道路交叉口周围建筑对PM10扩散的影响--毕业论文.docx

西安建筑科技大学硕士学位论文 道路交叉口周围建筑对 PM10 扩散的影响 专 业：供热、供燃气、通风及空调工程 硕 士 生： 指导老师：摘 要 伴随城市化建设的迅速发展，区域环境和交通道路的空气污染问题也日趋显著，长期漂浮在空气中的可吸入颗粒物（Inhalable Particulate Matter, 也称为PM10）已成为城市的首要污染物。道路交叉口由于其车流量大、建筑物林立和人群较密集的特点，成为了城市污染问题较为突出的区域。特别地，街区周围建筑布局和高度特征将直接决定或影响着道路交叉口周围可吸入颗粒物（PM10）的分布。 本文通过在交叉口街区一些特征位置选取若干监测点的实测，以及数值模拟的方法，分析了交叉口四周建筑物布局和高度特征对PM10分布的影响。在此基础上，结合西安市典型道路交叉口的实际情况，重点分析了三种道路交叉口周围的流场和PM10浓度场的分布，及其不同街区人行道附近的PM10分布，研究结果可为市政规划和城市环境防护提供合理的参考依据。 现场实测与数值模拟的比较表明，Realizable k-模型适于模拟街道交叉口处PM10扩散行为。通过对不同建筑高度布局的分析，得出在特定主导风向与街道方向成一定夹角的条件下，上风向迎风建筑物高度的增加，导致不同街道上的风速有所降低，对应的PM10浓度在各点呈现波动降低趋势；下风向迎风建筑对上风向街道影响较小，但使得下风向街道的风速明显增大，因而建筑两侧街道的PM10的浓度值将急剧下降；而当垂直来流风向的建筑物高度增加时，其两侧两条街道的PM10浓度都有上升的趋势。 调查显示西安市繁华交叉口周围建筑高度 NESESWNW形式（东高西低型）、SWNESENW形式（迎风对角建筑高型）和SESWNWNE形式（南高北低型）占72.2%。在西安市常年主导风向下（东北风），三种典型建筑布局的交叉口会形成不同的流场（包括涡旋）和PM10浓度场：东高西低型道路交叉口的下风街道两个入口处各存在一个较强的涡旋，使得涡旋中心PM10积聚，而街道的迎风侧PM10浓度极低；南高北低型道路交叉口仅在下风向街道的西街有较强的涡旋 存在，使得PM10积聚，街道的背风侧PM10扩散效果不好；迎风对角高型（WSENESWN型）道路交叉口产生的低强度涡旋移到上风向街区（北街），促使上风向街道的PM10很难随气流扩散，而下风向街道的PM10浓度都比较低，并且分布均匀。此外，受交叉口中心复杂流场的影响，南北街道和东西街道的PM10可以在交叉口交互扩散。这可导致交叉口街道人行道PM10浓度易超出国标。 关键词：可吸入颗粒物（PM10）；道路交叉口；建筑物高度；浓度分布； 数值模拟 Abstract Along with the rapid development of urbanization, air pollution of regional environment and traffic road increase significantly. Inhalable particulate matter (also known as PM10), floating in the air for a long time, thus has become the primary pollutant of city. Considering the heavy traffic flow, a great number of buildings and the large crowds, the intersection cross has become a prominent area where the urban pollution is significant. In particular, the distribution and height of buildings around the city street will directly determine or influence the characteristics of inhalable particulate matter (PM10) near the intersection cross of road. In this paper, several representative sampling points were labeled in the intersection blocks to analyze the influences of buildings layout and height on PM10 features. On this basis, three typical