羅斌儒,曹如暉,陳 昕,胡喜生,王占永

(福建農(nóng)林大學(xué)交通與土木工程學(xué)院,福建 福州 350108)

隨著城市人口的快速增長和土地的集約化利用,人們臨路而居已趨常態(tài)化,尤其是隨著路邊100 m范圍內(nèi)休憩活動的日益增多,他們已成為交通污染暴露的高風(fēng)險群體[1].對于以健康出行為設(shè)計目標(biāo)的城市慢行交通系統(tǒng),人群因緊鄰機(jī)動車道直接地暴露于高污染排放環(huán)境,必將承受更大的健康風(fēng)險[2].以細(xì)顆粒物(PM2.5)、亞微米顆粒物(PM1.0)、黑碳(black carbon,BC)等備受關(guān)注的典型交通顆粒物為例,長期或短期暴露其高濃度環(huán)境將誘發(fā)呼吸、心肺等方面的功能性疾病[3].因此,識別道路沿線典型交通污染物的分布熱點及其變化規(guī)律,對于城市慢行交通中空氣污染的防控極其重要.但目前相關(guān)報道尚不多見.就道路微環(huán)境來說,不同路段的空氣污染往往存在差異,這與交通排放強(qiáng)度、道路結(jié)構(gòu)、路邊環(huán)境、氣象條件等的影響不無關(guān)系[4-7].然而,上述影響因素的時空易變性決定了道路微環(huán)境交通污染的高時空分辨率特征,因此單靠傳統(tǒng)的地面固定監(jiān)測站已難以快速精準(zhǔn)捕獲污染熱點[8],從而無法客觀評估道路環(huán)境空氣質(zhì)量,也限制了交通污染暴露的精細(xì)化防控.為此,本工作通過搭建騎行背包平臺,以福州市西三環(huán)快速路沿側(cè)慢行道為實驗靶區(qū),通過實地采集PM1.0、BC、氣象和交通的高時空分辨率樣本數(shù)據(jù),解析PM1.0和BC的時空分布特征并辨識其污染熱點及成因,以期從污染暴露風(fēng)險視角為道路及交通規(guī)劃與管理提供科學(xué)依據(jù).

1 數(shù)據(jù)與方法

1.1 實驗方案

本工作的研究區(qū)域及移動測量路線如圖1所示.以福州市西三環(huán)快速路為實驗靶區(qū),沿福建農(nóng)林大學(xué)金山校區(qū)至浦上大橋路段閉合環(huán)線開展移動測量,覆蓋道路兩側(cè)的騎行道或步行道,全程約12 km.快速路的沿江側(cè)慢行道通透性較強(qiáng),另一側(cè)慢行道附近(小區(qū)側(cè)慢行道)建筑密集、通透性較差.沿江側(cè)植被以高大樹木為主,且伴有少量綠籬;小區(qū)側(cè)以綠籬和草地交替種植,且在綠籬和草地中種植低矮樹木.沿江側(cè)施工路段較少,集中在福建農(nóng)林大學(xué)金山校區(qū)至洪塘大橋;小區(qū)側(cè)慢行道施工路段較多,輔道施工占比大,其次為房屋建設(shè)施工,施工路段集中在橘園洲大橋至洪塘大橋.

圖1 研究區(qū)域及移動測量路線Fig.1 Study area and mobile measurement route

通過前期調(diào)研并根據(jù)設(shè)備及人員條件,確定了本研究的實驗方案.移動測量實驗中,沿江側(cè)慢行道涉及騎行道和步行道兩條路線,而小區(qū)側(cè)慢行道因部分路段施工,同時大量非機(jī)動車道改為機(jī)動車停車位,移動測量路線均布設(shè)在步行道.沿既定路線,利用自建的騎行背包收集PM1.0和BC交通顆粒物指標(biāo)以及溫度、相對濕度等氣象參數(shù)的空間樣本.實驗共歷時4 d(2021-01-17—2021-01-20),覆蓋每天的早(7:00—9:30)、中(12:00—14:30)、晚(18:00—19:30)3個時段,其中早、中時段各進(jìn)行兩圈次而晚時段只進(jìn)行一圈次的數(shù)據(jù)采集,最終共獲得19圈次的有效樣本數(shù)據(jù).

