人建立了基于拉格朗日原理的核事故危害評估模式（NDM），實現(xiàn)了NDM與WRF離線耦合，在此基礎(chǔ)上發(fā)展了大氣污染核事故危害預(yù)測預(yù)警系統(tǒng)（NAPWS）。

從20世紀(jì)60年代起，氣象界開始對大氣邊界層開展研究，建立了“邊界層氣象學(xué)”學(xué)科，Stull和蔣維楣等人分別于 1988年和 1994年系統(tǒng)地分析了一系列大規(guī)模野外觀測實驗，觀測近地面大氣層中的風(fēng)、溫、濕及湍流的變化過程。中國科學(xué)院蘭州高原大氣物理研究所和北京大學(xué)聯(lián)合在甘肅黑河地區(qū)開展了黑河試驗。城市建筑、供暖、交通等動力熱力作用引起城市熱島和風(fēng)場輻合，對城市風(fēng)場、溫度場的研究促成“城市氣象學(xué)”。把上述研究成果引入到城市邊界層中，結(jié)合大氣化學(xué)，成為“空氣污染氣象學(xué)”的基礎(chǔ)。正態(tài)模式的計算方法雖然簡單快捷，但應(yīng)用到諸如山地、城市、沿海的復(fù)雜地形條件上時，難以體現(xiàn)污染煙云的散布形態(tài)與正態(tài)分布的明顯差別。從 20世紀(jì) 60年代末污染濃度的計算開始采用數(shù)值模式方法，它是在氣象場的數(shù)值預(yù)報基礎(chǔ)上得到風(fēng)場和溫度場的時空變化，進(jìn)而得到湍流場分布，再采用擴散方程的數(shù)值解得到在這個氣象場中的濃度分布。1983年P(guān)iekle提出了表達(dá)復(fù)雜地形的σ坐標(biāo)系，從此之后的 20年中數(shù)值模式研究有了長足的進(jìn)展。例如美國科羅拉多州立大學(xué)的區(qū)域大氣模擬系統(tǒng)（RAMS）、北京大學(xué)大氣環(huán)境模式（PUMA），實現(xiàn)了大氣區(qū)域尺度的復(fù)雜地形上模擬計算氣象場分布。20世紀(jì)80年代結(jié)合數(shù)值模式進(jìn)展，核安全準(zhǔn)則也有相應(yīng)的提升，它要求在核事故發(fā)生后，在10 min內(nèi)給出快捷的放射性濃度分布，可采用正態(tài)模式產(chǎn)生的圖標(biāo)，并在30 min內(nèi)給出數(shù)值模式計算結(jié)果。為此，美國原子能委員會屬下的Livermore實驗室、Hanword實驗室、Los Alamos實驗室等都發(fā)展出不同的數(shù)值模式。我國城市大氣環(huán)境評價始于20世紀(jì)70年代初，1973年中國科學(xué)院大氣物理研究所和北京大學(xué)在北京西郊開展一次大規(guī)模野外實驗，除了氣象觀測還用照相法測得煙云的垂直擴散系數(shù)。20世紀(jì)末北京市開展了朝陽區(qū)中央商務(wù)區(qū)（CBD）建成后的大氣環(huán)境評價。CBD幾千米范圍內(nèi)已建和待建建筑物模型都放在風(fēng)洞中，用顆粒物（例如米糠）的吹蝕法測得此區(qū)域街道上的風(fēng)速分布，數(shù)值模式采用10 m網(wǎng)格精度模擬出該區(qū)域三維溫度場、風(fēng)場和濃度場分布。結(jié)果表明風(fēng)洞實驗和數(shù)值模擬所得到的街區(qū)中風(fēng)速分布有相當(dāng)好的一致性，證明數(shù)值模式有能力計算出高大建筑群覆蓋的城市大氣邊界層幾千米范圍內(nèi)的氣象場。2003年，李磊等人應(yīng)用CFD軟件 Fluent對城市街區(qū)大氣環(huán)境進(jìn)行了研究，展現(xiàn)出在街區(qū)大氣環(huán)境中的應(yīng)用前景。遺憾的是這些研究成果沒能在以后的大氣污染擴散模擬中得到很好地發(fā)展應(yīng)用。

用于大氣擴散模擬的數(shù)值模式有拉格朗日模式和歐拉模式兩類。拉格朗日模式是跟隨流體移動的粒子來描述污染物濃度及其變化，能細(xì)致描述大氣污染物在大氣流場中的擴散和傳輸（Draxler），它是一種描述污染物擴散的自然方式，模式采用的坐標(biāo)固定在氣流微團上隨氣流一起移動，輸送—擴散方程中不再出現(xiàn)平流項，因此這類模擬中也不會出現(xiàn)“數(shù)值偽擴散”現(xiàn)象。以拉格朗日為基礎(chǔ)的擴散模式多適合模擬幾千米至幾十千米區(qū)域的污染擴散，是比較高級的擴散模式，需要三維隨時間變化的氣象數(shù)據(jù)，且能正確描述湍流擴散過程，因此目前基于拉格朗日方法的擴散模式得到較為廣泛的應(yīng)用，其代表的模式是混合單粒子拉格朗日綜合軌跡模式（HYSPLIT）和拉格朗日粒子擴散模式（FLEXPART）。由于拉格朗日模式是跟隨質(zhì)點或氣團的運動軌跡來模擬的，因此對于持續(xù)源長時間、遠(yuǎn)距離傳輸擴散情況下，其計算量會急劇增加，影響了模式的使用和推廣。歐拉方法是相對于固定坐標(biāo)系描述污染物的輸送與擴散，用歐拉流體速度的統(tǒng)計特征來表述濃度統(tǒng)計量。為了減小數(shù)值偽擴散誤差，歐拉型模式求解方法包括有限差分、假譜、有限元等多種計算方案。差分法目前適用較多，其優(yōu)點在于直接將輸送-擴散方程離散化，然后再求解離散方程、思路簡單、明了、非常直觀便于程序化計算。但是，這類方法所面臨的主要問題是計算的數(shù)值穩(wěn)定性和計算過程中所出現(xiàn)的“數(shù)值偽擴散”問題，這些問題和所選用的差分方案密切相關(guān)。目前為了滿足數(shù)值方案的穩(wěn)定性和減小“數(shù)值偽擴散”的影響，這類模式大多采用隱式或半隱式方案。假譜法的基本思路是將濃度場從物理空間變換到譜空間中，在譜空間中計算濃度的導(dǎo)數(shù)（即?C和?2C），然后在物理空間中計算局地乘積項和時間積分求出濃度的空間分布和時間變化。這類模式的數(shù)學(xué)方法主要采用快速傅利葉變換技術(shù)，可以把平流擴散方程變換為譜空間的常微分方程，其計算精度很高（因為空間導(dǎo)數(shù)的計算是惟一的），在很大程度上消除了“數(shù)值偽擴散”造成的誤差。但這種方法所遇到的一個困難是邊界條件的確定相當(dāng)復(fù)雜。有限元方法的核心是將所考慮的區(qū)域分為有限數(shù)目的子區(qū)，這些子區(qū)上的值用一系列簡單的離散函數(shù)來表示，如低階多項式等。然后，在各子區(qū)上求解多元方程組，在求解過程中要保證子區(qū)邊界上值的連續(xù)性。這類方法的關(guān)鍵在于在各個子區(qū)上尋找恰當(dāng)?shù)碾x散函數(shù)來表示該子區(qū)上變量的值。有限元方法在模擬復(fù)雜地形擴散時比較方便，但存在子區(qū)上函數(shù)的確定有很大的主觀性和子區(qū)分得太多計算量就非常大的缺陷。歐拉模式一般依據(jù)K理論（梯度理論）來實現(xiàn)方程的閉合，湍流通量一般假定與平均梯度成比例。水平和垂直K系數(shù)一般依賴于大氣邊界層結(jié)構(gòu)。在模擬較大尺度區(qū)域的擴散問題時歐拉方法具有一定優(yōu)勢。它易于加入污染源變化、化學(xué)變化和其他遷移清除過程，適合處理較大尺度區(qū)域的大氣輸送和擴散問題。雖然歐拉型模式在近年來有巨大發(fā)展，但無論那種模式都擺脫不了計算過程中差分方案的數(shù)值穩(wěn)定性問題。目前應(yīng)用最為廣泛的區(qū)域多尺度空氣質(zhì)量模擬系統(tǒng)（CMAQ）、空氣質(zhì)量綜合模擬系統(tǒng)（CAMx）、新一代空氣質(zhì)量模式（WRF-Chem）、嵌套網(wǎng)格空氣質(zhì)量預(yù)報模式系統(tǒng)（NAQPMS）和全球尺度空氣質(zhì)量模式（GEOSChem）就是基于歐拉方法研發(fā)的。

1.2 大氣污染化學(xué)過程研究進(jìn)展

1872年英國化學(xué)家 Smith提出的“酸雨”現(xiàn)象首次對大氣污染中的化學(xué)問題進(jìn)行了科學(xué)描述，但人類真正重視大氣污染化學(xué)過程是在洛杉磯光化學(xué)煙霧事件和倫敦?zé)熿F事件發(fā)生之后。1943年開始的洛杉磯光化學(xué)煙霧事件，造成了大量的人員傷亡和巨大的財產(chǎn)損失，嚴(yán)重破壞了生態(tài)環(huán)境。1952年發(fā)生的倫敦?zé)熿F事件導(dǎo)致了3900人過早死亡，成為20世紀(jì)十大環(huán)境公害事件之一。倫敦?zé)熿F事件的發(fā)生使人們注意到對人員造成嚴(yán)重危害的不僅是煤燃燒直接排放的SO2，而主要是由SO2經(jīng)過化學(xué)反應(yīng)生成的二次污染物硫酸。進(jìn)一步的科學(xué)研究認(rèn)為，這些污染物實質(zhì)上是氣體和氣溶膠的混合物。由于人們在很長一段時間內(nèi)對洛杉磯煙霧事件的科學(xué)認(rèn)識不足，導(dǎo)致污染控制效果不佳。自Haagen-Smit等人提出汽車尾氣導(dǎo)致洛杉磯煙霧事件后，1963年Altshuller等人模擬汽車尾氣排放在大氣中幾種烴和醛與一氧化氮的光化學(xué)反應(yīng)，進(jìn)一步揭示了大氣污染化學(xué)過程的神秘面紗。20世紀(jì)70年代以歐美為主的酸雨席卷了全球眾多國家，人類對酸雨的控制大大地促進(jìn)了大氣污染化學(xué)過程的研究。大氣污染化學(xué)過程按影響方式可以分為以倫敦?zé)熿F為代表的煤煙型（含硫化合物為主）、以洛杉磯光化學(xué)煙霧為代表的汽車尾氣型（含O3和氮化合物為主）和以我國京津冀霧-霾污染為代表的復(fù)合型（含氮化合物和含硫化合物為主的混合物），還有具有明顯自身特征的酸雨化學(xué)過程。

