魯璽，張少君，邢佳，王韻杰，陳文會，丁點，吳燁,b，王書肖,b,*，段雷,b，郝吉明,b,*

a State Key Joint Laboratory of Environment Simulation and Pollution Control,School of Environment,Tsinghua University,Beijing 100084,China

b State Environmental Protection Key Laboratory of Sources and Control of Air Pollution Complex,Beijing 100084,China

1.引言

在過去的30年中，中國經(jīng)濟高速增長。從1990年到2017年，中國國內(nèi)生產(chǎn)總值（GDP）增長了43倍，年均增長率超過10%[1]。中國經(jīng)濟高速增長與化石燃料消費（尤其是煤炭）密切相關(guān)。煤炭也是各種大氣污染物和二氧化碳（CO2）排放的主要來源。中國的CO2排放量和能源消耗量分別在2007年和2009年超過了美國，中國也成為了世界上最大的能源消耗和碳排放國家。2017年，中國貢獻了全球23.2%的能源消耗量和27.6%的CO2排放量[2]。中國二氧化硫（SO2）、氮氧化物（NOx）和一次細顆粒物（PM2.5）的排放量分別于2007年、2012年和2006年達到了歷史最高[3,4]，其峰值年排放水平分別為1990年的2.5倍、4.6倍和1.5倍（圖1[5,6]）。2017年，我國338個城市中約有70%仍未達到國家環(huán)境空氣質(zhì)量標準（NAAQS）[7]，PM2.5濃度未達標是其中最突出的問題。中國同時面臨著改善空氣質(zhì)量和應對氣候變化的雙重壓力。

在過去的30年里，中國一直致力于將大氣污染、碳強度與經(jīng)濟增長脫鉤，最終建立具有可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)文明特征的社會發(fā)展模式。在早期階段（20世紀70年代和80年代），中國主要在地方層面實施大氣污染治理，主要工作是控制煙（粉）塵排放。后來，酸雨成為中國一個嚴重的、大面積（曾影響超過30%的國土面積）的環(huán)境問題，對南部和西南部地區(qū)的影響尤其嚴重。自20世紀90年代以來，針對燃煤行業(yè)SO2減排的監(jiān)管已變得更加嚴格[8]。這些努力使得中國的SO2和PM2.5的總排放量在2010年前達到了峰值[5]。

PM2.5污染的前體物種類復雜、形成機制復雜，其污染治理也最具挑戰(zhàn)性。在這樣的背景下，中國的空氣質(zhì)量管理已轉(zhuǎn)變?yōu)橐环N新的模式：從最初側(cè)重于單一污染物或單一部門的控制行動，轉(zhuǎn)變?yōu)橥ㄟ^區(qū)域聯(lián)防聯(lián)控或甚至全國層面協(xié)同努力，減少來自多個部門的多種前體物排放。近年來，中國實施了一系列政策，包括2018—2020年的“藍天保衛(wèi)戰(zhàn)三年行動計劃”，以及面向2035年的“美麗中國”中長期目標。后者要求中國的空氣質(zhì)量得到根本改善：到2035年所有城市的PM2.5的年濃度要低于35 μg·m-3[世界衛(wèi)生組織（WHO）建議的第一過渡階段目標值]。為了實現(xiàn)這一目標，除了更嚴格的末端治理措施外，深入調(diào)整工業(yè)結(jié)構(gòu)和能源系統(tǒng)的去碳化也是至關(guān)重要的。

另一方面，自1980年以來，中國的碳強度（即單位GDP的CO2排放量）已經(jīng)快速下降，這反映了為提高能源效率而采取初步行動的有效性，以及最近的中國應對氣候變化的戰(zhàn)略。2015年在巴黎召開的聯(lián)合國氣候變化大會（COP21）上，中國承諾將碳強度相較于2005年降低60%～65%，并在2030 年或更早實現(xiàn)碳達峰（作者注：中國最新氣候目標包括，2030年單位國內(nèi)生產(chǎn)總值CO2排放將比2005年下降65%以上；CO2排放力爭于2030年前達到峰值，努力爭取2060年前實現(xiàn)碳中和）。到2030年，日益增加的清潔和低碳能源的使用將在中國從相對碳-經(jīng)濟脫鉤向絕對碳-經(jīng)濟脫鉤的過渡中起到重要作用。減少大氣污染物和減少溫室氣體（GHG）、特別是CO2的排放密不可分。2015年，聯(lián)合國大會（UNGA）提出了2030年可持續(xù)發(fā)展目標（SDG）[9]，強調(diào)了一條具有多重效益的協(xié)同途徑，并將其作為應對可持續(xù)性發(fā)展復雜挑戰(zhàn)的重要手段。自2012年以來，中國政府一直在推進國家生態(tài)文明建設(shè)戰(zhàn)略的實施，以實現(xiàn)經(jīng)濟增長與生態(tài)環(huán)境負面影響的脫鉤，建設(shè)“美麗中國”。顯然，大氣污染治理和應對氣候變化在這一進展中都發(fā)揮著關(guān)鍵作用。本文全面回顧了過去30年來中國為解決不斷變化的大氣污染治理問題所做的努力。在建設(shè)生態(tài)文明的征程上，為了應對臭氧（O3）污染控制、PM2.5濃度持續(xù)降低等新挑戰(zhàn)，我們需要繼續(xù)努力探索大氣污染與氣候變化協(xié)同應對的綜合路徑。