road intersections in Xian wer investigated and flow field, the PM10 concentrations field and PM10 distribution around the sidewalk were obtained. The results may provide a reasonable foundation for municipal planning and urban environmental protection. Compareing the field experimental results and different turbulence models, and finally the Realizable k- turbulence model was chose as the suitable model to simulate the diffusion and distribution of PM10 around road intersections.Under a certain dominant wind, which has a angle with the reference direction of selected streets, the analysis about the impacts of different building height shows that, the increase of height of upwind building at upstreaming would lead to the decrease of wind speeds of the streets and the reduction of PM10 fluctuating for the sampling points. While the height of upwind building at upstreaming has little influence but makes the wind speed of downwind streets increased, thus the PM10 concentrations of the sampling points on both sides of the building decline sharply. For the building that is vertical to the direction of inflow, the increase of height will result in an increasing trend for the PM10 concentrations on both sides of the building. The investigation results show that type of NESESWNW (East-high and west-low road intersection), type of SWNESENW (South-high and north-low road intersection), and type of WSENESWN (Windward crossed-high road intersections) occupy 72.2 percent.busy intersection in xian .the perennial dominant wind direction is northeasterly in Xian, and three typical architectural layouts will form different flow fields (including the vortex) and PM10 concentration fields around the traffic intersection. East-high and west-low road intersection will generate two strong vortexes at the entrance of the downwind street, which makes the PM10 accumulating at the vortex centers and very low PM10 concentration at the windward side of the street. South-high and north-low road intersection