一、试论城市地区机动车污染与控制（论文文献综述）
侯思宇[1]（2021）在《我国典型地区大气降水化学特征及来源解析》文中指出为了研究我国不同地区大气降水的污染特征以及来源,本研究基于东亚酸沉降监测网的湿沉降数据,选取了2003年～2018年西北地区（西安市）、西南地区（重庆市）、华东地区（厦门市）和华南地区（珠海市）的降水电导率、pH值和降水中水溶性离子浓度与沉降量的数据,分析了各地大气降水污染的时间和空间特征、降水中和能力和离子沉降量特征,并结合了PMF源解析模式对污染来源进行解析,结果表明:（1）研究地区大气降水的pH值由低到高依次为:西南地区、华东地区、华南地区和西北地区。各地降水pH值总体有所升高,酸雨问题较为严重的地区大多都有所好转。由电导率可以看出,污染程度最严重的两个地区为西北地区和西南地区,且位置偏远的地区降水较城市地区更清洁。除了华南地区近几年又有所升高外,其余站点的电导率都随时间有所降低。（2）酸性离子SO42-和NO3-在西北和西南地区的中和程度较高,华东和华南地区较低,Ca2+为降水中起最大中和作用的碱性粒子。总体上各地降水中的总离子浓度随时间逐渐降低,降水污染程度好转。除华南地区（珠海市）的降水类型以硫酸-硝酸混合型为主外,其他地区均以硫酸型为主。二次硫酸盐、机动车排放源和化石燃料燃烧源均为各地的主要污染源,此外在西南和西北地区还存在扬尘源和农业源;华东和华南地区还受生物质燃烧源和海盐源的影响。（3）湿沉降通量在空间上表现为西南>西北>华东>华南地区,西南、西北和华东地区湿沉降量随时间有下降趋势,但华南地区在2014年开始升高,Ca2+为大多地区沉降量最高的阳离子。硫沉降通量表现出西南>西北>华东>华南的特征,且在城市地区由于人为活动排放导致硫沉降通量更高。此外,硫沉降量在西南地区和西北地区均随时间有明显下降,重庆市下降了约7成。无机氮湿沉降通量在研究中主要以NH4+-N为主,且总体上随时间下降明显。城市地区的无机氮沉降总量为西南>西北>华东≈华南的特征。
王婷[2]（2021）在《北京大气有机气溶胶化学特征和光学性质研究》文中认为灰霾污染是我国当前面临的最为突出的环境问题之一,对空气质量、人体健康、区域及全球气候均产生重要影响。我国灰霾污染通常伴随着细颗粒物(PM2.5)浓度的大幅升高,在一年不同季节都会发生（在冬季最为频繁和严重）,并且以华北平原（NCP）最为严重。有机气溶胶（OA）是PM2.5的重要组成部分,其中一类吸光性OA组分（即棕碳,Br C）能够在近紫外到可见光范围内有效吸收太阳光,从而显着影响地球的能量收支。因此,研究OA的化学特征、光学性质、来源和大气过程对于认识灰霾污染并正确评估辐射强迫效应至关重要。然而,目前仅有10–30%的OA被鉴定为单体化合物,其中一些被用作标志物来追溯气溶胶的来源和形成机制。而这些标志物的化学特征在复杂多变的时空尺度上还未得到充分认识;尽管受体模型（如正交因子矩阵）已广泛用于OA来源解析,但对Br C光学性质和相关OA来源之间关系的了解还非常有限,使得正确评估Br C辐射效应在很大程度上受到限制;另外,特定来源Br C发色团中有些组分在光照条件下不稳定,光解过程能够显着改变OA的化学组成和光学性质,而目前的相关研究还十分缺乏。北京作为NCP的代表城市,灰霾污染问题尤其受到关注。因此,本研究于2014年冬季至2015年冬季在北京城区采集了PM2.5样品,针对8类OA标志物（包括正构烷烃、脂肪酸、脂肪醇、多环芳烃、藿烷、糖类、邻苯二甲酸酯和苯二甲酸）,分析其在不同季节的污染特征、化学组成和来源分布,并与其它地区和北京以往年份的结果进行对比,获得典型OA标志物在我国的空间分布和北京的年际变化特征;基于北京同时期样品中Br C的光谱测量数据,分析Br C气溶胶光学性质的季节变化,并结合有机碳来源解析结果,使用多元线性回归和正交因子矩阵模型建立Br C光学性质和相关来源之间的关系,进一步对比不同来源组分的吸光贡献;对Br C重要一次来源（生物质和煤炭燃烧）发色团在实验室进行光化学模拟研究,探究其光学性质和化学组分的光解变化规律。北京OA标志物化学特征的研究结果表明,糖类是检测化合物中含量最高的物质(340.1 ng m-3),其后依次为邻苯二甲酸(283.4 ng m-3)、正构烷烃(174.5ng m-3)、脂肪酸(164.3 ng m-3)、多环芳烃(123.2 ng m-3)、邻苯二甲酸酯(117.7 ng m-3)、脂肪醇(58.6 ng m-3)和藿烷(26.3 ng m-3)。这些有机标志物呈现明显的季节变化,夏季生物排放和大气氧化的化合物占比较高（8–24%）,如邻苯二甲酸、正构烷烃、脂肪酸和脂肪醇;冬季人为来源占优势,糖类、多环芳烃和藿烷占比较高（4–25%）。我国OA标志物的空间分布表现为北方城市的浓度大多高于南方城市。2001–2015年北京OA标志物（除藿烷外）的年际变化表明,一次污染明显减轻,较2008年前平均减少35–89%。车辆数量的增加可能是自2008年以来藿烷浓度增加的原因,但由于2015年加强控制,藿烷浓度相比2010–2011年减少了35%。通过正交因子矩阵模型,解析出北京有机碳来源包括塑料相关源（12±4%）、二次生成（33±9%）、生物质燃烧源（16±7%）、交通源（17±6%）、燃煤源（10±10%）和生物源（12±8%）。其中夏季二次生成的相对贡献最高,表明夏季光化学氧化生成OA占主导,而冬季生物质燃烧源和煤炭燃烧源的贡献占主导,与居民采暖有关。北京2015年Br C的光学性质,包括吸收系数、质量吸收效率（MAE）和?ngstro?m指数（AAE）,均呈现出明显的季节性变化（秋、冬季>春、夏季）,在很大程度上反映了不同季节Br C发色团来源的显着差异。通过多元线性回归模型对Br C进行来源解析,得到生物质燃烧、二次生成、煤炭燃烧和机动车排放四个因子,在365 nm处的MAE排序依次为生物质燃烧>煤炭燃烧>二次生成>机动车排放。不同来源组分吸光特性的差异可能是由具有特殊分子结构和不同前体物化学过程的发色团决定的。相比生物质燃烧源和二次生成源,煤炭燃烧源和机动车排放源组分的光衰减具有较高的波长依赖性。多元线性回归和正交因子矩阵模型结果一致表明,生物质燃烧和二次生成组分在365 nm处对总吸光度的贡献更为显着（平均分别为28–36%和33–35%）,其次是煤炭燃烧（17–18%）和机动车排放（13–19%）。对于季节变化而言,生物质燃烧源和煤炭燃烧源的贡献分别在秋季和冬季较高,而二次生成和机动车排放源的贡献在夏季更为显着。后向轨迹分析和潜在源区贡献模型表明,除了本地排放,大气传输也是北京Br C的重要来源途径（主要来自北京以南地区）。Br C重要的一次来源（生物质和煤炭燃烧）组分的光化学模拟研究表明,不同来源（小麦、玉米和煤炭燃烧）发色团在经过相同条件的光照之后,其吸光度、MAE和AAE呈现出不同程度的变化,说明对应特定光解过程的发色团组成发生了变化。依据不同来源发色团在240–450 nm波长范围内的光解变化规律,可以将其归类为较稳定组分、较慢光解组分和较快光解组分,不同组分的光解过程差异很大。小麦、玉米和煤炭在实际太阳光照下的光解半衰期(t1/2)分别为4.9 h、6.1 h和5.3 h。这种光学性质的差异主要是因为不同发色团化学组成的差异,木质素热解产物（包括替代愈创木酚类、替代丁香酚类和其它替代酚类）是生物质（小麦）燃烧产物中吸光度相对较高的发色团,而多环芳烃是煤炭燃烧产物中最主要的发色团。对于生物质（小麦）燃烧的发色团组分,其化学组分光解由慢到快依次为:替代愈创木酚类、其它替代酚类、替代丁香酚类和香豆素类、黄酮类和茋类,这些发色团的吸光贡献可达35.4%,可归于较快光解组分;而对于煤炭燃烧的发色团组分,仅多环芳烃类化合物的吸光贡献即可达32.3%,这类发色团可归于较慢光解组分。
郑煌[3]（2021）在《基于实测（?）ngstr（?）m吸收指数优化吸光性碳质气溶胶源解析研究》文中指出黑碳（Black carbon,BC）和棕碳（Brown carbon,Br C）作为吸光性碳质气溶胶,对大气环境、人体健康和气候变化具有重要影响。BC和Br C来源于生物质和化石燃料燃烧,准确的BC来源以及Br C吸收系数解析结果对减缓其不利的人体健康、大气环境和气候效应具有重要意义。利用光学方法解析BC来源和Br C吸收系数具有方法简单、时间分辨率高、适用于长期观测数据处理和应用范围广泛的优点。然而光学方法解析BC来源以及剥离Br C吸收系数的结果高度依赖吸收（?）ngstr（?）m指数（AAE）。生物质燃烧(AAEbb)和化石燃料燃烧(AAEff)产生气溶胶的AAE具有明显的时空变异性,黑碳仪光度计模型中利用固定的AAE组合解析生物质燃烧(e BCbb)和化石燃料燃烧(e BCff)排放黑碳的贡献率是不合理的。Br C吸收系数光学剥离方法中,默认BC气溶胶的AAE为固定值（例如AAE=1.0）。然而,BC气溶胶AAE受到多种因素的影响,并不为固定值。因此,本文通过实测不同源排放气溶胶的AAE,约束黑碳仪光度计模型最优的AAE组合;通过光吸收增强系数校正环境气溶胶AAE,计算二次生成Br C吸收系数。基于改进后的方法,本文最后探讨了BC解析结果和二次生成Br C吸收系数的时空变化特征。不同源排放气溶胶AAE的实测结果表明,生物质和煤炭燃烧产生气溶胶的AAE变化范围较大,其范围分别为1.42±0.21～2.90±0.65和1.27±0.06～1.67±0.62,且AAE的大小与气溶胶中有机碳和元素碳含量的比值呈正相关;工业固定源和机动车排放气溶胶的AAE变化范围较小,其范围分别为1.07±0.31～1.38±0.28和1.01±0.10,AAE的大小与气溶胶中有机碳和元素碳含量的比值呈负相关。基于实测的AAE值以及生物质燃烧标识组分和BC在大气中经历相同的大气去除速率,两者线性回归方程截距接近于0的假设,本文建立了利用生物质燃烧排放钾离子(Kbb+)约束最优AAEbb和AAEff的方法。年际尺度上,最优的AAEbb和AAEff分别为1.76和1.12,介于实测得到的不同源排放出气溶胶AAE值的范围。将该方法应用到季节、月和昼夜时间尺度上得到的解析结果与固定AAE组合(AAEbb=2.0,AAEff=1.0)的解析结果比较,发现昼夜变化尺度上的约束结果最优。昼夜尺度上最优的AAEbb和AAEff的变化范围分别为1.68～1.85和1.05～1.19。相比于利用固定AAE值,利用昼夜变化尺度上最优AAE组合,解析得到的e BCbb与Kbb+的相关性,以及e BCff与NO2的相关性分别提高了43.8%和10.0%。