沈阳市大气不同粒径的颗粒物离子组成研究

大气细颗粒物 PM 2.5的研究进展姜娜【摘要】PM2.5 gradually became the primary air pollutants in many large and medium cities in China , and their research was the current international atmospheric chemistry community hotspot.The sources of PM 2.5 , chemical characteristics and the relevant analysis methods , monitoring technologies and its health effect and impact on the environment were described.Finally, the research prospect of PM 2.5 was described.%PM2.5逐渐成为我国许多大中城市的首要空气污染物，对其研究是当前国际大气化学界的研究热点。

文章阐述了PM2.5的来源、化学成分及有关分析方法、监测技术、 PM2.5对人类的危害和对环境的影响，并对其研究动向进行了展望。

【期刊名称】《广州化工》【年(卷),期】2014(000)013【总页数】3页(P134-135,168)【关键词】细颗粒物;PM2.5;监测技术【作者】姜娜【作者单位】葫芦岛市环境保护监测中心站，辽宁葫芦岛 125000【正文语种】中文【中图分类】X513近年来，随着经济的发展，空气质量问题日益突出，国内众多城市阴霾天气出现频率逐年增高。

在大气污染中，大气颗粒物污染是一类常见的污染物。

大气颗粒物质(Particulate Matter，PM)是大气中固体和液体颗粒物的总称。

粒径为0.01～100μm的大气颗粒物，统称为总悬浮颗粒物(TSP)［1－2]。

理但检验-卍字分册PTCACPART B:CHEM.ANAL.)试验与研究DOI:10.11973/lhjy-hx202012003气相色谱-串联质谱法测定PM25中7种指示性多氯联苯和16种多环芳怪曹忠波，张媛媛，刘晓晶，陈曦，华正罡(辽宁省疾病预防控制中心，沈阳110005)摘要：采集PM z,5样品后的滤膜经正己烷与二氯甲烷以体积比1:1组成的混合液超声提取3次，合并提取液，浓缩后用水定容至5.0mL,采用气相色谱-串联质谱法测定样品溶液中7种指示性多氯联苯和16种多环芳怪的含量。

在气相色谱分离中采用DB-5MS U1色谱柱，在串联质谱分析中采用多反应监测模式。

7种指示性多氯联苯和16种多环芳怪的质量浓度均在5—200•内与其对应的峰面积呈线性关系.检出限(3S/N)为0.002〜0.019ng•以空白样品为基体进行加标回收试验，所得回收率为80.4%〜108%,测定值的相对标准偏差(n=6)为0.90%〜5.0%。

关键词：气相色谱-串联质谱法；指示性多氯联苯；多环芳怪；pm2.5中图分类号：0657.63文献标志码：A文章编号：1001-4020(2020)12-1261-06大气颗粒物中PM2.5粒径较小，具有较大的比表面积和较强的吸附力。

持久性有机污染物等有毒有害物质大多吸附在小的细颗粒物中，通过呼吸系统进入人体，成为人体内有毒有害物质的主要来源之一⑴。

多氯联苯(PCBs)是斯德哥尔摩公约中优先控制的12类对人类健康和自然环境特别有害的持久性有机污染物之一，具有亲脂性、环境持久性、生物蓄积性⑷、细胞毒性宀：、神经毒性和激素干扰效应凶，且易聚集在PM2,5±.从而被人体吸入。

PCBs 还难于被生物体降解，因此会通过食物链产生生物富集和放大⑷，给环境和人类健康带来持久性的健康危害。

多环芳桂(PAHs)是一类在环境中广泛存在的污染物，美国环保署和欧盟都将其列为优先控制污染物。

其还是大气细颗粒物PM2.5中有机物的重要组成成分，且相对分子质量越大、致癌性越高的多环芳桂越倾向于富集在PM?』上⑴。

环境空气 颗粒物来源解析 受体模型法监测数据处理与检验技术规范1适用范围本标准规定了基于受体模型法的环境空气颗粒物来源解析监测数据的处理和检验等活动的技术要求，包括涵盖从排放源样品和环境受体样品获得监测数据至受体模型计算过程。

本标准适用于手工采样-实验室分析-受体模型法开展的环境空气颗粒物来源解析的监测数据处理和检验工作。

2规范性引用文件本标准内容引用了下列文件或其中的条款，凡是注明日期的引用文件，仅注日期的版本适用于本标准，凡是未注明日期的引用文件，其最新版本（包括所有的修改单）适用于本标准。

HJ 194 环境空气质量手工监测技术规范HJ 618 环境空气 PM10和PM2.5的测定重量法HJ 656 环境空气颗粒物（PM2.5）手工监测方法（重量法）技术规范HJ 657 空气和废气颗粒物中铅等金属元素的测定电感耦合等离子体质谱法HJ 777 空气和废气颗粒物中金属元素的测定电感耦合等离子体发射光谱法HJ 799 环境空气颗粒物中水溶性阴离子（F-、Cl-、Br-、NO2-、NO3-、PO43-、SO32-、SO42-）的测定离子色谱法HJ 800 环境空气颗粒物中水溶性阳离子（Li+、Na+、NH4+、K+、Ca2+、Mg2+）的测定离子色谱法HJ 829 环境空气颗粒物中无机元素的测定能量色散X射线荧光光谱法HJ 830 环境空气颗粒物中无机元素的测定波长色散X射线荧光光谱法HJ □□□环境空气颗粒物来源解析正定矩阵因子分解（PMF）模型计算技术指南HJ □□□环境空气颗粒物来源解析化学质量平衡（CMB）模型计算技术指南HJ □□□环境空气颗粒物来源解析基于受体模型法的源解析技术规范3术语和定义3.1颗粒物源成分谱 Source Chemical Profile特定污染源类排放的相对稳定的颗粒物化学组分信息，简称颗粒物源谱。