圖1.1990—2017年期間中國國內(nèi)生產(chǎn)總值（GDP）、能源消耗和人口趨勢，以及SO2、NOx、一次PM2.5、非甲烷揮發(fā)性有機化合物(NMVOC)和CO2的排放量趨勢，1990年的數(shù)值為1。國內(nèi)GDP、能源消耗和人口數(shù)據(jù)來自中國國家統(tǒng)計局。2010—2017年空氣污染物（SO2、NOx、PM2.5和NMVOC）的排放數(shù)據(jù)來自清華大學的中國多尺度排放清單（MEIC）[5]。CO2排放數(shù)據(jù)來自國際能源署(IEA)[6]。

2.從酸雨到霾污染——生態(tài)文明建設(shè)的急迫問題

20世紀80年代，煤炭和其他化石燃料的過度使用導致了SO2和NOx的大量排放，這些氣態(tài)污染物在大氣環(huán)境中被氧化成硫酸和硝酸，并且可以傳輸數(shù)百公里，在區(qū)域范圍內(nèi)造成酸沉降[8]。酸雨成為中國遇到的第一個嚴重的區(qū)域性空氣污染問題。在中國的南部和西南的部分地區(qū)，煤炭中的含硫量高達4%；在這些區(qū)域，堿性顆粒物起到的酸中和作用又比中國北方地區(qū)弱得多，導致其酸雨問題在中國最為突出[8]。酸雨對環(huán)境、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、人類和復雜的生態(tài)系統(tǒng)（如地面植被和生物多樣性）都構(gòu)成了嚴重的威脅。據(jù)估計，酸雨在中國的社會成本高達320億美元[8]。

在過去20年中，中國平均降水酸度（即平均pH值）與總SO2排放量之間存在顯著的負相關(guān)關(guān)系（皮爾遜相關(guān)系數(shù)r=-0.90）（圖2）[10]。平均降水pH值的最低值和總SO2排放量的峰值都出現(xiàn)在2006年，當時中國約三分之一土地都受到酸雨威脅。據(jù)估計，以區(qū)域硫沉降和氮沉降通量為指標，2006年中國酸雨的嚴重程度與20世紀80年代中歐的污染程度相當或比其更高[8]。

與對酸雨問題的反應相比，中國決策者對PM2.5污染問題的認識歷程更加漫長。20世紀90年代哈佛大學發(fā)表的美國東部六城市研究對認識PM2.5污染的健康影響具有里程碑意義。研究表明細顆粒物（PM2.5）暴露（而非粗顆粒物暴露）與每日死亡率相關(guān)性極高[11]，這促使美國環(huán)保署（EPA）在1997年制定了全球第一個PM2.5環(huán)境空氣質(zhì)量標準[12]。隨后，中國研究人員開始測量大氣PM2.5濃度并分析其化學組成。1999年，清華大學研究小組率先在北京對大氣PM2.5濃度進行了連續(xù)測量，發(fā)現(xiàn)當時的PM2.5年平均值在115～127 μg·m-3之間[13]。與粗顆粒物主要來自一次氣溶膠不同，PM2.5的主要化學成分是二次氣溶膠（如硝酸銨、硫酸銨和有機氣溶膠）。這表明僅靠自20世紀70年代以來就實施的粉塵排放控制措施無法有效降低PM2.5濃度。

高濃度PM2.5污染俗稱霧霾，在冬天經(jīng)常席卷中國眾多城市，顯著降低了能見度并損害了人們的健康。直到2012年，中國才修訂環(huán)境空氣質(zhì)量標準（NAAQS），采用WHO第一過渡階段目標值（35 μg·m-3）作為PM2.5的年均濃度限值。政府也開始逐步建立PM2.5監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)，以監(jiān)測更多地區(qū)的PM2.5濃度，并向公眾提供實時結(jié)果。在2013年，中國74個重點城市中有96%未能達到NAAQS年均PM2.5濃度限值。京津冀（BTH）地區(qū)的城市污染最為嚴重，該區(qū)域的PM2.5年均濃度是標準限值的2～3倍。在2013年1月的一次嚴重霧霾污染事件中，小時PM2.5濃度的最高記錄高達800 μg·m-3[14]。衛(wèi)星上的圖像對氣溶膠光學深度（AOD）的反演結(jié)果，可用于表征地面PM2.5的連續(xù)趨勢。衛(wèi)星數(shù)據(jù)證實，BTH區(qū)域面臨著中國最嚴重的PM2.5污染，并在2004—2007年期間嚴重惡化[15]。