利用昼夜变化尺度上最优的AAE组合,本文解析了武汉市城市站点2018年3月至2019年2月BC的来源。论文进一步讨论了不同大气污染条件、时间尺度和潜在地理来源BC解析结果的变化特征。结果表明,清洁天到污染天的转变过程中,e BCbb贡献率上升是空气质量恶化的原因之一。BC浓度冬季高,夏季低的季节变化特征主要是排放导致的。来自不同地区气团中,BC浓度和源组成特征差异明显:本地气团中BC的浓度最高;来自华南地区气团中e BCff的贡献率最高;来自于西南气团中e BCbb的贡献率最高。利用光学方法计算BC在其它波段的吸收系数时,默认BC的AAE为1.0。Mie理论计算发现,影响BC气溶胶AAE变化的因素包括颗粒物粒径、包裹组分和混合状态,BC气溶胶的AAE并非为1.0。AAE实测结果也表明,不同燃料燃烧排放气溶胶的AAE指数也并不为1.0,表明一次排放气溶胶的吸收系数除了BC贡献外,还有其它来源。本文通过引入光吸收增强系数,校正环境气溶胶的AAE得到一次排放气溶胶的AAE（AAEp）。计算结果表明,AAEp呈现出冬季最高（1.36）,秋季次之（1.25）,夏季（1.12）最小的季节变化特征。利用AAEp计算得到一次排放气溶胶的吸收系数,由总吸收系数减去一次排放气溶胶的吸收系数得到二次生成Br C的吸收系数。利用该方法,本文讨论了武汉市城市站点不同时间尺度、大气污染条件和潜在地理来源二次生成Br C吸收系数的变化特征。结果表明,二次生成Br C吸收系数的贡献率最高为7.15%左右。清洁天到污染天的转变过程中,二次生成Br C吸收系数的上升与臭氧浓度降低以及二次有机物浓度的上升有关。月尺度和昼夜尺度上,二次生成Br C的吸收系数分别与气象参数（气温和边界层高度）和臭氧浓度的相关性最强。来自不同地区气团中,二次生成Br C吸收系数的差异明显:本地气团中二次生成Br C的吸收系数最高,春秋两季来自华南气团二次生成Br C吸收系数高于华北气团,夏冬两季则表现为来自华北气团的吸收系数高于华南气团。本论文对BC来源和Br C吸收系数光学解析方法的优化有助于更加准确地了解其时空变化特征,对于评估吸光性碳质气溶胶的全球气候效应、区域大气环境和人体健康效应具有重要意义。
王利强[4]（2020）在《管控措施对区域空气质量的影响 ——基于数值同化的模拟研究》文中提出环境空气质量的改善很大程度上依赖于人为大气污染物排放管控。我国政府制定并出台了一系列大气污染物排放管控措施（以下简称“管控措施”）。管控措施大致可以分为三类:第一类是针对污染物排放较大行业的管控措施,第二类是长效管控措施,第三类是应急管控措施。污染物排放较大行业主要包括火电,钢铁,石化,水泥,有色金属和化工等。长效管控措施则不局限于某种行业,而是全面的,系统的整体减排管控。此外,为保障重大政治经济活动时的空气质量或者应对突发事件而采取的应急管控措施也会直接或者间接对空气质量产生一定的影响。管控措施对空气质量的影响是学者和政策决策者所关注的。传统研究管控措施对空气质量影响的方法是“自下而上”的,基本思路是根据管控措施调整人为源大气污染物排放清单（以下简称“排放清单”）,得到调整排放清单后的空气质量模拟结果,然后和未调整排放清单的模拟结果进行对比,从而获得管控措施对空气质量的影响。“自下而上”的方法具有十分清晰的管控路径,因此其应用十分广泛。但不可否认的是这种方法存在一定的不确定性,特别是在对应急管控措施的研究中。因此构建更加准确的管控措施对空气质量影响的评价方法是十分迫切和必要的。本论文的第一部分采用“自下而上”的方法进一步论证了京津冀地区燃煤电厂已采用的及拟采用的管控措施对该地区空气质量的影响及燃煤电厂对北京市空气污染的贡献率。研究结果表明:1)双向耦合的WRF-CMAQ模式能够较好的捕捉京津冀地区PM2.5的时空演变规律（NMB=19.6-26.6%）;2)已实施的管控措施能够使北京市PM2.5,PM10,NO2和SO2年平均浓度降低5.3-6.3%;3)拟实施的管控措施能够进一步改善北京市冬季的空气质量,使北京市冬季的PM2.5,PM10,NO2和SO2浓度降低8.6-14.8%;4)京津冀地区燃煤电厂对北京市冬季大气污染物的贡献率分别为23.8%(PM2.5),24.0%(PM10),23.0%（NO2）,23.1%（SO2）和37.6%（CO）;5)京津冀地区其他城市的空气质量对这些管控措施的响应是相似的;6)PM2.5浓度降低的空间分布和该地区燃煤电厂的空间分布具有较高的相关性。这一部分研究论证了“自下而上”的方法研究管控措施对空气质量的影响具有很好的可解释性。本论文的第二部分初步构建并评估了“自上而下”的管控措施对空气质量影响的评价方法。该方法主要包括两种,一种针对长效管控措施,一种针对应急管控措施。该方法的基本思路是首先获得各种因素共同作用下空气质量的改变情况,之后剔除气象因素、模式不确定因素等各种因素对结果的影响,最终获得管控措施对空气质量的影响。该方法的核心问题是利用监测数据对模式结果进行同化以获得准确的模拟结果。本研究利用长三角地区2019年冬季相对于2016年冬季PM2.5浓度的变化构建了针对长效管控措施的评价方法。研究发现:1)长三角地区2019年冬季相对于2016年冬季PM2.5浓度显着下降,特别是在长三角地区的大城市,如上海（～29%）,杭州（～26%）,南京（～29%）和合肥（～22%）;2)气象因素加剧了长三角地区PM2.5污染（约12μg/m3,15%）;3)PM2.5浓度降低的空间分布和该地区污染物排放的空间分布存在较高的相关性。此外,本研究利用2016年杭州G20峰会采取的应急管控措施构建了针对应急管控措施的评价方法。研究发现:1)2016年杭州G20峰会期间,G20峰会举办地杭州市的PM2.5浓度下降最为显着,超过50%;2)长三角地区其他城市由于应急管控措施的执行力度,执行效率和本地排放等原因,PM2.5浓度下降程度不如杭州市,如上海（～26%）,南京（～33%）和合肥（～24%）;3)利用杭州市在应急管控措施和长效管控措施下PM2.5浓度下降之比,外推出长三角地区其他城市PM2.5的减排潜力。本论文的第三部分对第二部分初步构建的评价方法进行优化,利用优化后的评价方法研究2020年初疫情管控措施对空气质量的影响。并在此基础上预测了电动汽车全面推广对我国各地级及以上城市空气质量(NO2和PM2.5)的影响。为了遏制COVID-19疫情的扩散,我国政府实施了全面封城措施。全面封城的主要措施之一是交通出行限制。这是一场史无前例的机动车排放控制地球工程实验。研究发现,交通流量变化与地面NO2和PM2.5浓度变化存在线性关系（相关系数=0.491-0.626）。本研究利用发现的线性关系构建模型,推测出电动汽车的全面推广能够使我国中部和东南部大部分地区的PM2.5浓度下降30-70%。北京市和天津市由于其周边工业排放的存在,PM2.5浓度降幅较小（10-20%）。NO2在不同地区的潜在降幅为40-90%。这一发现为我国大气环境改善政策的制定提供了方向,同时为向再生能源转型提供了有利的证据。
羊腾跃[5]（2020）在《杭州城市空气污染特征及影响因子分析》文中指出城市下垫面通过多种机制影响空气污染,包括城市建筑的动力学效应、城市热岛的热力学效应以及植被对污染物的清除作用等。本文以长江三角洲城市群重要城市之一的杭州市为研究对象,通过对杭州市的观测资料分析与数值模拟实验两种方法,研究了杭州市空气污染特征以及影响因子。利用2015、2016年杭州市环保局的空气质量监测站资料和杭州市气象局的气象站资料分析了城市空气污染特征与气象条件之间的关系。结果表明,颗粒物与气态污染物的浓度都具有显着的月变化、日变化特征。SO2、NO2、CO、PM10和PM2.5初次污染物,在12月至次年3月污染最为严重;在日变化上,表现出双峰的特征,且不同污染物浓度峰值出现时间基本一致,分别是上午8时和晚间20时。二次污染物O3在一年中的夏季、一日中的下午14时浓度较大。但O3浓度却在6月、7月反而出现了一个低谷,因为杭州地区在6月中旬到7月上、中旬为梅雨期,期间降水量大,降水次数频繁,严重削弱了光照强度,抑制了O3的生成,同时增加了O3的湿沉降。市区测站月平均PM2.5/PM10的范围为59.1%～71.0%,年均值为64.3%,杭州市市区颗粒物的污染主要以细粒子为主。SO2、NO2、CO、PM10、PM2.5彼此两两间都存在着正相关性。城市中NOx、CO的来源主要都是机动车尾气排放,颗粒物(PM10、PM2.5)与NO2、CO的相关性较好,说明机动车排放对颗粒物浓度有重要贡献。NO2、CO作为二次污染物O3的重要前体物,与O3间存在着显着的负相关关系。PM2.5、PM10与O3间存在较弱的负相关,可能是多种因素共同作用的结果。粗粒子、细粒子在不同风速条件下浓度特征不同,细粒子浓度对风速的变化更加敏感,其污染更容易被良好的气象条件清除。另外,细粒子对能见度的降低作用强于粗粒子,当细粒子浓度大于50μg·m-3时,能见度迅速下降,普遍维持在5km以下。使用RBLM-chem模式,利用杭州市高分辨率城市建筑等资料,定量分析了城市动力效应、热力效应、干沉降效应、人为热以及城市植被对SO2、NO2、O3、PM2.5等主要污染物浓度所造成的影响。结果表明:城市动力效应使得城区污染物浓度升高,如SO2浓度有接近5μg·m-3上升,PM2.5、O3浓度也有近15μg·m-3的上升。城市热力效应使得城区污染物浓度降低,其中以PM2.5浓度的下降最为显着,降幅达10～20μg·m-3。对NO2、O3浓度的下降作用仅集中在部分区域,但浓度下降显着,降幅分别为20μg·m-3、5μg·m-3。城市效应还使得污染物干沉降速率明显降低,污染物浓度上升,称之为干沉降效应,如使SO2、NO2的干沉降速率都有接近0.2cm·s-1的下降,O3的下降幅度较低,约为0.08cm·s-1。城市动力效应大于热力效应,因而城市的总体效用是使污染物浓度升高。人为热对城市地区各项污染物浓度都起着减小的作用,使得SO2、NO2、O3、PM2.5浓度下降2.5、3.0、6.0、10.0μg·m-3左右。城市植被可以显着增加污染物干沉降速率,缓解城市效应的影响,使SO2、NO2、O3和PM2.5的干沉降速率分别增加0.1、0.1、0.03、0.06cm·s-1左右。夏季,城市植被使城区SO2、NO2、O3、PM2.5的干沉降速率分别增加0.15、0.1、0.02、0.05cm·s-1左右,个别高值区增幅达到0.35、0.25、0.04、0.15cm·s-1;而在冬季,这一作用不太显着,仅在高值区有0.15、0.15、0.04、0.05cm·s-1的增加。城市植被对污染物干沉降速率的增加作用,白天显着大于夜晚。在白天,夏季城区SO2、NO2、O3、PM2.5的干沉降速率因城市植被分别有0.15、0.10、0.04、0.07cm·s-1的上升,而到了夜晚,增加幅度则为0.10、0.05、0.02、0.03cm·s-1。通过增加污染物的干沉降速率,城市植被可以显着降低污染物浓度。在夏季可以使得城区SO2、NO2、O3、PM2.5浓度分别下降2.0、8.0、4.0、6.0μg·m-3;在冬季,也有2.0、6.0、4.0、6.0μg·m-3的下降。这种对浓度的下降作用在昼夜上的分布依物种而异。SO2、NO2浓度在白天的下降作用很弱,均不足2.0μg·m-3,而在夜晚则分别达到4.0、18.0μg·m-3;PM2.5浓度无论白天夜晚都有接近8.0μg·m-3的下降。O3浓度在白天有近12.0μg·m-3的下降,而在夜晚几乎没有变化。