汽車尾氣型光化學(xué)煙霧的研究是從洛杉磯光化學(xué)煙霧事件開始的。洛杉磯光化學(xué)煙霧是汽車、工廠等污染源排入大氣的NOx和揮發(fā)性有機物（VOCs）等一次污染物在陽光作用下發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)生成O3、醛、酮、酸、過氧乙酰硝酸酯（PAN）等二次污染物，一次污染物和二次污染物的混合物形成的淺藍(lán)色有刺激性的煙霧。在洛杉磯光化學(xué)煙霧事件中，人們發(fā)現(xiàn)污染物濃度與交通量的峰值有顯著相關(guān)，推斷大氣污染的主要來源是汽車尾氣排放。人們發(fā)現(xiàn) NO2早上的峰值滯后交通早高峰約3 h，O3峰值滯后約5 h。傍晚時NO2的峰值很弱只能勉強識別，而O3沒有出現(xiàn)峰值。這就定性地解釋了NO2和O3不是汽車直接排放的污染物，而是在白天陽光作用下經(jīng)過化學(xué)反應(yīng)生成的二次污染物。進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，大氣中的 VOCs參與光化學(xué)反應(yīng)，并在實驗室中成功地多次重復(fù)了大氣環(huán)境中發(fā)生的此類光化學(xué)反應(yīng)。1961年Leighton對大氣中污染物的光化學(xué)反應(yīng)做了比較完整的研究。Heicklen提出了城市大氣中 NO通過光化學(xué)反應(yīng)轉(zhuǎn)化為 NO2的機理，指出在光化學(xué)反應(yīng)中OH自由基是重要載體，并給出了一系列光化學(xué)反應(yīng)方程式，得出最終生成硝酸鹽而終止反應(yīng)。這些研究成果給出了汽車尾氣型光化學(xué)煙霧的主要化學(xué)機理，對20世紀(jì)80年代以后洛杉磯煙霧污染控制起到了關(guān)鍵作用。在20世紀(jì)初期人們曾經(jīng)認(rèn)為大氣中還原性氣體是被 O3和 H2O2氧化的，后來認(rèn)識到起氧化作用的是大氣中存在高活性的自由基。由于自由基在其電子殼層的外層有一個不成對電子，它們對于增加第二個電子具有很強的親和力，因此起到強氧化劑作用，也就是說大氣具有很強的氧化性。大氣中自由基主要包括OH，HO2，RO，RO2自由基，其中OH自由基起到支配作用。大氣中OH自由基主要來自O(shè)3紫外光解產(chǎn)物的活性氧（O）與空氣中水分子的反應(yīng)，因此O3的濃度、空氣濕度和紫外輻射強度決定著OH自由基生成速度，而各種消耗OH自由基物質(zhì)的含量與反應(yīng)活性則決定著OH自由基的去除速度。王明星把NOx和VOCs的光化學(xué)反應(yīng)分為烷烴類、烯烴類和芳香烴類，并給出了各類的化學(xué)反應(yīng)方程式，充實了汽車尾氣型光化學(xué)煙霧的化學(xué)機理。唐孝炎研究指出燃燒產(chǎn)生的高溫（＞2100℃）同樣可以將空氣中的N2氧化成 NOx。雖然夜間沒有光化學(xué)反應(yīng)，但Platt等人研究發(fā)現(xiàn)夜間NO3，N2O5和O3等組分在對流層的化學(xué)過程也很活躍，在大氣污染化學(xué)過程中同樣起著重要作用，并給出了相應(yīng)的化學(xué)反應(yīng)方程及其反應(yīng)動力學(xué)方程，開啟了對夜間大氣污染化學(xué)過程的研究。雖然對汽車尾氣型污染的化學(xué)機理有了系統(tǒng)的認(rèn)識，但部分化學(xué)反應(yīng)和光化學(xué)反應(yīng)方程式是研究者的推測，仍有待進(jìn)一步驗證。

1952—1962年期間，倫敦先后發(fā)生 7次明顯的煙霧事件，過早死亡累計人數(shù)達(dá)7390人。倫敦?zé)熿F事件發(fā)生主要原因是燃煤產(chǎn)生的 SO2及其被氧化形成硫酸鹽與燃煤產(chǎn)生的粉塵相結(jié)合，導(dǎo)致表面大量吸附水成為凝聚核，使之形成濃霧。洛杉磯光化學(xué)煙霧是在高溫低濕的條件下以汽車尾氣為主，NOx和VOCs經(jīng)過光化學(xué)反應(yīng)形成，而倫敦?zé)熿F是在低溫高濕條件下主要因燃煤產(chǎn)生的SO2及其反應(yīng)生成硫酸鹽所致。相對于洛杉磯煙霧經(jīng)過約30年才基本厘清其復(fù)雜的光化學(xué)機理不同，倫敦?zé)熿F的化學(xué)過程相對簡單。SO2在大氣中氧化產(chǎn)生H2SO4，（NH4）2SO4和有機硫化物，包含 SO2的光解作用、自由基與 SO2的反應(yīng)和表面上的反應(yīng)或溶入水滴中發(fā)生的液相反應(yīng)。SO2的光解生成SO3，進(jìn)一步與水氣生產(chǎn) H2SO4，1971年Bulfalini在實驗室中重復(fù)了這個光氧化過程。但光化學(xué)反應(yīng)的機理未能得到直接證明，推斷的反應(yīng)方程式中出現(xiàn)了SO4，可是沒有SO4中間產(chǎn)物的直接證據(jù)。2006年Wallace和Hobbs提出了 SO2轉(zhuǎn)化為 H2SO4的兩種反應(yīng)機制：（1）SO2在 OH自由基和載體物質(zhì)M的作用下生成HSO3，HSO3與O2反應(yīng)生成SO3和HO2，或者SO2在活性O(shè)和伴隨反應(yīng)物M的作用下生成 SO3，然后SO3與水作用生成 H2SO4；（2）SO2在云滴中生成 SO2·H2O，HSOˉ3和 SO2ˉ3，再快速生成 H2SO4。Daniel認(rèn)為SO2·H2O 生成 HSOˉ3和 H＋后被H2O2氧化生成 H2SO4。這幾種反應(yīng)機制中，H2O都起到重要作用，這些推斷對倫敦?zé)熿F事件往往發(fā)生在低溫高濕的條件下是吻合的，但具體化學(xué)反應(yīng)機理至今仍不十分清楚。

中國2013年1月遭遇了嚴(yán)重的灰霾污染，污染面積達(dá) 130 km2，8億人遭受到污染，監(jiān)測結(jié)果表明74座城市 PM2.5日平均濃度超過中國環(huán)境標(biāo)準(zhǔn) 75 μg/m-3。Gustafsson 等人基于同位素方法研究指出生物質(zhì)燃燒和化石燃料燃燒一次排放的碳質(zhì)氣溶膠是南亞灰霾形成的主要原因，但Huang等人研究結(jié)果表明，北京、上海、廣州和西安等4個城市中二次氣溶膠和有機氣溶膠分別占30%～77%和44%～71%，復(fù)雜的大氣復(fù)合污染和二次細(xì)顆粒物才是我國灰霾形成的主要原因，2014年Guo等人指出中國霧霾污染與全球其他國家呈現(xiàn)出明顯的不同特征。Molina組織的MILAGRO項目中對墨西哥城的霾問題進(jìn)行了系統(tǒng)研究，研究者們一致認(rèn)為一次排放細(xì)顆粒物，NOx，SOx，VOCs和 NH3是致霾重點污染物，但對我國呈現(xiàn)的氮氧化物、硫氧化物和氨為主同時造成重霾污染仍然難以進(jìn)行科學(xué)解釋。目前，中國整體上以PM2.5和O3污染為主，O3污染主要發(fā)生在夏季，PM2.5主要發(fā)生在秋冬季，O3生成光化學(xué)反應(yīng)機理基本清楚。雖然最近4年京津冀、長三角、珠三角PM2.5濃度下降了 30%左右，我國PM2.5的污染已經(jīng)得到一定程度的緩解，但污染程度仍明顯超過其他污染物。PM2.5為機動車尾氣、道路揚塵、工業(yè)粉塵、黑炭等一次污染物和經(jīng)化學(xué)反應(yīng)和光化學(xué)反應(yīng)生成的硝酸鹽、硫酸鹽、銨鹽等二次污染物的混合物，復(fù)雜的大氣復(fù)合污染和二次細(xì)顆粒物才是我國灰霾形成的主要原因。NOx和SOx經(jīng)OH，NO3和O3等自由基分別進(jìn)行光化學(xué)氧化形成二次細(xì)顆粒物的機制基本清晰，1991年Luria和Sievering給出了SO2在H2O2作用下在云滴中生成SO2ˉ4的液相氧化機理：2000和2012年，Kuimala等人和Mauldin等人先后給出了 SO2在 OH氧化基作用下和SO2在Criegee中間體作用下生成H2SO4的均相氧化機理：2013年Harris等人給出了SO2在TM催化作用下生成SO2ˉ4的非均相氧化機理：同期Ma等人給出了NO2和SO2在OH自由基的作用下分別生成HNO3和 H2SO4的光化學(xué)反應(yīng)和化學(xué)反應(yīng)機理。但在我國 SO2-NO2復(fù)合致霾效應(yīng)中 SOx和 NOx共存，SO2和亞硫酸鹽向硫酸鹽的轉(zhuǎn)化速率顯著加快，即 NOx是促進(jìn) SO2轉(zhuǎn)化為硫酸鹽的關(guān)鍵因素，He等人在2013年1月北京地區(qū)重霾期間的觀測數(shù)據(jù)和煙霧箱模擬實驗中證實了該結(jié)論。對于NOx，SOx和自由基混合在一起發(fā)生反應(yīng)的研究一直就是一個熱點和難點。早在 1960年 Renzetti和Doyle發(fā)現(xiàn)，如果 1 ppm NO（而不是 NO2）加到含有 0.5 ppm SO2的相對濕度為 50%的空氣中，在輻射時阻礙而不是增進(jìn)氣溶膠的生成，認(rèn)為SO4在NO的作用下轉(zhuǎn)化為SO3。1965年，Altshuller和Bufalini提出了 SO3與 NO進(jìn)一步反應(yīng)生成 SO2和 NO2：1991年王明星指出這個過程在實際大氣中并不重要，因為NO濃度很低，反應(yīng)過程需要SO*2（激態(tài)SO2分子），而SO*2與NO碰撞的概率很小。監(jiān)測和實驗結(jié)果均表明，在 NOx，SOx，NH3和 VOCs的混合物經(jīng)過化學(xué)反應(yīng)和光化學(xué)反應(yīng)，相互之間表現(xiàn)為不是阻礙而是促進(jìn)了顆粒物的生成，主要生成硝酸鹽、硫酸鹽、銨鹽和二次有機氣溶膠（SOA）。2016年Wang等人研究發(fā)現(xiàn) NO2在 SO2液相氧發(fā)反應(yīng)生成硫酸中發(fā)揮了關(guān)鍵作用，認(rèn)為 NO2（g）和 SO2（g）在 H2O（aq）中反應(yīng)生成硫酸和 HNO2，而 NH3，NO2（g）和 SO2（g）在 H2O（aq）中反應(yīng)生成硫酸銨和HNO2，這一新的反應(yīng)機理的提出同時解釋了倫敦?zé)熿F和中國重霾污染中 NO2所起的多重作用。2016年Cheng等人結(jié)合外場觀測、模型模擬和理論計算，發(fā)現(xiàn)在霧霾的液態(tài)水中 NO2可以作為氧化劑將SO2轉(zhuǎn)化為硫酸鹽。Wang等人研究發(fā)現(xiàn)和硫酸鹽、硝酸鹽和銨鹽（SNA）與PM2.5的濃度成明顯的正相關(guān)，這表明NH3到SNA在PM2.5的形成中起到了重要作用，尤其是在低溫高濕的條件下。SO2和 NO2，SO2和NH3對典型礦物粉塵（α-Fe2O3和γ-Al2O3）的協(xié)同作用在實驗室中得到了證實，但它們之間復(fù)雜的化學(xué)過程及光化學(xué)機理仍需進(jìn)一步研究。