颗粒物源谱需包含该类污染源的标识组分。

3.2受体化学组成 Chemical Species环境空气颗粒物中化学组分的浓度或占比信息。

中国环境科学 2021,41(2)：497~504 China Environmental Science 广州地区不同粒径段大气颗粒物中水溶性有机碳的吸光贡献郭子雍1,2,阳宇翔1,2,彭龙1,2,廉秀峰1,2,傅玉珍1,2,张国华1,3*,毕新慧1,3,王新明1,3(1.中国科学院广州地球化学研究所,有机地球化学国家重点实验室,广东省环境资源利用与保护重点实验室,广东广州 510640；2.中国科学院大学,北京100049；3.中国科学院广州地球化学研究所,粤港澳环境污染过程与控制联合实验室,广东广州 510640)摘要：对广州地区春季(2015年3~4月)、夏季(2015年6~7月)、秋季(2015年9~10月)、冬季(2015年12月~2016年1月)四个季节6个粒径段(<0.49、0.49~0.95、0.95~1.5、1.5~3.0、3.0~7.2以及7.2~10.0µm)的大气颗粒物样品中水溶性有机碳(WSOC)的浓度和光学性质等变化特征进行了研究.结果表明,WSOC的浓度水平呈现冬季[(5.07±2.80)µg/m3]>秋季[(3.87±1.51)µg/m3]>春季[(3.60±1.16)µg/m3]>夏季[(2.42±0.51)µg/m3]的季节变化特征;WSOC的质量平均直径(MMD)为0.57µm(春)、0.42µm(夏)、0.49µm(秋)和0.56µm(冬).WSOC的质量吸收效率MAE365差异较大,分布在0.18~1.42m2/g之间,冬季最高;吸收波长指数AAE值分布在3.6~9.8之间.细颗粒物(<3µm)中WSOC对PM10WSOC总吸光的贡献达到了90%以上,其中<0.49µm颗粒物的贡献超过50%.在300~500nm之间,春季、夏季、秋季和冬季 WSOC对颗粒物总吸光比例平均值分别为 5.23%、2.95%、3.04%和6.92%;其中<0.49µm粒径段的贡献最高,分别为3.11%、1.79%、1.65%和3.45%.进一步通过特征紫外吸光度SUV A值的分析表明芳香性和分子量可能是影响WSOC吸光能力的重要因素.粒径越小颗粒物含有越多的不饱和键,使得MAE365值较高.关键词：气溶胶；水溶性有机碳(WSOC)；光学性质；粒径分布中图分类号：X513 文献标识码：A 文章编号：1000-6923(2021)02-0497-08The size-resolved light absorption contribution of water soluble organic carbon in the atmosphere of Guangzhou. GUO Zi-yong1,2, YANG Yu-xiang1,2, PENG L ong1,2, L IAN Xiu-feng1,2, FU Yu-zhen1,2, ZHANG Guo-hua1,3*, BI Xin-hui1,3, WANG Xin-ming1,3 (1.Guangdong Key Laboratory of Environmental Protection and Resources Utilization, State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China；2.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China；3.Guangdong-Hong Kong-Macao Joint L aboratory for Environmental Pollution and Control, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510640, China). China Environmental Science, 2021,41(2)：497~504Abstract：The concentrations and optical properties of water-soluble organic carbon (WSOC) in the size-resolved aerosols of Guangzhou collected during spring (Mar. to Apr. 2015), summer (Jun. to Jul. 2015), autumn (Sept. to Oct. 2015), and winter (Dec. 2015 to Jan. 2016) were investigated. The results showed that the concentration levels of WSOC were in the order of winter [(5.07±2.80)µg/m3] > autumn [(3.87±1.51)µg/m3]> spring [(3.60±1.16)µg/m3] > summer [(2.42±0.51)µg/m3], and the mass mean diameter of WSOC in each season was 0.57µm (spring), 0.42µm (summer), 0.49µm (autumn), and 0.56µm(winter), respectively. The MAE365 of WSOC varied in a wide range of 0.18~1.42m2/g, with the highest value observed in winter, and the Absorption Ångstr m Exponent (AAE) varied in a wide range of 3.6~9.8. The light absorption of WSOC in fine particles (<3µm) contributed more than 90% to the total absorption of PM10, and more than 50% was attributed to WSOC in the <0.49µm particles. Over the wavelength of 300~500nm, the average proportion of WSOC light absorption to total aerosol absorption in spring, summer, autumn, and winter was 5.23%, 2.95%, 3.04%, and 6.92%, respectively, and the <0.49µm particles represented the highest contribution, which was 3.11%, 1.79%, 1.65%, and 3.45%, respectively. Further analysis of the specific UV Absorbance (SUV A) indicated that the aromatic content and molecular weight of WSOC might be important components affecting their light-absorbing efficiencies. The higher MAE365 values observed in the finer particles are associated with more unsaturated bonds.Key words：aerosol；water-soluble organic carbon (WSOC)；light absorption；size distribution黑碳(BC)或称元素碳(EC)是具有强烈吸光特性的大气气溶胶重要组成部分,在很长一段时间内被认为是唯一具有吸光能力的碳质气溶胶.近年来研究发现,大气气溶胶中一部分有机碳同样具有吸光能力,这部分有机碳被称为棕碳(BrC)[1].BrC可增强气溶胶在对流层顶的辐射强迫,也会降低大气能见度,以及影响光化学反应速率,改变颗粒物的化学组成,从而可能对人体健康产生不利影响[2-4].收稿日期：2020-06-12基金项目：国家自然科学基金资助项目(41775124,41877307);广东省科技计划项目(2019B121205006,2017B030314057)* 责任作者, 研究员,**************.cn498 中国环境科学 41卷与BC不同,BrC在近紫外波段时吸光能力大幅上升,可将气溶胶总吸收提高7%~19%[2].有研究表明类腐殖质(HULIS)、酚类以及具有酸性官能团等的水溶性有机碳(WSOC)是BrC的重要组成部分[4-7],故而可以通过对WSOC浓度和光学性质的研究来表征BrC,WSOC的光吸收可贡献气溶胶总吸收的10%左右[8-9].然而,不同地区和季节WSOC的来源或形成机制不尽相同,WSOC的MAE365值具有明显的地域和季节差异.Rana等[10]和Srinivas等[11]分别对恒河平原和印度洋地区受生物质燃烧影响的WSOC样品进行了研究,两者虽具有相同来源,但恒河平原地区WSOC的MAE365值显著大于印度洋地区. Soleimanian等[12]对洛杉矶地区PM2.5样品中WSOC 的MAE365值研究发现,夏季、冬季WSOC分别受生物质燃烧、化石燃料燃烧影响,两季节的MAE365值差异明显.Kim等[13]指出韩国首尔地区WSOC在不同季节具有不同的来源,MAE365值呈现出冬季最高,夏季最低的趋势.西安大气细颗粒物中WSOC的MAE365值呈冬季>秋季>春季>夏季趋势[14].目前大多研究仅针对TSP、PM10或PM2.5中WSOC的吸光性质进行研究:Liu等[15]研究提出广州地区冬季TSP中WSOC的MAE365值为(0.81± 0.16)m2/g;Fan等[16]研究指出广州冬季PM2.5中WSOC的MAE365值为(0.80±0.03)m2/g;但对于不同粒径段WSOC的吸光性质、吸光贡献及影响因素的认识仍十分有限.V oliotis等[17]对欧洲冬季4个粒径段颗粒物(<0.49、0.49~0.95、0.95~3、3~10μm)中WSOC的MAE365的研究发现较小粒径段MAE365值较高.