姜雁杰[6]（2020）在《私人乘用车颗粒物致健康损害外部性分析 ——基于关系、网络视角》文中研究指明党的十八大以来,以习近平同志为核心的党中央高度重视社会主义生态文明建设,坚持把生态文明建设作为统筹推进“五位一体”总体布局和协调推进“四个全面”战略布局的重要内容,坚持节约资源和保护环境的基本国策,坚持绿色发展,把生态文明建设融入经济建设、政治建设、文化建设、社会建设各方面和全过程,加大生态环境保护建设力度,推动生态文明建设在重点突破中实现整体推进。习近平同志在十九大报告中指出,加快生态文明体制改革,建设美丽中国,要着力解决突出环境问题,坚持全民共治、源头防治,持续实施大气污染防治行动,打赢蓝天保卫战。全民倡导简约适度、绿色低碳的生活方式,反对奢侈浪费和不合理消费,开展创建节约型机关、绿色家庭、绿色学校、绿色社区和绿色出行等行动。私人乘用车作为大众享受美好生活和交通便利的主要载体,近几年在中国获得了高速增长,无论是产量、销量还是保有量都保持了两位数的年均增长率。私人乘用车给大众带来福利同时,使用过程中耗费汽油、柴油等传统燃料能源,会排放颗粒物、一氧化碳、氮氧化物等空气污染物。这些污染物会给人们带来巨大的负外部性,尤其是颗粒物对健康损害的影响。在人口密集的城市地区,乘用车使用也特别集中,健康损害外部性更加严重。将私人乘用车（Private Passenger Vehicle,PPV）排放的颗粒物导致的健康损害外部性作为研究细化对象,基于经济学分析框架考察它的成因,核算它的规模和单位数量,就是要让大众,尤其是PPV车主认识到,PPV使用对他人存在较大的健康损害,只有从自身做出主动改变,才能减少该负外部性。因此,正确理解、看待数量巨大的中国私人乘用车使用过程中排放的主要污染物一一颗粒物对不确定人群造成的健康损害外部性,以及在理论分析和准确评估该外部性基础上,确定科学的外部性消除机制,从而有效减少该损害,便构成了研究主题。对研究主题的探讨大体遵循了问题提出、原因分析和对策分析的逻辑路线,其具体结构可以概括为以下主要内容。首先,根据研究背景,确定研究问题。有关数据显示,中国乘用车2018年销售量超过2500万辆,是欧盟27成员国乘用车总销量的约1.5倍,美国的4倍。高速增长的PPV在使用过程中带来巨大的负外部性,主要体现在排放的颗粒物对人们的健康损害上。但是由于PPV使用具有移动性,而颗粒物首先排放到空气中,然后再对呼吸它的人们产生健康损害,侵害和被侵害个体都是不确定的,这带来了二者之间无法确立侵害关系的现实困难。这样的研究背景决定了,核算颗粒物致健康损害外部性不仅具有现实意义,而且现实困难也要求采用新的具有理论意义的视角和方法对研究主题进行分析。然后,通过文献综述确立研究视角和主要分析工具。基于德姆塞茨的外部性与人与人互相依赖和范围两个维度相关的观点,以及传统网络外部性缺少微观基础的判断,认为有必要对外部性进行基于关系、网络视角的考察。对于社会关系和网络经济学的综述也发现了图论分析工具的重要性,另外能源外部性相关论述中都强调了 IPA分析框架的重要。进而,基于关系、网络视角对外部性进行新的阐释并将结论应用到本研究主题。其中,涵盖了对关系经济本质、关系构成要素、关系外部性、个体外部性、网络外部性以及单向关系单向利益流网络博弈等概念或模型的考察,它们都对原因分析起到了支撑作用。主要结论包括提出了关系外部性、个体外部性和网络外部性新解释,给出了基于图论“流”理论的新数学表达。更进一步,分析中将新的结论与研究主题结合,提出了 PPV颗粒物致健康损害外部性的新理论解释。比如分析认为现实中PPV颗粒物致健康损害外部性可以在理论上理解成单向的潜在关系上的负效用流,而没有对健康损害者的赔偿必将导致完全图纳什网络均衡及最严重的健康侵害局面。要减少健康损害外部性,还必须首先核算外部性货币化规模。这里,运用影响路径分析方法（Impact Pathway Approach,IPA）对PPV使用时排放的颗粒物导致的健康损害外部性规模分排量区间进行货币化评估。首先,在LEAP系统中核算PPV颗粒物排放量,并对目前政府施行的有关PPV的节能减排政策,进行情景模拟,对比政策效果。然后,基于环境因素不变的假设,通过分析经济因素源强,获得颗粒物浓度变化规律。确定浓度反应关系为评估健康损害观测点外部性货币化规模打下基础,也为确立侵害关系提供客观依据。在前三个环节基础上,给定一些重要假定,通过合适的外部性货币化方法确定各健康损害观测点平均费用,利用浓度反应关系计算获取健康损害外部性的货币化规模。通过核算发现,中国PPV年颗粒物排放总量将从2018年的约5.4万吨提高到2023年的5.8万吨;供给端基于燃油经济性管理的政策效果空间有限,如果在使用端通过制度设计,鼓励PPV车主绿色出行,那么颗粒物减排效果会更好。在一定参数条件下,最终数据显示,2016年中国PPV颗粒物致健康损害外部性规模达到 2678522 万元,95%CI（1098564,4073789）。最后,根据原因分析和相关核算铺垫,基于关系、网络视角提出了新的外部性消除构想。首先基于新研究视角,对比分析了庇古税和科斯方案的优势和劣势;提出了基于图论割点和桥理论的外部性消除构想;并用数理模型指出了该构想实施原则。分析发现庇古税实施主体政府具有网络中介优势,类似于割点和桥;科斯方案虽然能揭示经济个体的环境保护倾向,却不能提供直接向被侵害者赔偿的路径。根据潜在关系和直接向被侵害者赔偿的重要性,提出了基于割点和桥的外部性消除构想,它可以应用于大规模共同侵权案例情形。根据现实因素,分析了构想的现实意义和实施条件,并通过社会福利最优理论模型推导发现,无论是庇古税还是科斯方案的污染权交易都必须遵循谁侵害谁承担的指导原则。本研究在理论分析中运用了案例分析,在数理处理上运用了图论和网络博弈有关分析模型,在核算颗粒物物理排放量时运用了 LEAP系统,对外部性进行货币评估时主要是在IPA分析框架中进行,在分析构想指导原则时利用了社会福利最优化模型。本文在以下方面实现了一定程度的创新:一是本研究主题细化于私人乘用车颗粒物致健康损害外部性上。鉴于研究现实背景,以及现有研究对私人乘用车颗粒物致健康损害外部性的分析不足,确定了具有较强理论和实践意义的该细化研究主题。二是基于关系、网络新视角丰富、扩展了外部性经济学范畴。采用不同于传统外部性私人成本和社会成本对比的研究方法,主要是基于关系、网络视角并结合图论中的相关概念、模型对外部性范畴进行丰富扩展,并应用到研究主题分析中。三是获取了新的理论和实证研究成果。包括运用图论“流”相关理论,对关系外部性,网络中个体外部性和网络外部性给出了新的解释和数学表达。基于图论割点和桥理论,在关系、网络视角外部性分析基础上,提出了结合庇古税和科斯方案优势的外部性消除构想,并论证了构想实施指导原则。本研究核算了颗粒物物理排放量以及由此引起的健康损害货币化规模,还对不同的政策模拟效果进行了对比,它们可以为相关政策制定提供科学依据。
薛国艳[7]（2020）在《长三角背景点正构烷烃和多环芳烃类有机气溶胶污染特征和来源》文中进行了进一步梳理为厘清长三角背景点有机气溶胶的污染特征和来源,于2018年夏季（5月30日至8月14日）和冬季（12月27日至次年1月25日）在崇明岛进行了PM2.5和不同粒径样品的采集,使用气相色谱-质谱技术分析其中正构烷烃（normal alkanes,n-alkanes）和多环芳烃（polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs）的浓度和分子组成,并结合后向轨迹、线性回归拟合和正交矩阵（positive matrix factorization,PMF）等数理统计方法探讨其季节变化和来源。主要结论如下:（1）崇明岛夏季观测期间PM2.5平均为33±21μg·m-3,低于一级标准日均限值35μg·m-3（来自GB3095-2012）,但仍有部分时段污染较重,一级标准超标率约35%;冬季污染较重,PM2.5均值为59±41μg·m-3,约34%的样品超出二级标准日均限值75μg·m-3。（2）夏季PM2.5中n-alkanes平均为26±44 ng·m-3,以碳数大于27的大分子烷烃为主,最高组分为C29/C27,污染期的浓度约为清洁期的11倍。大约68%的n-alkanes来自化石燃料燃烧,污染期主要来自内陆及长三角地区,以机动车和工业排放源为主,而清洁期主要来自海上船舶尾气的排放。冬季n-alkanes平均为70±51 ng·m-3,以C23C25为主。污染期浓度约为清洁期的3.7倍。化石燃料源的贡献达85%,污染期主要来自长三角地区,清洁期则主要来自山东等华北地区。（3）夏季PM2.5中PAHs平均浓度为0.76±1.0 ng·m-3,其中,污染期为1.6±1.4ng·m-3,是过渡期和清洁期的4.116倍。最高组分为苯并[b]荧蒽（BbF）,其次为苯并[ghi]苝。污染期PAHs以56环为主,占比为64%;而清洁期则以34环为主,占比为54%。源解析结果显示:污染期PAHs主要来自内陆、沿海及长三角地区的机动车与工业排放,贡献了51%;而清洁期受海洋气团控制,PAHs主要来源于船舶排放,贡献了45%。冬季观测期间PAHs平均为8.4±4.8 ng·m-3,其中,污染期为过渡期和清洁期的1.62.4倍。冬季PAHs中BbF仍为最高组分,但次高组分为荧蒽和?。与夏季相比,冬季34环PAHs的占比增加,56环PAHs的占比降低。源解析结果显示:冬季燃煤和机动车排放的贡献之和最高,污染期达到了61%,主要来自长三角和华北地区,清洁期船舶排放及其他源的贡献为26%,高于污染期（21%）,可能是由渤海、黄海的船舶尾气排放所致。（3）从粒径分布特征来看,崇明岛夏季n-alkanes主要分布在粗粒子中,而冬季主要分布在细粒子中,均以化石燃料燃烧源为主。