隨著計算和電子技術(shù)的發(fā)展，數(shù)值模式得到了快速發(fā)展，大氣污染化學(xué)過程逐步引入到數(shù)值模式中。但由于受到計算能力的限制，1969年Friedlander和Seinfeld提出了由7個主要反應(yīng)方程式的光化學(xué)煙霧形成的化學(xué)動力學(xué)機理。1996年 Jenkin等人發(fā)展的光化學(xué)反應(yīng)機理包括了 120多種 VOCs，7000多個反應(yīng)和2500個物種。雖然計算機的容量和計算能力得到了大幅提升，但要細(xì)致地考慮這些化學(xué)過程仍然不現(xiàn)實，而且一些化學(xué)過程的反應(yīng)機理仍然不清楚，因此目前在模式中不能直接使用待定化學(xué)機理，而是將它與煙霧箱實驗結(jié)果進(jìn)行對照，確定VOCs各種反應(yīng)途徑，并進(jìn)行歸納合并，然后用于模式模擬計算。

1.3 大氣污染生物過程研究進(jìn)展

大氣污染生物過程主要體現(xiàn)為大氣污染對人體健康的影響。大氣污染物主要經(jīng)過呼吸道進(jìn)入體內(nèi)，細(xì)粒子可進(jìn)入肺泡，極細(xì)粒子甚至可進(jìn)入血液，引起呼吸系統(tǒng)疾病、心血管疾病、癌癥、胎兒發(fā)育異常等，導(dǎo)致過早死亡。Lelieveld等人基于流行病研究評估了全球疾病負(fù)擔(dān)，包括 PM2.5和 O3對健康的長期影響，雖然因不同地區(qū)污染物成分不同、監(jiān)測數(shù)據(jù)缺乏等原因難以定量評估大氣污染與過早死亡的直接關(guān)系，但通過使用全球大氣化學(xué)模式模擬分析了城市和農(nóng)村環(huán)境中過早失衡與7種排放源類型之間的聯(lián)系，計算得出大部分PM2.5造成的環(huán)境空氣污染導(dǎo)致全球每年 330萬人過早死亡。2016年 Liu等人研究發(fā)現(xiàn)中國因PM2.5引起137萬人過早死亡；Zhang等人研究指出中國已成為全球環(huán)境空氣質(zhì)量最差的國家之一。Lim等人研究表明，1990—2010年全球疾病負(fù)擔(dān)研究將環(huán)境 PM2.5濃度排在所有健康危險因素的第9位。根據(jù)世界衛(wèi)生組織（WHO）報告，2012年有370萬人的過早死亡與全球環(huán)境空氣污染有關(guān)。Zhang等人研究結(jié)果表明僅國際貿(mào)易隱含的PM2.5跨界污染在 2007年就造成全球約76萬人過早死亡，約占全球 PM2.5污染造成的過早死亡人數(shù)的22%。WHO在2005年的《空氣質(zhì)量準(zhǔn)則》中指出，PM2.5年均濃度35 μg/m3比10 μg/m3的人員死亡風(fēng)險約增加15%。Shi等人研究結(jié)果表明，暴露≥6 μg/m3比＜6 μg/m3的死亡率有更大的影響，短期暴露與死亡率之間的關(guān)系在整個暴露分布中基本上是線性的。早在1952年Amdur等人發(fā)現(xiàn)人們暴露在 0.088～0.125 ppm H2SO4時，呼吸速度就會增加。硫酸的氣味閾值0.15 ppm，人們在5 ppm的H2SO4環(huán)境中暴露10～30 min就會增加肺的抵抗力，更高的暴露將加重肺炎問題，而SO2的味覺閾值和氣味閾值分別為0.3和0.5 ppm。研究表明，高濃度PM2.5可引起人員肺功能下降、咳嗽、哮喘、呼吸困難等癥狀，導(dǎo)致各種呼吸道疾病和心血管疾病，患癌率和慢性病患者的死亡率的可能性也隨之增加。路嬋等人研究表明汽車尾氣排放物 NO2暴露孕期顯著增加兒童哮喘等過敏性疾病風(fēng)險，工業(yè)排放污染物SO2與 PM10孕期暴露顯著增加兒童耳炎、感冒等呼吸系統(tǒng)感染風(fēng)險，證明了“兒童疾病胎兒起源”假設(shè)，發(fā)現(xiàn)了孕期環(huán)境空氣污染物長期暴露對兒童過敏與感染性疾病的發(fā)生與發(fā)展具有顯著性影響。Lippmann等人研究發(fā)現(xiàn)，煤燃燒產(chǎn)生的 PM2.5導(dǎo)致心血管疾病和肺癌（LC）死亡風(fēng)險增加，但是非燃煤產(chǎn)生的來源導(dǎo)致此類健康風(fēng)險的證據(jù)要弱得多，所以僅僅使用非特異性PM2.5質(zhì)量濃度可能低估了 PM2.5的總體毒性。另外，Li等人研究表明，大氣污染物對人體健康的影響隨氣象條件而改變，例如極端溫度影響 PM10和O3導(dǎo)致的心血管死亡率。Day等人研究發(fā)現(xiàn)臭氧污染與心血管健康相關(guān)，即使在臭氧暴露濃度低于影響肺功能的暴露濃度和美國國家環(huán)境保護(hù)局目前執(zhí)行的臭氧空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)情況下，隨著臭氧濃度的升高，受試者血小板活化（凝血的危險因素），血壓也會升高。

大氣污染對健康影響本質(zhì)上體現(xiàn)在大氣污染生物過程。大氣污染物分為化學(xué)物質(zhì)和生物物質(zhì)，大氣污染生物過程按照對健康影響的毒性機理，可分為化學(xué)物質(zhì)對健康的影響和生物物質(zhì)對健康的影響兩類。WHO空氣質(zhì)量指南和國家監(jiān)管政策是基于依賴于 PM2.5質(zhì)量濃度的暴露響應(yīng)函數(shù)，隱含地將所有細(xì)顆粒處理為同等毒性，而不考慮其來源和化學(xué)成分，而研究表明含碳顆粒比地殼材料、硝酸鹽和硫酸鹽更具毒性。Jaenicke研究結(jié)果表明粒徑在0.2～50 μm的大氣顆粒物中，一次源生物氣溶膠顆粒的質(zhì)量濃度約占 25%，其豐度與氣象條件、下墊面性質(zhì)、海拔高度和周圍環(huán)境相關(guān)。生物氣溶膠作為大氣顆粒物的重要組成部分，在大氣中參與了一些物理化學(xué)過程，它們的產(chǎn)生源在不同的環(huán)境中發(fā)生不同的變化。不同種類的大氣污染物通過相應(yīng)的形式對人體健康造成損傷。

大氣污染中化學(xué)成分的毒性機理可分為氧化應(yīng)激反應(yīng)和脂質(zhì)過氧化與DNA損傷兩方面，引起炎癥反應(yīng)、心腦血管疾病、腫瘤和出生缺陷等。人體內(nèi)儲備的抗氧化劑通過吸收和緩沖體內(nèi)氧化性及還原性物質(zhì)來調(diào)節(jié)氧化還原的平衡，抗氧化劑提供了細(xì)胞氧化還原的基本信息，它們影響生物和非生物與應(yīng)激反應(yīng)最大防御能力相關(guān)的基因表達(dá)。當(dāng)大氣污染物進(jìn)入呼吸系統(tǒng)、肺泡甚至血液中時，這些污染物中包含多種粒子核、大量吸附在其表面的多環(huán)芳烴（PAHs）等化學(xué)成分和重金屬，并存在穩(wěn)定的自由基，這些自由基促進(jìn)體內(nèi)活性氧（ROS）和其他氧化性物質(zhì)或自由基生成（尤其是羥基自由基），由于顆粒物表面能夠通過其多孔表面吸附大量的活性有機物而通過醌的氧化還原反應(yīng)循環(huán)過程釋放 ROS，破壞細(xì)胞內(nèi)氧化性物質(zhì)（ROS、氮自由基等）和過氧化氫酶（CAT）、超氧化物歧化酶（SOD）、抗壞血酸等抗氧化物質(zhì)的平衡，造成氧化損傷及炎癥反應(yīng)，影響ROS-抗氧化劑之間相互作用而獲取新陳代謝和環(huán)境信號的代謝平臺，進(jìn)而影響生物體適應(yīng)環(huán)境過程和細(xì)胞凋亡過程執(zhí)行的感應(yīng)系統(tǒng)。當(dāng)外源性物質(zhì)進(jìn)入機體內(nèi)時，人體本能地生成ROS進(jìn)行防御，但同時引起如核酸、脂質(zhì)、蛋白質(zhì)等細(xì)胞大分子損傷。研究表明通過 ROS進(jìn)行的基因表達(dá)調(diào)整和導(dǎo)致的氧化應(yīng)激是一種重要的致癌機制，表觀遺傳效應(yīng)作用基因表達(dá)能夠?qū)е略鲩L信號的模仿和放大。氧化應(yīng)激能夠?qū)е翫NA鍵的斷裂和酶的不完全修復(fù)機制，該機制將導(dǎo)致染色體改變。這些改變反過來會作用于基因擴增，改變基因的表達(dá)并且呆滯雜合性丟失，從而促進(jìn)癌癥發(fā)展。這一機理說明大氣污染物氧化應(yīng)激反應(yīng)是非線性的，且存在閾值。在一個慢性炎癥環(huán)境中，ROS的固有產(chǎn)生能夠引起相當(dāng)大的組織損傷。因此，人們經(jīng)常受到慢性炎癥疾病的困擾，尤其是肺部局部受損的患者對吸入的大氣污染物產(chǎn)生更加不利的健康影響，這也解釋了在倫敦?zé)熿F事件中為什么死亡者中老人居多。

