2023, Vol. 44
2. 南京信息工程大学大气环境中心, 教育部气候与环境变化国际合作联合实验室, 南京 210044;
3. 浙江省宁波市气象台, 宁波 315012
2. Atmospheric Environment Center, Joint Laboratory for International Cooperation on Climate and Environmental Change, Ministry of Education, Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044, China;
3. Ningbo Meteorological Observatory of Zhejiang Province, Ningbo 315012, China
近10年来随着经济的快速发展, 工业化和城市化进程加快, 我国出现了较为严重的颗粒物(PM)污染事件, 尤其是直径小于2.5 μm的细颗粒物(PM2.5)污染.PM2.5对地球气候、生态环境和人体健康均有着重要的影响[1~3].以SO42-、NO3-和NH4+为主要成分的水溶性离子(WSIs)贡献了PM2.5质量浓度的20%~60%[4, 5].氨气(NH3)作为大气中含量最高的碱性气体, 一方面其极易与大气中的酸性物质发生中和反应, 生成以硝酸铵(NH4NO3)、硫酸铵[(NH4)2SO4]和硫酸氢铵(NH4HSO4)为主的二次无机气溶胶(SIAs), 该过程是气溶胶铵盐(p-NH4+)的唯一来源[6].而SIAs作为PM2.5的重要组分, 在灰霾的形成过程中起主导作用[7].另一方面, NH3的干湿沉降是大气氮沉降中重要的一环, 对于大气圈与生态圈的氮循环有着深远影响[8].因此定量解析p-NH4+及其前体物NH3的生成过程和潜在来源, 对理解灰霾天气的形成过程和改善生态环境具有重要意义.
卫星数据显示, 我国是全球NH3排放的热点区域之一[9], 然而对于大气中NHx(p-NH4+和NH3)潜在来源的研究目前尚存在争议: 自上而下的NH3源清单模拟结果显示农业来源, 主要包括畜牧养殖和氮肥的施用, 对大气中NHx的贡献率超过80%[10, 11]; 而近年来野外观测结合稳定同位素技术的研究却表明非农业来源, 比如机动车尾气[12]、煤燃烧[13]、工厂NH3逃逸[14]和人居排泄物[15]等对大气中NHx的贡献非常重要, 在城市地区或者灰霾形成时甚至起到主导作用(贡献率达到70%~90%)[16~18].稳定同位素技术具有跟踪、指示和整合的特点, 该技术越来越多地被应用在大气环境领域的研究中.不同潜在来源的NHx具有特定的稳定氮同位素比值(δ15N), 因此利用稳定同位素技术, 结合SIAR贝叶斯溯源模型模拟等手段可以识别不同大气氮源的贡献特征[19], 从而定量NHx不同潜在来源的贡献率.
华北平原地区和长江三角洲地区是我国NH3排放的热点区域[20], 然而过去NHx的稳定同位素技术示踪研究多集中在华北平原城市群和长三角特定的城市区域[16, 21, 22], 缺少对于城郊区域的研究.因此, 本研究选取长三角重要城市——苏州的郊区东山半岛, 作为长三角城郊的代表区域, 分别于2015年冬季和夏季采集了3 h高频大气气溶胶PM2.5样品, 利用稳定同位素技术结合SIAR贝叶斯溯源模型对东山大气中的气溶胶铵盐生成过程和潜在来源进行了定量化解析, 通过评估长江三角洲城郊区域大气中的污染物和铵态氮的浓度水平、稳定氮同位素特征和季节变化规律, 提高对城郊背景区域大气铵态氮不同季节潜在来源的认识, 以期为我国的空气污染治理和相关政策提供定量化的精准数据支撑.
1 材料与方法 1.1 样品采集与数据获取本研究使用KC-1000(青岛崂山)大流量采样器, 分别于2015年冬季(1月21~28日, n=45)和夏季(8月9~18日, n=67), 每间隔3 h在东山自动气象站(120.26°E, 31.04°N)采集了高频PM2.5大气气溶胶样品.如图 1所示, 该采样点位于江苏省苏州市太湖东南边的东山半岛, 采样器放置在一片较为空旷的高地上.采样时使用180 mm×230 mm的石英纤维滤膜, 采样流量为1 m3·min-1.采样前, 滤膜用马弗炉在450℃下焙烧6 h以去除杂质并进行称重.采样后, 滤膜在恒温恒湿(T=25℃, RH=50%)的条件下平衡24 h后再次称重.采集下来的PM2.5样品用锡纸包好, 放置在冰箱中避光冷冻(-25℃)保存.