夏季植物蜡类n-alkanes（wax plant derived n-alkanes,WNA）呈现粗粒子模态的粒径分布特征,70%82%的WNA存在于粗颗粒物中;与此相对照,冬季污染期WNA呈细模态分布,而过渡期和清洁期呈粗、细双模态分布,但仍以细模态为主,58%79%的WNA存在于细颗粒物中。夏季化石燃料燃烧源n-alkanes（fossil fuel derived n-alkanes,FFNA）呈粗、细双峰模态分布,其中45%67%的FFNA分布在粗粒子中;冬季FFNA虽然也呈粗、细双模态分布,但大部分（71%80%）FFNA分布在细粒子中。（4）冬夏两季颗粒物中的PAHs均主要分布在细粒子中,随着颗粒物粒径的增加,低环数PAHs逐渐增加,高环数PAHs逐渐减少。其中高环数PAHs在夏季三个时期均主要分布在细颗粒物中,而低环数PAHs在夏季污染期时,主要分布在细颗粒物中,过渡期和清洁期时则主要在粗粒子中;而冬季三个时段低环和高环PAHs均主要分布在细颗粒物中。（5）观测期间崇明夏季发生了两次不同灰霾污染事件:局地生物质燃烧（Event 1）和区域传输（Event 2）。夏季Event 1期间,PM2.5中左旋葡萄糖苷浓度为33±34 ng·m-3,高出清洁期1个数量级,植物蜡源烷烃占比（%WNA）为53%,显着高于清洁期（33%）;夏季Event 2期间,污染主要来自长三角和上海地区,CPI1显着低于Event 1,仅为1.4,化石燃料源烷烃占比（%FFNA）达到了82%。冬季发生了4次灰霾污染事件,其中,Event 1期间,PM2.5中左旋葡萄糖苷的浓度和占比均较低,表明生物质燃烧的影响不显着,PAHs和n-alkanes主要来自北方燃煤供暖和南通的工业及交通排放;Event 4期间,污染主要来自西部上风向江苏和安徽等地区,左旋葡萄糖苷的浓度及其在OM中的占比均高于其他三次事件,表明Event 4期间生物质燃烧活动显着。来源分析结果显示:Event 4期间生物质燃烧与化石燃料燃烧源对PAHs的贡献相当,而n-alkanes则以化石燃料燃烧源为主。
王敬[8]（2020）在《太原市大气醛酮化合物的污染特征及来源探究》文中研究指明醛酮化合物是挥发性有机物的（VOCs）中化学反应活性较高的组分,其光解会产生臭氧和氧化性自由基,造成环境污染,危害人体健康。太原产业偏重、能源偏煤,加之独特的地形结构,各种环境污染问题频发。醛酮作为光化学烟雾的关键前体物,其水平和变化特征在太原市尚未见报道。本研究利用DNPH-HPLC-UV分析方法,探究了太原市2018年～2019年间255个样品中13种醛酮化合物的污染水平及变化特征,利用比值诊断法和相关性分析法对不同季节醛酮化合物潜在来源进行了定性分析。并通过臭氧生成潜势（OFP）、丙烯当量浓度（Prop-Equiv）及氢氧自由基消耗率(LOH)等三种方法探究了不同化合物的光化学反应活性。最后,对不同季节甲醛、乙醛的暴露水平和癌症致癌风险进行了评估。研究结果如下:1.整个采样期间,太原市醛酮化合物总浓度水平在6.00～62.70μg/m3之间,平均浓度为17.85μg/m3。甲醛、乙醛和丙酮是太原市含量最丰富的化合物,三者共占醛酮化合物总浓度的79.91%,丁酮和己醛次之,分别占醛酮化合物总浓度的5.72%和3.10%。2.不同季节化合物的日变化趋势相似,均在10:00～13:00之间达到峰值,但变化原因不一样,且白天污染物水平高于夜晚。醛酮化合物的季节变化表现为夏季（20.38μg/m3）>秋季（19.61μg/m3）>春季（17.14μg/m3）>冬季（13.85μg/m3）。3.比值分析和相关性分析表明,夏季污染物主要来源是大气光化学反应和机动车尾气排放。工业煤燃烧及机动车尾气是春秋冬季污染物主要来源,且在冬季更为显着。4.醛酮化合物对OFP、Prop-Equiv和LOH的贡献均表现为夏季最高、冬季最低。其中甲醛和乙醛是最主要的贡献者,两者对总OFP、总Prop-Equiv和LOH的贡献分别超过了80%、50%、77%。丙酮由于其较低的反应性,贡献值较小。5.计算得到甲醛和乙醛的终身致癌风险ILTCR超过了欧洲普遍接受的风险值1×10-6,具有显着的高致癌效应;两者的危险商HQ值<1,表明其长期暴露风险较低,但它对人体的危害具有潜伏性,仍需引起重视。本研究获得了太原市大气醛酮化合物的污染水平及来源特征,并对醛酮化合物的组成特点和光化学反应活性进行探究,并对甲醛和乙醛在不同季节的健康风险进行了评估。研究结果可为太原市政府为降低醛酮化合物污染制定相应政策提供数据支持。
王涛[9]（2019）在《珠三角工业园区大气中溴代阻燃剂、有机磷系阻燃剂及金属元素的污染及来源分析》文中提出溴代阻燃剂（BFRs）和有机磷系阻燃剂（OPFRs）由于优良的阻燃性能被广泛的应用于各类商品,然而,这些阻燃剂多以物理结合的方式添加在商品中,在商品的生产、使用和弃置过程中容易释放到环境,对生态环境和人体健康造成危害。因此,这些产品添加剂在环境中被广泛检出,是一类无处不在的污染物。大气是污染物的重要载体,对环境中污染物的赋存、传输、界面交换以及人体暴露都起到非常重要的作用。目前,针对大气BFRs、OPFRs等阻燃剂污染物的研究大多集中在某些区域中它们的污染特征、大气传输、沉降等。工业活动往往是大气中污染物的重要来源,然而,目前对相关工业活动造成的BFRs和OPFRs污染特征、排放和人群暴露的研究很少。认识工业排放BFRs和OPFRs等污染物,对认识其来源、传输、人体健康危害、进行相关行业的管控以更好履行POPs国际公约均具有重要的意义。本研究在珠三角城市地区和电子垃圾回收区的多个工业园周边采集了大气中的总悬浮颗粒物（TSP）、细颗粒物(PM2.5)和气相样品。探究了BFRs、OPFRs等有机污染物在这些潜在排放源周边大气的污染浓度、组成及空间分布特征,并运用模型估算了不同工业园的污染物排放量,分析了排放能力的行业和地区特点。通过分析污染物和多环芳烃（PAHs）、有机碳（OC）、元素碳（EC）来源指示性污染物之间的相关性,探究了BFRs和OPFRs的排放机制。同时,对各工业/商业活动周边大气颗粒物中的多种金属元素、水溶性离子也进行了分析。运用细胞暴露实验对颗粒物A549细胞簇的细胞毒性进行了探究,并对金属元素的人体致癌风险进行了评估。整体看来,城市地区工业园大气中BFRs的浓度要低于电子垃圾回收区,PBDEs和DBDPE是两地不同类型工业/商业活动周边大气中浓度最高的BFRs。城市地区22处采样点大气TSP中PBDEs和DBDPE的中值浓度分别为184和414 pg/m3,而PM2.5中分别为40.2和63.4 pg/m3。各类BFRs在气相中的含量较低,仅有部分低溴代PBDEs（中值浓度为5.72 pg/m3）检出。城市地区大气中PBDEs的浓度高值多出现在机械制造、电子产品和装饰材料生产、汽车制造类行业周边,而DBDPE的浓度高值多出现在机械制造和电子产品生产行业周边。电子垃圾回收区4处采样点大气TSP中PBDEs和DBDPE中值浓度分别为411和193 pg/m3;PM2.5中两者的中值浓度分别为201和93.2 pg/m3;气态样品也仅有部分低溴代PBDEs检出,但中值浓度高于城市地区,为42.4 pg/m3。整体看来,城市地区大气中DBDPE浓度高于PBDEs,而电子垃圾回收区的结果恰恰相反。BTBPE在城市地区TSP和PM2.5的中值浓度分别为9.54和2.78 pg/m3,而且浓度波动较小。电子垃圾回收区大气中的BTBPE浓度波动较大,4处TSP和PM2.5中的浓度均值分别为8.63–345和9.30–279 pg/m3。两地大气中占比最高的PBDEs单体均为BDE209,但是,在电子垃圾回收区大气颗粒物中的BDE209可能发生了较大程度的降解。城市地区低溴代BDEs的单体组成相对稳定,电子垃圾回收区波动较大,说明电子垃圾回收行业可能仍会向空气中直接排放低溴代BDEs。通过Junge-Pankow模型,发现城市地区各工业园大气中PBDEs可能主要吸收在颗粒物中的有机相,电子垃圾回收区PBDEs则主要吸附在颗粒物表面。城市地区各处工业点源PBDEs的排放能力（中值为1555 g/yr）要低于DBDPE（5819 g/yr）,而电子垃圾回收区PBDEs的排放水平（7350 g/yr）高于DBDPE（2656 g/yr）。BTBPE在城市地区可能主要来自面源污染,但在电子垃圾回收区有较大程度的点源排放。电子垃圾回收区各处工业园BTBPE的排放能力为233g/yr。城市地区工业园大气颗粒物中BDE209和DBDPE具有很好的显着相关性,说明来自工业过程的PBDEs和DBDPE直接排放。城市地区PM2.5中BDE209与BTBPE无显着相关线性,但TSP中BDE209与BTBPE之间具有显着相关性,来自城市地区工业园DBDPE和BDE209可能主要存在于细颗粒物(PM2.5)中。城市地区各类BFRs与PAHs、OC、EC的相关性都不高,工业生产过程的燃烧或者热过程可能对BFRs排放的影响较小。电子垃圾回收区各类BFRs与PAHs、OC、EC都有很好的显着相关性,说明电子垃圾的燃烧或者热解过程有较多BFRs的直接排放。城市地区和电子垃圾回收区工业园大气PM2.5中OPFRs的浓度整体相当。城市地区各采样点OPFRs的浓度变化较大,为519–62747 pg/m3,中值为2854pg/m3。OPFRs的浓度高值多出现在电子产品生产、塑料加工制造、废物回收、电镀化工类行业周边,而OPFRs的浓度低值则出现在机械制造、造纸、衣物和家具生产加工类行业周边。城市地区各工业园PM2.5中主要的OPFRs单体为TCIPP和TMPP（平均分别占12种OPFRs的35.7%和19.6%）,但TPHP在机械和制衣（32.3–54.1%）、TNBP在家居产品和家具生产（16.7–88.0%）、EHDPP在正规的废旧物资回收和皮革生产（11.2–31.8%）工业活动周边大气PM2.5中也表现出较高的占比。电子垃圾回收区大气PM2.5中OPFRs的浓度为775–13823pg/m3,中值为3321 pg/m3。TPHP、TCIPP和TMPP是当地PM2.5中最主要的OPFRs,平均分别占12种OPFRs的41.4%、25.9%和16.5%。城市地区PM2.5中各工业点源的OPFRs排放能力中值为73 kg/yr（8.8–546 kg/yr）,大于BFRs的排放能力。电子垃圾回收活动的OPFRs排放能力小于城市地区,中值为33 kg/yr（27–45kg/yr）。城市地区各工业园大气中OPFRs整体的相关性较弱,可能是工业过程使用的OPFRs种类不同或OPFRs经过了不同的大气过程。