人體生物檢測結(jié)果表明大氣污染物的暴露和高頻的DNA損傷存在關(guān)聯(lián)，DNA氧化性損傷對癌癥發(fā)展有貢獻(xiàn)，目前至少有兩種機制被認(rèn)為起到了重要作用。第一種機制認(rèn)為反應(yīng)是通過基因表達(dá)的調(diào)整來影響細(xì)胞內(nèi)的信號通路。許多致癌的金屬（Cd，As，Ni等）能夠?qū)е?ROS的生成，從而激活氧化還原敏感轉(zhuǎn)錄基因和改變ROS相關(guān)表達(dá)基因，大氣顆粒物中的金屬能夠引起DNA甲基化改變和組蛋白修飾，導(dǎo)致表觀遺傳沉默或者基因表達(dá)活化。第二種機制則認(rèn)為反應(yīng)發(fā)生是通過感應(yīng)基因的損傷（如突變、鍵斷裂、染色體重排）和DNA復(fù)制的阻礙而發(fā)生的。由于 ROS能夠引起 DNA鏈斷裂和DNA氧化，從而形成引發(fā)癌癥的誘因，研究表明在肺部細(xì)胞中產(chǎn)生 ROS是致癌作用最重要的機制。ROS在反應(yīng)的過程中，金屬能夠被過氧化氫氧化，如 Fe2＋＋H2O2→ Fe3＋＋HOˉ＋HO˙。這一反應(yīng)被認(rèn)為是造成生物體內(nèi)DNA損傷和脂質(zhì)過氧化最重要的原因，DNA損傷和突變數(shù)量的增加驅(qū)使著惡性過程轉(zhuǎn)化的發(fā)生，研究表明體內(nèi)氧化損傷引起突變的癌癥蛋白通過影響線粒體的功能來反饋和放大整個過程，促進(jìn)惡性細(xì)胞轉(zhuǎn)化數(shù)量的快速上升，所以許多惡性過程都包含了線粒體ROS的產(chǎn)生和增加過程。ROS通過和細(xì)胞膜的磷脂反應(yīng)生成磷脂過氧化物自由基（LOO˙）和丙二醛（MDA）等有毒醛類，進(jìn)而改變膜的通透性和微循環(huán)，進(jìn)一步激活核因子產(chǎn)生其他促炎反應(yīng)中介物，MDA能夠誘發(fā)基因突變和致癌。動物實驗結(jié)果表明，脂質(zhì)過氧化產(chǎn)生的復(fù)雜多樣的活性親電子產(chǎn)物、自由基、蛋白質(zhì)及DNA進(jìn)行反應(yīng)，動物脂肪通過過氧化反應(yīng)的消耗，強烈地影響著動物乳腺癌和乙狀結(jié)腸癌的發(fā)病率。

相對于大氣中化學(xué)成分對健康的影響，大氣中生物成分對健康的影響研究相對較少。Samet等人研究結(jié)果表明含有各種微生物或生物大分子的生物氣溶膠能引起各種呼吸道疾病，且這種氣溶膠的健康效應(yīng)已經(jīng)受到醫(yī)學(xué)界的廣泛關(guān)注。大氣中生物成分以生物氣溶膠的形式存在，是大氣顆粒物的重要組成部分。生物成分具有活性和獨特的健康效益，主要表現(xiàn)為能夠造成呼吸系統(tǒng)感染、導(dǎo)致過敏和毒性反應(yīng)等 3個方面。與化學(xué)物質(zhì)最大的區(qū)別是生物物質(zhì)進(jìn)入體內(nèi)后在一定條件下可以自我繁殖，因其這一特性，對于特定劣性微生物沒有閾值。呼吸系統(tǒng)感染是最常見的致病方式，比如一些生物氣溶膠引起流感、麻疹、肺結(jié)核等感染性疾病。致敏也是生物氣溶膠常見的健康效應(yīng)，許多細(xì)菌、真菌通過分泌過敏原引發(fā)過敏反應(yīng)，比如過敏性咽炎、鼻炎、哮喘、花粉癥等。Reboux等人研究表明，嗜熱多胞菌是引發(fā)過敏性肺炎的主要致病菌，而空氣中常見的青霉菌屬、曲霉菌屬、孢子菌屬等真菌都可以分泌過敏原，引發(fā)過敏性呼吸系統(tǒng)疾病。生物氣溶膠中的內(nèi)毒素對人體健康的影響也很普遍，研究表明吸入過量的內(nèi)毒素能造成呼吸系統(tǒng)障礙及炎癥。Cascio等人研究發(fā)現(xiàn)生物氣溶膠能夠促進(jìn)健康人的血壓顯著增加：Zhong等人研究進(jìn)一步揭示其主要原因是存在內(nèi)毒素和β-1,3-D-葡聚糖。生物氣溶膠暴露還可以導(dǎo)致不可逆的慢性肺功能減退的慢性阻塞性肺病，有些真菌氣溶膠還可以致癌，比如已有證據(jù)表明黃曲霉所分泌的黃曲霉素導(dǎo)致肝癌。

大氣污染物毒性和人體健康是直接關(guān)聯(lián)的，如何將二者統(tǒng)一至今仍是本領(lǐng)域研究的重點和難點。2014年白春禮指出：一方面要從環(huán)境毒理學(xué)出發(fā)，發(fā)展技術(shù)、評價方法體系，開展顆粒物的生物有效性與毒性的生物學(xué)機制研究，發(fā)展大氣污染物對人體健康影響的劑量—反應(yīng)關(guān)系，逐步確定不同污染物對人體健康的影響閾值；另一方面，研究大氣污染物、環(huán)境、疾病、氣象條件之間的內(nèi)在聯(lián)系，進(jìn)一步明確大氣污染物的主要健康危害、致病因子、風(fēng)險水平和易感人群。值得注意的是，生物氣溶膠對健康影響因不存在閾值而遵循自身規(guī)律，發(fā)展其監(jiān)測預(yù)報與評價方法和技術(shù)同等重要。

2 綜合數(shù)值模式研究進(jìn)展

2.1 排放源

在早期的大氣污染模擬中，排放源通常為單一污染物的點源、線源、面源和體源，分別應(yīng)用于高斯擴散模式或拉赫特曼瞬時點源推導(dǎo)出來的連續(xù)點源、線源、面源和體源模式中。從20世紀(jì)80年代起，美國、歐洲和日本等逐步建立了本國或本地區(qū)較為完整的源清單，并對全球污染源排放清單進(jìn)行了估算。Streets等人對2000年亞洲氣體和氣溶膠排放源清單進(jìn)行了研究，估算了亞洲64個國家和地區(qū)主要排放源并進(jìn)行了網(wǎng)格化；2006年張強等人對人為顆粒物排放源清單進(jìn)行了系統(tǒng)估算。清華大學(xué)開發(fā)了中國多尺度排放源清單模型（MEIC），先后完成了以2008和2010年為基準(zhǔn)年分辨率為0.25度的亞洲人為源排放清單（MIX），該排放源清單集成了MEIC、日本和中國臺灣地區(qū)源排放清單（REAS2）、中國氨排放清單（PKU-NH3）、韓國源排放清單（CAPSS）等成果。將 MEIC清單根據(jù)季節(jié)、周和日變化的時間分配系數(shù)、路網(wǎng)、人口、地理信息等空間分配系數(shù)以及大氣化學(xué)機制物種譜分配系數(shù)，將MEIC清單進(jìn)行時間、空間和物種分配得到三維網(wǎng)格排放源，并與空氣質(zhì)量模式耦合。為了直接為空氣質(zhì)量模式提供排放源輸入項，1996年美國北卡羅來納大學(xué)環(huán)境模擬中心開始研發(fā)污染源排放模式（SMOKE），該模式通過時間、空間和物種分配，將各種形式的排放源清單轉(zhuǎn)化為空氣質(zhì)量模式（如CMAQ，CAMx，WRF-Chem）需要的三維網(wǎng)格排放源強。由于污染源排放類型復(fù)雜，排放因子和活動水平較難選取，而且空間分布極不均勻，因此污染源排放清單及其時空分布具有較大的不確定性。排放因子的選取會直接影響污染物排放總量估算的準(zhǔn)確性，由于排放因子一般是通過排放源測試獲得一定數(shù)量樣品計算出來的，儀器的測量誤差、源測試的隨機誤差和代表性等將導(dǎo)致排放因子的不確定性，因此在排放源清單建立的過程中其不確定性是固有存在的。調(diào)查數(shù)據(jù)的時效性和準(zhǔn)確性均難以得到保證，這也是自下而上方法計算的排放源清單固有的缺陷。這類排放源清單的優(yōu)點是采集的數(shù)據(jù)比較直接，可與實際排放源進(jìn)行一一對應(yīng)，從而便于指導(dǎo)對排放源的控制，但也存在調(diào)查數(shù)據(jù)不確定性較大、某些數(shù)據(jù)來源缺乏客觀性、更新周期過慢等非常明顯的缺點。為了彌補上述缺點，基于衛(wèi)星遙感和地面觀測污染物監(jiān)測資料反演排放源的自上而下的計算方法得到重視。基于衛(wèi)星遙感資料的排放源反演方法是一種更新和改進(jìn)基于自下而上方法建立的排放源清單的有效方法。衛(wèi)星遙感觀測被廣泛認(rèn)為是一種定量評估SO2，NO2大氣污染時空分布特征的最重要工具之一，并廣泛應(yīng)用于評估和反演中國地區(qū) SO2，NOx排放源。由于NO2，SO2等對流層污染物主要分布在邊界層以內(nèi)，是衛(wèi)星觀測敏感度最低的部分，因此基于衛(wèi)星觀測反演的大氣成分產(chǎn)品具有較明顯的誤差，基于衛(wèi)星資料的污染源反演亦存在較大的不確定性。

采用自上而下方法間接估算排放源可為空氣質(zhì)量模式提供高時空分辨率、多排放參數(shù)、定期動態(tài)更新的排放源清單。大氣污染排放源反演自20世紀(jì)80年代開始研究并逐漸發(fā)展，發(fā)展比較早的方法有受體模型和卡曼濾波法，利用數(shù)值模式反演污染源強度成為源反演的主要方法之一。傳統(tǒng)的排放源反演方法共同的缺點是反演過程中沒有充分考慮動態(tài)的物理化學(xué)過程，為此曾慶存和吳琳近期提出基于伴隨原理的排放源反演理論方法，并給出適當(dāng)近似假設(shè)后的解析解。該方法最突出的特點是計算非?？旖荩珜?fù)雜的空氣質(zhì)量模式的適用性需要驗證。上述國內(nèi)外諸多研究表明，采用各種源反演模型可獲得排放源的動態(tài)時空分布特征，減小排放源清單的不確定性。將自下而上的計算方法得出的排放源清單（真實的排放源清單）作為自上而下的計算方法的初始場，反演動態(tài)排放源清單（虛擬排放源源清單），可以有效提高預(yù)報準(zhǔn)確率，同時將調(diào)查的真實源清單與反演的虛擬源清單進(jìn)行耦合，實現(xiàn)大氣污染控制的目的。但這些方法反演的準(zhǔn)確性和時效性仍難以滿足高精度空氣質(zhì)量預(yù)報的實際需求，同時滿足準(zhǔn)確性和時效性需求的排放源動態(tài)反演方法尚不成熟。