根據(jù)2015年全球疾病負擔（GBD）研究，PM2.5污染暴露每年導致中國110萬人死亡，大氣PM2.5暴露也被確定為中國疾病負擔的一個重要風險因素?；贕BD的研究成果，世界銀行估計，2013年由空氣污染（包括室內(nèi)暴露）導致的過早死亡成本接近當年國內(nèi)生產(chǎn)總值的10%，這一比例明顯高于歐洲和北美發(fā)達國家[17]。鑒于空氣污染對公眾健康的嚴重影響，毫無疑問，改善空氣質(zhì)量已成為中國發(fā)展生態(tài)文明的核心領(lǐng)域。

3.從排放控制到空氣質(zhì)量管理——生態(tài)文明的關(guān)鍵任務

圖2.1995—2017年期間全國平均降水pH值和總SO2排放量的趨勢。從酸雨監(jiān)測網(wǎng)絡(luò)連續(xù)觀測的74個站點獲得降水pH數(shù)據(jù)[10]；藍色帶表示平均值在一個標準差內(nèi)的間隔。SO2的排放數(shù)據(jù)來源于MEIC模型。

隨著近30年來社會的快速發(fā)展，中國的空氣質(zhì)量管理的目標也在不斷演進：一開始是酸雨和NOx排放，現(xiàn)在則重點關(guān)注PM2.5污染（圖3）。酸雨相關(guān)管控措施在20世紀90年代主要集中在對燃煤SO2排放的控制上。然而，直到“十一五”期間采用了多樣化技術(shù)和政策手段后，SO2排放量增長趨勢才得到扭轉(zhuǎn)（2007年達峰）。如果沒有政治問責制的創(chuàng)新改進、SO2排放核查以及火電廠安裝和運行煙氣脫硫（FGD）的經(jīng)濟激勵，就不可能實現(xiàn)SO2排放的有效控制。NOx的來源比SO2更為廣泛，包括燃煤、移動源和其他化石燃料燃燒。因此，控制NOx排放的行動更加廣泛和復雜，并且需要多個部門之間的協(xié)作?？刂芇M2.5污染不僅需要多部門、多污染物的持續(xù)減排，還需要考慮氣象和大氣化學機制的復雜影響。目前，中國已經(jīng)實施了區(qū)域聯(lián)防聯(lián)控的綜合行動，以盡量減少PM2.5污染對生態(tài)和社會的不利影響。自2013年以來，PM2.5污染防治標志著我國的空氣質(zhì)量管理戰(zhàn)略從排放總量控制向質(zhì)量改善和風險管控轉(zhuǎn)變。PM2.5污染的根本改善已成為我國生態(tài)文明建設(shè)成功與否的關(guān)鍵指標。

3.1.SO2排放的脫鉤

《中華人民共和國大氣污染防治法》（以下簡稱《大氣污染防治法》）于1987年制定[18]。在最初的版本中，工業(yè)有害氣體、煙塵和惡臭污染是主要的關(guān)注點，只對煉油廠、合成氨的工廠、煉焦廠以及有色金屬冶煉等工業(yè)行業(yè)進行SO2控制。1995年對《大氣污染防治法》進行了第一次修訂，增加了一章關(guān)于控制燃煤污染的內(nèi)容，以解決SO2排放和酸雨問題。這一修訂要求劃定酸雨和SO2污染控制區(qū)（“兩控區(qū)”）[19]。酸雨控制區(qū)是指降水pH≤4.5、硫沉降超過臨界負荷以及SO2排放量大的地區(qū)。SO2污染控制區(qū)的劃分則基于環(huán)境中SO2濃度的超標情況。由國家環(huán)境保護總局（SEPA）[現(xiàn)生態(tài)環(huán)境部（MEE）]提出的兩控區(qū)劃分方案被中華人民共和國國務院（以下簡稱國務院）批準，作為國家的SO2污染防治政策。兩控區(qū)涵蓋全國11.4%的領(lǐng)土（總面積為1.09×106km2），對兩控區(qū)設(shè)定了到2010年限制SO2排放總量的目標，限制了高硫煤的生產(chǎn)和使用，并要求新建和改建的燃煤電廠采用兩控區(qū)政策要求的脫硫裝置。

盡管2000年修訂的《大氣污染防治法》要求安裝煙氣脫硫系統(tǒng)，但其卻并未得到嚴格實施[20]。因此，在煤炭消耗激增的影響下，2002—2006年間SO2的總排放量增加了近50%（圖2），加劇了全國范圍內(nèi)的酸雨污染[10]。這種情況在“十一五”規(guī)劃（2006—2010年）中得到了扭轉(zhuǎn)，該規(guī)劃設(shè)定了將SO2總排放量減少10%的目標?？偭颗欧趴刂颇繕耸状纬蔀閷κ〖壓褪屑壵膹娭菩砸螅瑳]有實現(xiàn)該目標的地方領(lǐng)導人會在干部評估時受到影響，“十一五”規(guī)劃也因此被認為是一個里程碑[21]。