由實驗員攜帶的移動背包中同時放置TSI SidePak AM520粉塵儀和microAeth Model AE51黑碳儀,進(jìn)氣管口伸至包外接近騎行人員呼吸高度處,分別收集PM1.0、BC的質(zhì)量濃度;1臺KESTREL 5500氣象儀和1臺探險家V-990 GPS記錄儀外掛在包外無遮擋處,同步收集氣溫、相對濕度、經(jīng)緯度坐標(biāo)、移動速度和高度的實時數(shù)據(jù).人行天橋2上架設(shè)1臺KESTREL 5500氣象站,同步收集實驗區(qū)域的風(fēng)速、風(fēng)向等氣象數(shù)據(jù)(見表1).顆粒物測量儀、氣象儀的記錄間隔均為10 s,GPS的記錄間隔為1 s.人行天橋1和2以及香江楓景小區(qū)3樓頂分別架設(shè)1臺大疆Pocket相機(jī)同步錄制快速路各路段的交通視頻,再經(jīng)人工統(tǒng)計交通流量(見表2).實驗開始前對所有儀器進(jìn)行校準(zhǔn),實驗后對實驗數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)存并對儀器進(jìn)行及時維護(hù),以確保每次測量的可靠性.

表1 實驗期間自建氣象站的氣象觀測結(jié)果Table 1 Meteorological observation results of self-built weather station during the experiment

表2 4 d不同時段的福州西三環(huán)快速路平均小時交通量Table 2 Average hourly traffic volume of West Third Ring Expressway in Fuzhou at different time periods in four days

1.2 分析方法

鑒于外部環(huán)境因素及設(shè)備自身的影響,本工作先采用Laulainen[9]提出的相對濕度校準(zhǔn)公式對粉塵儀的PM1.0測量結(jié)果進(jìn)行濕度補(bǔ)償[6],再采取自適應(yīng)時間平均處理方法對黑碳儀所測BC樣本進(jìn)行平滑降噪處理[10],最終獲得PM1.0和BC質(zhì)量濃度的修正值.

基于預(yù)處理后的大氣顆粒物樣本,通過時間關(guān)聯(lián)規(guī)則將其與GPS軌跡數(shù)據(jù)進(jìn)行空間匹配,再利用ArcGIS軟件可視化表達(dá)其質(zhì)量濃度分布地圖[11].此外,利用核密度空間分析方法,通過核函數(shù)計算每個輸出柵格像元周圍的點要素的密度,從而識別局部路段的顆粒物冷熱點分布特征.核密度函數(shù)f(x)[12]主要反映離散測量值在連續(xù)區(qū)域內(nèi)的分布情況,是借助規(guī)則移動樣方對點的分布集聚程度進(jìn)行估計的空間分析方法.

式中:f(x)表示要素的密度值;為核密度方程,xi為每個點的核密度,x為網(wǎng)格中心處的核密度,h為閾值;n為閾值范圍內(nèi)的點數(shù);d為數(shù)據(jù)的維數(shù).

本工作中的研究區(qū)域周邊無其他顯著的高污染排放源,且附近的福建師大站、楊橋西路站及鼓山站等城市環(huán)境監(jiān)測站同步觀測數(shù)據(jù)顯示,實驗期間的空氣質(zhì)量指數(shù)約為70(等級為良),環(huán)境背景濃度相對穩(wěn)定,對于道路微環(huán)境交通污染變化分析不存在明顯影響.此外,為了提高數(shù)據(jù)的匹配質(zhì)量和可視化效果,本工作先后以30 s和50 m的時間和空間尺度對測量路線的顆粒物濃度進(jìn)行平均后繪制污染地圖[6].為更好地解析交通顆粒物濃度分布規(guī)律及原因,采用平均數(shù)、中位數(shù)、相關(guān)分析和非參數(shù)檢驗等統(tǒng)計指標(biāo)或方法,對PM1.0和BC的時空分布進(jìn)行比較分析.

2 結(jié)果與討論

2.1 慢行道顆粒物濃度的空間分布及變化

圖2為基于19圈騎行測量平均后的快速路沿側(cè)慢行道顆粒物濃度的空間分布.可以看出,小區(qū)側(cè)慢行道的PM1.0和BC空間平均質(zhì)量濃度略大于沿江側(cè).這與兩側(cè)慢行道的植被覆蓋率、環(huán)境通透性、與干道的垂直間距、路側(cè)交通流強(qiáng)度及施工強(qiáng)度、地形等的不同有關(guān).例如,小區(qū)側(cè)慢行道的植被豐度低,僅以稀疏喬木為主且很少有連續(xù)的綠籬和灌木組合,且慢行人群直接暴露在交通污染源;沿江側(cè)慢行道的植被覆蓋率高且組合方式多樣化(如:喬木＋灌木＋草、喬木＋灌木),橘園洲大橋至浦上大橋的慢行道與機(jī)動車道之間甚至出現(xiàn)大面積的綠地“隔離帶”,一定程度上起到降低慢行道污染的作用[13].此外,小區(qū)側(cè)慢行道與主干道或輔道的垂直距離小于沿江側(cè),該側(cè)干道交通量(浦上大橋至洪塘大橋方向)高于沿江側(cè)(見表2),以及建筑密集且干道地形高于慢行道使得污染物易于積聚等,綜合導(dǎo)致該側(cè)顆粒物濃度整體抬升.