has single strong vortex in the downwind west street, which causes the PM10 accumulation at the center and the insignificant diffusion of PM10 on the leeward side of the street. Windward crossed-high road intersections (type of WSENESWN) will produce low-intensity vortex in upper wind street (North Street), which will hinder the PM10 diffusion in the upper wind streets. However, the PM10 concentrations in downwind streets are relatively low and distributed evenly. In addition, due to the impact of the complex flow field, PM10 in north-south streets and PM10 in east-west streets will diffuse interactively at the intersection center, which is liable to exceed the limitation of PM10 oncentration according to GB criterion. Keywords: Inhalable particulate matter (PM10), Road intersection, Building height, Concentrations distribution, Numerical simulation 符 号 表Re 雷诺数 NE 东北角建筑物 NW 西北角建筑物 SE 东南角建筑物 SW 西南角建筑物 HNE东北角建筑物高度 HNW西北角建筑物高度 HSE东南角建筑物高度 HSW西南角建筑物高度 Hmax交叉口最高建筑物高度 W 道路宽度 ix 直角坐标下的三个坐标分量 iu 瞬时速度 t 时间 P 压力 T 局部温度 密度动力粘滞系数运动粘滞系数 iu 时均速度 iu 脉动速度 T 湍流粘性系数 k 单位质量流体湍流动能 e 湍流动能耗散率 S 广义源项 *u 摩擦速度 目 录 1 绪论.1 1.1 研究背景.1 1.1.1 城市可吸入颗粒物的危害.1 1.1.2 城市可吸入颗粒物的来源.2 1.1.3 可吸入颗粒物扩散的影响因素.3 1.2 国内外研究现状.5 1.2.1 理论研究.5 1.2.2 实验研究.7 1.2.3 数值模拟.7 1.3 本课题的研究内容及意义 .8 1.3.1 课题来源.8 1.3.2 课题研究意义.8 1.3.3 课题研究内容及方法.9 2 湍流模型选取及可吸入颗粒污染物评价标准.10 2.1 湍流模型.10 2.2 数值模拟结果与采样实验比较.13 2.2.1 实测结果.13 2.2.2 数值模拟.14 2.2.3 模拟结果与实测实验的比较.17 2.3 道路交叉口风速及 PM10 浓度评价标准 .18 2.3.1 道路交叉口风速评价.18 2.3.2 道路交叉口 PM10 评价标准 .18 2.4 小结.19 3 交叉口建筑高度对PM10扩散的影响.20 3.1 交叉口建筑物高度的布局和采样分析.20 3.2 东北角建筑物高度 HNE对 PM10 分布的影响.21 3.2.1 流场变化特征.21 西 3.2.2 PM10 浓度分布变化. 22 3.2.3 东北角建筑物高度 HNE=75m 时的 PM10 分布. 23 3.3 西北角建筑物（东南角建筑物）高度 HNW的影响. 24 3.3.1 流场变化特征 . 25 3.3.2 PM10 浓度分布变化. 26 3.3.3 西北角建筑物高度 HNW=30m 的 PM10 分布. 27 3.4 西南角建筑物高度 HSW的影响 . 28 3.4.1 流场变化特征 . 28 3.4.2 PM10 浓度分布变化. 29 3.4.3 西南角建筑物高度 HSW=75m 时的 PM10 分布. 30 3.5 建筑物高度组合的交互影响. 31 3.6 综合分析 . 32 3.7 小结. 33 4 西安市典型交叉口PM10扩散的数值模拟. 35 4.1 西安市主干道交叉口的建筑特征. 35 4.2 西安市典型主干道交叉口模型. 37 4.2.1 物理模型. 37 4.2.2 控制方程及边界设定. 