張永運(yùn),王宏青,肖 浩,陸海波,張忠義,鄭能建,羅 笠*

?

東北亞冬季PM2.5水溶性離子空間分布特征及來源

張永運(yùn)1,王宏青1,肖 浩2,陸海波1,張忠義1,鄭能建1,羅 笠1*

(1.東華理工大學(xué)水資源與環(huán)境工程學(xué)院,江西省大氣環(huán)境污染成因與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江西 南昌 330013；2.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院,貴州 貴陽(yáng) 550000)

為探討東北亞冬季PM2.5水溶性離子空間分布特征及來源,測(cè)定了2017~2018年沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子濃度.結(jié)果顯示:沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子平均質(zhì)量濃度為28.5±11.9μg/m3,二次離子(SO42-、NO3-和NH4+)的濃度最高,分別占總水溶性離子質(zhì)量濃度的31.0%、22.4%和19.2%.運(yùn)用離子化學(xué)計(jì)量學(xué)關(guān)系、相關(guān)性和主成分分析,探討了沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子的可能來源.并整合了東北亞冬季(中國(guó)東北、韓國(guó)、日本)近20a來PM2.5水溶性離子數(shù)據(jù),發(fā)現(xiàn)沿著東亞冬季風(fēng),東北亞冬季PM2.5水溶性離子濃度從中國(guó)東北,經(jīng)韓國(guó)海岸、韓國(guó)和濟(jì)州島,日本海岸至日本整體呈下降趨勢(shì),在韓國(guó)和日本出現(xiàn)局部上升,且在不同區(qū)域,不同水溶性離子占比明顯不同.其中,韓國(guó)冬季PM2.5中SO42-、Ca2+和K+受外來源影響顯著,NO3-和NH4+主要來自本地源,Cl-、Na+和Mg2+主要來自本地源或海源;日本中部冬季PM2.5中SO42-、NO3-、NH4+和K+主要來自本地源,Cl-、Ca2+、Na+和Mg2+主要來自本地源或海源.

東北亞；PM2.5；水溶性離子；空間分布；源解析

近年來,中國(guó)北方空氣遭受了嚴(yán)重的灰霾污染,對(duì)人體健康和氣候等產(chǎn)生了嚴(yán)重的影響[1-2].學(xué)者對(duì)PM2.5在污染天爆發(fā)式增長(zhǎng)的化學(xué)成份及其形成機(jī)制展開了大量的研究[3-5].PM2.5成份復(fù)雜,包括水溶性離子、痕量元素、含碳物質(zhì)等[6].其中水溶性離子是PM2.5重要組成部分之一,占PM2.5總質(zhì)量濃度的30%~ 55%[7-10].水溶性離子強(qiáng)烈的親水性和吸濕作用,改變了氣溶膠的組分、數(shù)量、大小、酸堿度等,增強(qiáng)了氣溶膠作為云凝結(jié)核的能力,進(jìn)而對(duì)氣候產(chǎn)生影響[11-12].水溶性離子濃度主要受生成量和外界條件影響[13],因此,在不同的時(shí)空尺度上,大多數(shù)水溶性離子表現(xiàn)出不同的濃度變化特征[10,14-16].

東北亞包括蒙古國(guó)、中國(guó)東北、朝鮮半島、日本及俄羅斯部分地區(qū),屬典型的亞洲季風(fēng)氣候,冷季主要受東亞冬季風(fēng)影響(盛行西北風(fēng)).該區(qū)域已有大量PM2.5的研究報(bào)道,其中中國(guó)東北地區(qū)[9,12,15,17-18]、韓國(guó)內(nèi)陸地區(qū)[16,20]、日本內(nèi)陸地區(qū)[11,23]、日本部分海岸和海島地區(qū)[21-22]主要分析了本地水溶性離子組成特征及其來源.對(duì)韓國(guó)部分海岸和濟(jì)州島的研究,探討了亞洲大陸污染物傳輸對(duì)該地區(qū)水溶性離子的影響[7,19].然而,對(duì)東北亞冬季PM2.5水溶性離子的空間變化及來源解析還沒有系統(tǒng)的研究.本研究于東北亞季風(fēng)最強(qiáng)和中國(guó)東北空氣污染最嚴(yán)重的12~2月,在中國(guó)東北沈陽(yáng)連續(xù)采集了58個(gè)PM2.5樣品,同時(shí)統(tǒng)計(jì)了東北亞冬季,近20a來共計(jì)18篇文獻(xiàn)的PM2.5水溶性離子數(shù)據(jù),以期厘清PM2.5水溶性離子在該區(qū)域冬季空間上的分布特征及其可能的來源.