类似的,黄欢等[18]报道了广州市大气细颗粒(<3μm)中 WSOC的MAE365随粒径增大而降低,主要受来源和形成机制影响.本研究以广州大气气溶胶为对象,对4个季节PM10中不同粒径段的样品进行研究,分析WSOC在各个季节、不同粒径段的浓度和光学性质分布特征,探讨影响WSOC光学性质的可能因素,为准确评估WSOC的环境气候效应提供数据支撑.1材料及方法1.1样品采集与保存采样地点位于中国科学院广州地球化学研究所标本楼顶部(113°22′15′′E,23°9′7′′N),位于广州市中心,临近居民区、大学城和高速公路,可代表广州城区大气特点.本研究于2015年春季(3~4月,n=20)、夏季(6~7月,n=21)、秋季(9~10月,n=20)、冬季(2015年12月~2016年1月,n=18)采用大流量(1.13m3/min)空气采样器(SA235,安德森),将颗粒物分成6个粒径段:<0.49、0.49~0.95、0.95~1.5、1.5~3.0、3.0~7.2以及7.2~10.0μm进行连续采样,每个样品连续采集24h.采样器所用滤膜为石英纤维滤膜,采样前所有滤膜均在500℃马弗炉中灼烧4h.采样前后将石英纤维滤膜置于恒温恒湿箱(温度为25℃,湿度为50%)中平衡24h,平衡后再称重.称重后的样品置于-40℃条件下保存,直至分析.1.2 WSOC提取和仪器分析取部分滤膜,加入超纯水后超声提取15min,重复两次,将萃取液通过0.22μm亲水PTFE滤膜后得到WSOC提取液.通过总有机碳分析仪(TOC, Shimadzu,岛津)测量WSOC浓度;离子色谱(Metrohm 883IC plus)测量水溶性离子浓度;紫外-可见光分光光度计(UV-Vis,南京科捷)测量不同波段的吸光度值;另取部分滤膜采用热光透射法通过OC/EC仪(Sunset L aboratory)分析OC/EC浓度[18].1.3数据处理方法通过紫外-可见光分光光度计测得样品吸光度为Aλ,其中λ为吸收波长(nm).在一定的波长、温度下,单位浓度的WSOC吸光度称为吸光系数(Absλ, Mm-1).吸收波长指数AAE值(Absorption Ångström Exponent)可用于表征WSOC吸光能力与波长的关系[19]:lλλ700aAbs()ln(10)VA AV L=−×××(1)AAEλAbs Kλ−=× (2) 式中:A700为样品在700nm处的吸光度,用于修正基线偏差;V l为提取样品所用超纯水量;V a为样品对应的大气采样体积;L为比色皿光路长度(0.01m);K为常数.本研究通过对样品在300~500nm之间Absλ的拟合获得AAE值.单位质量WSOC的吸光能力可以通过365nm处的质量吸收效率MAE值(m2/g)来表征:λλWSOCAbsMAEC= (3)2期 郭子雍等：广州地区不同粒径段大气颗粒物中水溶性有机碳的吸光贡献 499式中:Abs λ为对应波长的吸光系数;C WSOC 为样品WSOC 浓度(μg/m 3).E 250/E 365(E 250、E 365分别为样品在250、365nm 处的吸光度值)常用来表征天然有机化合物的腐殖化作用,与WSOC 的芳香性和分子量呈反比[20];特征紫外吸光度(SUV A, m 2/g)是指单位WSOC 在特定波段的紫外吸光度,在一定程度上与WSOC 的结构特征(芳香性和分子大小)有定性关系[21],故而两者可以互相印证,SUV A 可由式(4)计算:WSOC SUVA AL C =× (4) 式中:A 为样品的吸光度; C WSOC 为样品WSOC 浓度;L 为比色皿光路长度,本研究主要计算254nm 和280nm 处的SUV A 值.二次水溶性离子(SWSI)可由式(5)计算:-+2-344NO NH SO SWSI C C C =++ (5)式中:-3NO C 、+4NH C 和2-4SO C 分别为大气中NO 3-、NH 4+和SO 42-的浓度,μg/m 3.WSOC 总吸光参考Chen 等[22]和Wu 等[8]的研究,可由式(6)计算:()total MAE(Abs )λi i iC λ=×∑ (6)式中:λ为吸收波长;i 代表<0.49、0.49~0.95、0.95~1.5、1.5~3.0、3.0~7.2以及7.2~10.0μm 共6个粒径段; MAE (λ)i 和C i 分别代表该吸收波长下i 粒径段的MAE 值和WSOC 浓度.各粒径段样品在吸收波长为365nm 时对WSOC 总吸光的贡献可由式(7)计算: total MAE Abs(365)i i i P C ×= (7) 式中:i 代表某一粒径段; C i 和MAE i 分别为该粒径段WSOC 浓度和MAE 365值; Abs(365)total 代表365nm 处WSOC 总吸光.各粒径段样品对颗粒物总吸光的贡献可由下式计算:total EC EC MAE Abs()MAE()i iP C C λλλ×=+× (8)式中:λ代表吸收波长;i 代表某一粒径段;C i 和MAE i 分别为该吸收波长下i 粒径段的WSOC 浓度和MAE 值; Abs(λ)total 代表该吸收波长下WSOC 总吸光; C EC 和MAE EC 分别代表PM 10的EC 浓度(μg/m 3)和该吸收波长下EC 的MAE 值.2 结果与讨论2.1 WSOC 的粒径分布及季节变化广州地区春季、夏季、秋季和冬季日平均PM 10分别为61.79、49.65、64.67和92.11μg/m 3;PM 10样品中WSOC 总浓度分别为(3.60±1.16)、(2.42±0.51)、(3.87±1.51)和(5.07±2.80)μg/m 3, WSOC/OC 的季节和粒径分布见图1.0.010.11 10123456d C /d l o g D p春季夏季秋季冬季(a)粒径(µm)<0.490.49~0.950.95~1.5 1.5~3.0 3.0~7.2 7.2~1020406080粒径(µm)W S O C /O C (%)图1 不同季节WSOC 浓度的粒径分布密度函数和WSOC/OC 随粒径的变化特征Fig.1 Average size distribution of particulate WSOC in mass concentration and the variation characteristics of WSOC/OC along particle size in different seasons本研究中颗粒物质量浓度和WSOC 浓度整体上呈现冬季>秋季>春季>夏季的趋势,且整体上随粒径增加而下降.WSOC 在4个季节中呈现单峰分布,峰值均位于0.49~0.95μm 的积聚态范围内, WSOC 的质量平均直径(MMD)在春季为0.57μm,夏季为0.42μm,秋季为0.49μm,冬季为0.56μm,表明WSOC 主要积聚于较小粒径段中,WSOC 在细颗粒物(<3μm)中的浓度分布占比为春季86.84%,夏季88.80%,秋季92.44%,冬季92.50%,与黄欢等[18]和黄虹等[23]的研究类似.本研究中在<7.2μm 粒径段时,春500 中国环境科学 41卷季和夏季WSOC/OC比例随粒径增加先增大后减小;冬季WSOC/OC则随粒径增加而减小,7.2~10μm粒径段3个季节的WSOC/OC比例相比于3.0~7.2μm 粒径段均略微增大;而秋季WSOC/OC比例则随粒径增大持续减小.2.2不同粒径段WSOC的光学性质及吸光贡献不同季节粒径段WSOC的MAE365和AAE值见图2.可以发现,不同季节和粒径段的MAE365值具有显著差异,在4个季节中,冬季在各个粒径段的MAE365均为最高,在<0.95μm粒径段春季次之, 0.95~10μm粒径段春季、夏季、秋季差异较小,并且各季节MAE365均在较细粒径段具有较大值.本研究中PM3样品的MAE365为0.82(春季)、0.54(夏季)、0.56(秋季)和0.96m2/g(冬季);PM10样品的MAE365值为0.76(春季)、0.52(夏季)、0.54(秋季)和0.94m2/g(冬季),这与以往对广州地区研究报道的结果相近[15-16,18,24],表明本研究中广州地区各季节WSOC 吸光能力呈现冬季>春季>秋季>夏季趋势.本研究采样期间仅有冬季存在因颗粒物浓度过高使得能见度低于10km的雾霾天(污染过程),在非污染过程期间PM10样品的WSOC浓度、Abs365和MAE365平均为3.81μg/m3、3.64Mm-1和0.95m2/g;而污染过程期间WSOC浓度和Abs365显著上升,MAE365无明显变化,平均为7.59μg/m3、6.95Mm-1和0.92m2/g,与张璐等[25]的报道类似.本研究中各季节和粒径段MAE365值分布在0.18~1.42m2/g之间,位于各地已有研究报道的MAE365值范围之内(0.13~1.56m2/g)[11-12,14,25-27].对比了V oliotis等[17]从WSOC中通过固相萃取柱(SPE)分离所得的类腐殖质(HULIS)的光学性质,发现广州地区冬季的MAE365在所有粒径段均小于V oliotis 等[17]研究的欧洲地区,但整体趋势与之相同,随粒径的增大MAE365值呈现下降趋势. MAE365值的季节变化特征与韩国首尔地区和西安地区PM2.5中WSOC的研究较为相似:均呈现为冬季最高,夏季最低的趋势[13-14].由图2(b)可知,本研究中AAE值整体呈现秋季>夏季>冬季>春季趋势,春季AAE值波动范围为3.6~ 8.1,夏季为4.6~7.8,秋季为4.9~9.6,冬季为3.8~9.8.本研究AAE平均值与Fan等[16]对广州地区研究报道的结果相近,比广州地区的其他研究高约25%~ 90%[15,18,24].<0.490.49~0.950.95~1.5 1.5~3.0 3.0~7.27.2~100.20.40.60.81.01.21.4MAE365(m2/g)<0.490.49~0.950.95~1.5 1.5~3.0 3.0~7.2 7.2~1045678910粒径(µm)AAE图2 不同季节MAE365(a)和AAE(b)随粒径的分布特征Fi g.2 Average MAE365 (a) and AAE(b) along particle sizerange in different seasons图3计算了各粒径段WSOC吸光对WSOC总吸光的贡献.可以发现,4个季节中各粒径段对WSOC总吸光的贡献均随粒径增加而降低,且细颗粒物(<3μm)中WSOC吸光对WSOC总吸光的贡献均达到了90%以上,尤其是<0.49μm段,对WSOC总吸光贡献大于50%.