37 4.3 典型交叉口街区 PM10 模拟结果分析 . 38 4.3.1 NESESWNW 型道路交叉口 . 38 4.3.2 SWNESENW 型道路交叉口 . 41 4.3.3 SESWNWNE 型道路交叉口 . 43 4.4 建筑布局对街心人行道 PM10 影响的讨论. 46 4.5 小结. 47 5 结论. 49 致谢. 51 参考文献. 52 1 绪论 1.1 研究背景 随着我国城市化的迅速发展及城市交通系统建设的突飞猛进，城市气污染日趋严重1-3。CO、NOX、O3、SO2、碳氢化合物和悬浮颗粒物成为城市道路空气中的典型污染物。而空气中的悬浮颗粒物，尤其是可吸入颗粒物对人体的危害最大，它们长期悬浮于空气之中，并通过呼吸系统进入人体，对人体健康产生影响。可吸入颗粒物已成为我国城市首要的污染物4,5。因此空气悬浮颗粒物，特别是可吸入颗粒物成为当前环境问题重要的研究对象。 伴随着高层和超高层建筑的出现，使得城市道路附近的建筑物特征对污染物扩散产生了严重影响。而市区内道路分布纵横交错，车流密集，污染物容易在某一空间区域不断聚集，造成该区域内空气质量超标。道路交叉口是市区道路的典型形式之一。 道路交叉口具有车流量大、汽车尾气排放量大和人员密集的特点，受到周围建筑结构的影响，会出现污染物不易扩散的问题，进而威胁到行人的身体健康。因此针对道路交叉口处周围建筑环境对污染物的扩散及聚集的影响规律有待开展深入细致的研究。 1.1.1 城市可吸入颗粒物的危害 可吸入颗粒物（Inhalable Particulate, IP）是指空气动力学直径不大于 10m 的颗粒物，即 PM10，它又可分为细粒 PM2.5 和介于 2.5m 到 10m 的粗粒。粗粒可进入咽喉，约 90%会沉积于呼吸道的各个部位，其余 10%则可到达肺部深处沉积于肺中。PM2.5 则几乎 100%可以吸入肺泡中，其中 0.3m 到 2m 的粒子几乎全部沉积于肺部不能呼出，进而进入细胞间质和血液循环系统6。可吸入颗粒物本身的化学成分非常复杂，主要成分为 SO42-、NO3-、NH4+、重金属、有机物及微生物等，其中重金属和有机物中很多物质都有致癌、致畸、致突变的特性，并且颗粒物表面还能吸附空气中的其它污染7。几乎所有的研究结果都表明颗粒物吸入会导致肺炎、气喘、肺功能下降等一系列呼吸系统疾病。生活在可吸入颗粒物浓度较高地区的人群，此类疾病的死亡率明显增加8。欧美国家的流行病学研究表明，哮喘病发病率、医院就诊人数以及死亡人数都会伴随可吸入颗粒物浓度的增加而增加。统计数据显示当颗粒物日均浓度增加 10g/m3死亡率会增加 1.5%左右。研究表明，中国近年来肺癌发病率明显增高可能与长期持续的较高可吸入颗粒物污染有关9。 可吸入颗粒物不仅对人体造成危害，也会对生态系统和环境产生严重影响。当植物枝叶上沉积过多颗粒物时，不仅影响其外观，而且妨碍光合作用，对植物的生长造成影响，严重时甚至能导致植物死亡10。由于细颗粒物的散射效应以及碳黑、含碳黑颗粒等对光具有较强的吸收作用，会致使大气能见度显著降低，使大气呈现出多云、多雾和浑浊的状态，当能见度少于 10 公里就会出现大家熟知的“灰霾天气”。这给交通运输和日常生活带来严重的不便，甚至会导致恶性交通事故。此外，颗粒物中的部分有毒有害物质受阳光和其它物质的共同作用，极容易产生光化学反应，造成其它一系列危害。 1.1.2 城市可吸入颗粒物的来源 大气中可吸入颗粒物来源比较复杂。一般分为自然产生和人类活动产生两大类。自然产生的包括火山爆发、森林火灾、自然风蚀、土壤尘、盐尘、花粉孢子、植物和昆虫碎片以及一些地质活动等，另外大气微生物，如病毒、细菌等也包括在内。人类活动来源是指由人类各种活动产生的大气颗粒物，比如化石燃料的燃烧、汽车尾气排放、工业粉尘、废弃物焚烧等产生的颗粒物等。可吸入颗粒物的来源和产生量会因不同地区的经济发展、能源结构、工艺以及管理的不同而不同11, 12。 随着城市化建设的不断发展，大部分工厂搬出城市，因而现代城市可吸入颗粒物主要来源于街道扬尘、建筑施工扬尘、汽车尾气排放（部分文献也把汽车尾气排放归结到街道扬尘中13）。大量研究表明，城市道路附近大气中的颗粒物污染严重，交叉口更为突出11-16。随着城市交通的发展，机动车数量猛增，可吸入颗粒物交通源的污染贡献率越来越大。研究表明，1999 年北京市城区汽车尾气排放和交通扬尘分别为大气 PM10 浓度的 714%和 33%11；2000 年 6 月对北京市典型交通路口的大气颗粒物进行了为期三天的监测，监测结果表明交通排放对交通路口的大气颗粒物的影响和贡献很大12。实验研究结果13,17表明北京市机动车尾气排放颗粒物中约 80%为细微颗粒，细微颗粒对全部颗粒物浓度的平均贡献率为55%。