1 材料與方法

1.1 樣品采集和數(shù)據(jù)收集

PM2.5樣品于遼寧省沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)內(nèi)采集(41°49′N,123°33′W,圖1).采樣點(diǎn)開闊,周邊無大型排污點(diǎn),其東北方向1.6km是沈陽(yáng)東陵公園,東和南側(cè)約0.7km是沈陽(yáng)繞城高速.于2017年12月30日~ 2018年2月28日,用KC-1000(青島嶗山電器廠)采樣器和pall TissuquartzTM7024濾膜(采樣前將濾膜425℃灼燒240min)共采集了PM2.5樣品58個(gè).每個(gè)樣品的采樣時(shí)間為23.5h,采樣流量設(shè)置為1.05m3/ min.樣品采集后密封于干凈自封袋中,放入-20oC冰箱冷凍避光保存至分析.

另外,本研究收集了東北亞冬季近20a,共計(jì)18篇文獻(xiàn)的PM2.5水溶離子數(shù)據(jù).如圖1所示,在東亞冬季風(fēng)的影響下,根據(jù)采樣點(diǎn)的空間分布和水溶性離子組成特征,本研究將采樣點(diǎn)分為中國(guó)東北(盤錦、沈陽(yáng)、長(zhǎng)白山、長(zhǎng)春、齊齊哈爾)、韓國(guó)海岸(江華、泰安)、韓國(guó)(首爾、仁川、益川)、濟(jì)州島、日本海岸(新瀉)和日本(森吉山、東京、橫濱、千葉),其中中國(guó)東北、韓國(guó)、日本采樣點(diǎn)分布在人口稠密地區(qū),韓國(guó)海岸、濟(jì)州島、日本海岸采樣點(diǎn)位于海島或海岸地區(qū).水溶性離子在氣溶膠不同粒徑分布上存在差異[11,15,24-25],但為了使數(shù)據(jù)可比性更強(qiáng),本研究只選取冬季PM2.5樣本進(jìn)行對(duì)比分析.

圖1 采樣點(diǎn)位置及冬季風(fēng)

1.2 數(shù)據(jù)分析

為了對(duì)沈陽(yáng)冬季PM2.5樣品進(jìn)行水溶性離子化學(xué)計(jì)量學(xué)關(guān)系分析,通過(1)式將水溶性離子的質(zhì)量濃度(μg/m3)轉(zhuǎn)換為電荷濃度e(μeq/m3):

e=/×(1)

式中:為某離子的空氣質(zhì)量濃度,μg/m3;e為某離子的電荷濃度,μeq/m3;為某離子的分子量;為某離子的電荷.受海洋源影響氣溶膠,假定Na+作為參考離子,可計(jì)算其他離子海鹽(ss)濃度ss-X和非海鹽(nss)濃度nss-X如(2)和(3)式:

ss-X=Na+(2)

nss-=C-ss-(3)

式中:C為某離子總質(zhì)量濃度,μg/m3;ss-X為某離子海鹽濃度,μg/m3;nss-X為某離子非海鹽濃度,μg/m3;為海水中典型目標(biāo)離子與Na+的質(zhì)量濃度比值(Mg2+=0.120、Ca2+=0.038、K+=0.037、SO42–=0.252、Cl–=1.796)[26].用SPSS22.0軟件進(jìn)行了相關(guān)性和主成分旋轉(zhuǎn)因子載荷矩陣分析.此外,對(duì)東北亞冬季水溶性離子數(shù)據(jù)進(jìn)行收集整理,按空間分布特征進(jìn)行區(qū)域劃分,并計(jì)算各區(qū)域幾何平均值.

2 結(jié)果與討論

2.1 沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子來源解析

2.1.1 水溶性離子濃度特征 沈陽(yáng)冬季PM2.5中水溶性離子平均質(zhì)量濃度為(28.5±11.9)μg/m3.其中質(zhì)量濃度較高的依次是SO42-(8.8±3.6)μg/m3、NO3-(6.4± 4.2)μg/m3和NH4+(5.5±2.5)μg/m3,分別占總水溶性離子質(zhì)量濃度的31.0%、22.4%和19.2%.該結(jié)果與前人報(bào)道的沈陽(yáng)冬季PM2.5中二次離子(SO42-、NO3-和NH4+)的濃度相似,研究表明二次離子在沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子中占比最高[4,15,17,27].PM2.5中Cl-(4.0±2.1)μg/m3、Ca2+(1.9±1.1)μg/m3和K+(1.2± 1.5)μg/m3分別占總水溶性離子質(zhì)量濃度的14.1%、6.7%和4.1%,Na+(0.4± 0.2)μg/m3和Mg2+(0.3±0.3)μg/ m3質(zhì)量濃度最低,累計(jì)占總水溶性離子質(zhì)量濃度的2.5%.