2.2 氣象模式

大氣污染擴散過程實質(zhì)上取決于氣象條件或擴散條件，受天氣系統(tǒng)和大氣邊界層穩(wěn)定度的控制，它遵循著自身規(guī)律，人們意識到其具有可預(yù)報性，并在20世紀(jì)初描述它的斜壓流體力學(xué)方程組。早在 1901年，天氣預(yù)報奠基人之一Abbe提出了大氣運行狀態(tài)由非常復(fù)雜的空氣流體力學(xué)方程所控制。1904年，挪威著名氣象學(xué)者Bjerknes基于Abbe的理論首次明確提出了數(shù)值天氣預(yù)報理論基礎(chǔ)，認(rèn)為原則上大氣初始狀態(tài)、邊界條件和各種大氣動力學(xué)方程共同決定了大氣未來狀態(tài)。1910年，英國科學(xué)家Richardson首次提出基于 Bjerknes理論直接采用“數(shù)值積分”的辦法來求解這一問題，并付諸試驗，但因沒有充分考慮天氣系統(tǒng)中對流、陣風(fēng)、重力波、湍流等物理因素和時間步長對預(yù)報結(jié)果影響的數(shù)學(xué)因素，導(dǎo)致預(yù)報結(jié)果是虛假噪音。針對這個問題，Rossby 和 Kibel’（Кибeлъ）分別于1939年和1940年提出了“濾波”概念，考慮聲波、重力波和Rossby波的影響，將大尺度渦旋運動分離出來單獨計算，成功進(jìn)行了數(shù)值天氣預(yù)報。第二次世界大戰(zhàn)以后，全球地面和高空觀測密度和范圍大大增加，隨著1946年美國第一臺電子計算機ENIAC的誕生，迎來了高速計算的電子計算機時代，數(shù)值模式的初值條件和積分有了強有力的支持。20世紀(jì)50年代，Charney等人和Rossby相繼采用當(dāng)時世界上最先進(jìn)的ENIAC和BESK計算機基于濾波方法構(gòu)建數(shù)值天氣預(yù)報模式，成功地制作了現(xiàn)代數(shù)值天氣預(yù)報產(chǎn)品，1954年美國率先實現(xiàn)了業(yè)務(wù)化數(shù)值天氣預(yù)報。在濾波模式取得成功后，1951年Charney意識到雖然濾波模式對副熱帶大尺度大氣動力過程的認(rèn)識比較有效，但其模式原理太過簡單，其精度不足以滿足日益發(fā)展的數(shù)值預(yù)報發(fā)展需求，從濾波模式到原始方程模式是未來數(shù)值預(yù)報模式的發(fā)展方向。Zeng于1961年在蘇聯(lián)提出了半隱式差分方法，首次實現(xiàn)了應(yīng)用天氣系統(tǒng)原始方程進(jìn)行數(shù)值天氣預(yù)報，克服了濾波方法固有物理和數(shù)學(xué)上的缺陷；1966年美國基于該方法實現(xiàn)了業(yè)務(wù)預(yù)報。隨著湍流、輻射、非絕熱、摩擦、水汽凝結(jié)等物理過程的發(fā)展，眾多的氣象學(xué)家逐步認(rèn)識到次網(wǎng)格物理過程參數(shù)化對模式的重要的影響，越來越多的氣象學(xué)家將大氣物理參數(shù)化方案加入到數(shù)值天氣預(yù)報的模式中來，并逐步走向成熟。1965年，Smagorisky等人構(gòu)建了原始方程數(shù)值天氣預(yù)報模式及其物理過程參數(shù)化方案，雖然模式還比較簡單，參數(shù)化方案也不夠完善，但因在數(shù)值天氣預(yù)報模式設(shè)計上的重大突破，為現(xiàn)代數(shù)值天氣預(yù)報模式的研究和應(yīng)用奠定了堅實的理論基礎(chǔ)。

全球數(shù)值天氣預(yù)報的蓬勃發(fā)展始于 20世紀(jì)80年代。得益于高性能計算機的發(fā)展，各主要氣象大國的數(shù)值天氣預(yù)報模式從低分辨率到高分辨率，從簡單到復(fù)雜，從單一尺度到多尺度模式得到快速發(fā)展。在過去30多年期間，大氣科學(xué)研究在以下幾個方面經(jīng)歷了非常巨大的進(jìn)步，包括觀測資料日益豐富（衛(wèi)星、雷達(dá)、航測等）、物理過程參數(shù)化方案日益成熟、海氣耦合蓬勃發(fā)展、云微物理、陸面過程等研究進(jìn)一步完善成熟?？茖W(xué)家將這些成熟的技術(shù)應(yīng)用到數(shù)值天氣預(yù)報模式中，逐步提高了預(yù)報技巧。進(jìn)入 21世紀(jì)后，集合預(yù)報和資料同化技術(shù)改進(jìn)了數(shù)值預(yù)報模式的準(zhǔn)確率。在20世紀(jì)80年代，中尺度氣象數(shù)值模式取得了很好的發(fā)展，90年代以來一些中尺度模式及模擬系統(tǒng)在世界各國得到廣泛應(yīng)用，如美國國家環(huán)境預(yù)報中心（NCEP）研發(fā)了業(yè)務(wù)預(yù)報中尺度模式（Eta）、海軍艦隊數(shù)值氣象和海洋中心（FNMOC）耦合了海洋—大氣中尺度預(yù)報系統(tǒng)（COAMPS）、科羅拉多州立大學(xué)（CSU）研發(fā)了區(qū)域大氣模擬系統(tǒng)（RAMS）、美國國家大氣研究中心（NCAR）和美國賓州大學(xué)（PSU）發(fā)展的新一代中尺度非流體靜力模式（MM5）、英國氣象局研發(fā)了業(yè)務(wù)中尺度模式（UKMO）、法國研發(fā)了中尺度非靜力模式（MESO-NH）、日本研發(fā)了區(qū)域譜模式（JRSM）、加拿大研發(fā)了中尺度可壓縮共有模式（MC2）等。到20世紀(jì)末，由于世界各地氣象研究機構(gòu)開發(fā)的氣象模式相對獨立，缺少通用性，科研和業(yè)務(wù)應(yīng)用都很不方便。為此，NCEP和美國國家大氣研究中心（NCAR）等科研機構(gòu)從20世紀(jì) 90年代后期在 MM5模式基礎(chǔ)上開始研發(fā)統(tǒng)一的氣象預(yù)報模式（WRF），由于WRF為完全可壓縮非靜力模式，自 2000年研發(fā)以來很快成為全球應(yīng)用最為廣泛的區(qū)域模式。21世紀(jì)以來，中國氣象局開始了自主研發(fā)全球預(yù)報系統(tǒng)GRAPES新一代數(shù)值預(yù)報系統(tǒng)的新征程，全球模式 GRAPES_GFS在2009年完成了前期試驗，發(fā)布了準(zhǔn)業(yè)務(wù)版本1.0。 2016年GRAPES_GFS順利實現(xiàn)了業(yè)務(wù)化，其預(yù)報技巧較T639模式有了較為明顯的改進(jìn)和提升。GRAPES_Meso是 GRAPES區(qū)域中尺度數(shù)值預(yù)報系統(tǒng)的英文名縮寫，模式核心部分是GRAPES預(yù)報模式動力框架以及經(jīng)過優(yōu)化選取和改進(jìn)的物理過程參數(shù)化方案。2004年3月2.0版本開始業(yè)務(wù)應(yīng)用，2007年GRAPES版本升級為2.5版本，在2010年升級為3.0版本并對面向高分辨率模式進(jìn)行了多項改進(jìn)，在地形處理方面，后者對高分辨率地形數(shù)據(jù)采取濾波方法，使預(yù)報降水的量級分布更為合理。在垂直分層方案中，后者通過對歷史預(yù)報結(jié)果分析發(fā)現(xiàn)模式預(yù)報在某些地區(qū)存在系統(tǒng)偏差，對大氣下層模式的分層進(jìn)行改進(jìn)，使模式動力框架與陸面過程參數(shù)化方案之間耦合更為協(xié)調(diào)，減少了系統(tǒng)預(yù)報偏差。2013年6月升級為 3.3版本，2014年 6月升級為 4.0，目前已具備較好的預(yù)報能力。

2.3 空氣質(zhì)量模式

空氣質(zhì)量數(shù)值模擬是進(jìn)行大氣污染預(yù)報、大氣污染過程研究以及大氣污染治理對策研究的主要手段?？諝赓|(zhì)量模式大致可以分為兩類，一類是無化學(xué)反應(yīng)的預(yù)報模式，主要由擴散模式和統(tǒng)計模式組成：另一類是既考慮氣象場影響又考慮復(fù)雜化學(xué)反應(yīng)的大氣化學(xué)模式?？諝赓|(zhì)量數(shù)值模式一般由氣象模塊、排放源處理模塊和大氣化學(xué)模塊組成，包括污染物的傳輸、擴散、遷徙、轉(zhuǎn)化、干濕沉降等物理和化學(xué)過程。

目前常用的空氣質(zhì)量模式主要包括 WRF-Chem，CMAQ，CAMx等。美國國家海洋和大氣管理局（NOAA）和其他部門聯(lián)合開發(fā)的在線耦合空氣質(zhì)量數(shù)值模式 WRFChem，是在NCAR開發(fā)的WRF中加入大氣化學(xué)模塊發(fā)展而成。由于WRF-Chem將氣象模式與化學(xué)傳輸模式在時間和空間分辨率上實現(xiàn)了雙向耦合并在線反饋，用于模擬氣體和氣溶膠排放、輸送、混合擴散和化學(xué)轉(zhuǎn)化過程，主要用于區(qū)域尺度空氣質(zhì)量研究、云化學(xué)研究等，是目前發(fā)展最迅速最具發(fā)展前景的空氣質(zhì)量模式之一。美國國家環(huán)境保護(hù)局（EPA）大氣模型和分析部開發(fā)的第三代空氣質(zhì)量模擬系統(tǒng)（Models-3），通用 CMAQ是Models-3的核心部分，適于研究不同尺度大氣污染物化學(xué)和輸送擴散過程。CMAQ模式化學(xué)傳輸模塊（CCTM）包含了干沉降清除、氣溶膠-云滴相互作用和降水清除、硫酸/水汽系統(tǒng)二元均質(zhì)核化、粒子凝結(jié)和凝固增長、氣相前體物產(chǎn)生的有機氣溶膠組分等化學(xué)反應(yīng)機制和氣溶膠過程，具有很強的二次污染預(yù)報能力，其氣溶膠模式從Binkowski和 Shankar基于區(qū)域酸沉降模型（RADM）建立的區(qū)域粒子模式（RPM）演化而來。通過熱力學(xué)平衡原理計算無機氣溶膠的化學(xué)成分，從而計算H2SO4，NH3，HNO3，海鹽和 H2O等大氣無機物種中氣相、氣溶膠相內(nèi)的組成及各組分的平衡濃度。由于CMAQ模式具有通用性、靈活性、開發(fā)性等突出優(yōu)點，逐漸發(fā)展起來的 WRF-CMAQ成為國際上目前應(yīng)用最為廣泛的空氣質(zhì)量模擬系統(tǒng)之一。美國 ENVIRON公司在 UAM-V模式基礎(chǔ)上開發(fā)了CAMx實現(xiàn)了在城市和區(qū)域多種尺度上大氣污染物（包括氣態(tài)和顆粒物態(tài)）綜合性模擬、預(yù)報、評估及分析，CAMx中的雙向嵌套及彈性嵌套、顆粒物源分配技術(shù)（PSAT）、臭氧源分配技術(shù)（OSAT）、網(wǎng)格煙羽（PiG）模塊是其最突出的特點。由于CAMx從外部定義垂直結(jié)構(gòu)，各層高度可以定義為任意空間或時間的函數(shù)，因此在水平和垂直網(wǎng)格結(jié)構(gòu)方面非常靈活，大大增強了CAMx與各種氣象模型聯(lián)用的適應(yīng)性，同樣得到了較為廣泛的應(yīng)用。1998年中國科學(xué)院設(shè)立“九五”重大科研項目，在天津開創(chuàng)了我國城市大氣污染數(shù)值預(yù)報的先例。中國科學(xué)院大氣物理研究所發(fā)展的NAQPMS，對污染形成關(guān)鍵要素選取與動力學(xué)關(guān)聯(lián)、雙向嵌套、資料同化、污染溯源與過程追蹤等，實現(xiàn)了各類復(fù)合污染從全球、區(qū)域、城市群到城市的全尺度嵌套耦合，成為國內(nèi)較為廣泛應(yīng)用的空氣質(zhì)量模式之一。近幾年，中國人民解放軍陸軍防化學(xué)院等單位研發(fā)了全國空氣質(zhì)量高分辨率預(yù)報與污染控制決策支持系統(tǒng)（NARS，簡稱“吶思系統(tǒng)”），該系統(tǒng)具有排放源清單動態(tài)反演、氣象場預(yù)報、空氣質(zhì)量預(yù)報、化學(xué)過程數(shù)據(jù)同化、網(wǎng)格化逆向污染溯源和動態(tài)優(yōu)化控制等功能，實現(xiàn)了基于伴隨原理的定點、定量、理論誤差為零的快速大氣污染溯源，可同步對大氣污染預(yù)報結(jié)果進(jìn)行精細(xì)化來源解析，構(gòu)建了大氣污染應(yīng)急控制的環(huán)境效應(yīng)、經(jīng)濟效益、社會效益等模型，發(fā)展了基于自然控制論原理的動態(tài)優(yōu)化控制方法，為大氣污染防治提供了新的思路。