圖2 快速路兩側(cè)慢行道顆粒物質(zhì)量濃度的總體分布Fig.2 Overall distribution of particulate matter mass concentration in non-motorized lanes in both sides of the expressway

從圖2還可看出:沿江側(cè)慢行道的顆粒物質(zhì)量濃度總體均勻、低值分布,而小區(qū)側(cè)慢行道尤其是橘園洲大橋與洪塘大橋之間頻繁出現(xiàn)顆粒物熱點.PM1.0、BC質(zhì)量濃度的最高值均出現(xiàn)在小區(qū)側(cè),分別高出沿江側(cè)整體平均值約6%、32%,這與小區(qū)側(cè)道路及建筑施工強(qiáng)度大導(dǎo)致顆粒物積聚有關(guān)[14].另外,小區(qū)側(cè)洪塘大橋附近BC質(zhì)量濃度異常偏高,與數(shù)據(jù)采集路線同機(jī)動車道距離較近(約0.5 m)有直接關(guān)系.尤其在晚高峰時段,頻繁且嚴(yán)重的堵車現(xiàn)象、施工大卡車等聚集狀況時常發(fā)生,短時高強(qiáng)度的尾氣排放和道路揚塵,外加路口背靠山體,使得顆粒物高度聚集而難以擴(kuò)散,導(dǎo)致機(jī)非混合的慢行道出行污染暴露嚴(yán)峻.概言之,惡劣的交通狀況和路邊環(huán)境是造成小區(qū)側(cè)慢行道顆粒物質(zhì)量濃度頻繁波動和熱點集聚的主要原因.

圖3和4分別為早、中、晚時段慢行道顆粒物質(zhì)量濃度的空間分布及統(tǒng)計結(jié)果.從圖3中可以發(fā)現(xiàn):無論是PM1.0或BC,早、中、晚質(zhì)量濃度的空間分布總體一致,但早、晚質(zhì)量濃度高,中午低且小區(qū)側(cè)高于沿江側(cè);交通早、晚高峰的顆粒物平均質(zhì)量濃度相差不大,但早高峰顆粒物質(zhì)量濃度的波動性更小,尤其是BC質(zhì)量濃度的空間聚集程度更高.

圖3 早、中、晚時段慢行道PM1.0、BC質(zhì)量濃度的空間分布Fig.3 Spatial distribution of PM1.0 and BC mass concentrations in non-motorized lanes in the morning,noon and evening

以往研究認(rèn)為,早上尤其是日出前風(fēng)速小、濕度大易于顆粒物沿路沉積,而隨著大氣混合層高度的逐漸抬升使得已集聚的顆粒物快速擴(kuò)散.本研究中,早高峰相對濕度高(平均約70%),有利于空氣顆粒物的凝結(jié)、成核等物理變化[15],加上交通流量的逐漸上升,必然加劇新舊顆粒物路側(cè)集聚.晚高峰的PM1.0質(zhì)量濃度持續(xù)上升,BC質(zhì)量濃度的波動性增強(qiáng)且高質(zhì)量濃度的范圍擴(kuò)大、位置增多,這與路邊施工造成的顆粒物漂浮聚集以及交通量持續(xù)增加有關(guān).晚高峰的交通量增加迅猛(見表2),同時洪塘大橋施工及附近路口堵車嚴(yán)重,造成高濃度聚集現(xiàn)象.與PM1.0相比,BC的聚集現(xiàn)象更加明顯,也反映了柴油車等造成的排放污染強(qiáng)度大以及局部道路交通量決定晚高峰時段道路沿線顆粒物的濃度水平的特點.中午時段,雖然柴油車的比例最高,但總交通量不大,因此PM1.0和BC的質(zhì)量濃度均較低.此外,顆粒物質(zhì)量濃度較早高峰整體下降,與中午擴(kuò)散條件好(如氣溫高、濕度小、風(fēng)速增大)有直接關(guān)系.