假定所有颗粒物的扩散情况相同，那么交通排放对北京市城区大气颗粒物浓度的贡献率可达到 1020%。而 2006 年实验测得广州交通产生的颗粒物高达50%14，尤其是交叉口的颗粒物量很显著 15。据陕西省环境保护厅发布的环境状况公报，西安市近年来首要污染物一直是 PM10，其中 2008 年 PM10 占污染负西安建筑科技大学硕士学位论文 3 荷的比例为 44.8，2009 年为 43.11，2010 年为 46.44；在市区 PM10 中有34%-40%是由于机动车燃料燃烧所贡献，30%-50%是由路面扬尘所贡献14,16。 1.1.3 可吸入颗粒物扩散的影响因素 影响市区可吸入颗粒物扩散的因素很多，归结起来主要包括源强、风速、风向、建筑环境、有效源高度及湍流扩散系数等，它们的影响关系如图 1.1。把这些因素可分类为气象因素、交通因素和地理因素。 图 1.1 市区道路污染物扩散影响因素 1）气象因素 气象因素包括温度、湿度和风等。气温的垂直分布决定了大气层的结构状态，气温上高下低时，大气层结构稳定；气温下低上高（既逆温天气）时则相反。大气层不稳定时，湍流扩散运动强。另一方面当环境温度较低时，热浮力会对污染物扩散起作用。因此温度的空间分布会影响污染物堆积或扩散的程度。受不同的日照强度影响，在一天的不同时段，街道区域内气流的稳定性及污染物扩散能力明显不同18。由于直接用 CFD 计算热浮力以及模拟大气的不稳定性还存在很多困难，所以目前大部分计算模拟道路扩散过程中都不考虑温度场。 风的影响由风速和风向两个要素决定。风速越大时，单位时间混入污染物中的清洁空气越多，越有利于污染物的稀释；风的方向也决定了污染物的迁移方向。风在城市环境中受建筑物影响极容易形成一些涡旋，这些涡旋很容易导致污染物的聚集和扩散。因此风对污染物的扩散起极大的作用。 在实际的大气环境中空气湿度对颗粒污染物的影响尤为明显，相对湿度越高，污染物浓度越高19。研究证实北京市在污染特别严重的情况下，全天的相对湿度均在 80%以上20。相对湿度主要影响污染物的转换21，当湿度较大时，水蒸气容易以烟尘、微尘等颗粒为凝结核而形成雾，颗粒物由于变重而下沉，积聚在低层西安建筑科技大学硕士学位论文 4 空气中，加重人们活动区的空气污染。由于相对湿度主要影响污染物的转换，所以一般在建立扩散模型时不考虑相对湿度的影响。 2）交通因素 由于城市道路污染物主要来源于机动车行驶排放的废弃物，其排放量大小用源强表示。源强即在特定道路，特定时间内通过该道路所有车量的排放量，研究污染物扩散必须研究源强。在交通因素中污染物源强主要受交通量、机动车的运行状况、单车排放因子及综合排放因子等的影响。 交通量受各个城市的发展状况、人们生活水平、生活观念影响。以西安市为例，2010 年 12 月份以来，市区平均每天新增机动车 1000 辆，最多一天为 1500辆。当年 2 月机动车保有量突破了 100 万辆，年底这个数字达到 116 万辆。由于受到古城墙的影响道路建设无法应付不了机动车增长的需要，道路总里程约为4000 公里的道路里程，这造成西安市区交通拥堵问题严重。其中有 87.8%的路口交通流量超出其最大服务交通量，交叉路口平均停车率为 51.4%，个别路口高达90%以上，从而引发部分主干道交通拥堵，汽车常处于减速、怠速状态，因而汽车尾气排放量大。此外由于西安市地处西北地区，空气比较干燥，路面灰尘多，当汽车驶过后扬尘也较大。因而道路交叉口成为西安市区中交通排放污染最为严重的路段。 排放因子大小直接影响源强的大小。在国标 GB5181-58 中，排放因子是指特定车辆的某种污染物在各种因素影响下的平均排放量。综合排放因子即某一特定区域的机动车排放因子，是该区域中各类机动车排放量的加权值。它们都是治理机动车污染最基本的数据资料22。根据西安市的实际情况，李丹等结合已有资料用 MOBILE6.2 分析出 2011 年西安市机动车综合平均排放因子23，如下表所示。 表 1.1 2011 年西安市机动车综合平均排放因子 污染物 VOC (g/mveh) CO (g/mveh) NOX (g/mveh) PM (g/mveh) 平均值 1.212 19.530 1.395 0.0428 3）地理因素 地理条件对污染物扩散影响非常严重。地理因素包括道路的几何形状和尺寸、街道两侧建筑物高度、路面上立交桥特性、树木的密集程度及高度等。这些因素通过影响大气的流动状态进而影响到污染物的扩散。当气流通过高大建筑物等障碍物时，其迎风面气流会被抬升导致风速加大。由于障碍物的阻挡，在背风面下西安建筑科技大学硕士学位论文 5 游流速降低，压力增大，形成背风涡旋，从而使污染物在背风面打转，部分污染物能排出街道，其余则聚集在涡心处。