两地氯代OPFRs与TNBP都有很好显着相关性,氯代OPFRs可能主要来自两地工业园的直接排放。城市和电子垃圾回收区工业园大气中大部分OPFRs与PAHs、OC、EC都没有显着相关性,可能由于不同的排放机制或大气过程,但EHDPP和TEHP与PAHs、OC、EC都发现了显着相关性,说明这两种OPFRs单体受到工业燃烧或者热过程的影响较大。城市地区工业园大气颗粒物中主要的痕量金属为Ni、Cu、Mo、Mn、Pb和Ti;TSP中这些主要的痕量金属浓度中值为94.3–326 ng/m3,PM2.5中则为31.8–70.6 ng/m3。Ni、Pb和Mn是有毒的高浓度痕量金属,它们的浓度高值分别出现在电子产品生产销售、皮革生产和电子产品生产类行业周边。电子垃圾回收区颗粒物中含量最高的痕量金属为Cu、Pb和Ti;在TSP中的浓度中值分别为235、113和16.3 ng/m3,PM2.5中的浓度中值分别为104、88.1和11.4 ng/m3。城市地区各工业园大气颗粒物中主要的水溶性离子浓度水平依次为NO3-、SO42-、NH4+和Cl-,NH4+可能主要与SO42-结合存在于大气颗粒物中;电子垃圾回收区大气颗粒物中主要水溶性离子的浓度则表现为NO3->NH4+>SO42->Cl-,但NH4+可能倾向于与NO3-结合。城市地区不同粒径的可吸入大气颗粒物具有相似的A549细胞毒性,但较粗粒径（5.8–10μm）的颗粒物毒性较大。机械制造、皮革生产行业和垃圾火力发电厂周边的大气颗粒物具有较高的A549细胞毒性;大气颗粒物中BFRs、大部分OPFRs和金属元素对A549细胞的直接毒性作用可能较弱,但颗粒物中的水溶性离子、PAHs和EC有较显着的毒性效应。城市地区大气PM2.5中人体呼吸暴露量最大的有害金属元素为Pb、Mn和Ni,电子垃圾回收地区仅Pb的呼吸暴露量较突出。Cr（VI）在两地的呼吸暴露量也很高,但Cr（VI）在城市和电子垃圾地区的检出率不高,分别为68.2%和25%。Cr（VI）和As是两地大气PM2.5中人体致癌风险商最高的两种有害金属,城市地区Cr（VI）和As的致癌风险商中值分别为2.27×10-5和1.47×10-6,电子垃圾回收区分别为1.99×10-5和1.89×10-6;Cr（VI）和As的致癌风险商均超出了美国EPA设定的安全阈值(10-6)。
董玉平[10]（2019）在《陆生藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化机制研究》文中认为工业革命以来,全球人为成因活性氮排放成倍增加,导致大气氮沉降持续增加,造成一系列对生态环境的负面影响。大气氮沉降的通量和化学组成是空气氮污染物减排策略和大气氮沉降效应评估的重要科学依据。然而,由于大气氮沉降的化学组成较复杂,且存在较大的时空变异,直接进行大气氮沉降的高时空分辨率采样观测和化学分析成本高、难度大。藓类植物由于一直被认为氮素来源主要为大气沉降,且形态结构较为简单、地理分布广,其氮含量和同位素比值能够快速有效地反映大气氮沉降的水平和来源。尽管目前已经有很多利用藓类植物氮含量和同位素比值指示不同空间尺度氮沉降的研究,然而藓类植物氮含量和氮同位素比值变化的生物学和非生物学机制实际上并不清楚,尚未得到较系统和有针对性的研究,这是影响藓类植物氮素指标准确评估大气氮沉降的瓶颈性问题。本论文首先整合分析全球陆生藓类植物氮素含量和氮同位素比值变化及其对氮沉降的响应关系。同时,有针对性地选取了不同的藓类植物种和陆生系统开展了实际研究,结合藓类植物及其基质系统的氮含量和同位素分析,系统分析影响藓类植物氮含量和氮同位素比值变化的关键机制,获得了如下主要结果:（1）通过整合不同地区现有陆生藓类植物氮素含量和同位素比值数据,结合对应的氮沉降信息,探讨了藓类植物氮含量对大气氮沉降的响应是否及如何随氮沉降的通量、化学组成以及大气氮对藓类植物总氮贡献大小的变化而出现差异,并梳理了区域尺度陆生藓类植物氮含量和氮同位素变异规律和主要机制。（2）通过分析连续十三个月份采集的四种石生藓类植物的碳氮含量和同位素比值、组织硝酸根的含量和氮氧同位素比值,揭示藓类植物氮素指标的种间差异和月际变化的变异机制。（3）通过分析灰岩和砂岩上的藓类植物及其着生基质的碳氮含量和同位素比值,结合藓类植物的硝酸还原酶活性及其着生基质的水分含量、p H值、氮素净矿化速率和净硝化速率等参数,验证和探讨灰岩和砂岩上藓类及其着生基质的碳氮指标的差异及其机制。（4）通过分析生长了十四年的藓类植物样品（高38 cm）和八个泥炭地中藓类植物样品的碳氮含量和同位素比值,结合生物地球化学和同位素地球化学方法原理,探讨泥炭地藓类植物活体碳氮同位素的时间序列及其变化机制。本研究为评价陆生生态系统的氮可利用性变化提供基础资料,为藓类植物多样性保护、环境和生态系统管理提供科学依据。
二、试论城市地区机动车污染与控制（论文开题报告）
（1）论文研究背景及目的
此处内容要求：
首先简单简介论文所研究问题的基本概念和背景，再而简单明了地指出论文所要研究解决的具体问题，并提出你的论文准备的观点或解决方法。
写法范例：
本文主要提出一款精简64位RISC处理器存储管理单元结构并详细分析其设计过程。在该MMU结构中,TLB采用叁个分离的TLB,TLB采用基于内容查找的相联存储器并行查找,支持粗粒度为64KB和细粒度为4KB两种页面大小,采用多级分层页表结构映射地址空间,并详细论述了四级页表转换过程,TLB结构组织等。该MMU结构将作为该处理器存储系统实现的一个重要组成部分。
（2）本文研究方法
调查法：该方法是有目的、有系统的搜集有关研究对象的具体信息。
观察法：用自己的感官和辅助工具直接观察研究对象从而得到有关信息。
实验法：通过主支变革、控制研究对象来发现与确认事物间的因果关系。
文献研究法：通过调查文献来获得资料，从而全面的、正确的了解掌握研究方法。
实证研究法：依据现有的科学理论和实践的需要提出设计。
定性分析法：对研究对象进行“质”的方面的研究，这个方法需要计算的数据较少。
定量分析法：通过具体的数字，使人们对研究对象的认识进一步精确化。
跨学科研究法：运用多学科的理论、方法和成果从整体上对某一课题进行研究。
功能分析法：这是社会科学用来分析社会现象的一种方法，从某一功能出发研究多个方面的影响。
模拟法：通过创设一个与原型相似的模型来间接研究原型某种特性的一种形容方法。
三、试论城市地区机动车污染与控制（论文提纲范文）
（1）我国典型地区大气降水化学特征及来源解析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 前言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 国内外研究概况 |
| 1.2.1 大气降水污染的研究现状 |
| 1.2.2 大气降水湿沉降的研究现状 |
| 1.3 研究内容和思路 |
| 第二章 实验与研究方法 |
| 2.1 数据来源 |
| 2.2 观测仪器及数据质量控制 |
| 2.3 站点介绍 |
| 2.4 计算分析方法 |
| 2.4.1 相关单位换算 |
| 2.4.2 PMF受体模型 |
| 第三章 典型地区大气降水污染特征 |
| 3.1 典型地区大气降水组分特征 |
| 3.2 典型地区大气降水组分时间尺度特征 |
| 3.2.1 重庆市大气降水组分浓度特征 |
| 3.2.2 西安市大气降水组分浓度特征 |
| 3.2.3 厦门市大气降水组分浓度特征 |
| 3.2.4 珠海市大气降水中化学组分的浓度特征 |
| 3.3 典型地区大气降水中水溶性离子的空间尺度特征 |
| 3.4 各站点大气降水的SO_4~(2-)与NO_3~-占比 |
| 3.5 降水的中和能力分析 |
| 3.6 各地区大气降水的污染来源解析 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 典型地区大气降水湿沉降特征 |
| 4.1 典型地区水溶性离子湿沉降通量变化特征 |
| 4.2 大气降水中硫沉降通量的变化特征 |
| 4.3 大气降水中氮沉降通量变化特征 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 特色与创新 |
| 5.3 研究不足与展望 |
| 参考文献 |
| 作者简介 |
| 致谢 |
（2）北京大气有机气溶胶化学特征和光学性质研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1 章 引言 |
| 1.1 大气有机气溶胶 |
| 1.1.1 有机气溶胶(OA) |
| 1.1.2 棕碳(BrC) |
| 1.2 大气有机气溶胶国内外研究现状 |
| 1.2.1 有机气溶胶的化学特征 |
| 1.2.2 有机气溶胶的来源 |
| 1.3 大气棕碳国内外研究现状 |
| 1.3.1 棕碳的光学性质 |
| 1.3.2 棕碳的化学组成 |
| 1.3.3 棕碳的来源 |
| 1.4 棕碳老化过程研究现状 |
| 1.4.1 棕碳的光化学老化 |
| 1.4.2 棕碳老化的影响因素 |
| 1.5 研究目的、意义及内容 |
| 1.5.1 目的及意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 第2 章 样品采集与分析 |
| 2.1 样品的采集 |
| 2.1.1 采样点介绍 |
| 2.1.2 样品的采集 |
| 2.2 样品实验室分析 |
| 2.2.1 试剂与材料 |
| 2.2.2 碳组分分析 |
| 2.2.3 光学性质分析 |
| 2.2.4 化学组分分析 |
| 2.3 光化学通量计算 |
| 2.4 质量保证与质量控制(QA/QC) |
| 2.5 来源解析模型 |
| 2.5.1 正交因子矩阵(PMF)模型 |
| 2.5.2 多元线性回归(MLR)模型 |
| 2.6 后向轨迹模型 |
| 2.7 潜在源区贡献法(PSCF) |
| 2.8 数据分析 |
| 第3 章 北京大气有机气溶胶化学特征和来源解析 |
| 3.1 有机气溶胶标志物浓度水平及季节变化 |
| 3.1.1 总体浓度水平及组成变化 |
| 3.1.2 正构烷烃、脂肪酸和脂肪醇 |
| 3.1.3 糖类、藿烷 |
| 3.1.4 苯二甲酸、邻苯二甲酸酯 |
| 3.2 有机气溶胶时空对比 |
| 3.2.1 空间分布 |
| 3.2.2 年际变化 |
| 3.3 特定比值的潜在来源分析 |
| 3.3.1 多环芳烃比值 |