2.4 排放源解析與溯源

排放源種類識別、排放源時空分布及其對污染物濃度的貢獻(xiàn)和相互之間的化學(xué)和動力學(xué)關(guān)系是大氣污染防治的核心工作之一。通常我們把排放源的成分分析、區(qū)域和行業(yè)貢獻(xiàn)稱為源解析，把追溯大氣污染來源及貢獻(xiàn)率時空分布稱為溯源。在排放源區(qū)域貢獻(xiàn)解析中需要用到溯源結(jié)果，對溯源結(jié)果進(jìn)一步分析也需要用到排放源成分解析結(jié)果，二者可互為補充。排放源解析主要分為受體模型法、源模型（擴散模型）法、排放源清單法、特定化學(xué)物種比值法、同位素法、后向軌跡法、衛(wèi)星反演法等。受體模型也叫受體定位模型，1967年由Blifford和 Meeker提出，是基于受體樣品物理化學(xué)信息來反推各種排放源及貢獻(xiàn)的方法，其基本思想是受體與源之間的污染物呈質(zhì)量平衡關(guān)系，認(rèn)為受體處污染物及其中元素的來源和質(zhì)量是周圍不同污染源輸送過來疊加的結(jié)果，主要分為物理法和化學(xué)法。物理方法包括顯微鏡法、X射線衍射法等，可進(jìn)行定性或半定量來源解析；化學(xué)法是將污染物中對源有指示意義的化學(xué)示蹤物信息與數(shù)學(xué)統(tǒng)計方法相結(jié)合的方法，主要包括化學(xué)質(zhì)量平衡模型法（CMB）、因子分析法（FA）、正定矩陣因子分解法（PMF）、主成分分析法（PCA）、多元線性模型（UNMIX）等方法，這些方法均是基于質(zhì)量平衡原理。1972年Miller等人提出了化學(xué)元素平衡法（CEB），在此基礎(chǔ)上 Cooper和 Watson發(fā)展了CMB法，認(rèn)為某受體點污染物的濃度等于源貢獻(xiàn)濃度值與源成分譜中該物種質(zhì)量分?jǐn)?shù)乘積的線性和，利用最小二乘法原理根據(jù)源譜信息和受體點成分譜信息求解排放源貢獻(xiàn)率，因此依賴于源譜信息的準(zhǔn)確性，需要輸入本地化源成分譜信息，且存在共線性問題。CMB-LGO，CMB-MM等一些改進(jìn)方法的發(fā)展在一定程度上降低了 CMB的不確定性。為了避免輸入本地源譜，1993年P(guān)aatero和Tapper提出了PMF方法，該方法僅需要輸入受體點成分譜信息就可利用最小二乘法解出源貢獻(xiàn)量和源譜信息。雖然PMF不需要CMB中輸入本土源譜，但增加了大量樣本的對源類別有指征作用的示蹤物種，且存在生成的源譜可能具有“老化”特征、源類個數(shù)確定和源類判別有一定的主觀性和不確定性等不足。 為了避免PMF的不足，Liu等人對PMF進(jìn)行改進(jìn)，發(fā)展了PMF-new方法。源模型法是基于排放源清單、氣象場預(yù)報模式和空氣質(zhì)量模式，通過源開關(guān)或污染物示蹤的方法進(jìn)行大氣污染物來源解析，該方法充分考慮了污染物在大氣中傳輸、擴散、轉(zhuǎn)化、沉降等物理化學(xué)過程，Miao等人基于吶思系統(tǒng)（NARS）氣象場模擬結(jié)果和源模型法評估了京津冀地區(qū)顆粒物排放對沈陽地區(qū)空氣質(zhì)量的影響。源模型法的不確定性一方面來自于排放源清單的不確定性、氣象場模擬物理過程的誤差和空氣質(zhì)量模擬化學(xué)過程的誤差，另一方面來自于源開關(guān)法和示蹤法理論上的缺陷，比如源開關(guān)法難以充分考慮非線性過程、示蹤法難以考慮所有污染物的物理化學(xué)過程等，其計算量隨樣本數(shù)增加而增加。1996年Dunker等人發(fā)展了通過開關(guān)或削減某一污染物而進(jìn)行敏感性分析的強力法，該方法考慮了污染物在大氣中復(fù)雜的物理化學(xué)過程，但仍存在計算量大、高度非線性污染物的截斷誤差較大等缺陷。為了避免強力法的不足，1997年Yang等人發(fā)展了去耦合直接方法（DDM），該方法基于空氣質(zhì)量模式直接求解模型的敏感度方程組得到濃度對某些參數(shù)的斜率，在一定程度上提高了來源解析的準(zhǔn)確性和計算效率，能夠準(zhǔn)確地反映局部靈敏度。1987年Henry指出因子分析類受體模型因為需要有明確現(xiàn)實意義的約束條件，普遍存在不適定問題，發(fā)現(xiàn)經(jīng)過空間維度變換后用來解析數(shù)據(jù)集，本身就可以為源解析提供所需要的約束條件，于2003年提出了多元受體模型，但該方法也存在需要大量樣本數(shù)的缺點?；诳諝赓|(zhì)量模式的示蹤物法，如臭氧和顆粒物源解析技術(shù)（OSAT/PSAT）、標(biāo)記追蹤物的源解析方法（TSSA）等，可以對不同行業(yè)和地區(qū)的來源進(jìn)行解析，但計算量與源標(biāo)識的種類正相關(guān)，且沒有充分反應(yīng)非線性化學(xué)過程。為了綜合上述源解析方法的優(yōu)點，規(guī)避各自的缺點，2009年Lee等人提出了集合模型，該方法本質(zhì)上把CMB，PMF，CMAQ及其改進(jìn)模型的解析方法所得結(jié)果的不確定性來確定各方法的權(quán)重，通過提高適用性好的解析方法的權(quán)重，改善整體源解析效果。但因?qū)υ唇馕龅幕驹頉]有突破，這些方法固有的弊端仍然存在。2014年Hu等人提出一種大氣顆粒物混合源解析方法，該方法基于擴散模型敏感性分析、受體模型和實測數(shù)據(jù)，在一定程度上克服了CBM共線性、PMF未能充分考慮物理化學(xué)過程等弊端，但是由于該方法用到了空氣質(zhì)量模式敏感性分析工具，從而無法克服該工具引起的不確定性。2016年高健等人指出動態(tài)源解析方法可以實現(xiàn)針對大氣顆粒物污染過程來源的定性或半定量解析，認(rèn)為該技術(shù)在實際應(yīng)用中還存在多個技術(shù)問題和科學(xué)問題需要解決。

大氣污染溯源研究相對于源解析少得多。大氣污染溯源本質(zhì)上是從受體出發(fā)追溯排放源，無論物理過程還是化學(xué)過程均為逆向求解問題。上述部分源解析方法可以定性或半定量實現(xiàn)污染溯源，如PSAT，OSAT，后向軌跡等，因為這些方法實質(zhì)上是通過正向模擬通過示蹤物標(biāo)記進(jìn)行統(tǒng)計分析，在數(shù)學(xué)上屬于抽樣調(diào)查，要獲得真實的結(jié)果必須樣本數(shù)足夠大，由于計算速度和計算機容量的限制，只能犧牲準(zhǔn)確性，而且基于示蹤物標(biāo)記原理不能充分考慮非線性化學(xué)過程，因此基本上是定性或半定量的。為了實現(xiàn)真正意義上的大氣污染溯源，吶思系統(tǒng)發(fā)展了基于伴隨算子原理的溯源方法（NARS-IS），該方法通過逆向求解大氣污染物理過程和化學(xué)過程的伴隨模式，實現(xiàn)同時對各個網(wǎng)格、各個時段的污染源排放貢獻(xiàn)進(jìn)行追溯。該方法不需要引入額外的假設(shè)，因此理論上其溯源的誤差只來源于空氣質(zhì)量模擬或預(yù)報的誤差。應(yīng)用該方法實現(xiàn)了排放源動態(tài)反演和網(wǎng)格化定量溯源，可快速定量追溯導(dǎo)致目標(biāo)區(qū)域未來1～7天網(wǎng)格化大氣污染來源及其貢獻(xiàn)率時空分布，結(jié)合調(diào)查排放源清單，可以追溯每個具體的排放源及貢獻(xiàn)率。2015年Zhang等人發(fā)展了基于GEOS-Chem的伴隨模式，將PM2.5污染歸因于模型分辨率下來自不同來源部門和化學(xué)物種的排放。這兩種伴隨溯源模式分別實現(xiàn)了對城市—區(qū)域尺度、區(qū)域—全球尺度的污染物溯源，所采用的物理化學(xué)機制不同，使用范圍和適用對象也不同。NARS-IS模式可同步對大氣污染預(yù)報結(jié)果進(jìn)行來源解析，定點定量地追溯污染來源及貢獻(xiàn)率時空分布，但要追溯具體排放源還需要跟調(diào)查排放源清單結(jié)果相結(jié)合。

WRF-Chem，CMAQ，CAMx，NAQPMS和NARS等幾個典型空氣質(zhì)量數(shù)值模式/系統(tǒng)的基本功能，其中WRF-Chem集氣象場預(yù)報和空氣質(zhì)量預(yù)報于一體，實現(xiàn)了氣象場預(yù)報與空氣質(zhì)量預(yù)報雙向耦合；CMAQ和NAQPMS實現(xiàn)了與 WRF的在線耦合；CAMx屬于離線預(yù)報，CAMx和NAQPMS實現(xiàn)了正向溯源；NARS在集成WRF-Chem，CMAQ和CAMx的基礎(chǔ)上發(fā)展了排放源動態(tài)反演、伴隨方法逆向溯源、化學(xué)過程數(shù)據(jù)同化和基于自然控制論減排限排優(yōu)化調(diào)控等核心功能。

3 空氣質(zhì)量監(jiān)測現(xiàn)狀與進(jìn)展

空氣質(zhì)量監(jiān)測是獲取大氣污染物種類與濃度分布和判別大氣污染程度的直接依據(jù)，是驗證和矯正數(shù)值模擬與預(yù)報準(zhǔn)確性的基礎(chǔ)，是研究大氣污染物理過程、化學(xué)過程和生物過程的基本條件。用于大氣環(huán)境監(jiān)測的技術(shù)主要有質(zhì)譜技術(shù)、色譜技術(shù)和光學(xué)技術(shù)。可利用紅外激光光聲光譜、激光誘導(dǎo)熒光法、紫外差分吸收光度法等實現(xiàn)對含氮化合物的監(jiān)測，利用光譜和質(zhì)譜方法等實現(xiàn)含硫化合物的監(jiān)測，利用化學(xué)發(fā)光技術(shù)、紅外差分及紫外差分吸收光譜等方法實現(xiàn)對O3的監(jiān)測，利用色譜、質(zhì)譜以及與電子捕獲（ECD）、熱導(dǎo)（TCD）聯(lián)用方法實現(xiàn)對VOCs的監(jiān)測。