本研究中冬季在<0.49μm段时WSOC吸光贡献低于春夏秋三季对应粒径段、在0.49~1.5μm段WSOC吸光贡献高于春夏秋三季对应粒径段,可能是二次形成的WSOC在0.49~1.5μm 粒径段占比较高所致(冬季0.49~1.5μm粒径段WSOC与SWSI的相关性系数为r>0.89, P<0.01,高于其他季节对应粒径段与SWSI的相关性系数:r>0.62, P<0.01),在1.5~10μm粒径段4个季节的WSOC吸光贡献均较低(1.61%~4.80%),且差异不大.为了进一步研究各粒径段WSOC对颗粒物总吸光的贡献,参考Li等[28]和黄欢等[18]对广州地区EC吸光能力的研究,假设405nm处EC的MAE405为12.60m2/g,AAE值为1,根据(8)式,对300~500nm2期 郭子雍等：广州地区不同粒径段大气颗粒物中水溶性有机碳的吸光贡献 501范围内不同季节和粒径段WSOC 吸光占颗粒物总吸光的比例进行了计算,结果可见图4.可以发现,春季、夏季、秋季和冬季WSOC 在300nm 处对PM 10总吸光贡献分别由13.91%、8.75%、9.14%和18.23%,下降为500nm 的1.26%、0.55%、0.52%和1.39%;在300~500nm 之间,WSOC 总吸光占颗粒物总吸光的平均比例呈现为冬季>春季>秋季>夏季趋势,在春季为5.23%,夏季为2.95%,秋季为3.04%,冬季为6.92%;其中<0.49μm 粒径段的贡献最高,分别为3.11%、1.79%、1.65%和3.45%.WSOC 对PM 10总吸光贡献整体上随颗粒物粒径增加而下降,仅有春季、夏季和秋季3.0~7.2μm 段例外,其占颗粒物总吸光比例略高于1.5~3.0μm 段.在300~500nm 之间,细颗粒物(<3μm)WSOC 吸光对PM 10样品WSOC 总吸光贡献的平均比例在春季为92.85%,夏季为90.92%,秋季为93.61%,冬季则为93.74%.本研究中春、夏、秋、冬4个季节在350nm 处WSOC 对PM 10总吸光贡献分别为7.53%、4.27%、4.56%和10.12%,该结果与Liu 等[29]对亚特兰大地区夏季和秋季PM 10样品的研究结果相似(5%~10%).本研究4个季节结果均低于印度戈达瓦里地区,该地全年WSOC 在300~700nm 之间对PM 10总吸光的平均贡献为8.78%±3.74%[8].Yan 等[30]对北京地区PM 2.5的研究提出,夏季和冬季WSOC 在300~400nm 范围内的光吸收分别相当于EC 的24%和42%,其结果要显著高于本研究(300~ 400nm 时春、夏、秋、冬4季WSOC 的光吸收分别相当于EC 的9.04%、5.05%、5.26%和12.56%).此外,本研究结果低于Zhang 等[31]基于AAE 值对珠江三角洲大气中BrC 占370nm 处的总吸光贡献(37.4%)的报道[29].需要注意的是,基于在线吸收光度计的测量结果通常高于对WSOC 的分析结果,原因可能是部分不溶于水的BrC 组分对总吸光的贡献不容忽视[9,29].<0.490.49~0.950.95~1.5 1.5~3.0 3.0~7.2 7.2~1010203040506070W S O C 吸光贡献率(%)粒径(µm)图3 不同季节和粒径段WSOC 的吸光贡献率 Fig.3 The average light absorption contribution of WSOC asa function of particle size range in different seasons2.3 不同粒径段WSOC 光学性质的影响因素为进一步研究不同季节和粒径段WSOC 吸光能力存在差异的原因,计算了各季节和粒径段可用于表征WSOC 芳香性和分子量的E 250/E 365与SUV A 值,详见表1;各粒径段E 250/E 365和SUV A 与MAE 365的线性回归结果可见图5.各粒径段E 250/E 365与MAE 365均呈现良好的负相关,同时SUV A 254、SUV A 280与MAE 365均呈现良好的正相关,尤其是SUV A 280与MAE 365相关性极好,表明WSOC 的芳香性和分子量可能是影响其吸光能力的重要因素.类似的,范行军等[32]研究薪柴燃烧排放BrC 发现MAE 365值与SUV A 254呈现显著正相关,与E 250/E 365呈现显著负相关.Tang 等[33]通过源排放模拟研究发现WSOC 的MAE 365值与分子质量及不饱和度呈现正相关,300 350 400 450 500 024 6 8 103003504004505000123456300350400 450 500 00.51.01.52.02.50.49~0.95µm <0.49µm0.95~1.5µmP λ(%)502中 国 环 境 科 学 41卷300 350 400 450 500 0.0 0.20.4 0.6 0.8 1.0 3003504004505000.00.20.40.60.81.0300350400 450 500 00.050.100.150.200.250.300.351.5~3µm波长(nm)波长(nm)3~7.2µm波长(nm)7.2~10µmP λ(%)图4 不同季节和粒径段WSOC 吸光对颗粒物总吸光的贡献率Fig.4 The light absorption contribution of WSOC to total absorption as a function of particle size range in different seasons春季夏季秋季冬季0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.512 3 4 5 S U V A254(m 2/g )MAE 365(m 2/g)0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5S U V A 280(m 2/g )MAE 365(m 2/g)0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5510 15 2025 E250/E365MAE 365(m 2/g)图5 不同粒径段SUV A 254(a)、SUV A 280(b)、E 250/E 365(c)与MAE 365的线性回归Fig.5 The linear regression between SUV A 254(a), SUV A 280(b), E 250/E 365(c) and MAE 365 for particles in different size ranges4个季节中夏季各粒径段的E 250/E 365明显高于春季、秋季和冬季,表明夏季相比于春季、秋季和冬季,WSOC 具有更低的芳香性和分子量,可能是导致夏季具有最低的MAE 365值的原因之一;冬季各粒径段整体上具有最高的SUV A 值,仅有<0.49和7.2~10µm 粒径段的SUV A 254值低于春季和夏季,表明冬季WSOC 具有更高的分子量和紫外光吸收.本研究与Fan 等[34]对广州地区WSOC 光学性质的研究报道类似:WSOC 在旱季(冬季)的E 250/E 365低于雨季(夏季),且旱季SUV A 值明显高于雨季.4个季节SUV A 值与各季节和粒径段WSOC 及MAE 365的粒径结果相一致,整体上也随粒径的增加而降低.这表明较细的颗粒物含有较多的不饱和键,使得较细粒径段具有较高的紫外光吸收和分子量.这与V oliotis 等[17]对冬季德国美因茨地区和希腊塞萨洛尼基地区的研究结果一致.不同季节的SUV A 和E 250/E 365值差异可能是由于不同的排放源导致.本研究中春季<3µm 段细颗粒物WSOC 与K +相关性较好(r >0.59, P <0.01),可能受生物质燃烧影响较大,生物质燃烧可排放大量的芳香性组分[32,35],因此可能会具有较高的SUV A 值和较低的E 250/E 365值.这也可能是导致春季细颗粒物MAE 365值大于粗颗粒物的原因.本研究中夏季0.49~7.2µm 粒径段与EC 相关性较好(r >0.51, P <0.05)、秋季所有粒径段的WSOC 与Ca 2+相关性均较好(r >0.47,P <0.05),可能受土壤源或道路扬尘等一次来源影响较大,导致夏季和秋季具有较低的SUV A 值和较高的E 250/E 365值.冬季所有粒径段WSOC 与SWSI 相关性均较好(r >0.62, P <0.01),表明冬季可能通过二次反应生成较多的芳香类物质和大分子量物质,使得冬季具有整体上最高的SUV A2期郭子雍等：广州地区不同粒径段大气颗粒物中水溶性有机碳的吸光贡献 503值和最低的E250/E365值.表1不同季节和粒径段颗粒物的SUV A 和E250/E365Table 1 The size distribution of SUV A and E250/E365 indifferent seasons粒径段(μm) 季节 SUV A254 (m2/g) SUV A280(m2/g) E250/E365春 2.38 ± 0.70 1.64 ± 0.55 5.06 ± 0.83夏 1.94 ± 0.25 1.14 ± 0.17 7.72 ± 1.10秋 1.93 ± 0.24 1.18 ± 0.12 7.4 ± 0.57<0.49冬 2.32 ± 0.53 1.75 ± 0.37 5.39 ± 0.67春 2.29 ± 0.65 1.36 ± 0.47 7.89 ± 1.44夏 2.24 ± 0.50 1.11 ± 0.15 9.54 ± 1.92秋 1.58 ± 0.19 1.02 ± 0.11 7.37 ± 0.48 0.49~0.95冬 2.44 ± 0.44 1.62 ± 0.31 6.48 ± 0.76春 1.89 ± 0.41 1.05 ± 0.32 8.88 ± 2.52夏 2.23 ± 0.44 1.12 ± 0.28 10.24 ± 1.95秋 1.66 ± 0.15 1.07 ± 0.12 7.86 ± 0.570.95~1.5冬 2.40 ± 0.53 1.65 ± 0.46 6.50 ± 1.31春 1.59 ± 0.50 0.86 ± 0.36 10.3 ± 4.63夏 1.80 ± 0.56 0.94 ± 0.22 10.72 ± 2.28秋 1.57 ± 0.14 1.03 ± 0.14 9.08 ± 0.991.5~3.0冬 2.24 ± 0.74 1.62 ± 0.59 6.42 ± 2.43春 1.28 ± 0.41 0.80 ± 0.29 8.89 ± 3.43夏 1.06 ± 0.55 0.94 ± 0.27 9.63 ± 1.43秋 1.39 ± 0.20 1.03 ± 0.19 8.73 ± 1.343.0~7.2冬 1.86 ± 0.69 1.40 ± 0.36 6.38 ± 2.88春 1.36 ± 0.73 0.66 ± 0.31 7.37 ± 3.20夏 2.01 ± 0.72 0.87 ± 0.31 11.19 ± 3.34秋 1.40 ± 0.29 0.95 ± 0.17 8.05 ± 2.297.2~10冬 1.46 ± 1.04 1.22 ± 0.37 6.09 ± 4.81 3结论3.1 广州地区春季、夏季、秋季和冬季日平均WSOC浓度分别为3.60、2.42、3.87和5.07μg/m3; WSOC随粒径呈单峰分布,峰值均为0.49~0.95μm粒径段,其质量浓度比重随粒径的增加而下降.3.2 MAE365值分布在0.18~1.42m2/g之间,在较细粒径段具有较大值,并且表现为冬季>春季>秋季>夏季趋势.4个季节的AAE值变化范围为3.6~9.8.