2.1.2 水溶性離子來源解析 水溶性離子化學(xué)計(jì)量學(xué)關(guān)系結(jié)果如圖2所示.圖2a中,總陰離子和總陽(yáng)離子電荷濃度比值基本接近1:1,2為0.861,說明水溶性離子數(shù)據(jù)分析可靠.陰陽(yáng)離子電荷平衡可以評(píng)價(jià)大氣氣溶膠的酸堿性[28],總陰離子比總陽(yáng)離子電荷濃度比值為0.961(小于1),且散點(diǎn)基本分布在1:1對(duì)角線的下方,表明總陰離子相對(duì)虧損,顆粒物呈弱堿性.沈陽(yáng)西北面是沙漠或者黃土地帶,冬季季風(fēng)可能帶來大量的地殼礦物.這些地殼礦物與城市排放的酸性物質(zhì)發(fā)生中和反應(yīng)[29],引起Ca2+和碳酸鹽等離子在顆粒物中累積,本研究猜測(cè)總陰離子虧損可能與未檢測(cè)的碳酸鹽有關(guān)[12].PM2.5中Cl-/Na+的比值(圖2b)遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于海水中Cl-/Na+的比值(1.17:1)[30].沈陽(yáng)屬于內(nèi)陸城市,冬季主導(dǎo)西北季風(fēng),沈陽(yáng)冬季PM2.5中Cl-和Na+幾乎不受海源影響,高的Cl-/Na+比值說明了沈陽(yáng)冬季PM2.5中Cl-和Na+主要來自陸源或人為源[15,17].由人為源或陸源產(chǎn)生的Cl-主要分布在細(xì)顆粒中,而Na+則主要分布在粗顆粒中[11,15],本研究集中在PM2.5采樣,這可能是導(dǎo)致Cl-/Na+的比值偏高的另一因素.Ca2+/Mg2+的比值大多數(shù)落在1~6之間(圖2c),與地殼礦物中Ca/Mg的比值(介于1~6之間)[31-34]相似,說明Ca2+、Mg2+主要來自地殼礦物.建筑粉塵中Ca/Mg的比值(介于10~82)[31-33]明顯高于地殼礦物,因此建筑粉塵對(duì)沈陽(yáng)冬季PM2.5中Ca2+和Mg2+的影響較小.

通過對(duì)PM2.5中水溶性離子的相關(guān)性分析和主成分分析,可以探討水溶性離子的可能來源及其共存方式[4,10,16].主成分旋轉(zhuǎn)因子載荷矩陣如表1所示,3個(gè)主成分因子共解釋了84.0%的來源,特征值均在1以上,說明3個(gè)因子能提供原始數(shù)據(jù)分析的足夠信息.沈陽(yáng)冬季PM2.5中8種水溶性離子的相關(guān)性系數(shù)如表2所示.SO42-、NO3-和NH4+的相關(guān)系數(shù)在0.797~0.879之間,主成分分析結(jié)果顯示因子1貢獻(xiàn)率為46.2%,高載荷主要與SO42-、NO3-和NH4+關(guān)系顯著,表明這3種水溶性離子有相似的來源.二次離子主要來源于化石燃料及生物質(zhì)燃燒釋放的前體物(SO2、NO、NH3)的二次轉(zhuǎn)化[4,16,35].在中國(guó)北方,煤燃燒是冬季供暖的主要方式,SO42-主要作為煤煙塵的標(biāo)識(shí)組分[9],尤其是在冬季SO42-濃度遠(yuǎn)高于其它季節(jié)[15,27],說明冬季SO42-主要以燃煤貢獻(xiàn)為主.NO3-和NH4+與SO42-的相關(guān)系數(shù)分別為0.797和0.838,表明煤燃燒可能是NO3-和NH4+的來源之一[4].此外,NH4+和NO3-的相關(guān)系數(shù)最大為0.879,表明除了煤燃燒之外,NH4+和NO3-還有其它相同來源.大氣中機(jī)動(dòng)車尾氣釋放的NO通過氧化反應(yīng)產(chǎn)生氣態(tài)硝酸,氣態(tài)的硝酸和氨結(jié)合附著在顆粒物表面[36], NH4+和NO3-較為顯著的相關(guān)性,說明機(jī)動(dòng)車尾氣也是NH4+和NO3-的來源之一[4,15].

表1 主成分旋轉(zhuǎn)因子載荷矩陣

K+來源主要有生物質(zhì)燃燒、煤燃燒、地殼礦物等[37-38].本研究中K+與SO42-相關(guān)系數(shù)為0.303,與Mg2+和Cl-的相關(guān)系數(shù)分別為0.610和0.594,但主成分分析結(jié)果顯示因子2貢獻(xiàn)率為24.4%,高載荷主要與K+關(guān)系顯著,表明了K+主要源于生物質(zhì)燃燒[9,15].以往對(duì)沈陽(yáng)的研究顯示,Ca2+主要來自地殼礦物,尤其是在春秋季節(jié)刮風(fēng)天氣多、風(fēng)速大的情況下,Ca2+濃度較高[4,15].主成分分析結(jié)果顯示因子3貢獻(xiàn)率為13.4%,高載荷主要與Ca2+、Na+關(guān)系顯著,但Ca2+與Na+的相關(guān)系數(shù)僅為0.534,表明部分Na+來源于地殼礦物.化石燃料燃燒、生物質(zhì)燃燒以及海鹽等都是Cl-的主要來源[4,15],Cl-與SO42-、NO3-、NH4+、K+和Mg2+相關(guān)系數(shù)在0.499~0.629之間,且主成分分析結(jié)果顯示,Cl-與因子1和因子2的載荷相關(guān),表明Cl-來源較復(fù)雜主要受到煤燃燒、汽車尾氣和生物質(zhì)燃燒等影響.