中國空氣質(zhì)量監(jiān)測是從20世紀(jì)70年代開始的，最初采取手工采樣—實驗室分析的方法。20世紀(jì)80—90年代開始建立環(huán)境空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)和方法標(biāo)準(zhǔn)，實現(xiàn)了全國范圍內(nèi)SO2，NOx和總懸浮顆粒物（TSP）的監(jiān)測，但部分城市采用“五日法”，部分城市實現(xiàn)自動監(jiān)測，干法設(shè)備和濕法設(shè)備并存。2000年開始，監(jiān)測項目調(diào)整為 SO2，NO2和PM10。從2013年開始，城市空氣環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測項目調(diào)整為SO2，NO2，CO，O3，PM2.5和 PM10，監(jiān)測站點由661個調(diào)整至1436個，2014年338個地級以上城市1436個自動監(jiān)測站點聯(lián)網(wǎng)并實時發(fā)布。自此，形成了國家、省級、市級三級環(huán)境空氣質(zhì)量監(jiān)測網(wǎng)，國家環(huán)境空氣質(zhì)量監(jiān)測網(wǎng)包括對城市空氣、背景空氣、區(qū)域空氣、溫室氣體、酸雨、沙塵暴等內(nèi)容的監(jiān)測，省級和市級環(huán)境空氣質(zhì)量監(jiān)測網(wǎng)包括城市站（部分地區(qū)在縣域設(shè)置監(jiān)測子站）、超級站等，基本形成了地面氣象、環(huán)境空氣質(zhì)量多角度觀測網(wǎng)，包括大氣成分、大氣輻射及空氣質(zhì)量等觀測臺站，但這些基本上是以地面參數(shù)和整層總量參數(shù)觀測為主。為了更精細(xì)地反映大氣污染物時空分布特征及污染程度，立體式綜合性監(jiān)測網(wǎng)格在一些國家先后建立，如大氣成分變化監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)（NDACC）、全球氣溶膠監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)（AERONET）、歐洲氣溶膠雷達(dá)觀測網(wǎng)（EARLINET）、美國能源部大氣輻射觀測網(wǎng)（ARM）、德國對流層大氣觀測網(wǎng)（BERDOM）等。中國科學(xué)院自主研發(fā)了大氣探測激光雷達(dá)（LIDAR）、調(diào)諧半導(dǎo)體激光吸收光譜儀（TDLAS）、紫外可見差分吸收光譜儀（DOAS）、傅立葉變換紅外光譜儀（FTIR）等系列環(huán)境光學(xué)監(jiān)測設(shè)備，并應(yīng)用這些設(shè)備初步建立了城市大氣污染時空分布監(jiān)測技術(shù)系統(tǒng)，在一定程度上彌補了常規(guī)業(yè)務(wù)監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)在監(jiān)測手段、監(jiān)測內(nèi)容和監(jiān)測范圍的不足。為了獲得全方位監(jiān)測結(jié)果，北京大學(xué)牽頭于2006—2008年組織開展了北京及周邊地區(qū)大氣化學(xué)觀測（CAREBEIJING），2013和2014年又在北京及華北區(qū)域組織實施大型綜合觀測實驗（CAREBEIJING-NCP），構(gòu)建了完整、系統(tǒng)的大氣污染綜合立體觀測網(wǎng)，實現(xiàn)了地面固定觀測網(wǎng)站、地面流動觀測、衛(wèi)星遙感、激光雷達(dá)、飛機航測相結(jié)合的觀測技術(shù)體系集成。目前正在建立京津冀及周邊地區(qū)大氣污染綜合立體觀測網(wǎng)并進(jìn)行天地空一體化大氣環(huán)境跨學(xué)科綜合觀測實驗。

非常高的時間和空間限制性污染以及暴露影響仍然知之甚少?？諝赓|(zhì)量監(jiān)測的傳統(tǒng)方法是基于靜態(tài)和稀疏測量站的網(wǎng)絡(luò)。然而，捕獲速度空間異質(zhì)性和識別污染熱點這些是非常昂貴的，這是開發(fā)強大的實時暴露控制策略所必需的。目前在開發(fā)低成本微觀尺度傳感技術(shù)方面的進(jìn)展正在改變傳統(tǒng)的方式來實現(xiàn)毛細(xì)管形式的實時信息。但問題仍然在于它們產(chǎn)生的數(shù)據(jù)不太準(zhǔn)確。

上述監(jiān)測技術(shù)、監(jiān)測方法和監(jiān)測設(shè)備均是對空氣質(zhì)量濃度監(jiān)測，而我們最終關(guān)注的大氣污染物對人體健康的影響，大氣顆粒物包含了若干種化學(xué)物質(zhì)和微生物，其成分隨不同地點和時間而變化，而且對人體健康的影響也隨環(huán)境要素（溫度、濕度、輻射強度等）變化而變化。因此，對大氣污染直接進(jìn)行毒性監(jiān)測成了必由之路。針對該問題，Wei等人建立了集成空氣采樣、微流控以及綠色熒光蛋白（GFP）標(biāo)記的模式釀酒酵母菌的生物傳感芯片與熒光動態(tài)監(jiān)測系統(tǒng)（SLEPTor），從原理上實現(xiàn)了在單活體分子水平對于大氣顆粒物的生物毒性進(jìn)行全方位的實時檢測。利用GFP標(biāo)記的釀酒酵母菌特定功能蛋白在顆粒物刺激下的表達(dá)，對大氣顆粒物的生物毒性進(jìn)行半定量表征。利用SLEPTor篩選出分別與氧化應(yīng)激和DNA修復(fù)有關(guān)且對大氣顆粒物刺激有靈敏響應(yīng)的氧化損傷蛋白（HSP60）和DNA修復(fù)蛋白（SSA1）兩種基因蛋白，結(jié)合酶標(biāo)儀檢測及細(xì)菌摻雜實驗的手段，研究了大氣中的生物成分（細(xì)菌及內(nèi)毒素）對于大氣顆粒物整體毒性的影響，并對顆粒物中可溶性成分的生物毒性進(jìn)行了分析。但該方法還在實驗階段，應(yīng)用技術(shù)和設(shè)備及毒性分析方法均需要進(jìn)一步研究。

4 大氣污染控制研究進(jìn)展

對于大氣污染，排放源是根本，物理過程和化學(xué)過程是關(guān)鍵，生物過程是核心。排放源、氣象條件是導(dǎo)致大氣污染的兩個基本條件。如果沒有排放源也就不存在大氣污染，有了排放源如果沒有大氣為載體在空氣中進(jìn)行傳播擴散，也不存在大氣污染。理論上大氣污染防治只要將兩個必要條件中的任何一個切斷就可以達(dá)到目的。由于大氣是一個開放系統(tǒng)，受大氣環(huán)流、局地環(huán)流、下墊面等共同影響，人為改變氣象條件非常困難。因此，大氣污染防治的主要方法是控制排放源，長期效應(yīng)通過產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)、能源結(jié)構(gòu)、重污染布局的優(yōu)化來實現(xiàn)，短期效應(yīng)通過減排限排的應(yīng)急措施得以實現(xiàn)。排放源分為自然源和人為源兩類，大氣污染防控對象是人為源。

大氣污染控制分為控制技術(shù)和控制方法兩個方面?？刂萍夹g(shù)指脫硫、脫硝、除塵等技術(shù)，而控制方法指對通過一系列減排限排措施進(jìn)行調(diào)控的策略或方法。本文主要針對大氣污染控制方法進(jìn)行評述。由于大氣污染的成因不同，有效控制對策也會不同。當(dāng)倫敦?zé)熿F事件發(fā)生后，人們很快發(fā)現(xiàn)和確定當(dāng)?shù)氐拇髿馕廴臼侨济喝紵?SO2及硫酸鹽所致，政府所采取的控制措施很快發(fā)揮有效作用。對于洛杉磯光化學(xué)煙霧事件，在大氣污染防治早期，由于此類光化學(xué)煙霧的來源、成分和形成機制沒有被完全了解，開始很長一段時間都只把 VOCs認(rèn)作為生成O3的成因，后來隨著科學(xué)家發(fā)現(xiàn) NOx也是生成臭氧的重要前體物，同時研發(fā)了針對各種污染源的減排技術(shù)，如機動車尾氣凈化、燃煤電廠的脫硝、除塵等，并提出科學(xué)的控制方案，才有效控制了光化學(xué)煙霧污染。1971年開始對 NOx進(jìn)行了控制，洛杉磯的空氣質(zhì)量才得到真正改善。

洛杉磯煙霧事件的控制經(jīng)歷告訴我們，控制方法的有效性很大程度上取決于大氣污染的成因及來源解析。大氣污染在形成機理和空間分布上均呈明顯的區(qū)域性特征。到目前為止，中國嚴(yán)重霧霾的主要成因已被廣泛研究，當(dāng)前空氣污染特征從傳統(tǒng)的煤煙型硫化物污染、汽車尾氣光化學(xué)煙霧污染轉(zhuǎn)變?yōu)椤皬?fù)合型”污染已得到共識，但形成機理尚未完全闡明。普遍認(rèn)為影響霧霾形成和演變的關(guān)鍵主要包括一次污染物的排放、二次氣溶膠形成均相和非均相反應(yīng)以及氣溶膠吸濕生長。對于來源解析，不同的研究者和不同的研究方法常常得出不盡相同的結(jié)論。中國政府采取了一系列控制措施，加上經(jīng)濟下行等因素，致使北京、上海和珠江三角洲地區(qū)的排放量大幅減少，在一定程度上改善了空氣質(zhì)量。

大氣污染控制涉及到自然、人文、社會等各個方面，直接跟經(jīng)濟發(fā)展相關(guān)。在大氣污染控制過程中,一些產(chǎn)業(yè)的淘汰造成了相應(yīng)的經(jīng)濟損失，同時另一些產(chǎn)業(yè)的興起又開始創(chuàng)造經(jīng)濟價值。一方面我們采取控制措施付出了經(jīng)濟代價（如企業(yè)的停工停產(chǎn)造成的損失），另一方面大氣環(huán)境得到改善又創(chuàng)造了效益，比如發(fā)病率降低使醫(yī)療費用減少、霧霾影響正常生產(chǎn)生活（高速公路關(guān)閉、交通事故增加、飛機航班取消等）的損失降低，因空氣質(zhì)量改善提高人們的工作效率也增加了正面效應(yīng)。根據(jù)大氣污染對人類健康的影響，1967年Ridker估計美國每年約付出 20億美元的健康代價。1970年Lave和Seskin估算認(rèn)為美國大氣污染物減少50%就會節(jié)約20億美元左右的醫(yī)療費用。USEPA 1974年估計，美國每年大氣污染總損失約123億美元，為了改善空氣質(zhì)量，認(rèn)為每年支付100億美元是合理的。2013年白韞雯和楊富強研究表明中國空氣污染每年造成的經(jīng)濟損失僅疾病成本就相當(dāng)于國內(nèi)國內(nèi)生產(chǎn)總值（GDP）的 1.2%。京津冀地區(qū)空氣污染損失估計為1259億元，占該地區(qū)GDP的3.41%。但如何控制既能達(dá)到目的又能使損失最小甚至呈正收益呢？顯然需要從理論和技術(shù)進(jìn)步、社會和經(jīng)濟發(fā)展等方面綜合考慮。由于大氣污染防治是一個涵蓋多領(lǐng)域的復(fù)雜龐大系統(tǒng)，有效實施大氣污染控制，首先需要找到主要矛盾，然后找到主要矛盾的主要方面，找準(zhǔn)污染源頭，實現(xiàn)靶向治理就是主要矛盾的主要方面，在這個方面吶思系統(tǒng)研發(fā)團隊做了一些有益的探索。