春季、夏季、秋季和冬季在300~500nm之间的平均吸光贡献率分别为5.23%、2.95%、3.04%和6.92%.细颗粒物(<3μm)中WSOC的吸光对PM10中WSOC 总吸光贡献达90%以上.3.3 WSOC的芳香性和分子量可能是影响其吸光能力的重要因素,4个季节SUV A值均在较细粒径段具有较大值,表明较细的颗粒物具有更多的不饱和键,从而具有较高紫外光吸收. 参考文献：[1] Andreae M O, Gelencsér A. Black carbon or brown carbon? Thenature of light-absorbing carbonaceous aerosols [J]. Atmospheric Chemistry and Physics Discussions, 2006,6(3):3419-3463.[2] Feng Y, Ramanathan V, Kotamarthi V R. Brown carbon: a significantatmospheric absorber of solar radiation? [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2013,13(17):8607-8621.[3] Barnard J C, V olkamer R, Kassianov E I. Estimation of the massabsorption cross section of the organic carbon component of aerosols in the Mexico City Metropolitan Area [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2008,8(22):6665-6679.[4] Wu G-M, Cong Z-Y, Kang S-C, et al. Brown carbon in thecryosphere: Current knowledge and perspective [J]. Advances in Climate Change Research, 2016,7(1/2):82-89.[5] Moosmüller H, Chakrabarty R, Arnott W. Aerosol light absorption andits measurement: A review [J]. J ournal of Quantitative Spectroscopy and Radiative Transfer, 2009,110(11):844-878.[6] Roden C A, Bond T C, Conway S, et al. Emission factors andreal-time optical properties of particles emitted from traditional wood burning cookstoves [J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40(21):6750-6757.[7] Kirchstetter T W, Novakov T, Hobbs P V. Evidence that the spectraldependence of light absorption by aerosols is affected by organic carbon [J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 2004,109 (D21),DOI:10.1029/2004jd004999.[8] Wu G, Ram K, Fu P, et al. Water-soluble brown carbon in atmosphericaerosols from Godavari (Nepal), a regional representative of South Asia [J]. Environmental Science & Technology, 2019,53(7):3471- 3479.[9] Kirillova E N, Marinoni A, Bonasoni P, et al. Light absorptionproperties of brown carbon in the high Himalayas [J]. J ournal of Geophysical Research: Atmospheres, 2016,121(16):9621-9639. [10] Rana A, Dey S, Rawat P, et al. Optical properties of aerosol browncarbon (BrC) in the eastern Indo-Gangetic Plain [J]. Science of the Total Environment, 2020,716:137102,DOI:10.1016/j.scitotenv. 2020, 137102.[11] Srinivas B, Sarin M M. Light absorbing organic aerosols (browncarbon) over the tropical Indian Ocean: impact of biomass burning emissions []. Environmental Research Letters, 8(4):044042,DOI:10.1088/1748-9326/8/4/044042.[12] Soleimanian E, Mousavi A, Taghvaee S, et al. Impact of secondary andprimary particulate matter (PM) sources on the enhanced light absorption by brown carbon (BrC) particles in central Los Angeles [J].Science of the Total Environment, 2020,705:135902,DOI:10.1016/ j.scitotenv.2019.135902.[13] Kim H, Kim J Y, J in H C, et al. Seasonal variations in the light-absorbing properties of water-soluble and insoluble organic aerosols in Seoul, Korea [J]. Atmospheric Environment, 2016,129:234-242. [14] Huang R-J, Yang L, Cao J, et al. Brown carbon aerosol in urban Xi’an,northwest China: The composition and light absorption properties [J].Environmental Science & Technology, 2018,52(12):6825-6833. [15] Liu J, Mo Y, Ding P, et al. Dual carbon isotopes (14C and 13C) andoptical properties of WSOC and HULIS-C during winter in504 中国环境科学 41卷Guangzhou, China [J]. Science of the Total Environment, 2018,633: 1571-1578.[16] Fan X, Wei S, Zhu M, et al. Comprehensive characterization ofhumic-like substances in smoke PM2.5 emitted from the combustion of biomass materials and fossil fuels [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2016,16(20):13321-13340.[17] V oliotis A, Prokeš R, Lammel G, et al. New insights on humic-likesubstances associated with wintertime urban aerosols from central and southern Europe: size-resolved chemical characterization and optical properties [J]. Atmospheric Environment, 2017,166:286-299.[18] 黄欢,毕新慧,彭龙,等.广州城区秋冬季大气颗粒物中WSOC吸光性研究 [J]. 