表2 沈陽(yáng)冬季PM2.5中水溶性離子相關(guān)性分析

注:**在0.01水平上顯著相關(guān),*在0.05水平上顯著相關(guān).

2.2 東北亞PM2.5水溶性離子空間分布特征及源解析

2.2.1 海島或海岸區(qū)水溶性離子海源和非海源貢獻(xiàn) 海島或海岸區(qū)(韓國(guó)海岸、濟(jì)州島、日本海岸)冬季PM2.5中水溶性離子,同時(shí)受陸源、人為源和海源影響,因此,識(shí)別PM2.5水溶性離子海源和非海源的貢獻(xiàn)尤為重要.海水中Na+是濃度第二高的離子[26],Na+常用于計(jì)算海洋氣溶膠中海源對(duì)其它水溶性離子的貢獻(xiàn)[21,35,39].計(jì)算結(jié)果顯示,韓國(guó)海岸、濟(jì)州島和日本海岸nss-SO42-分別占總SO42-的97.3%、97.3%和94.6%,nss-K+分別占總K+的94.7%、92.4%和79.4%,說明海島或海岸區(qū)SO42-和K+主要來自非海源.韓國(guó)海岸、濟(jì)州島和日本海岸nss-Ca2+分別占總Ca2+的94.9%、85.1%和34.1%,說明韓國(guó)海岸和濟(jì)州島Ca2+主要來自非海源,日本海岸Ca2+主要來自海源.韓國(guó)海岸、濟(jì)州島和日本海岸ss-Cl-在總Cl-中占比均大于95%,說明海島或海岸區(qū)Cl-主要來自海源貢獻(xiàn).韓國(guó)海岸ss-Mg2+占總Mg2+的65%,濟(jì)州島和日本海岸ss-Mg2+在總Mg2+中占比均超過95%,說明海島或海岸區(qū)Mg2+主要來自海源.

2.2.2 水溶性離子空間分布及來源解析 沿著東亞冬季風(fēng)從中國(guó)東北,經(jīng)韓國(guó)海岸、韓國(guó)和濟(jì)州島,日本海岸至日本,nss-SO42-濃度呈“階梯式”下降,但韓國(guó)海岸和濟(jì)州島nss-SO42-高于韓國(guó)(圖3),且韓國(guó)海岸和濟(jì)州島nss-SO42-占比最大,和中國(guó)東北相似(圖4),表明韓國(guó)海岸、韓國(guó)和濟(jì)州島冬季SO42-受外來源影響顯著.Lee等[7]研究發(fā)現(xiàn),濟(jì)州島SO42-同時(shí)受中國(guó)南方和中國(guó)北方污染物傳輸?shù)挠绊?而韓國(guó)海岸SO42-主要受中國(guó)北方污染物傳輸?shù)挠绊?日本海岸和日本SO42-整體下降幅度較大(圖3),說明中國(guó)東北和韓國(guó)SO42-的傳輸對(duì)其影響較小,這可能和人為源與陸源釋放的SO42-在海洋傳輸過程中沉降有關(guān)[39].日本處于日本海岸下風(fēng)向(圖1),但日本SO42-明顯高于日本海岸,表明日本冬季SO42-主要來自本地源[11,23,25].研究表明,日本海岸(新瀉)的SO42-主要來自日本西南方向的傳輸[21].

圖3 東北亞冬季PM2.5中水溶性離子的空間分布

與SO42-不同,NO3-和NH4+的濃度從中國(guó)東北,經(jīng)韓國(guó)海岸、韓國(guó)和濟(jì)州島,日本海岸至日本,呈現(xiàn)“波浪形”的下降趨勢(shì),在韓國(guó)和日本NO3-和NH4+的濃度明顯上升(圖3).其中,NO3-濃度在韓國(guó)海岸和濟(jì)州島呈現(xiàn)低值,韓國(guó)卻高于中國(guó)東北(圖3),且韓國(guó)NO3-占比最大和中國(guó)東北不同(圖4),表明韓國(guó)冬季NO3-主要來自本地源.NH4+呈現(xiàn)出和NO3-相似的趨勢(shì),NH4+濃度在韓國(guó)局部升高(圖3),韓國(guó)NH4+的濃度是韓國(guó)海岸的2倍(表3),表明韓國(guó)冬季NH4+主要來自本地源.Shon等[16]研究發(fā)現(xiàn),首爾NO3-和NH4+及其前體物(NO和NH3)的釋放來源于首爾本地.研究表明,冬季韓國(guó)海岸NO3-和NH4+來自韓國(guó)本地源[7,24],但濟(jì)州島NO3-和NH4+主要來自中國(guó)[7,19].日本海岸和日本NO3-與NH4+下降幅度較大,受中國(guó)東北和韓國(guó)影響較小.并且日本NO3-和NH4+濃度明顯高于日本海岸(圖3),日本NO3-和NH4+濃度分別是日本海岸的1.6和1.7倍(表3),表明本地源是日本中部冬季NO3-和NH4+的主要來源[11,21,23,25].