5 危害性識別與控制的理論框架及核心科學(xué)問題

大氣污染應(yīng)急控制的核心問題是如何采取恰當(dāng)?shù)恼{(diào)控措施，使其在達(dá)到環(huán)境健康風(fēng)險控制目標(biāo)的前提條件下實現(xiàn)經(jīng)濟代價、社會效益和健康效應(yīng)整體最優(yōu)，本質(zhì)問題是在大氣污染物傳輸、擴散、轉(zhuǎn)化、沉降等條件約束下提出一套對污染源的調(diào)控方案，涉及到排放源反演、氣象場預(yù)報、空氣質(zhì)量預(yù)報、污染溯源、污染控制的經(jīng)濟代價、社會效益和健康效應(yīng)評估等內(nèi)容。

5.1 理論框架

針對基于毒性監(jiān)測預(yù)報的大氣污染應(yīng)急控制需求，探索大氣污染毒性監(jiān)測預(yù)報和動態(tài)優(yōu)化控制的理論、技術(shù)和方法，理論框架。發(fā)展毒性監(jiān)測的傳感技術(shù)，研發(fā)毒性監(jiān)測設(shè)備，建立大氣污染物毒性監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)。發(fā)展基于伴隨原理的排放源動態(tài)反演方法，建立動態(tài)排放源清單，提高預(yù)報的準(zhǔn)確性。在毒性監(jiān)測的基礎(chǔ)上，建立毒性指標(biāo)體系，在動態(tài)排放源清單、氣象預(yù)報模式的驅(qū)動下，實現(xiàn)空氣質(zhì)量毒性預(yù)報。

發(fā)展大氣污染溯源模式和多目標(biāo)優(yōu)化控制方法，建立基于大氣環(huán)境健康風(fēng)險的重污染動態(tài)優(yōu)化控制模型得出空氣質(zhì)量控制的優(yōu)化方案，實現(xiàn)對排放源的動態(tài)優(yōu)化控制。對動態(tài)優(yōu)化控制的社會效益、健康效應(yīng)和經(jīng)濟代價進(jìn)行效果評估，并對污染天氣動態(tài)優(yōu)化控制進(jìn)行應(yīng)用示范。

5.2 核心科學(xué)問題

大氣污染危害性識別的核心科學(xué)問題有排放源清單動態(tài)反演、大氣顆粒物毒性識別、大氣污染物毒性指標(biāo)體系、化學(xué)過程數(shù)據(jù)同化、基于毒性的健康風(fēng)險預(yù)報、大氣污染優(yōu)化控制等。

源排放清單可分為調(diào)查源清單和反演源清單兩大類。調(diào)查源清單存在更新頻率低、更新速度慢、主觀性強等固有缺陷，以之對應(yīng)的反演源清單正好可以彌補這些缺陷。因此，發(fā)展基于監(jiān)測結(jié)果和空氣質(zhì)量模式的反演源清單是一個非常有效的辦法。但由于反演源清單是從受體到源的逆過程，從數(shù)學(xué)上將復(fù)雜非線性的物理化學(xué)過程反向描述并快速求解存在瓶頸，伴隨方法是破解這一瓶頸的有效途徑。關(guān)鍵問題在于如果將非線性化學(xué)過程及其新發(fā)現(xiàn)的機理從數(shù)學(xué)上描述清楚，這也是在該方向上需要重點發(fā)展的核心內(nèi)容，這一問題得到有效解決，可以直接推動大氣化學(xué)數(shù)據(jù)過程同化的發(fā)展。

對于顆粒物毒性監(jiān)測，利用基因熒光探針標(biāo)記控制活體酵母菌氧化應(yīng)激等相關(guān)特異性蛋白的基因，使活體酵母菌作為大氣顆粒物毒性的指示微生物，通過實時檢測特定波長不同熒光蛋白表達(dá)濃度反演大氣顆粒物的生物毒性。通過大流量空氣顆粒采樣器，發(fā)展能夠與微流控結(jié)合實現(xiàn)大氣樣品的實時輸送技術(shù)；研發(fā)基于熒光標(biāo)記的酵母菌芯片，能夠?qū)崟r對大氣顆粒的氧化損傷、DNA修復(fù)以及重金屬做出響應(yīng)；研發(fā)實時在線熒光讀取模塊，實現(xiàn)對酵母菌芯片不同區(qū)域的熒光實時讀取，從而實現(xiàn)對大氣顆粒的相關(guān)毒性進(jìn)行反演；研發(fā)基于熒光蛋白標(biāo)記的酵母菌的大氣顆粒毒性實時在線監(jiān)測儀器設(shè)備，并對大氣顆粒的毒性進(jìn)行測試，研究其靈敏度、檢測限等；建立大氣顆粒物毒性監(jiān)測網(wǎng)，實現(xiàn)與大氣污染物質(zhì)量濃度同步監(jiān)測，分析研究毒性監(jiān)測與濃度監(jiān)測結(jié)果的關(guān)聯(lián)性。

現(xiàn)有空氣質(zhì)量指數(shù)（AQI）中，采用了 PM2.5，PM10，O3，SO2，NO2和 CO等 6種常規(guī)污染物的質(zhì)量濃度，但 PM2.5和 PM10為混合物，不同地區(qū)不同時段的成份往往不同，計算AQI指數(shù)時卻采用了質(zhì)量濃度作為閾值，顯然不能反映顆粒物不同組分對人體健康影響的差異性。大氣污染防治本質(zhì)上是為了最有效和最大限度地減小大氣污染物對人體健康的影響，因此客觀上需要建立大氣污染毒性指標(biāo)體系，彌補現(xiàn)有AQI指數(shù)的缺陷，以科學(xué)評價大氣污染對人體健康的真實危害性，為大氣污染防控提供客觀依據(jù)。

應(yīng)用伴隨算子原理，發(fā)展排放源數(shù)據(jù)同化技術(shù)，建立動態(tài)源清單；基于毒性監(jiān)測與質(zhì)量濃度監(jiān)測結(jié)果的關(guān)聯(lián)性，建立毒性預(yù)報關(guān)聯(lián)矩陣；基于我國人群和暴露水平，獲得大氣污染導(dǎo)致人體健康急性和慢性效應(yīng)的暴露反應(yīng)關(guān)系，建立大氣污染物毒性計量標(biāo)準(zhǔn)體系；根據(jù)大氣污染物濃度和毒性的關(guān)聯(lián)矩陣，基于空氣質(zhì)量預(yù)報模式（CMAQ，CAMx，WRF-Chem等），發(fā)展相應(yīng)的空氣質(zhì)量毒性預(yù)報模式；根據(jù)大氣污染物毒性計量標(biāo)準(zhǔn)體系和毒性預(yù)報模式，發(fā)展基于毒性預(yù)報的大氣污染健康風(fēng)險預(yù)報體系；發(fā)展空氣質(zhì)量監(jiān)測、預(yù)報與空氣質(zhì)量毒性預(yù)報耦合方法，對大氣污染毒性預(yù)報進(jìn)行測試和驗證。

建立基于毒性預(yù)報的大氣污染動態(tài)優(yōu)化控制模型；發(fā)展空氣質(zhì)量控制的經(jīng)濟代價、社會效益和健康效應(yīng)評估模型，建立大氣污染健康風(fēng)險控制的目標(biāo)函數(shù)，探索大氣污染形成條件、調(diào)控和效應(yīng)三者之間的關(guān)聯(lián)機理，實現(xiàn)大氣污染調(diào)控定量化；通過動態(tài)源清單、大氣環(huán)境監(jiān)測、排放源管理、敏感性分析、大氣污染調(diào)控成本和社會環(huán)境效益的計算等多項技術(shù)和方法，形成大氣污染動態(tài)調(diào)控優(yōu)化方案；根據(jù)所建前體物—受體的伴隨模式、目標(biāo)函數(shù)和約束條件，研究高維多目標(biāo)降維方法，發(fā)展優(yōu)化求解方法，以滿足動態(tài)調(diào)控的準(zhǔn)確性和時效性需求；分析優(yōu)化解的存在性、不確定性、收斂性和分布性。

將空氣質(zhì)量毒性監(jiān)測、預(yù)報、溯源、健康風(fēng)險預(yù)警、動態(tài)優(yōu)化控制一體化，發(fā)展空氣質(zhì)量預(yù)報與污染控制決策支持系統(tǒng)（NARS等），形成一個閉環(huán)系統(tǒng)。

6 結(jié)束語

人類社會對大氣污染的危害性與危害程度已經(jīng)有了充分認(rèn)識，發(fā)展了較為成熟的排放源清單、大氣環(huán)境監(jiān)測、氣象場預(yù)報、空氣質(zhì)量預(yù)報、源解析與溯源、控制技術(shù)與控制方法等理論、技術(shù)、方法和標(biāo)準(zhǔn)，為有效控制大氣污染發(fā)揮了關(guān)鍵性作用。但由于大氣污染與防治物理過程、化學(xué)過程和生物過程及其數(shù)學(xué)描述方法極為復(fù)雜又交錯影響制約，關(guān)于源清單動態(tài)反演與生成、顆粒物毒性識別、化學(xué)過程數(shù)據(jù)同化、健康風(fēng)險預(yù)報預(yù)警、應(yīng)急來源解析、動態(tài)優(yōu)化控制等方面的理論、技術(shù)和方法還很不成熟，沒有直接跟大氣污染物毒性關(guān)聯(lián)的健康風(fēng)險指標(biāo)體系，致使大氣污染應(yīng)急優(yōu)化控制和產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)、能源結(jié)構(gòu)與重污染源布局的優(yōu)化問題缺乏科技支撐，仍不能做到有效客觀地找準(zhǔn)污染源頭，實現(xiàn)靶向治理。為了滿足生態(tài)文明建設(shè)的客觀需要，這方面的理論、技術(shù)、方法和標(biāo)準(zhǔn)還需要持續(xù)長足發(fā)展。

（致謝本工作得到了中國科學(xué)院大氣物理研究所曾慶存院士和火箭軍工程大學(xué)侯立安院士的指導(dǎo)、中國科學(xué)院大氣物理研究所胡非研究員和陸軍防化學(xué)院劉峰副教授有益的討論、北京大學(xué)物理學(xué)院桑建國教授和陸軍防化學(xué)院陳海平教授提供的寶貴資料以及中國科學(xué)院大氣物理研究所吳琳副研究員、中國氣象局程興宏博士、盛黎博士、繆育聰博士、中國人民解放軍31010部隊張季平博士、北京眾藍(lán)科技有限公司李軍博士的協(xié)助，謹(jǐn)此致謝。）

（摘自《科學(xué)通報》2018年第10期）