圖3.中國大氣污染治理的重要里程碑和政策演變，包括對SO2和NOx排放以及PM2.5環(huán)境濃度的控制行動。FYP：五年計劃。

除了政治問責制外，國家還采取了針對SO2排放量的核查和財政激勵措施[20]；例如，自2007年以來，燃煤電廠需要安裝在線監(jiān)測設(shè)備（CEMS），以報告煙氣脫硫裝置的運行狀況并監(jiān)控煙氣中SO2的實時濃度。煙氣脫硫裝置運行正常（即至少90%的電力投入使用）的發(fā)電廠可享受每千瓦時0.015元人民幣的補貼。否則，將處以不低于脫硫補貼的罰款。因此，熱電廠中煙氣脫硫的使用率從2005年的14%增加到2010年的86%。從2005年到2010年，盡管中國的發(fā)電量增長了約80%，但電力這一中國最大人為源所產(chǎn)生的SO2排放量卻減少了23%。根據(jù)官方統(tǒng)計，從2005年到2010年，中國的SO2總排放量減少了14%[22]，這說明“十一五”規(guī)劃在控制SO2排放方面取得了巨大成功，衛(wèi)星觀測結(jié)果也證明了這一趨勢[23]。酸雨問題由此得到了極大的改善[10]。

3.2.NOx 排放的脫鉤

另一方面，與SO2的控制行動相比，中國的NOx排放法規(guī)相對滯后。NOx來源涉及高溫燃燒的多個行業(yè)，這就使得減少NOx排放的難度更大、成本更高。除了燃煤電廠和工業(yè)鍋爐，機動車尾氣排放和其他化石燃料的燃燒也是NOx排放的重要來源。自下而上的排放清單和衛(wèi)星觀測結(jié)果都表明，1990—2010年間中國NOx總排放量增加了三倍（圖1）。2000年以來，許多大城市都經(jīng)歷了快速機動化的過程，城市二氧化氮（NO2）濃度超過了NAAQS限值。在中國許多地區(qū)都觀察到環(huán)境PM2.5[25]和降水[10]中硝酸鹽（NO3-）與硫酸鹽（SO42-）的比率呈上升趨勢。但是，直到“十二五”（2011—2015年）才啟動了NOx排放總量控制政策。

借鑒“十一五”期間控制SO2排放的成功經(jīng)驗，中國政府制定了相似的強制性目標，即在“十二五”期間將NOx排放量減少10%。火力發(fā)電廠是政策制定者的主要目標部門，因為這些火力發(fā)電廠的排放量至少占全國NOx總排放量的30%[26]?？刂芐O2排放的許多政策手段和管理措施（如CEMS）也適用于NOx排放控制。2010年，燃煤電廠主要依靠低氮燃燒器（LNB）控制NOx，而NOx去除效率更高的選擇性催化還原（SCR）技術(shù)的應用比例僅占12%。“十二五”期間，中國加嚴了燃煤電廠的排放標準，將NOx排放限值設(shè)定為100 mg·m-3，這是當時世界上最嚴格的標準。2015年，NOx限值進一步修訂為50 mg·m-3，即超低排放限值[27]。因此，到2015年，超過80%的火力發(fā)電廠安裝了SCR來控制NOx的排放。在“十二五”期間，NOx總排放量減少了10.9%，這扭轉(zhuǎn)了過去十年NOx排放量快速增長的趨勢[28,29]。

3.3.PM2.5濃度脫鉤

2012年，NAAQS修訂版第一次納入了PM2.5作為法規(guī)污染物，標志著中國空氣污染控制的一個戰(zhàn)略性里程碑。隨著公眾開始逐漸了解PM2.5污染、大氣能見度與健康之間的關(guān)系，PM2.5濃度已成為比其他大氣污染更為易懂的指標。國務院發(fā)布的《2013—2017年大氣污染防治行動計劃》（以下簡稱《行動計劃》）的主要目標是改善全國空氣質(zhì)量，減少重污染天數(shù)。與以前由國家環(huán)境保護總局提出、國務院批準的兩控區(qū)政策不同，《行動計劃》是第一次由國務院直接領(lǐng)導和推動的大氣污染防治政策。這也說明，消除PM2.5污染需要國家和地方比以往任何時候都多的協(xié)作和努力。東部三個主要地區(qū)[京津冀、長江三角洲（YRD）和珠江三角洲（PRD）]的PM2.5污染控制目標要求更加嚴格：在2013—2017年期間，將PM2.5的平均濃度分別降低25%、20%和15%。雖然2013—2017年的氣象條件變化稍有利于降低京津冀地區(qū)的PM2.5濃度，但排放量的減少仍是環(huán)境PM2.5濃度下降、健康效益提高的主要因素[30]。北京的目標是2017年平均濃度低于60 μg·m-3，即在五年內(nèi)把2013年濃度（89 μg·m-3）降低30%以上。