如果涡旋不存在或位于下游某处，背风面将受到强的下沉气流作用，这会使坡地上污染源排放的污染物直泄到地面从而造成严重的污染。由于城市的快速发展，加之土地的稀缺，致使建筑越来密集，高度越来越高，因此建筑高度及布局等对污染物的扩散问题已逐渐成为人们研究的重点24。 1.2 国内外研究现状 根据道路城市交通道路的不同特征，在研究污染物扩散时可分为开阔道路、街道峡谷和交叉道路三种类型。城市开阔型道路被定义为道路两侧开阔、无高层建筑物且有较少阻碍的平坦路面，其道路特点是车流量大、车速较快、污染物易受气象参数影响，如城市高架路、城郊高速公路等25,26。街道峡谷最早是指街道两侧具有连续高大建筑物的相对狭长的街道，后来这一概念得到扩展，在相对狭长的街道两侧高大建筑物不连续、存在一部分空白或缺口时也可称为街道峡谷。城市道路的交叉口包括十字交叉口、T 型交叉口和环行交叉口。交叉口道路特点是车流密集，机动车运行状态比较复杂，车辆常处于减速、加速、怠速等一系列变化过程中，机动车尾气的排放高于正常情况下的排放（因而道路交叉口通常是环境质量容易超标的地段）。同时由于周围建筑物的存在，使得该处流场非常复杂，污染物的扩散很难有明显的规律可循。随着高层的不断出现现代城市的交叉口总体表现为峡谷型道路交叉口，对这种类型的道路交叉口由于其复杂性和污染的严重性目前亟待展开深入的研究，因此本文的研究主要针对城市峡谷型道路交叉口。国内外对城市道路污染物扩散的研究包括理论研究、实验研究和数值模拟三种方法。 1.2.1 理论研究 理论研究是利用简化的模型假设，给出所研究问题的解析解或简化方程。在这个过程中得出了大量的污染物扩散模式。自从 20 世纪 60 年代末以来，欧美和日本等国家对机动车排放的污染物扩散模式进行了多方面的研究，开发了多种用于开阔道路、城市街道峡谷的扩散模式。这些扩散模式主要包括以扩散微分方程的解析解为基础的高斯烟流及烟团模式、直接求解微分方程的数值模拟模式和以观察实验结果为基础的半经验模式。这些模式的验证和开发一般采用现场监测、西安建筑科技大学硕士学位论文 6 野外示踪实验和风洞模拟实验。其中基于高斯分布的机动车污染物扩散的典型模型可见表 1.2。 表 1.2 基于高斯分布的机动车污染物扩散模型 模型名称 开发时间 作者 作者所属国 CALINE 1972 J. L. Beaton27 美国 EGAMA 1973 B. A. Egan28 美国 CALINE-2 1975 C. E. Ward29 美国 IMM 1978 美国环保局30 美国 CALINE-3 1979 P. E. Beason31 美国 HIWAY-2 1980 W. B. Pertersen32 美国 CALINE-4 1984 P. E. Beason33 美国 OSPM 1989 O. Hertel 等34 丹麦 OMG 1990 S. KonoHito35 日本 CAL3QHC 1990 A. Peter36 英国 从上表可见基于高斯分布的机动车污染物扩散模型有很多，以美国的研究为主。在这些模型中 OSPM、CALINE 和 CAL3QHC 模型是后来应用较多的模型。 我国从 20 世纪 80 年代才开始城市机动车排放污染扩散模式的研究。起初主要介绍国外比较成熟且与我国实际情况符合较好的模式，并结合实际道路情况对这些模型加以改进。之后随着我国城市道路交通污染问题日益严重，逐渐开始尝试建立新的模型。清华大学的傅立新等在这方面做了很多研究，1998 年他们改进了丹麦开发的街道峡谷汽车污染物扩散模式（OSPM 模式），并开发出适合我国城市交通路口汽车污染扩散的模式37。2001 年 CAL3QHC 被用来对北京市崇文门路口进行模拟38，发现该模型能较好地模拟开阔型十字路口处机动车排放的 CO 的扩散；2002 年东南大学的李铁柱39通过讨论风向与街道不同夹角来对交叉口的污染物扩散情况进行研究。2003 年中国科学技术大学的金陶胜40从交通流特性和街道交叉角度等方面建立了适用于道路交叉口的扩散模型；2005 年李伟41也开发了适合我国的交叉口汽车尾气扩散模式。尽管对于道路交叉口污染物扩散的理论研究已经有一些进展，但这种研究方法仅适用于一些简单几何形状的简单流动。峡谷型道路交叉口流场形式复杂，建筑高度参差不齐对污染物分布也会产生影响，并且相互作用形式多样，用理论的方法求解实际问题很难建立相应的数学模型。 西安建筑科技大学硕士学位论文 7 1.2.2 实验研究 实验研究包括现场实验和实验室模拟两种方法。由于现场实验最直接，操作简单，所以国外在上世纪八十年代就开始应用这种方法，Kennedy42测出街道内部的污染物浓度随建筑高宽比的增大而增大，在固定的高宽比下，污染物浓度在垂直方向上呈指数下降。当建筑物街道高宽比为 1.5 时43，且风速大于 2m/s 时街道内部会形成一个稳定的旋涡。