水溶性離子海源和非海源貢獻(xiàn)計(jì)算結(jié)果表明,韓國(guó)海岸、濟(jì)州島和日本海岸Cl-、Na+和Mg2+主要來自海源.另外,韓國(guó)海岸、濟(jì)州島Na+、Mg2+占比明顯高于韓國(guó),Cl-占比接近韓國(guó),日本海岸Cl-、Na+和Mg2+占比明顯高于日本(圖4),表明以上三個(gè)區(qū)域冬季海洋源對(duì)Cl-、Na+和Mg2+有明顯貢獻(xiàn),受外來源影響較小,這與前人在以上區(qū)域的研究結(jié)果一致[7,19,21].韓國(guó)處在韓國(guó)海岸下風(fēng)向,其Cl-高于韓國(guó)海岸,Na+和Mg2+低于韓國(guó)海岸(圖3),說明韓國(guó)冬季本地源釋放的Cl-濃度較高,Na+和Mg2+濃度較低[16,20,40].日本Cl-、Na+和Mg2+的濃度都低于日本海岸(圖3),表明日本冬季本地源釋放的Cl-、Na+和Mg2+濃度較低[10,11,23,25].

圖4 東北亞冬季PM2.5中水溶性離子占比

表3 東北亞冬季PM2.5中水溶性離子濃度比較(μg/m3)

從中國(guó)東北,經(jīng)韓國(guó)海岸、韓國(guó)和濟(jì)州島,日本海岸至日本,Ca2+和K+的濃度呈逐漸下降的趨勢(shì),僅在日本有局部上升趨勢(shì)(圖3),水溶性離子海源和非海源貢獻(xiàn)計(jì)算結(jié)果表明,韓國(guó)海岸和濟(jì)州島Ca2+和K+以非海源為主,且韓國(guó)海岸和濟(jì)州島Ca2+和K+占比都高于韓國(guó)(圖4),表明韓國(guó)海岸和濟(jì)州島Ca2+和K+受外來源的影響明顯.海洋氣溶膠中K+同時(shí)分布在粗顆粒和細(xì)顆粒中[37].而陸源生物質(zhì)燃燒釋放的K+主要分布在細(xì)顆粒中[15,38],容易受到東亞冬季季風(fēng)影響擴(kuò)散.一些特殊的“亞洲沙塵”事件,揭示了韓國(guó)首爾冬季Ca2+濃度的升高,受到來自亞洲大陸遠(yuǎn)距離傳輸?shù)腃a2+影響[16,24].水溶性離子海源和非海源貢獻(xiàn)計(jì)算結(jié)果表明,日本海岸Ca2+主要來自海源,K+主要來自非海源.日本海岸和日本Ca2+和K+下降幅度較大(圖3),日本Ca2+和K+的濃度分別為日本海岸的3倍和1.6倍(表3),且日本Ca2+和K+占比明顯高于日本海岸(圖4),表明日本冬季Ca2+和K+主要來自本地源[11,21,23].

由于收集到的部分文獻(xiàn)中缺乏痕量金屬及OC和EC等化學(xué)組分,只統(tǒng)計(jì)了8種主要水溶性離子數(shù)據(jù),在本研究中對(duì)東北亞進(jìn)行PMF模型計(jì)算時(shí),源解析模擬結(jié)果可靠性較差.但Li等[21]對(duì)日本新瀉(本研究日本海岸)進(jìn)行了PMF模型計(jì)算(該模型運(yùn)行時(shí)包含了21種痕量金屬、8種水溶性離子以及OC、EC的濃度),結(jié)果表明新瀉冬季PM2.5中的Cl-、Na+、Mg2+和Ca2+主要來自海鹽貢獻(xiàn),SO42-和NH4+為二次源,NO3-主要來源于汽車尾氣,K+主要為生物質(zhì)燃燒源;結(jié)合PSCF分析SO42-和NH4+主要來源于日本西南部,K+主要來自新瀉本地和日本西南部,Cl-、Na+、Mg2+和Ca2+主要為日本海的貢獻(xiàn),這和本研究中其它方法得出的日本海岸水溶性離子來源基本一致.

3 結(jié)論

3.1 沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子平均質(zhì)量濃度為(28.5±11.9)μg/m3,二次離子(SO42-(8.8±3.6)μg/m3、NO3-(6.4±4.2)μg/m3和NH4+(5.5±2.5)μg/m3)的濃度最高,累計(jì)占總水溶性離子的72.6%.