圖4總結(jié)了2013年以來中國政府實施控制PM2.5污染的主要行動計劃。該政策體系的變化趨勢十分明顯，即逐步涉及更多類別的PM2.5前體物和排放區(qū)域，因為針對單一污染物或單一區(qū)域的傳統(tǒng)控制措施不足以實現(xiàn)《行動計劃》所要求的大幅降低PM2.5濃度的目標。值得注意的是，由于工業(yè)活動的快速增長和對鋼鐵行業(yè)的寬松控制，衛(wèi)星觀測結(jié)果估算的SO2排放量和硫酸鹽濃度在2010—2011年期間均略有反彈（圖2），超過了發(fā)電廠SO2控制的減少量[31]。因此，工業(yè)污染部門采取了一系列嚴格的控制措施，包括加嚴工業(yè)排放標準、淘汰小散污企業(yè)、淘汰落后工藝以及工業(yè)鍋爐升級改造[32]。與其他前體物（如SO2和NOx）的控制措施相比，2013年之前中國對揮發(fā)性有機化合物（VOC）和氨（NH3）排放的控制相對寬松[33]。應用響應曲面模型（RSM）研究污染最嚴重的京津冀地區(qū)PM2.5濃度對前體物排放的非線性響應關(guān)系，可知PM2.5的濃度主要同NH3和有機化合物[例如，非甲烷揮發(fā)性有機化合物（NMVOC）、中等揮發(fā)性有機化合物（IVOC）和主要有機氣溶膠（POA）]的排放有關(guān)[34]。為了達到NAAQS的PM2.5標準[35]，到2030年，全國NMVOC的排放量必須比2012年至少減少36%。因此，2015年啟動了針對石化行業(yè)、有機化工行業(yè)、表面涂裝行業(yè)以及包裝印刷行業(yè)的全面VOC控制計劃。RSM計算表明，1990—2005年期間NH3排放量快速增加導致硫酸鹽和硝酸鹽濃度增加了50%～60%[36,37]。硝酸鹽已成為京津冀地區(qū)PM2.5的主要成分，并導致了嚴重的霧霾[38,39]。其中一個重要的原因是，SO2濃度已經(jīng)顯著下降，在富氨和高濕條件下更加有利于硝酸鹽向顆粒相的轉(zhuǎn)變[39,40]。因此，中央政府已認識到控制NH3排放的重要性，并將農(nóng)業(yè)部門（如農(nóng)作物種植和水產(chǎn)養(yǎng)殖）也納入了2018—2020年的藍天保衛(wèi)戰(zhàn)三年行動計劃中。

圖4.2013年以來主要的大氣污染控制政策。

如圖4所示，除了實施在全國層面上的控制行動，幾個重點地區(qū)采取了更大力度的控制措施。由于中央政府和公眾的日益關(guān)注，重點城市（如北京和上海）的空氣質(zhì)量已經(jīng)得到了改善，PM2.5污染有所減輕。經(jīng)過二十年的努力，北京在PM2.5污染的治理上取得了巨大成就。事實上，北京早在20世紀90年代就開始實施全面的大氣污染控制政策。在2008年奧運會期間，北京和周邊省份采取了有效的控制措施，確保了良好的空氣質(zhì)量[41]。從1998年到2013年，盡管城市GDP、常住人口、汽車保有量和能源消耗顯著增加，但北京一氧化碳、SO2、PM10和NO2濃度仍在持續(xù)下降。在2008年奧運會期間我國成功控制了空氣污染，這使當?shù)仡I(lǐng)導人認識到，大氣中PM2.5污染是由排放、氣象條件和大氣化學共同造成的；此外，如果沒有周圍省份的共同努力，就無法成功控制PM2.5污染。因此，政府在治理PM2.5污染來源解析方面取得寶貴經(jīng)驗。為期一年的監(jiān)測數(shù)據(jù)分析結(jié)果表明，2013年北京大氣PM2.5污染約有三分之二來自于本地排放。據(jù)估計，在這些本地排放源源中，移動源（主要是機動車）貢獻最大（31%），其次是燃煤（22%）、工業(yè)（18%）和揚塵（15%）[42]。

2013年之前，北京市大氣污染控制的重點是大型電廠和城市燃煤。自2013年以來，北京市為城鄉(xiāng)居民提供了更多補貼，以鼓勵人們用電或天然氣替代煤炭。選擇煤改電清潔采暖改造的家庭可獲得的補貼相當于設(shè)備購置成本的三分之二，且有資格獲得高達78%的采暖電費折扣[43]。截至2017年，除偏遠農(nóng)村地區(qū)的一些家庭外，北京大多數(shù)家庭已實現(xiàn)無煤化。減少煤炭使用的最直接效益是，北京目前年均SO2濃度已低于10 μg·m-3，比20年前的水平減少了90%以上。北京市正在向無煤城市邁進。