环境科学, 2016,37(1):16-21.Huang H, Bi X H, Peng L, et al. Light absorption properties of water-soluble organic carbon (WSOC) associated with particles in autumn and winter in the urban area of Guangzhou [J]. Environmental Science, 2016,37(1):16-21.[19] Hecobian A, Zhang X, Zheng M, et al. Water-soluble organic aerosolmaterial and the light-absorption characteristics of aqueous extracts measured over the Southeastern United States []. Atmospheric Chemistry and Physics, 2010,10(13):5965-5977.[20] Peuravuori J, Pihlaja K. Isolation and characterization of naturalorganic matter from lake water: comparison of isolation with solid adsorption and tangential membrane filtration [J]. Environment International, 1997,23(4):441-451.[21] Duarte R M, Duarte A C. Application of non-ionic solid sorbents(XAD resins) for the isolation and fractionation of water-soluble organic compounds from atmospheric aerosols [J]. J ournal of Atmospheric Chemistry, 2005,51(1):79-93.[22] Chen Q, Ikemori F, Mochida M. Light absorption and excitation–emission fluorescence of urban organic aerosol components and their relationship to chemical structure []. Environmental Science & Technology, 2016,50(20):10859-10868.[23] 黄虹,曹军骥,曾宝强,等.广州大气细粒子中有机碳,元素碳和水溶性有机碳的分布特征 [J]. 分析科学学报, 2010,26(3):255-260.Huang H, Cao J J, Po-Keung T, et al. Characterization of organic carbon, elemental carbon and water-soluble organic Carbon in PM2.5 of Guangzhou City [J]. J ournal of Analytical science, 2010,26(3): 255-260.[24] 范行军,余旭芳,操涛,等.广州冬季气溶胶中水溶性有机物和类腐殖质的吸光性和荧光光谱特性 [J]. 环境科学, 2019,40(2):532-539.Fan X J, Yu X F, Cao T, et al. Light absorption and fluorescence characteristics of atmospheric water-soluble organic compounds and humic-like substances during the winter season in Guangzhou [J].Environmental Science, 2019,40(2):532-539.[25] 张璐,王格慧,王佳媛,等.西安供暖前后细颗粒物化学特征及棕碳吸光特性 [J]. 地球环境学报, 2017,8(5):451-458.Zhang L, Wang G H, Wang J Y, et al. Chemical composition of fineparticulate matter and optical properties of brown carbon before and during heating season in Xi’an [J]. J ournal of Earth Environment, 2017,8(5):451-458.[26] Du Z, He K, Cheng Y, et al. A yearlong study of water-soluble organiccarbon in Beijing II: Light absorption properties [J]. Atmospheric Environment, 2014,89:235-241.[27] Luo Y, Zhou X, Zhang J, et al. Characteristics of airborne water-soluble organic carbon (WSOC) at a background site of the North China Plain [J]. Atmospheric Research, 2020,231:104668,DOI:10.1016/j.atmosres.2019.104668.[28] Li S, Zhu M, Yang W, et al. Filter-based measurement of lightabsorption by brown carbon in PM2.5 in a megacity in South China [J].Science of the Total Environment, 2018,633:1360-1369.[29] Liu J, Bergin M, Guo H, et al. Size-resolved measurements of browncarbon in water and methanol extracts and estimates of their contribution to ambient fine-particle light absorption [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2013,13(24):12389-12404.[30] Yan C, Zheng M, Sullivan A P, et al. Chemical characteristics andlight-absorbing property of water-soluble organic carbon in Beijing: Biomass burning contributions [J]. Atmospheric Environment, 2015, 121:4-12.[31] Zhang G, Peng L, Lian X, et al. An improved Absorption ÅngströmExponent (AAE)-Based method for evaluating the contribution of light absorption from brown carbon with a high-time resolution [J].Aerosol and Air Quality Research, 2018,19(1):15-24.[32] 范行军,操涛,余旭芳,等.薪柴燃烧溶解性棕色碳排放特征及光学性质 [J]. 中国环境科学, 2019,39(8):3215-3224.Fan Xing-jun, Cao Tao, Yu Xu-fang, et al. Emission characteristics and optical properties of extractable brown carbon from residential wood combustion [J]. China Environmental Sciencece, 2019,39(8): 3215-3224.[33] Tang J, Li J, Su T, et al. Molecular compositions and optical propertiesof dissolved brown carbon in biomass burning, coal combustion, and vehicle emission aerosols illuminated by excitation–emission matrix spectroscopy and Fourier transform ion cyclotron resonance mass spectrometry analysis [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2020, 20(4):2513-2532.[34] Fan X, Song J. Temporal variations of the abundance and opticalproperties of water soluble humic-like substances (HULIS) in PM2.5 at Guangzhou, China [J]. Atmospheric Research, 2016,172:8-15.[35] Graham B, Mayol-Bracero O L, Guyon P, et al. Water-soluble organiccompounds in biomass burning aerosols over Amazonia 1.Characterization by NMR and GC-MS [J]. J ournal of Geophysical Research: Atmospheres, 2002,107(D20):LBA 14-11-LBA 14-16.作者简介：郭子雍(1996-),男,山西晋城人,中国科学院广州地球化学研究所硕士研究生,主要研究方向为大气环境污染.。