3.2 化學(xué)計(jì)量學(xué)關(guān)系、相關(guān)性和主成分分析表明:沈陽(yáng)冬季PM2.5水溶性離子中SO42-主要來自煤燃燒;NO3-和NH4+主要來自機(jī)動(dòng)車尾氣和煤燃燒;Ca2+主要來自地殼礦物;K+主要源于生物質(zhì)燃燒;Cl-來源受煤燃燒、汽車尾氣和生物質(zhì)燃燒等影響.

3.3 沿著東亞冬季風(fēng),從中國(guó)東北,經(jīng)韓國(guó)海岸、韓國(guó)和濟(jì)州島,日本海岸至日本,冬季PM2.5水溶性離子濃度整體呈下降趨勢(shì),在韓國(guó)和日本出現(xiàn)局部上升.其中,韓國(guó)冬季PM2.5水溶性離子除SO42-、Ca2+和K+受外來源影響顯著外,主要受本地源或海源影響;日本中部冬季PM2.5水溶性離子主要受本地源或海源影響.

[1] Lim S S, Vos T, Flaxman A D, et al. A comparative risk assessment of burden of disease and injury attributable to 67risk factors and risk factor clusters in 21regions, 1990~2010: a systematic analysis for the Global Burden of Disease Study 2010 [J]. The Lancet, 2012,380 (9859):2224-2260.

[2] Liu J, Han Y, Tang X, et al. Estimating adult mortality attributable to PM2.5exposure in China with assimilated PM2.5concentrations based on a ground monitoring network [J]. Science of the Total Environment, 2016,568(5):1253-1262.

[3] Hong X U, Chen J Q, Dou-Tai H E, et al. Climatic characteristics of haze weather during heating periods from 1980 to 2015 at Shenyang region [J]. Journal of Meteorology & Environment, 2017,33(2):87-94.

[4] Hong Y, Li C, Li X, et al. Analysis of Compositional Variation and Source Characteristics of Water-Soluble Ions in PM2.5during Several Winter-Haze Pollution Episodes in Shenyang, China [J]. Atmosphere, 2018,9(7):280.

[5] 張?jiān)坪?王揚(yáng)鋒,洪 也,等.冬季典型灰霾天氣過程的特征分析 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010,38(15):8016-8017. Zhang Y H, Wang Y F, Hong Y, et al. Analysis on the characteristics of a typical haze weather process in winter [J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2010,38(15):8016-8017.

[6] Calvo A I, Alves C, Castro A, et al. Research on aerosol sources and chemical composition: Past, current and emerging issues [J]. Atmospheric Research, 2013,120-121(5):1-28.

[7] Lee J H, Yong P K, Moon K C, et al. Fine particle measurements at two background sites in Korea between 1996 and 1997 [J]. Atmospheric Environment, 2001,35(4):635-643.

[8] Cao J J, Shen Z X, Chow J C, et al. Winter and summer PM2.5chemical compositions in fourteen Chinese cities [J]. Journal of the Air & Waste Management Association, 2012,62(10):1214-1226.

[9] 張 蕾,姬亞芹,王士寶,等.盤錦市冬季PM2.5水溶性離子特征及來源分析 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2018,39(6):2527-2527. Zhang L, Ji Y Q, Wang S B, et al. Characteristics and source apportionment of water-soluble ions in PM2.5during winter in Panjin [J]. Environmental Science, 2018,39(6):2527-2527.

[10] Sekine Y, Takahashi N, Ohkoshi Y, et al. Measurement of PM2.5and Water-Soluble Ions at Central Tokyo, Japan and Source Apportionment [J]. The Global Environmental Engineers, 2015,2(2): 71-78.

[11] Khan M F, Shirasuna Y, Hirano K, et al. Characterization of PM in ambient air, Yokohama, Japan [J]. Atmospheric Research, 2010,96(1): 159-172.

[12] 趙亞南,王躍思,溫天雪,等.長(zhǎng)白山PM2.5中水溶性離子季節(jié)變化特征研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2014,35(1):9-14. Zhao Y N, Wang Y S, Wen T X, et al. Seasonal variation of water-soluble ions in PM2.5at Changbai Mountain [J]. Environmental Science, 2014,35(1):9-14.

[13] 唐孝炎,張遠(yuǎn)航,邵 敏.大氣環(huán)境化學(xué) [M]. 北京:高等教育出版社, 2006:164-169. Tang X Y, Zhang Y H, Shao M. Atmospheric environmental chemistry [M]. Beijing:Higher Education Press, 2006:164-169.

[14] Gao X, Yang L, Cheng S, et al. Semi-continuous measurement of water-soluble ions in PM2.5in Jinan, China: Temporal variations and source apportionments [J]. Atmospheric Environment, 2011,45(33): 6048-6056.

[15] 苗紅妍,溫天雪,王 璐,等.沈陽(yáng)大氣氣溶膠中水溶性無機(jī)離子的觀測(cè)研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2016,37(6):2017-2024. Miao H Y, Wen T X, Wang L, et al. Characteristics of water-soluble inorganic ions in atmospheric aerosols in Shenyang [J]. Environmental Science, 2016,37(6):2017-2024.