| 3.3.2 藿烷比值 |
| 3.3.3 糖类比值 |
| 3.4 有机气溶胶来源解析 |
| 3.5 本章小结 |
| 第4 章 北京大气棕碳光学性质和来源解析 |
| 4.1 棕碳光学性质及季节变化 |
| 4.1.1 吸收系数(b_(abs)) |
| 4.1.2 质量吸收效率(MAE) |
| 4.1.3 ?ngstro?m指数(AAE) |
| 4.2 棕碳多元线性回归模型来源解析 |
| 4.2.1 棕碳吸光性与有机气溶胶组分相关性 |
| 4.2.2 不同来源组分的质量吸收效率 |
| 4.2.3 不同来源组分的吸收系数及相对贡献 |
| 4.2.4 不同来源组分相对日贡献的季节变化 |
| 4.3 棕碳正交因子矩阵模型来源解析 |
| 4.3.1 正交因子矩阵模型解析结果 |
| 4.3.2 不同解析方法的结果对比 |
| 4.4 区域传输影响和潜在来源区域 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5 章 发色团化学组成和老化研究 |
| 5.1 光学性质的变化 |
| 5.1.1 吸光度、MAE和 AAE |
| 5.1.2 光解速率及光化学寿命 |
| 5.1.3 三类光解组分的划分 |
| 5.2 化学组成的鉴定 |
| 5.2.1 生物质和燃煤燃烧组成鉴定 |
| 5.2.2 生物质和燃煤燃烧组成含量对比 |
| 5.3 化学组成的变化 |
| 5.4 吸光贡献的变化 |
| 5.5 本章小结 |
| 第6 章 主要结论及创新 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 研究的创新和不足之处 |
| 参考文献 |
| 附表 |
| 致谢 |
| 作者简历及攻读学位期间发表的学术论文与研究成果 |
（3）基于实测（?）ngstr（?）m吸收指数优化吸光性碳质气溶胶源解析研究（论文提纲范文）
| 作者简介 |
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.1.1 碳质气溶胶的分类 |
| 1.1.2 碳质气溶胶的光学性质 |
| 1.1.3 碳质气溶胶吸光性测量 |
| 1.2 黑碳气溶胶源解析技术 |
| 1.2.1 碳同位素法 |
| 1.2.2 受体模型法 |
| 1.2.3 标识物比值法 |
| 1.2.4 大气化学模式法 |
| 1.2.5 黑碳仪光度计模型 |
| 1.3 棕碳测量方法 |
| 1.3.1 电镜法 |
| 1.3.2 质谱法 |
| 1.3.3 溶解光谱法 |
| 1.3.4 热-光碳分析法 |
| 1.3.5 光学剥离法 |
| 1.4 AAE的影响因素 |
| 1.4.1 燃料类型 |
| 1.4.2 燃烧条件 |
| 1.4.3 老化过程 |
| 1.4.4 颗粒物形态 |
| 1.5 研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 研究目的与意义 |
| 1.5.2 研究内容 |
| 1.5.3 技术路线 |
| 第二章 数据来源和数据处理 |
| 2.1 典型源排放气溶胶AAE实测 |
| 2.1.1 生物质和煤炭室内模拟燃烧实验 |
| 2.1.2 工业固定源实测 |
| 2.1.3 隧道实验 |
| 2.2 大气环境外场观测 |
| 2.2.1 武汉市大气污染物连续观测 |
| 2.2.2 重污染期间黑碳同步观测 |
| 2.3 数据处理 |
| 2.3.1 黑碳仪吸收系数订正 |
| 2.3.2 最小相关系数法 |
| 2.3.3 Mie理论计算 |
| 2.3.4 AAE的计算 |
| 2.4 后向轨迹分析 |
| 2.4.1 后轨迹计算 |
| 2.4.2 轨迹潜在地理来源分类 |
| 2.4.3 潜在地理来源分析 |
| 2.5 数据处理与可视化 |
| 第三章 气溶胶AAE影响因素分析 |
| 3.1 AAE影响因素的理论计算 |
| 3.1.1 粒径 |
| 3.1.2 包裹组分 |
| 3.1.3 混合状态 |
| 3.2 实测排放源的AAE特征 |
| 3.2.1 生物质燃烧 |
| 3.2.2 民用块煤燃烧 |
| 3.2.3 固定源排放 |
| 3.2.4 机动车排放 |
| 3.3 环境气溶胶AAE的影响因素 |
| 3.3.1 季节变化 |
| 3.3.2 清洁天和非清洁天差异 |
| 3.3.3 传输过程 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 黑碳仪光度计模型参数优化及应用 |
| 4.1 问题提出 |
| 4.2 钾离子约束光度计模型最优AAE组合方法的建立 |
| 4.2.1 钾离子浓度校正 |
| 4.2.2 质量截面吸收系数校正 |
| 4.2.3 敏感性分析 |
| 4.2.4 方法不确定度估算 |
| 4.3 不同时间尺度上黑碳源解析约束结果 |
| 4.4 不同源贡献黑碳的时空变化 |
| 4.4.1 不同源排放黑碳浓度特征 |
| 4.4.2 不同源排放黑碳浓度的影响因素 |
| 4.4.3 不同源排放黑碳浓度的潜在源区 |
| 4.5 本章小节 |
| 第五章 二次生成棕碳吸收系数解析及应用 |
| 5.1 问题提出 |
| 5.2 二次生成棕碳吸收系数解析方法 |
| 5.2.1 方法建立 |
| 5.2.2 方法不确定度估算 |
| 5.3 二次生成棕碳吸收系数的时空变化 |
| 5.3.1 季节变化 |
| 5.3.2 昼夜变化 |
| 5.3.3 不同大气污染条件下的变化 |
| 5.3.4 潜在气团来源影响下的变化 |
| 5.4 本章小结 |
| 第六章 结论与展望 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.2 创新点 |
| 6.3 不足与展望 |
| 致谢 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 附录1 |
| 附表1 |
| 附表2 |
| 附表3 |
| 附表4 |
| 附表5 |
（4）管控措施对区域空气质量的影响 ——基于数值同化的模拟研究（论文提纲范文）
| 致谢 |
| 摘要 |
| ABSTRACT |
| 1 引言 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 研究现状 |
| 1.2.1 火电行业管控措施对空气质量的影响 |
| 1.2.2 长效管控措施对空气质量的影响 |
| 1.2.3 应急管控措施对空气质量的影响 |
| 1.3 研究方案 |
| 1.3.1 研究目的 |
| 1.3.2 研究内容 |
| 1.3.3 技术路线 |
| 2. 京津冀地区燃煤电厂减排管控措施对北京及其周边城市空气质量的影响 |
| 2.1 研究背景 |
| 2.2 模式描述与设置 |
| 2.3 监测数据 |
| 2.4 减排管控措施与实验方案设计 |
| 2.5 模式评估 |
| 2.6 京津冀地区燃煤电厂减排管控措施对北京市及周边区域空气质量的影响 |
| 2.7 本章小结 |
| 3. 评价方法的构建及其应用于研究长效和应急管控措施对长三角空气质量的影响 |
| 3.1 研究背景 |
| 3.2 监测数据 |
| 3.3 实验方案设计 |
| 3.4 研究方法 |
| 3.4.1 同化算法介绍 |
| 3.4.2 地面监测系统 |
| 3.4.3 人为源排放清单 |
| 3.5 同化结果评估 |
| 3.6 长效管控措施对空气质量影响评价方法的构建 |
| 3.7 应急管控措施对空气质量影响评价方法的构建 |
| 3.7.1 应急管控措施对长三角地区PM_(2.5)浓度的影响 |
| 3.7.2 极端管控措施对长三角地区PM_(2.5)浓度的影响 |
| 3.8 本章小结及讨论 |
| 3.8.1 本章小结 |
| 3.8.2 讨论 |
| 4 评价方法的优化及应用 |
| 4.1 研究背景 |
| 4.2 研究方法 |
| 4.2.1 双向耦合的WRF-CMAQ模式 |
| 4.2.2 来源解析 |
| 4.2.3 数据同化系统 |
| 4.2.4 实验方案设计 |
| 4.3 监测数据 |
| 4.4 全面封城措施对空气质量影响的监测结果 |
| 4.4.1 封城措施对我国整体空气质量影响的监测结果 |
| 4.4.2 封城措施对杭州市不同环境背景空气质量的影响 |
| 4.5 管控措施对空气质量的影响 |
| 4.5.1 模式结果评估 |
| 4.5.2 疫情管控措施对空气质量的影响 |
| 4.5.3 电动汽车全面推广对空气质量的影响 |
| 4.5.4 本地道路运输对大气污染物的贡献 |
| 4.5.5 历史气象条件变化下全面推广电动汽车对空气质量的影响 |
| 4.6 不确定性分析 |
| 4.7 小结与讨论 |
| 4.7.1 小结 |
| 4.7.2 讨论 |
| 5 结论与展望 |
| 5.1 结论 |
| 5.2 展望 |
| 5.3 创新点 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 作者简历及在学期间取得的科研成果 |
（5）杭州城市空气污染特征及影响因子分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 中国城市空气污染现状 |
| 1.2 空气污染与边界层的相互作用 |
| 1.3 城市空气污染的影响因子 |
| 1.3.1 城市下垫面作用下气象条件对空气质量的影响 |
| 1.3.2 城市植被对城市空气质量的影响 |
| 1.4 本文研究内容 |
| 第二章 数值模式介绍 |
| 2.1 区域边界层模式(RBLM) |
| 2.1.1 城市建筑的动力学效应 |
| 2.1.2 城市冠层参数化方案 |
| 2.1.3 城市人为热 |
| 2.1.4 城市树木冠层模式 |
| 2.2 大气化学输送扩散模块(ACTDM) |
| 2.3 模式框图 |
| 第三章 杭州市污染物浓度统计特征及其与气象要素的关系 |
| 3.1 观测资料介绍 |
| 3.2 污染物浓度统计特征 |
| 3.2.1 污染物浓度月变化特征 |
| 3.2.2 污染物浓度日变化特征 |
| 3.3 颗粒物中细粒子的成分占比 |
| 3.4 不同种污染物浓度间的相关性 |
| 3.5 气象要素与污染物浓度的关系 |
| 3.5.1 气象要素与污染物浓度的相关性 |