1 空气颗粒物概述20世纪50年代前后在世界上不同地区的城市中发生了几起著名的空气污染事件，如1944年的洛杉矶烟雾事件、1952年的伦敦烟雾事件和1961年四日市哮喘病事件，这些都是空气污染物在短时间内大量增加导致的。

空气颗粒物是环境空气的重要污染物之一，空气颗粒物不是一种单一成分的空气污染物，而是由许多人为或自然污染源排放的大量化学物质所组成的一种复杂的大气污染物，其中既有污染源直接排出的颗粒物（称为一次颗粒物，Primary Particles），也有气态污染物在大气中经过冷凝或复杂的化学反应而生成的颗粒物（称为二次颗粒物，Secondary Particles）。

1.1 空气颗粒物的粒径分布对大气中颗粒的划分通常是以空气动力学直径为基础的，根据其粒径大小，又可分为总悬浮颗粒物TSP（空气动力学直径小于或等于100μm）和可吸入颗粒物（空气动力学直径小于或等于10μm）。

可吸入颗粒物又可分为细颗粒物PM2.5（空气动力学直径小于或等于2.5μm）和粗颗粒物PM10（空气动力学直径介于2.5μm至10μm）。

图1 空气颗粒物的三模态分布空气颗粒物的来源和形成过程、在大气中的迁移转化、输送和清除过程及其物理化学性质均与粒径有着直接的关系。

空气颗粒物通常呈三模态分布，即粒径小于0.08μm的爱根（Aitken）核模态、粒径0.08μm～2μm的积聚模态（Accumulation mode）和粒径大于2μm的粗粒子模态（Coarse particle mode）。

粗粒子模态的颗粒物主要是由工业源与生活源燃烧排放、机械粉碎过程和交通运输等产生的一次颗粒物和各种自然界产生的颗粒物组成。

这部分颗粒物是构成空气颗粒物的体积浓度和质量浓度的主体，由于重力沉降作用大而在大气中存在的时间不长。

爱根核模态颗粒物也称为超细颗粒物（Superfine particles），主要是由污染气体经过复杂的大气化学反应转化而成，或者由高温下排放的过饱和气态物质冷凝而成，也有少量来自于自然界和人为源直接排放。

大气颗粒物中Pb元素的来源解析与生物毒性研究大气颗粒物是指在空气中悬浮的微小粒子，它们的大小在数微米到数十微米之间。

这些颗粒物可以来自不同的源，例如工业排放、交通尾气、燃煤等。

其中，铅（Pb）元素是一种有毒金属，对人体和生态环境具有潜在的危害。

大气颗粒物中的Pb元素可以通过不同途径进入大气中。

首先，工业生产是主要的铅源之一。

一些工业过程使用含铅原料，排放含有Pb的废气。

尤其是一些重金属冶炼企业，如铅冶炼厂、锌冶炼厂等，它们会排放大量的铅含量高的废气，使得大气中的Pb浓度升高。

其次，交通尾气也是大气颗粒物中Pb元素的来源之一。

汽车燃料中的铅添加剂是曾经常见的，尽管随着环保意识的增强，如今很多国家已经禁止使用含铅汽油，但旧车仍然可能排放铅中毒的尾气。

尤其是在交通拥堵的城市，交通尾气排放的Pb浓度更高。

此外，燃煤也是一个重要的大气颗粒物中Pb元素的来源。

煤燃烧会释放出大量的尾气和灰渣，这些尾气和灰渣中通常含有一定的铅含量。

特别是在一些以煤作为主要能源的地区，这些燃煤排放对大气中Pb元素的贡献不可忽视。

大气颗粒物中的Pb元素对人体健康和生态环境具有严重的危害。

首先，大气中的Pb元素可以通过呼吸道进入人体。

一旦进入血液循环，Pb元素会与红细胞和骨骼中的钙离子结合，造成铅中毒。

儿童和孕妇是Pb元素的特别敏感人群，长期接触Pb会导致智力退化和生长发育不良。

其次，大气中Pb元素的沉积会对土壤和水体造成污染，进而影响农作物的生长和水生生物的生存。

近年来，科学家们对大气颗粒物中Pb元素的生物毒性进行了广泛研究。

已经发现，Pb元素可以干扰细胞内钙和其他金属离子的平衡，影响细胞的代谢和功能。

此外，Pb元素还可以引起DNA损伤，导致细胞基因突变、肿瘤等。

这些毒性机制的研究有助于揭示大气颗粒物中Pb元素对人体和生态系统的潜在危害。

为了减少大气颗粒物中Pb元素的来源和毒性，政府和科学家们采取了一系列有效的措施。

首先，加强环境监测和排放控制，对高排放的工业企业进行监管，减少工业源的Pb排放。

大气细颗粒物中阴阳离子的同时测定冯加良管晶晶上海大学环境与化学工程学院，上海市200072，fengjialiang@摘要：水溶性阴阳离子是大气细颗粒物（PM2.5）的重要组成部分，硝酸根、硫酸根、铵根、钾离子等水溶性离子的浓度决定了颗粒物的吸湿性能，离子组成特征同时可以反映大气细颗粒物的来源及形成过程。

离子色谱法是测定水溶性离子的重要手段，准确性高，稳定性好，样品预处理简单。

本文采用双通道离子色谱法同时测定了上海市不同季节大气细颗粒物中的阴离子（F-, Cl-, NO3-, SO42-）和阳离子（Na+, NH4+, K+, Ca2+, Mg2+）的组成，获得了满意的测定结果。

关键词：离子色谱；阴离子；阳离子；大气细颗粒物1. 前言水溶性阴阳离子是大气细颗粒物（PM2.5）的重要组成部分，通过测定硝酸根、硫酸根、铵根、钾离子等水溶性离子的浓度可以了解颗粒物的吸湿性能及颗粒物的酸度，离子组成特征同时可以反映大气细颗粒物的来源及形成过程，因此离子组成分析是大气颗粒物研究的一个重要内容。

离子色谱法是广泛使用的测定离子组成的方法，具有灵敏度高、准确性高、稳定性好、样品预处理简单等优点。

但现在常用的做法是阴、阳离子在同一台离子色谱仪上分两次分别测定，或在两台离子色谱仪上进行。

这两种方法都需要较大的样品体积，在某些情况下会限制离子色谱方法在小体积样品中的使用。

双通道离子色谱的应用可以在一次进样过程中同时完成阴、阳离子的分析，从而大大提高分析灵敏度。

本次实验我们应用双通道离子色谱法对上海市大气细颗粒物中的离子组成进行了分析。

2. 实验部分2.1 仪器及试剂Metrohm-MIC型双通道离子色谱仪（瑞士万通），配有819型电导检测器2个、828型双化学抑制器、818型低脉冲串联式双活塞往复泵3个、820型分离中心（带2个电子六通进样阀）、813型自动进样器等。