北京率先在中國實施機動車污染控制，制訂和實施的機動車排放標準和燃油質(zhì)量標準均領(lǐng)先于國家標準[44]。北京已經(jīng)采用了先進道路排放監(jiān)測技術(shù)，主要是遙感和便攜式排放測試系統(tǒng)，嚴格強化在用車排放符合性。此外，北京還通過激勵措施和交通管理政策促進了可持續(xù)交通運輸系統(tǒng)的發(fā)展[43]。自行車、地鐵和公交現(xiàn)在占北京總出行的60%以上，城市居民正在采用比以往任何時候都更可持續(xù)發(fā)展的出行方式。到2017年，新能源汽車（主要是電動汽車）占汽車總量的3%左右。

據(jù)估計，2013—2017年期間北京及周邊地區(qū)主要前體物的排放量比以往任何時候都下降得更快。2017年北京市SO2、NOx、VOCs和一次PM2.5排放量分別比2013年減少了83%、43%、42%和59%。空氣質(zhì)量模擬結(jié)果表明，PM2.5濃度從2013年的89 μg·m-3減少到2017年的58 μg·m-3[45]（2019年為42 μg·m-3）。這一重大進展主要是因為上述前體物排放量的大幅削減。在各項控制措施中，燃煤鍋爐的改造以及更清潔的居民燃料的使用使得PM2.5濃度降低了10 μg·m-3以上。機動車排放控制也有效地減少了NOx的排放，促使PM2.5濃度降低了2 μg·m-3[43]。

在《大氣污染防治行動計劃》的指導下，中國許多城市都學習北京經(jīng)驗以降低城市PM2.5濃度（圖5）。生態(tài)文明發(fā)展戰(zhàn)略也有助于以更高的公眾參與意愿、更明確的目標、更具支持性的立法和激勵措施以及從中央到地方政府更加嚴格的控制措施來采取行動。這些因素與公眾參與一起使得國家在控制PM2.5污染和改善公共衛(wèi)生與安全健康方面取得了進展。在2013—2017年《大氣污染防治行動計劃》實施期間，中國所有城市的PM2.5濃度平均下降了23%[46]（圖5），三個重點區(qū)域的減排幅度更大：京津冀地區(qū)降低40%，長三角地區(qū)降低34%，珠三角地區(qū)降低28%。2017年珠三角地區(qū)的年均PM2.5濃度為34 μg·m-3，已達到NAAQS的年均限值。這一進展促使一些地方政府積極地為PM2.5設(shè)定了更嚴格的限值（例如，WHO第二過渡階段目標值為25 μg·m-3），并努力解決O3污染等其他緊迫問題。

4.生態(tài)文明建設(shè)中的新挑戰(zhàn)——臭氧污染

盡管在解決酸雨和PM2.5問題方面已經(jīng)取得了實質(zhì)性進展[圖6（a）]，但中國許多地區(qū)的地面O3污染仍然在加劇。不斷惡化的O3問題也給PM2.5污染的持續(xù)改善帶來了更為嚴峻的挑戰(zhàn)。由于中國東部大部分地區(qū)O3污染的逐步加劇[47-50]，近期O3污染在中國公眾和學術(shù)界引發(fā)了更多的關(guān)注。如圖6（b）所示，2013—2017年，74個重點城市和京津冀地區(qū)的O3日最大8 h平均濃度值第90百分數(shù)分別增加了20.1%和24.5%。此外，中國東部人口稠密地區(qū)暴露于高濃度O3污染下，其健康影響也更加突出。根據(jù)GBD項目評估[51]，中國成年人長期暴露于O3污染導致的呼吸道疾病死亡人數(shù)在27.4萬～31.6萬之間，約等于PM2.5暴露致死人數(shù)的25%～29%[16]。在中國生態(tài)文明建設(shè)過程中，必須把O3和PM2.5的控制有機結(jié)合起來，以確保無污染、健康的生活環(huán)境。

圖5.2013—2018年間中國人口最多的20個城市的PM2.5月均濃度變化趨勢。PM2.5觀測濃度來自于中國環(huán)境監(jiān)測總站發(fā)布的數(shù)據(jù)。

圖6.2013—2017年間京津冀及74城市年均PM2.5觀測濃度（a）和O3日最大8小時平均值第90百分位數(shù)的變化趨勢（b）。陰影部分為25%～75%分位數(shù)。數(shù)據(jù)列在了附錄A的表S1中。表S2列出了74城市的PM2.5月均濃度。京津冀及74城市的PM2.5和O3濃度來自于中國環(huán)境監(jiān)測總站發(fā)布的數(shù)據(jù)。