圖4 早、中、晚時段慢行道PM1.0、BC質(zhì)量濃度統(tǒng)計Fig.4 Statistics of PM1.0 and BC mass concentrations in non-motorized lanes in the morning,noon and evening

2.2 沿江騎行和步行空間的顆粒物分布差異

為了檢驗慢行道是否會因靠近主干路而具有較高的污染水平及綠化隔離帶的影響,基于騎行道和步行道共有的7次實驗數(shù)據(jù)樣本,繪制PM1.0、BC質(zhì)量濃度的空間分布,并進(jìn)行分段統(tǒng)計,具體結(jié)果如圖5、6和7所示.

從圖6和7中得知,無論是沿江側(cè)全段還是橘園洲大橋以南或以北沿江路段,PM1.0平均或中位數(shù)質(zhì)量濃度呈現(xiàn)出步行道較騎行道略低,BC則相差不大甚至步行道略高于騎行道,但騎行道的顆粒物質(zhì)量濃度波動性更大且高濃度頻現(xiàn).從橘園洲大橋以北段來看,騎行道與步行道之間綠化帶覆蓋率低且大部分路段與主干道路面齊平,統(tǒng)計發(fā)現(xiàn)整個沿江側(cè)慢行路段和橘園洲大橋以北步行道與騎行道的BC平均質(zhì)量濃度很接近,而以南的步行道BC平均質(zhì)量濃度反而略高,并未出現(xiàn)距離污染源越遠(yuǎn)而呈現(xiàn)梯度下降的態(tài)勢.實驗期間,風(fēng)向以東北風(fēng)為主,道路交通以及道路與建筑施工的持久穩(wěn)定排放,使得位于復(fù)雜排放源下風(fēng)向的沿江側(cè)慢行道的距離概念模糊,步行道較騎行道的顆粒物濃度相差不大甚至略高.橘園洲大橋以南慢行道與主干道之間的植被覆蓋率和覆蓋寬度逐漸增加,慢行道與主干道的距離和路面高差也有所增加(見圖5).盡管受上風(fēng)向干道交通和施工建設(shè)排放污染的持續(xù)影響,橘園洲大橋南段沿江步行道的BC質(zhì)量濃度仍然略高于騎行道,但顆粒物質(zhì)量濃度較整個慢行道平均狀況趨于平穩(wěn)下降.

圖5 快速路沿江側(cè)慢行道及綠化帶分布差異Fig.5 Distribution differences of riverside non-motorized lanes and green belts along the expressway

圖6 快速路沿江側(cè)步行道和騎行道PM1.0和BC質(zhì)量濃度的空間分布Fig.6 Spatial distribution of PM1.0 and BC mass concentrations in pedestrian and cycling paths along the river side of the expressway

圖7 快速路沿江側(cè)騎行道和步行道的PM1.0和BC質(zhì)量濃度統(tǒng)計Fig.7 Statistics of PM1.0 and BC mass concentrations of the pedestrian and cycling paths along the river side of the expressway

2.3 慢行道顆粒物分布熱點識別

為了進(jìn)一步揭示慢行道顆粒物的熱點分布規(guī)律,利用ArcGIS實現(xiàn)對顆粒物質(zhì)量濃度的核密度分析.顆粒物的核密度聚類結(jié)果(見圖8)與圖2和3所示的時空地圖結(jié)果基本吻合,PM1.0和BC的質(zhì)量濃度都呈現(xiàn)“內(nèi)密外疏”的分布特征,其中橘園洲大橋至浦上大橋路段沿江側(cè)慢行道多為冷點區(qū),橘園洲大橋及洪塘大橋附近的小區(qū)側(cè)慢行道熱點積聚明顯.

圖8 慢行道顆粒物分布熱點的核密度識別Fig.8 Nuclear density identifications of distribution hotspots of particles in non-motorized lanes

微環(huán)境活動不可避免連續(xù)穿行或頻繁逗留于變化的局部空間,慢行道上不同的空間環(huán)境位置往往導(dǎo)致人群的污染暴露差異[16].基于顆粒物的時空分布及核密度分析發(fā)現(xiàn),慢行道確實因為交通因素和周圍環(huán)境因素存在明顯的熱點和冷點區(qū)域.根據(jù)此結(jié)果并結(jié)合沿線變化的土地利用和地理位置,對慢行道顆粒物質(zhì)量濃度的冷熱點區(qū)域分類和統(tǒng)計,共涉及兩個冷點路段(A、B)和3個污染熱點路段(C、D和E),結(jié)果如圖9所示.由圖9(b)可以看出,PM1.0和BC的熱點區(qū)高出冷點區(qū)分別約10%～17%和38%～63%,且具有更高的中位數(shù).這是因為冷點區(qū)(A和B)路段的植被覆蓋率高且處于沿江側(cè)的濕地公園旁以及四周空曠的環(huán)境更有利于顆粒物擴(kuò)散,而C、D、E等熱點區(qū)的植被覆蓋率低,同時又處于復(fù)雜多變的交通和生活排放環(huán)境中.尤其是E路段一直有柴油車的匯入,盡管柴油車占比小,但對BC等貢獻(xiàn)高達(dá)45%[17].