标准样：F-、Cl-、NO3-、SO42-、Na+、K+、Ca2+、Mg2+8种离子的1000ppm贮备液购自上海计量测试技术研究院，NH4+离子贮备液由分析纯NH4Cl准确称量后用Milli-Q超纯水(电阻率大于18M )配制。

环境空气颗粒物中甲酸、乙酸和乙二酸的测定离子色谱法警告：实验中使用的氢氧化钠等化学试剂具有强烈的腐蚀性，操作时应按要求佩戴防护器具，避免接触皮肤和衣物。

1适用范围本标准规定了测定环境空气颗粒物中甲酸、乙酸和乙二酸的离子色谱法。

本标准适用于环境空气和无组织排放监控点空气颗粒物中甲酸、乙酸和乙二酸的测定。

本标准甲酸、乙酸和乙二酸的最低检出量为0.8µg～1.9µg。

环境空气采样量为144m3（实际状态），提取液体积为100ml，进样体积为200μl时，本方法的检出限为0.006µg/m3～0.02µg/m3，测定下限为0.024µg/m3～0.08µg/m3。

无组织排放监控点空气采样量为6m3（标准状态），提取液体积为100ml，进样体积为200μl时，本方法的检出限为0.2µg/m3～0.4µg/m3，测定下限为0.8µg/m3～1.6µg/m3。

详见附录A。

2规范性引用文件本标准引用了下列文件或其中的条款。

凡是注明日期的引用文件，仅注日期的版本适用于本标准。

凡是未注日期的引用文件，其最新版本（包括所有的修改单）适用于本标准。

HJ/T55大气污染物无组织排放监测技术导则HJ93环境空气颗粒物（PM10和PM2.5）采样器技术要求及检测方法HJ194环境空气质量手工监测技术规范HJ/T374总悬浮颗粒物采样器技术要求及检测方法HJ618环境空气PM10和PM2.5的测定重量法HJ656环境空气颗粒物（PM2.5）手工监测方法（重量法）技术规范HJ664环境空气质量监测点位布设技术规范（试行）HJ1263环境空气总悬浮颗粒物的测定重量法3术语和定义下列术语和定义适用于本标准。

3.1环境空气颗粒物ambient air particulate matter悬浮在环境空气中的细小固体或液体颗粒，是有机物和无机物的复杂混合物，按照粒径大小可分为总悬浮颗粒物（TSP）、可吸入颗粒物（PM10）和细颗粒物（PM2.5）等。

生态环境学报 2010, 19(2): 300-306 Ecology and Environmental Sciences E-mail: editor@基金项目：中国科学院知识创新工程重要方向项目(KZCXZ-YW-422-4；KZCX2-YW-JS404) 作者简介：赵金平(1979年生)，男，博士，主要研究方向为大气环境化学。

E-mail: jpzhao@ *通讯联系人，E-mail: jschen@ 收稿日期：2009-12-25滨海城市不同粒径大气颗粒物中水溶性离子的分布特征赵金平1，张福旺1,2，徐亚1,2，陈进生1*1. 中国科学院城市环境研究所，城市环境与健康重点实验室，厦门 361021；2. 中国科学院研究生院，北京 10039摘要：选取东南滨海城市厦门的城区（厦门大学，仙岳小区）、郊区（集美大学城）、工业区（鹭联宾馆）和背景区（汀溪水库）5个站点为研究对象，于2008年10月至2009年9月对厦门市大气PM 2.5、PM 2.5-10和PM 10-100分4个季节进行了采集工作，用离子色谱对其中的水溶性离子进行测定。

研究结果表明，厦门市不同粒径颗粒物中水溶性离子具有明显的时空分布特征，且主要以富集在细颗粒物(PM 2.5)上为主。

SO 42-、NO 3-和NH 4+是PM 2.5中主要的水溶性离子，占PM 2.5中水溶性离子总质量浓度的64.59%~93.17%。

PM 2.5-10和PM 10-100的水溶性离子则以Na +、C1-和Ca 2+这些粒径较大的颗粒为主。

滨海城市厦门PM 2.5、PM 10和TSP 的SO 2转化率(SOR)和NO 2的转化率(NOR)年平均值分别为：0.35、0.39、0.41和0.04、0.08、0.09，较高的SOR 和相对较低的NOR 比值均说明厦门存在来自于SO 2和NO 2转化的二次污染物SO 42-和NO 3-。

关键词：大气颗粒物；不同粒径；水溶性离子；SO 2转化率(SOR)；NO 2转化率(NOR) 中图分类号：X16 文献标识码：A 文章编号：1674-5906（2010）02-0300-07大气颗粒物包含多种化学成分，其组成复杂、多变，大量研究表明，大气颗粒物会对人体产生不良影响[1-4]。

大气颗粒物对健康的影响学习报告大气颗粒物指的是分散在大气中的固态或液态颗粒状物质，也称大气气溶胶。

其中含有有害物质，如致癌、致畸、致突变的物质，以及有毒物质的运载体或反应床。

大气颗粒物按直径大小可分为粉尘、烟、灰、雾、霭、霾、烟尘、烟雾等九类。

以下是各种大气颗粒物的颗粒直径、物态、生成机制及现象。

粉尘（微尘、Dust）颗粒直径：1 ~ 100 μm；物态：固体；生成机制、现象：机械粉碎的固体微粒，风吹扬尘，风沙。

烟(烟气，Fume) 颗粒直径：0.01 ~ 1 μm；物态：固体；生成机制、现象：由升华、蒸馏、熔融及化学反应等产生的蒸气凝结而成的固体颗粒。

如熔融金属、凝结的金属氧化物、汽车排气、烟草燃烟、硫酸盐等。

灰（Ash）颗粒直径：1 ~ 200 μm；物态：固体；生成机制、现象：燃烧过程中产生的不燃性微粒，如煤、木材燃烧时产生的硅酸盐颗粒，粉煤燃烧时产生的飞灰等。

雾（Fog）颗粒直径：2 ~ 200 μm；物态：液体；生成机制、现象：水蒸气冷凝生成的颗粒小水滴或冰晶水平视程小于1km。

霭（Mist）颗粒直径：大于10 μm；物态：液体；生成机制、现象：与雾相似，气象上规定称轻雾，水平视程在1 ~ 2km之内，使大气呈灰色。

霾（Haze）颗粒直径：~ 0.1 μm；物态：固体；生成机制、现象：干的尘或盐粒悬浮于大气中形成，使大气混浊呈浅蓝色或微黄色。

水平视程小于2km。

烟尘(熏烟，Smoke)：颗粒直径：0.01~ 5 μm；物态：固体与液体；生成机制、现象：含碳物质，如煤炭燃烧时产生的固体碳粒、水、焦油状物质及不完全燃烧的灰分所形成的混合物，如果煤烟中失去了液态颗粒，即成为烟炭。

烟雾（Smog）：颗粒直径：0.001~ 2 μm；物态：固体；粒径在2μm以下，现泛指各种妨碍视程(能见度低于2km)的大气污染现象。

光化学烟雾产生的颗粒物，粒径常小于0.5μm使大气呈淡褐色。

还有另一种分类方式：根据其粒径大小，又可分为空气动力学直径小于或等于100 um的总悬浮颗粒物(TSP)和空气动力学直径小于或等于10um的可吸入颗粒物（PM10）。