O3污染控制的最大挑戰(zhàn)在于大氣光化學反應的復雜性，這取決于O3-NOx-VOC的敏感性診斷和氣象條件[52,53]。旨在減少PM2.5的NOx或VOC減排策略可能會不利于O3的減少。中國大多數(shù)城市地區(qū)屬于較強的VOC控制區(qū)[54,55]，如果沒有同步控制VOC與NOx，或者VOC很少控制，城市中的O3濃度可能會增加[56]。例如，在2013—2017年實施《行動計劃》期間，全國人為源NOx排放減少了21%，而VOC卻增加了2%[57]，而同時期呈現(xiàn)PM2.5濃度降低和O3濃度升高的趨勢（圖6）。這說明NOx-VOC排放量的變化可能有利于降低PM2.5，但對于降低O3卻無濟于事。值得注意的是，實施《行動計劃》期間O3濃度的增加還與氣象條件的變化有關(guān)，特別是溫度變化和短波輻射。因此，在設(shè)計有效的O3控制策略時，充分考慮氣象和前體物減排的優(yōu)化策略至關(guān)重要。

此外，PM2.5濃度下降使其對O3生成化學反應的抑制作用降低，可能也導致O3污染的加劇。顆粒物表面會發(fā)生與大氣氧化劑有關(guān)的非均相反應，可能導致某些消耗O3的自由基（如N2O5和HO2）的終止反應[58,59]。PM2.5濃度的降低抑制了這些自由基的終止反應，從而增強了光化學反應和O3濃度。Li等[60]發(fā)現(xiàn)，由于PM2.5在2013—2017年期間的減少，過氧化氫自由基（HO2）的氣溶膠沉降受到抑制，這成為華北平原O3增加的重要因素。

另一個復雜性來自氣溶膠輻射效應（ADE）對O3形成的影響。眾所周知，ADE會引起太陽輻射的減少，從而導致光解速率降低和O3生成量降低[61]。因此，預計PM2.5的大幅降低可能會導致O3濃度升高[54,62,63]。此外，ADE可以改變垂直溫度曲線以及相應的大氣穩(wěn)定性、大氣通風、云層和降雨，這也可能會影響O3濃度。氣象對O3的影響機制表現(xiàn)出強烈的季節(jié)性，這比ADE對輻射的直接影響更為復雜[64-68]。之前的一項研究表明，華東地區(qū)O3的增加量可達2%～3%，這是由于行星邊界層高度降低和通風使大氣保持穩(wěn)定，因此ADE的減少會導致前體物濃度的升高[68]。

5.緩解氣候變化與控制空氣污染之間的協(xié)同增效作用——生態(tài)文明時代的雙贏機遇

在中國，大氣污染控制和溫室氣體減排具有重要的協(xié)同效益，因為大氣污染物和溫室氣體通常都來自同一貢獻源，如化石燃料特別是煤炭的燃燒[70]。2013年，煤炭燃燒貢獻了共80億噸的碳排放，占中國CO2排放總量的81%，此外還貢獻了全國PM2.5濃度的35%～46%（即18～28 μg·m-3）[71]。在過去的幾十年中，中國通過一系列“五年計劃”提高了能源使用效率，顯著降低了煤炭消耗，減少了大氣污染物和碳排放。2013年以來，作為解決冬季PM2.5嚴重污染的必要手段，中國北方家庭取暖從燃煤向清潔燃料轉(zhuǎn)變[43]。這些措施以減少大氣污染物為重點控制了煤炭消耗，同時也減少了CO2排放。正如《大氣污染防治行動計劃》中所提倡的，限制高排放的化石燃料使用、推廣新能源車輛和可再生能源等措施都大大減少了大氣污染物和溫室氣體（GHG）的排放[72-74]。

從近期和中期來看，大氣污染控制有望成為實現(xiàn)大氣污染防治和氣候變化應對協(xié)同的主要推動力?！洞蜈A藍天保衛(wèi)戰(zhàn)三年行動計劃（2018—2020年）》中明確強調(diào)了大氣污染控制與應對氣候變化之間的協(xié)同效益。此外，它引入了更嚴格的措施來限制煤炭的使用并鼓勵交通運輸清潔化，這顯然將有助于減少相關(guān)區(qū)域的CO2排放。此外，與中國國家自主貢獻（NDC）中承諾的氣候目標相比，2035年“美麗中國”的空氣質(zhì)量目標（例如，將年度PM2.5降至35 μg·m-3以下）預計將對中國能源系統(tǒng)的脫碳提出更嚴格的要求[75]。從長遠來看，在截至2050年這一整個生態(tài)文明建設(shè)過程中，世界衛(wèi)生組織的空氣質(zhì)量指導值（AQG）被認為是改善中國空氣質(zhì)量的最終目標。