對C、D和E路段來說,E處PM1.0和BC的平均質(zhì)量濃度均最高,高出PM1.0平均質(zhì)量濃度最低的D路段約8%,高出BC平均質(zhì)量濃度最低的C路段約45%.E路段臨近洪塘大橋與三環(huán)快速路主干道交叉區(qū)域,嚴(yán)重?fù)矶虑也裼蛙嚨阮l繁匯入并伴有大量揚塵,慢行道緊貼機(jī)動車道而缺少隔離防護(hù),加上路側(cè)靠山使得空氣流通不暢,是測量路線中顆粒物污染最嚴(yán)重的路段.C、D路段PM1.0或BC的平均質(zhì)量濃度整體接近,尤其是PM1.0更接近.實驗期間,D路段偶受三環(huán)輔道、慢行道及路側(cè)小區(qū)等工程建設(shè)影響,產(chǎn)生大量施工粉塵,又正值城市主導(dǎo)風(fēng)向為北風(fēng)和東北風(fēng)(見圖9(c)),位于下風(fēng)向的C路段同樣承受來自D路段的環(huán)境顆粒物污染,從而導(dǎo)致C、D路段的PM1.0質(zhì)量濃度偏高.此外,D路段緊鄰治線小區(qū),使其交通量頻繁增加,加上該路段自身路面的維護(hù)施工,道路機(jī)動車和機(jī)械作業(yè)排放都有上升,導(dǎo)致慢行道BC質(zhì)量濃度顯著抬升且劇烈波動.

圖9 慢行道顆粒物冷熱點、路段質(zhì)量濃度統(tǒng)計及實驗期間風(fēng)況變化Fig.9 Hot and cold spots of particles with mass concentration statistics in non-motorized lanes,and wind conditions during the experiment

3 結(jié)束語

本研究實測檢驗了騎行平臺識別高時空分辨率空氣污染分布的可行性,解析了城市快速路兩側(cè)慢行道路中典型大氣顆粒物的時空分布特征,并揭示了污染冷熱點分布的差異和原因,得到如下主要結(jié)論.

(1)快速路兩側(cè)慢行道的PM1.0和BC質(zhì)量濃度總體分布均呈現(xiàn)建筑密集小區(qū)側(cè)大于空間開闊沿江側(cè).慢行道顆粒物平均質(zhì)量濃度早、晚高峰大于中午時段,其中:早高峰,BC質(zhì)量濃度呈“低空籠罩”式穩(wěn)定聚集,而PM1.0質(zhì)量濃度波動性更大;晚高峰,PM1.0質(zhì)量濃度穩(wěn)定持續(xù)上升,而BC質(zhì)量濃度的波動性更大.

(2)慢行道與機(jī)動車道的間距過小時,顆粒物質(zhì)量濃度的距離衰減現(xiàn)象不確定,但慢行道距離機(jī)動車道足夠遠(yuǎn)且二者間植被覆蓋率足夠高時,慢行道顆粒物質(zhì)量濃度的降幅明顯但會因污染物性質(zhì)的不同而存在差異.

(3)慢行道顆粒物質(zhì)量濃度整體表現(xiàn)出冷點位于距離污染源較遠(yuǎn)且有高植被覆蓋率處,熱點位于施工與擁堵路段的復(fù)雜交通環(huán)境中.慢行道顆粒物質(zhì)量濃度熱點與車流密度大、交通狀況差、四周其他源排放強(qiáng)、路邊通風(fēng)及隔離防護(hù)弱等緊密相關(guān),BC的質(zhì)量濃度對交通因素特別是柴油車作業(yè)強(qiáng)弱的同步性高,而PM1.0受交通、其他排放源及周圍環(huán)境的共同影響顯著.因此,科學(xué)辨識慢行道路中交通污染熱點并理清其變化規(guī)律,不僅有助于居民健康出行路徑的選擇,也有利于城市交通環(huán)境精細(xì)化防治策略的制定.

致謝:福建農(nóng)林大學(xué)交通與土木工程學(xué)院的馬范、陳舒婷、吳杰、徐珂、王云路、王正興、葉濱華等對實驗及數(shù)據(jù)處理提供了大力支持,在此表示感謝！