为了找到影响垂直浓度梯度的因素，1999 年 A. K. Namdeo44等人测量了芬兰街道峡谷不同高度处气体污染物 CO、NOx、O3以及悬浮粒子的浓度。近些年来我国也有不少学者做了现场实验得出一些宝贵结论。2004年于建华45等人测量了北京地区 PM10 和 PM2.5 质量浓度的变化特征，证明了北京地区可吸入颗粒物中细粒子的含量大于粗粒子。在广州测量也得出了 PM2.5 占比例高的事实46。可见现场实验能够很好地反应交叉口污染物扩散，如果其它实验条件不具备时可以考虑使用。 实验室模拟应用最多的是环境风洞。环境风洞是以大气边界层理论和流体力学相似理论为基础建立相关的物理模型，然后利用风洞进行实验测量。国外从十九世纪八十年代就开始应用这种方法，J. B. Wedding47的风洞实验表明在相同的建筑物街道高宽比下，污染物扩散率取决于街道内部的流通量大小。W. Hoydysh48在风洞中测试了非对称街道峡谷内部的流场和污染物的扩散。F. Gerdes 和Olivari49测试了风向与街道轴线垂直时均匀对称街道峡谷内的风场和浓度场。L. Soulhac 等50将里昂市某区域的街区简化为一个简单的三维模型放于风洞中，对街区结构街道峡谷中空气流场及气态污染物扩散作了详尽地研究。我国学者周洪昌51等在风洞中研究得出街道峡谷的结构形式对湍流能量密度的分布影响较大的结论。对城市街道峡谷内部的二维流场进行了测试52，获得了大量的实验数据，风洞实验也表明不同气流的自由来流速度下大气污染物输移扩散具有不同的规律53。 总之，实验方法是研究街道交叉口污染物扩散的有效方法，但无法在研究对象出现之前就进行预测，且实验周期长，成本较高。 1.2.3 数值模拟 相比于理论求解、实验研究，数值模拟（CFD, Computational Fluid Dynamics)方法具有成本低、速度快、资料完备、调整方便且可以模拟各种不同工况的优点，随着计算机和计算技术的迅速发展，CFD 方法逐渐受到人们的青睐。1991 年 F. 西安建筑科技大学硕士学位论文 8 Johnson54用数值模拟的方法研究了街道峡谷内的流场运动，研究验证了部分风洞实验得出的结果。1998 年 A. Hasson55采用 FLUENT 软件包计算了街道两旁建筑物等高的情况下，不同高宽比的街道内部的二维浓度场和速度场，将计算结果与实测结果进行比较，表明该方法行之有效。2006 年 K. Nazridoust 和 G. Ahmadi56利用 FLUENT 软件模拟了气态污染物和颗粒物在不同街道峡谷内的扩散。此外，也有开张对街谷外部大气湍流的驱动57，建筑物偏移街道的影响58的三维数值模拟。2010 年陈义胜等59运用描述湍流运动的 k- 双方程模型，模拟了某城市以公路为线性污染源十字路口处在两种不同风向影响下流场和浓度场分布。这些模型都为预测道路交叉口周围污染物扩散做出了贡献。 但是现有研究主要针对交叉口内部的气流运动情况，即使加入污染物一般也只是研究 CO 和 N 的氧化物等气体的研究58-59，对于 PM10 的扩散情况还研究的不多。而且现有的研究大多集中在扩散模型的研究39-41，关于动力因素对交叉口的影响也有一些研究，但主要集中在环境风速和风向60-62，然而由于交叉口建筑布局形式复杂多样，目前并没有一个系统的理论或者一个实验或模拟来说明建筑高度变化对交叉口流场的影响。 1.3 本课题的研究内容及意义 1.3.1 课题来源 本研究来源于陕西省教育厅专项科研计划项目课题城市道路交叉口周围建筑环境对汽车尾气扩散的影响。 1.3.2 课题研究意义 现阶段，我国的城市化进程加快，许多城市都在大力进行规划建设。例如陕西省西安市正向国际化大都市方向发展。城市的健康发展需要进行科学合理的规划建设，以构建出良好的城市建筑布局，而汽车尾气扩散及聚集规律的研究对改善城市区域空气环境质量和建设环境友好型城市而言意义重大。城市环境下大气污染物扩散受到建筑物结构布局影响，城市道路交叉口是交通污染尤为严重的区域，掌握交叉口处气流运动规律可为交叉口周围污染分布的预测提供科学依据。通过对街道区域汽车尾气排放污染物扩散的研究，确定影响污染物扩散的各种因素，为环境保护部门制定降低污染物浓度的措施提供依据。 西安建筑科技大学硕士学位论文 9 1.3.3 课题研究内容及方法 （一）本课题研究的主要内容如下： 1 .湍流模型的选取 考察西安市主干道路中的交叉口，现场调查交叉口周围建筑物的几何特征以及道路、人行道和绿化带布置参数，给出简化的三维模型。用不同的湍流模型对西安某一交叉口进行数值模拟，并与在该交叉口所做的现场实验比较，选出最适合模拟交叉口 PM10 扩散的湍流模型。 2. 建筑高度及布局方向对PM10扩散的