同時，要實現(xiàn)全球1.5 ℃/2 ℃的氣候目標，大量情景研究表明中國需要在2050年及以后大幅減少溫室氣體的排放[76-78]。因此，從長期來看，應對氣候變化和控制大氣污染將越來越具有挑戰(zhàn)性。顯然，了解中國在不同階段的大氣污染控制與減緩氣候變化之間的動態(tài)、協(xié)同效應，對于中國走高效益的可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)文明道路至關(guān)重要。

空氣質(zhì)量和氣候系統(tǒng)可以通過許多正反饋機制相互促進。全球氣候變化可能會削弱亞洲季風的強度，導致頻繁的熱浪和短期的靜穩(wěn)天氣，并導致O3和PM2.5濃度增加以及相應重污染現(xiàn)象[79,80]。另外，對流層O3的增加和平流層O3的減少很可能會增加地表和低空大氣溫度，進而加劇O3污染，形成惡性循環(huán)[81-84]。從這個意義上講，緩解氣候變化有益于改善空氣質(zhì)量，反之亦然。用于控制大氣污染物的設(shè)備在運行中將消耗額外的能量，如果該能量來自于化石燃料燃燒，則將導致溫室氣體排放量略有增加[85-87]。此外，為減少酸雨和PM2.5污染采取的一些控制措施可能會因減少硫酸鹽等致冷氣溶膠而加劇氣候變暖[88-93]，因為它們在氣候系統(tǒng)中起到制冷的作用。鑒于目前中國已經(jīng)大大減少了SO2的排放，預計未來由于硫酸鹽氣溶膠進一步減少而導致的變暖效應將相對有限。顯然，就中國而言，大氣污染控制與溫室氣體減排之間的協(xié)同效益遠遠大于互斥作用。

6.結(jié)論與啟示

本文回顧了三十年來中國在大氣污染治理方面取得的進展，闡述了從排放控制到空氣質(zhì)量管理的戰(zhàn)略轉(zhuǎn)型過程。在早期（始于20世紀80年代），酸雨是中國第一個突出的跨區(qū)域空氣污染問題。大力控制來自燃煤部門SO2排放量的舉措——特別是“十一五”期間實施的SO2排放總量控制政策解決了酸雨惡化的問題。2012年NAAQS修訂中增加了PM2.5，標志著我國向空氣質(zhì)量導向戰(zhàn)略的過渡。單一污染物或單一區(qū)域的排放控制不足以達到PM2.5濃度的控制目標。中國已經(jīng)實施了一系列控制行動計劃，這些新的計劃都旨在通過國家層面或區(qū)域聯(lián)防聯(lián)控的努力，大力減少多部門多污染物的排放。在2013—2017年實施《大氣污染防治行動計劃》期間，許多城市有效地將PM2.5濃度與社會經(jīng)濟發(fā)展脫鉤，中國城市的PM2.5濃度平均下降了23%。北京已經(jīng)成為能源轉(zhuǎn)型和交通排放控制方面的先驅(qū)，樹立了成功的榜樣，并在PM2.5污染控制方面取得了重大進展，年均濃度從2013年的89 μg·m-3減少到2017年的58 μg·m-3。

盡管中國在空氣質(zhì)量管理方面取得了上述成就，但在實現(xiàn)“美麗中國”目標以及將CO2和大氣污染物的排放與生態(tài)文明時代的經(jīng)濟增長絕對脫鉤的過程中仍面臨挑戰(zhàn)和機遇。一方面，O3污染的嚴重性正在凸顯，未來可能加劇。另一方面，緩解氣候變化與控制大氣污染具有顯著的協(xié)同效益，帶來雙贏的契機。應建立一個融合能源、環(huán)境、健康和氣候多系統(tǒng)的綜合管理框架，以協(xié)同應對PM2.5、O3污染和控制溫室氣體排放。該框架預計將由三個核心組成部分：一個能夠精確、動態(tài)表征區(qū)域和全球大氣環(huán)境狀況的系統(tǒng)；一個協(xié)同高效大氣污染物和溫室氣體排放定量表征和清單處理系統(tǒng)；以及一個綜合的決策支持平臺，以形成多污染物協(xié)同的減排路徑和最佳技術(shù)組合。最終，提出一個多目標多效益的路線圖，使中國實現(xiàn)空氣質(zhì)量達標，并履行有關(guān)溫室氣體等的國際協(xié)議。

致謝

本工作得到了國家重點研究發(fā)展計劃（2016YFC0208901和2017YFC0212100）以及國家自然科學基金（71722003和71690244）的支持。王書肖博士感謝三星先進技術(shù)研究院和騰訊科學探索獎的支持。

Compliance with ethics guidelines

Xi Lu,Shaojun Zhang,Jia Xing,Yunjie Wang,Wenhui Chen,Dian Ding,Ye Wu,Shuxiao Wang,Lei Duan,and Jiming Hao declare that they have no conflict of interest or financial conflicts to disclose.

Appendix A.Supplementary data

Supplementary data to this article can be found online at https://doi.org/10.1016/j.eng.2020.03.014.