| 3.5.2 颗粒物浓度与气象要素的关系 |
| 3.6 杭州市风向与污染物浓度的关系 |
| 3.7 本章小结 |
| 第四章 杭州城市下垫面影响空气污染的机制 |
| 4.1 模式设置 |
| 4.1.1 模拟区域与积分设置 |
| 4.1.2 排放源设置 |
| 4.1.3 模拟时间与个例选取 |
| 4.1.4 模拟方案设计 |
| 4.2 模拟性能检验 |
| 4.3 城市化对地面气象场的影响 |
| 4.4 城市下垫面对污染物浓度影响的多因素分析 |
| 4.4.1 城市动力效应对污染物浓度的影响 |
| 4.4.2 城市热力效应对污染物浓度的影响 |
| 4.4.3 人为热对污染物浓度的影响 |
| 4.5 城市植被对污染物影响的分析 |
| 4.5.1 城市植被对污染物浓度的影响 |
| 4.5.2 城市植被对污染物干沉降速率的影响 |
| 4.5.3 城市植被对污染物干沉降速率影响的冬夏差异 |
| 4.5.4 城市植被对污染物干沉降速率影响的昼夜差异 |
| 4.5.5 城市植被对污染物浓度影响的冬夏差异 |
| 4.5.6 城市植被对污染物浓度影响的昼夜差异 |
| 4.6 本章小结 |
| 第五章 总结与展望 |
| 5.1 总结 |
| 5.1.1 杭州市污染物浓度统计特征及其与气象要素的关系 |
| 5.1.2 杭州城市空气污染特征影响因子 |
| 5.2 本文创新点 |
| 5.3 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 硕士期间发表论文 |
（6）私人乘用车颗粒物致健康损害外部性分析 ——基于关系、网络视角（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 研究背景及意义 |
| 1.2 研究内容 |
| 1.3 技术和逻辑路线图 |
| 1.4 研究创新之处 |
| 第2章 文献综述 |
| 2.1 私人乘用车颗粒物排放及健康损害外部性 |
| 2.2 外部性在经济学中的源始脉络 |
| 2.3 公共物品与外部性 |
| 2.4 能源外部性 |
| 2.5 社会关系与网络经济学 |
| 2.6 研究评述 |
| 第3章 基于关系、网络视角私人乘用车颗粒物致健康损害外部性理论基础 |
| 3.1 关系的构成要素及经济含义 |
| 3.1.1 关系的构成要素 |
| 3.1.2 关系的经济含义 |
| 3.1.3 利益流的组成、大小、方向和性质 |
| 3.1.4 私人乘用车颗粒物致健康损害的负效用流、单向和不对等特征 |
| 3.2 潜在关系 |
| 3.2.1 元关系到关系的动态转变 |
| 3.2.2 潜在关系的经济本质 |
| 3.2.3 私人乘用车颗粒物致健康损害的潜在关系特征 |
| 3.3 关系外部性 |
| 3.3.1 外部性的利益流不对等本质 |
| 3.3.2 关系外部性模型 |
| 3.3.3 利益流绝对量的衡量 |
| 3.4 网络外部性 |
| 3.4.1 个体外部性及其三个层次 |
| 3.4.2 传统网络外部性 |
| 3.4.3 基于关系、个体外部性微观基础的网络外部性 |
| 3.4.4 私人乘用车颗粒物致健康损害网络外部性 |
| 3.4.5 个体、网络外部性与经济效率 |
| 3.5 私人乘用车颗粒物致健康损害的完全图纳什网络均衡特征 |
| 3.5.1 单向关系单向流动网络博弈模型 |
| 3.5.2 完全图纳什网络均衡 |
| 3.6 小结 |
| 第4章 私人乘用车颗粒物致健康损害外部性评估 |
| 4.1 影响路径分析方法介绍 |
| 4.2 私人乘用车颗粒物排放及结构特征 |
| 4.2.1 分析工具和模型介绍 |
| 4.2.2 数据获取 |
| 4.2.3 颗粒物减排政策各情景设置及结果分析 |
| 4.3 基于经济因素源强的颗粒物浓度变化分析 |
| 4.3.1 颗粒物扩散规律 |
| 4.3.2 基于源强解析的全局浓度变化规律 |
| 4.3.3 颗粒物浓度变化结果及分析 |
| 4.4 颗粒物致健康损害浓度反应函数 |
| 4.4.1 颗粒物致健康损害观测点 |
| 4.4.2 浓度反应函数形式与阈值 |
| 4.4.3 浓度反应函数的确定及计算 |
| 4.5 健康损害外部性的货币化评估 |
| 4.5.1 基于关系、网络视角看货币化评估的必要性 |
| 4.5.2 货币化评估方法介绍 |
| 4.5.3 健康损害观测点货币化评估 |
| 4.6 健康损害评估的不确定性分析 |
| 4.7 小结 |
| 第5章 基于关系、网络视角私人乘用车颗粒物致健康损害外部性消除机制 |
| 5.1 基于关系、网络视角外部性消除机制的含义 |
| 5.2 私人乘用车使用端的庇古税及启示 |
| 5.2.1 OECD和欧盟国家经验 |
| 5.2.2 中国私人乘用车使用端庇古税和新能源汽车补贴政策 |
| 5.2.3 政府作为割点的庇古税启示 |
| 5.3 私人乘用车使用端的科斯方案及启示 |
| 5.3.1 美国和欧盟排放交易经验 |
| 5.3.2 中国排放交易经验 |
| 5.3.3 关系、网络视角的产权及污染权 |
| 5.4 融合庇古税和科斯方案优势的外部性消除机制构想 |
| 5.4.1 科斯方案污染权限额的确定原则 |
| 5.4.2 构想中庇古税的确定原则 |
| 5.5 构想的现实意义及困难 |
| 第6章 结论及政策建议 |
| 6.1 主要结论 |
| 6.1.1 关系、网络新视角更能反映外部性本质 |
| 6.1.2 准确核算健康损害货币化规模是外部性消除前提 |
| 6.1.3 新外部性消除构想融合庇古税和科斯方案优势 |
| 6.2 政策建议 |
| 6.3 研究不足及展望 |
| 6.4 结语 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读博士期间的科研成果 |
| 学位论文评阅及答辩情况表 |
（7）长三角背景点正构烷烃和多环芳烃类有机气溶胶污染特征和来源（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 碳气溶胶 |
| 1.3 有机气溶胶 |
| 1.4 烃类有机气溶胶 |
| 1.4.1 正构烷烃概述 |
| 1.4.2 多环芳烃概述 |
| 1.4.3 烃类有机气溶胶的研究进展 |
| 1.5 崇明岛大气气溶胶的研究进展 |
| 1.6 研究的目标意义及总体思路 |
| 1.6.1 研究目标与意义 |
| 1.6.2 研究内容 |
| 1.6.3 技术路线 |
| 1.7 研究特色与创新之处 |
| 第二章 样品采集和实验方法 |
| 2.1 研究区及采样点概况 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 采集时间 |
| 2.2.2 采样滤膜和采样仪器 |
| 2.3 样品分析 |
| 2.3.1 颗粒物质量浓度分析 |
| 2.3.2 碳组分OC、EC的分析 |
| 2.3.3 有机气溶胶的分析 |
| 2.3.4 质量控制与质量保证 |
| 2.4 数据的统计与分析 |
| 第三章 颗粒物及碳气溶胶的污染特征 |
| 3.1 颗粒物的污染特征 |
| 3.1.1 PM_(2.5) 的污染水平 |
| 3.1.2 颗粒物的粒径分布 |
| 3.2 碳气溶胶的污染特征 |
| 3.2.1 崇明岛PM_(2.5) 与碳气溶胶的关系 |
| 3.2.2 OC与 EC来源的一致性分析 |
| 3.2.3 有机物污染水平的估算——以OC为基础 |
| 3.3 观测期间崇明岛大气污染物传输路径分析 |
| 3.3.1 后向轨迹图 |
| 3.3.2 聚类分析 |
| 3.4 本章小结 |
| 第四章 细颗粒物中正构烷烃和多环芳烃的污染特征和来源 |
| 4.1 正构烷烃 |
| 4.1.1 浓度水平 |
| 4.1.2 分子组成 |
| 4.1.3 来源的定性分析 |
| 4.1.4 来源的定量分析 |
| 4.2 多环芳烃 |
| 4.2.1 污染水平 |
| 4.2.2 与其他示踪物的相关性分析 |
| 4.2.3 分子组成 |
| 4.2.4 气溶胶老化程度讨论 |
| 4.3 多环芳烃的来源解析 |
| 4.3.1 夏季PAHs的来源解析 |
| 4.3.2 冬季PAHs的来源解析 |
| 4.4 本章小结 |
| 第五章 正构烷烃和多环芳烃的粒径分布特征 |
| 5.1 正构烷烃 |
| 5.1.1 正构烷烃的粒径分布特征 |
| 5.1.2 夏季植物源和化石燃料燃烧源正构烷烃的粒径分布特征 |
| 5.1.3 冬季植物源和化石燃料燃烧源正构烷烃的粒径分布特征 |
| 5.1.4 崇明化石燃料燃烧源正构烷烃(FFNA)的粒径分布机制 |
| 5.1.5 崇明植物蜡源正构烷烃(WNA)的粒径分布机制 |
| 5.2 多环芳烃 |
| 5.2.1 多环芳烃的粒径分布特征 |
| 5.2.2 崇明低环和高环PAHs在冬夏两季的粒径分布特征 |
| 5.2.3 崇明低环和高环PAHs的粒径分布机制 |
| 5.3 本章小结 |
| 第六章 典型污染事件讨论 |
| 6.1 夏季 |
| 6.1.1 夏季Event1—局地生物质燃烧事件 |
| 6.1.2 夏季Event2—来自长三角等的区域传输污染事件 |
| 6.2 冬季 |
| 6.2.1 冬季Event1—来自山东、渤海气团主导的污染事件 |
| 6.2.2 冬季Event4—来自江苏、安徽的区域传输污染事件 |
| 6.2.3 冬季Event2和Event3 分析—来自苏北和渤海的区域传输污染事件 |
| 6.3 本章小结 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 不足与展望 |
| 参考文献 |
| 攻读硕士学位期间发表的学术论文与研究成果 |
| 致谢 |
（8）太原市大气醛酮化合物的污染特征及来源探究（论文提纲范文）
| 中文摘要 |
| abstract |
| 第一章 绪论 |
| 1.1 研究背景 |
| 1.2 醛酮化合物的研究现状及进展 |
| 1.2.1 醛酮化合物概述 |
| 1.2.2 国内外研究进展 |
| 1.2.3 醛酮化合物的来源 |
| 1.2.4 醛酮化合物的健康效应和环境效应 |
| 1.2.5 醛酮化合物的源识别方法描述 |
| 1.3 本文研究的目的及意义 |
| 1.4 本文研究内容 |
| 1.5 本研究创新点 |
| 第二章 醛酮化合物样品的采集与分析 |