[16] Shon Z H, Kim K H, Song S K, et al. Relationship between water- soluble ions in PM2.5and their precursor gases in Seoul megacity [J]. Atmospheric Environment, 2012,59(7):540-550.

[17] 曲 健,李 晶,張 晶,等.沈陽(yáng)城區(qū)采暖期PM2.5中水溶性離子的化學(xué)特征 [J]. 中國(guó)環(huán)境監(jiān)測(cè), 2015,31(5):57-60. Qu J, Li J, Zhang J, et al. chemica Character of water-soluble ions in PM2.5in Shenyang City during heating season [J]. Environmental Monitoring in China, 2015,31(5):57-60.

[18] 田景芝,呂 健,鄭永杰,等.齊齊哈爾市PM2.5中水溶性離子的測(cè)定及來源分析 [J]. 科技通報(bào), 2016,32(8):221-226. Tian J Z, Lv J, Zheng Y J, et al. Determination and sources analysis of water-soluble ions in atmosphere environment PM2.5of Qiqihar City [J]. Bulletin of Science and Technology, 2016,32(8):221-226.

[19] Kim W H, Hwang E Y, Ko H J, et al. Seasonal Composition Characteristics of TSP and PM2.5Aerosols at Gosan Site of Jeju Island, Korea during 2008~2011 [J]. Asian Journal of Atmospheric Environment, 2013,7(4):217-226.

[20] Choi J K, Heo J B, Ban S J, et al. Chemical characteristics of PM2.5aerosol in Incheon, Korea [J]. Atmospheric Environment, 2012,60(6): 583-592.

[21] Li P, Sato K, Hasegawa H, et al. Chemical characteristics and source apportionment of PM2.5and long-range transport from Northeast Asia continent to Niigata in Eastern Japan [J]. Aerosol & Air Quality Research, 2018,18(4):938-956.

[22] Murano K, Mukai H, Hatakeyama S, et al. Trans-boundary air pollution over remote islands in Japan: observed data and estimates from a numerical model [J]. Atmospheric Environment, 2000,34(29/ 30):5139-5149.

[23] Ichikawa Y, Naito S, Oohashi H, et al. Seasonal Variation of PM2.5Components Observed in an Industrial Area of Chiba Prefecture, Japan [J]. Asian Journal of Atmospheric Environment, 2015,9(1):66-77.

[24] Kim B G, Park S U. Transport and evolution of a winter-time Yellow sand observed in Korea [J]. Atmospheric Environment, 2001,35(18): 3191-3201.

[25] Saitoh K, Sera K, Shirai T. Characterization of atmospheric aerosol particles in a mountainous region in northern Japan [J]. Atmospheric Research, 2008,89(4):324-329.

[26] 陳 敏.化學(xué)海洋學(xué) [M]. 北京:海洋出版社, 2009:18-19. Cheng M.Chemical oceanography [M]. Beijing:China Ocean Press, 2009:18-19.

[27] 田莎莎,張 顯,卞思思,等.沈陽(yáng)市PM2.5污染組分特征及其來源解析 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2019,39(2):487-496. Tian S S, Zhang X, Bian S S, et al. Characteristics of PM2.5pollution components and their sources in Shenyang [J]. China Environmental Science, 2019,39(2):487-496.

[28] Zhang T, Cao J J, Tie X X, et al. Water-soluble ions in atmospheric aerosols measured in Xi'an, China: Seasonal variations and sources [J]. Atmospheric Research, 2011,102(1):110-119.

[29] Hsu, Shih-Chieh, Lee C S L, et al. Ammonium deficiency caused by heterogeneous reactions during a super Asian dust episode [J]. Journal of Geophysical Research Atmospheres, 2014,119(11):6803-6817.

[30] Luo L, Yao X H, Gao H W, et al. Nitrogen speciation in various types of aerosol in spring over the northwestern Pacific Ocean [J]. Atmospheric Chemistry & Physics, 2016,16(1):325-341.

[31] 黃世鴻,李如祥,沈恒華,等.常州市大氣氣溶膠顆粒來源解析 [J]. 氣象科學(xué), 1995,15(2):92-100. Huang S H, Li R X, Shen H H, et al. Analysis of atmospheric aerosol particle source in Changzhou [J]. Scientia Meteorologica Sinica, 1995,15(2):92-100.

[32] 黃輝軍,劉紅年,蔣維楣,等.南京市PM2.5物理化學(xué)特性及來源解析 [J]. 氣候與環(huán)境研究, 2006,11(6):713-722. Huang H J, Liu H N, Jiang W M, et al. Physical and chemical characteristics and source apportionment of PM2.5in Nanjing [J]. Climatic and Environmental Research, 2006,11(6):713-722.

[33] 余南嬌,黃 渤,李 梅,等.大氣細(xì)顆粒物揚(yáng)塵源單顆粒質(zhì)譜特征 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(4):1262-1268. Yu N J, Huang B, Li M, et al. Single particle characteristics of fine particulate matter in dust [J]. China Environmental Science, 2017, 37(4):1262-1268.

[34] Taylor S R, Mclennan S M. The geochemical evolution of the continental crust [J]. Reviews of Geophysics, 1995,33(2):241-265.

[35] 周勝杰,張洪海,楊桂朋.東海PM2.5和PM10中水溶性離子的組成與化學(xué)特性 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2018,38(3):900-909. Zhou S J, Zhang H M, Yang G P, et al. Distributions and chemical characteristics of water soluble ions in PM2.5and PM10over the East China Sea [J]. China Environmental Science, 2018,38(3):900-909.

[36] Seinfeld J H, Pandis S N, Noone K, et al. Atmospheric chemistry and physics: from air pollution to climate change [J]. Environment Science & Policy for Sustainable Development, 1998,40(7):26-26.

[37] Hsu S C, Liu S C, Huang Y T, et al. Long-range southeastward transport of Asian biosmoke pollution: Signature detected by aerosol potassium in Northern Taiwan [J]. Journal of Geophysical Research Atmospheres, 2009,114(D14):1159–1171.

[38] Ryu S Y, Kwon B G, Kim Y J, et al. Characteristics of biomass burning aerosol and its impact on regional air quality in the summer of 2003 at Gwangju, Korea [J]. Atmospheric Research, 2007,84(4):362-373.

[39] 羅 笠,高樹基,肖化云,等.臺(tái)灣彭佳嶼島春季TSP中水溶性離子源解析 [J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2017,37(12):4452-4459. Luo L, Gao S J, Xiao H Y, et al. Source apportionment of water-soluble ions in spring TSP of Pengjia Islet, Taiwan [J]. China Environmental Science, 2017,37(12):4452-4459.

[40] Kang G U, Kim N S, Shin E S. Seasonal Characteristics of Atmospheric PM10and PM2.5in Iksan, Korea [J]. Korean Journal of Environmental Health, 2011,37(1):29-43.

Winter spatial distribution and source apportionment of water-soluble ions in PM2.5, Northeast Asia.

ZHANG Yong-yun1, WANG Hong-qing1, XIAO Hao2, LU Hai-bo1, ZHANG Zhong-yi1, ZHENG Neng-jian1, LUO Li1*

(1.Jiangxi Province Key Laboratory of the Causes and Control of Atmospheric Pollution, School of Water Resources and Environmental Engineering, East China University of Technology, Nanchang 330013, China；2.College of Resources and Environmental Engineering, Guizhou University, Guiyang 550000, China)., 2019,39(6)：2291~2298

To explore the spatial distribution and sources of water-soluble ions in winter PM2.5of Northeast Asia, we determined the concentrations of PM2.5water-soluble ions in Shenyang during winter of 2017~2018. The concentrations of the total water-soluble ions in winter PM2.5of Shenyang was (28.5±11.9) μg/m3, and the concentrations of secondary ions (SO42-、NO3-、NH4+) were the highest, accounting for 31.0%, 22.4% and 19.2% of total water-soluble ions in mass fraction. We investigated the sources of winter PM2.5water-soluble ions in Shenyang by the ion stoichiometry, correlation analysis of water-soluble ions and primary component analysis. By combining our results with previously reported data in Northeast Asia region (northeast China, South Korea and Japan) in recent 20years, we found a downwind decreasing pattern in concentrations of winter PM2.5water-soluble ions from the northeast China, through the South Korea, coastal South Korea and Jeju Island, and the coast of Japan to Japan except some peaks at stations near densely populated areas (e.g., South Korea and Japan). Water-soluble ions showed significant regional differences in percentage of mass fraction in the total water-soluble ions in PM2.5. In the winter PM2.5of South Korea, SO42-, Ca2+and K+were significantly affected by external sources. NO3-and NH4+were mainly from local sources, while Cl-, Na+and Mg2+were dominantly sourced from local sources or sea salt. In Central Japan, SO42-, NO3-, NH4+, Ca2+and K+were originated from local sources, while Cl-, Na+and Mg2+were dominantly sourced from local sources or sea salt.

Northeast Asia；PM2.5；water-soluble ions；spatial distribution；source apportionment

X513

A

1000-6923(2019)06-2291-08

張永運(yùn)(1995-),男,云南文山人,東華理工大學(xué)碩士研究生,主要研究方向?yàn)榇髿猸h(huán)境化學(xué).發(fā)表論文1篇.

2018-11-14

國(guó)家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41763001);江西省教育廳科技項(xiàng)目(GJJ160580);東華理工大學(xué)?？萍紕?chuàng)新團(tuán)隊(duì)科研啟動(dòng)基金資助項(xiàng)目(DHKT2015101);東華理工大學(xué)博士科研啟動(dòng)基金資助項(xiàng)目(DHBK2016105)

*責(zé)任作者, 講師, luoli@ecit.cn