| 2.1 研究区域概况 |
| 2.2 样品的采集与分析 |
| 2.2.1 样品的采集 |
| 2.2.2 样品的分析测试方法 |
| 2.3 质量保证和质量控制(QA/QC) |
| 第三章 太原市醛酮化合物水平及变化特征 |
| 3.1 醛酮化合物浓度特征 |
| 3.2 醛酮化合物的变化特征 |
| 3.2.1 季节变化特征 |
| 3.2.2 日变化特征 |
| 第四章 太原市醛酮化合物的来源分析 |
| 4.1 比值诊断 |
| 4.1.1 甲醛/乙醛和乙醛/丙醛的比值分析 |
| 4.1.2 生物源对甲醛的贡献 |
| 4.2 指示物相关性分析法 |
| 第五章 醛酮化合物的光化学反应特性 |
| 5.1 臭氧生成潜势和丙烯当量浓度 |
| 5.2 OH自由基消耗速率 |
| 第六章 健康风险评价 |
| 第七章 结论与展望 |
| 7.1 结论 |
| 7.2 展望和不足 |
| 参考文献 |
| 致谢 |
| 攻读学位期间发表的学术论文 |
（9）珠三角工业园区大气中溴代阻燃剂、有机磷系阻燃剂及金属元素的污染及来源分析（论文提纲范文）
| 摘要 |
| Abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 溴代阻燃剂(BFRs) |
| 1.1.1 BFRs概述 |
| 1.1.2 大气环境中的BFRs |
| 1.2 有机磷系阻燃剂(OPFRs) |
| 1.2.1 OPFRs概述 |
| 1.2.2 大气环境中的OPFRs |
| 1.3 大气环境 |
| 1.3.1 大气污染的概念和类型 |
| 1.3.1.1 气态污染物 |
| 1.3.1.2 颗粒态污染物 |
| 1.3.2 大气颗粒物(PM) |
| 1.3.2.1 大气颗粒物的分类及控制标准 |
| 1.3.2.2 大气颗粒物的来源和毒性 |
| 1.3.3 大气颗粒物中的组分 |
| 1.3.3.1 金属元素概述和毒性 |
| 1.3.3.2 水溶性离子概述和毒性 |
| 1.3.3.3 OC、EC概述及毒性 |
| 1.4 研究内容和意义 |
| 1.4.1 研究内容 |
| 1.4.2 研究意义 |
| 第2章 样品采集和分析流程 |
| 2.1 采样点介绍 |
| 2.1.1 城市地区 |
| 2.1.2 电子垃圾回收区 |
| 2.2 样品采集 |
| 2.2.1 采样介质的清理与净化 |
| 2.2.2 城市地区TSP、PM_(2.5)、气态及粒径分级样品 |
| 2.2.3 电子垃圾回收区TSP、PM_(2.5)和气态样品 |
| 2.3 样品前处理 |
| 2.3.1 试剂与仪器 |
| 2.3.1.1 有机目标物标准物质 |
| 2.3.1.2 其他试剂与实验装置 |
| 2.3.2 样品的前处理方法 |
| 2.4 仪器分析 |
| 2.5 前处理和仪器分析方法的质量保证(QA)和质量控制(QC) |
| 2.6 细胞毒性实验 |
| 2.6.1 A549 细胞簇的培养及暴露方法 |
| 2.6.2 A549 细胞簇活性检测 |
| 2.7 数据分析 |
| 第3章 珠三角地区工业园大气中的BFRs |
| 3.1 TSP、PM_(2.5)及气相中的PBDEs |
| 3.1.1 浓度与空间分布 |
| 3.1.2 气固相分配 |
| 3.1.3 组成 |
| 3.1.4 年排放量与空间分布 |
| 3.2 TSP、PM_(2.5)及气相中的DBDPE和 BTBPE |
| 3.2.1 浓度及空间分布 |
| 3.2.2 年排放量及空间分布 |
| 3.3 OC、EC和 PAHs对 BFRs的指示性 |
| 3.3.1 OC、EC和 PAHs的浓度 |
| 3.3.2 BFRs、OC、EC和 PAHs的相关性 |
| 3.4 本章小结 |
| 第4章 珠三角地区工业园大气中的OPFRs |
| 4.1 PM_(2.5)中OPFRs的浓度、空间分布及组成 |
| 4.2 PM_(2.5)中OPFRs年排放量及空间分布 |
| 4.3 OC、EC、PAHs对 OPFRs的指示性 |
| 4.4 BFRs与 OPFRs的污染特征、排放能力和排放机制差异 |
| 4.5 本章小结 |
| 第5章 珠三角地区工业园大气中的金属元素及其他无机组分 |
| 5.1 TSP和 PM_(2.5)的浓度 |
| 5.2 城市地区大气颗粒物的组成 |
| 5.2.1 常量和痕量金属元素 |
| 5.2.2 水溶性离子 |
| 5.3 电子垃圾回收区大气颗粒物的组成 |
| 5.3.1 常量和痕量金属元素 |
| 5.3.2 水溶性离子 |
| 5.4 本章小结 |
| 第6章 珠三角工业园大气颗粒物的综合毒性和人体健康风险 |
| 6.1 城市地区工业园可吸入大气颗粒物的A549 细胞毒性 |
| 6.2 城市和电子垃圾地区工业园大气中有害金属人体呼吸暴露及风险评估 |
| 6.2.1 城市地区 |
| 6.2.2 电子垃圾地区 |
| 6.3 本章小结 |
| 第7章 主要结论与展望 |
| 7.1 主要结论 |
| 7.2 创新点 |
| 7.3 本研究的不足 |
| 7.4 研究展望 |
| 参考文献 |
| 附录 |
| 致谢 |
| 作者简介及在学期间发表的学术论文与研究成果 |
（10）陆生藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化机制研究（论文提纲范文）
| 摘要 |
| abstract |
| 第1章 绪论 |
| 1.1 大气氮沉降及其研究进展 |
| 1.1.1 大气氮沉降的影响 |
| 1.1.2 大气氮沉降的监测 |
| 1.2 藓类植物氮含量指示大气氮沉降的通量 |
| 1.2.1 应用原理 |
| 1.2.2 研究进展及存在问题 |
| 1.3 藓类植物氮同位素比值示踪大气氮沉降的化学组成 |
| 1.3.1 应用原理 |
| 1.3.2 研究进展及存在问题 |
| 1.4 藓类植物碳同位素比值及其环境指示意义 |
| 1.4.1 应用原理 |
| 1.4.2 研究进展及存在问题 |
| 1.5 选题依据、研究内容与技术路线 |
| 1.5.1 选题依据及研究内容 |
| 1.5.2 技术路线 |
| 第2章 区域尺度陆生藓类植物氮含量和氮同位素比值变化特征 |
| 2.1 引言 |
| 2.2 材料与方法 |
| 2.2.1 数据收集 |
| 2.2.2 数据处理 |
| 2.3 结果与讨论 |
| 2.3.1 藓类植物氮含量对不同形态氮沉降的响应 |
| 2.3.2 应用藓类植物评估氮沉降水平的新指标 |
| 2.4 小结 |
| 第3章 石生藓类植物碳氮含量和同位素比值的种间和月际变异机制 |
| 3.1 引言 |
| 3.2 材料与方法 |
| 3.2.1 研究区介绍 |
| 3.2.2 样品采集和化学分析 |
| 3.2.3 数理统计 |
| 3.3 结果与讨论 |
| 3.3.1 藓类植物碳氮含量和同位素比值 |
| 3.3.2 藓类植物氮同位素比值指示氮沉降 |
| 3.4 小结 |
| 第4章 石生藓类组织硝酸根含量和氮氧同位素比值的种间和月际变异机制 |
| 4.1 引言 |
| 4.2 材料与方法 |
| 4.2.1 研究区介绍 |
| 4.2.2 样品采集和化学分析 |
| 4.2.3 数理统计 |
| 4.3 结果与讨论 |
| 4.3.1 藓类植物组织硝酸根氮氧同位素比值 |
| 4.3.2 藓类植物对硝酸根的吸收 |
| 4.3.3 藓类植物对硝酸根的还原 |
| 4.4 小结 |
| 第5章 石生藓类植物及其着生基质的碳氮含量和同位素比值的变化关系 |
| 5.1 引言 |
| 5.2 材料与方法 |
| 5.2.1 研究区介绍 |
| 5.2.2 样品采集和分析 |
| 5.2.3 数理统计 |
| 5.3 结果与讨论 |
| 5.3.1 灰岩和砂岩表面藓类植物和有机基质的碳氮同位素比值差异 |
| 5.3.2 石生藓类植物和有机基质的碳氮同位素比值变化 |
| 5.3.3 灰岩和砂岩表面藓类植物硝酸还原酶活性的差异 |
| 5.4 小结 |
| 第6章 泥炭地藓类植物碳氮含量和同位素比值记录 |
| 6.1 引言 |
| 6.2 材料与方法 |
| 6.2.1 研究区介绍 |
| 6.2.2 样品采集和分析 |
| 6.2.3 数理统计 |
| 6.3 结果与讨论 |
| 6.3.1 泥炭地藓类植物活体碳氮含量和同位素比值的时间序列 |
| 6.3.2 泥炭地藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化及其意义 |
| 6.4 小结 |
| 第7章 总结与展望 |
| 7.1 主要研究结论 |
| 7.2 存在问题与展望 |
| 参考文献 |
| 附录 A 藓类植物潜在氮源同位素比值的参考文献 |
| 附录 B 陆生藓类植物氮含量和氮同位素比值的参考文献 |
| 附录C 氨气和二氧化氮沉降速率的参考文献 |
| 发表的论文及科研情况 |
| 致谢 |
四、试论城市地区机动车污染与控制（论文参考文献）
- [1]我国典型地区大气降水化学特征及来源解析[D]. 侯思宇. 南京信息工程大学, 2021(01)
- [2]北京大气有机气溶胶化学特征和光学性质研究[D]. 王婷. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2021(01)
- [3]基于实测（?）ngstr（?）m吸收指数优化吸光性碳质气溶胶源解析研究[D]. 郑煌. 中国地质大学, 2021(02)
- [4]管控措施对区域空气质量的影响 ——基于数值同化的模拟研究[D]. 王利强. 浙江大学, 2020
- [5]杭州城市空气污染特征及影响因子分析[D]. 羊腾跃. 南京大学, 2020(12)
- [6]私人乘用车颗粒物致健康损害外部性分析 ——基于关系、网络视角[D]. 姜雁杰. 山东大学, 2020(01)
- [7]长三角背景点正构烷烃和多环芳烃类有机气溶胶污染特征和来源[D]. 薛国艳. 华东师范大学, 2020
- [8]太原市大气醛酮化合物的污染特征及来源探究[D]. 王敬. 太原科技大学, 2020(03)
- [9]珠三角工业园区大气中溴代阻燃剂、有机磷系阻燃剂及金属元素的污染及来源分析[D]. 王涛. 中国科学院大学(中国科学院广州地球化学研究所), 2019(07)
- [10]陆生藓类植物碳氮含量和同位素比值的变化机制研究[D]. 董玉平. 天津大学, 2019