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图 1 东山自动气象站采样点地理位置示意 Fig. 1 Location of sampling site in Dongshan automatic meteorological station |
东山自动气象站提供了采样期间的气象数据(气温、气压、相对湿度、风速和风向)和污染气体数据(O3、CO、SO2、NOx、NO2和NO浓度).采样期间大气中氨气(NH3)的质量浓度由WRF-Chem模拟得到, 采用亚洲人为源排放清单MIX[23], 基准年为2010年, 模式模拟的空间分辨率为12 km, 时间分辨率为1 h.
1.2 离子浓度与稳定氮同位素比值分析测定方法进行化学分析前, 需将PM2.5滤膜置于干燥皿中在室温下平衡过夜.用直径20 mm的圆形切割头切取PM2.5滤膜样品2次于30 mL的塑料瓶中, 使用移液枪向其中加入20 mL超纯水(18.2 MΩ·cm)后, 在室温下用超声水浴振荡仪(PS-D40)振荡30 min, 之后使用0.22 μm的针式过滤器过滤掉不溶解的杂质, 得到PM2.5滤膜样品的浸提液.取5 mL浸提液于进样管中, 使用离子色谱仪(ICS-5000+, Thermo Fisher)对水溶性离子(F-、Cl-、NO2-、NO3-、SO42-、Na+、NH4+、K+、Mg2+和Ca2+等)的质量浓度进行测定.
铵态氮的稳定同位素比值(δ15N-NH4+)通过改进后的化学法[24]进行测定.按照进样量为0.25 μg·mL-1的N进行计算, 取适量PM2.5滤膜样品的浸提液于顶空瓶中并加入超纯水将其稀释至4 mL.利用碱性次溴酸盐作为氧化剂和盐酸羟胺工作溶液作为还原剂, 将浸提液中的NH4+转化为N2O气体后, 使用气体预浓缩装置(Precon, Thermo Fisher)、多用途在线气体制备和导入系统(GasBench Ⅱ, Thermo Fisher)与同位素比质谱仪(MAT 253, Thermo Fisher)测定顶空瓶上部N2O气体中的稳定氮同位素比值.该方法测定铵态氮稳定同位素比值的精度为0.2‰, 同批测定N2O标准气体、超纯水空白和3种硫酸铵国际标准(IAEA-N-1、USGS-25和USGS-26)用于δ15N-NH4+的误差校正.
总氮的质量浓度和稳定同位素比值(δ15N-TN)通过快速燃烧法使用元素分析仪(EA, Flash 2000, Thermo Fisher)进行测定.用直径为14 mm的圆形切割头切取PM2.5滤膜样品, 将切取的滤膜用锡杯包裹成小圆球后放入EA的自动进样盘中, 滤膜样品中的含氮组分在1 020℃的燃烧柱中快速燃烧生成N2后进入同位素比质谱仪进行测定.同批测定2种同位素比值不同的乙酰苯胺标准(Ace#1和Ace#2)用于校正δ15N-TN.
1.3 稳定同位素比值校正根据同位素质量守恒原理, 按照公式(1)对测定的稳定氮同位素比值进行空白校正:
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(1) |
式中, δ15Nsample和δ15Nblank为测定的样品和空白中的δ15N值, Asample和Ablank为样品和空白的峰面积.用标准曲线对δ15Ncor进行再次校正以去除同位素分馏的影响, 标准的稳定氮同位素比值的真值如表 1所示, 标准曲线R2达到0.99.
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表 1 同位素标准及其δ15N真值 Table 1 Stable isotope standards and actual values of δ15N |
1.4 贝叶斯稳定同位素溯源模型
SIAR是一种在R软件上运行的对大气污染物潜在来源贡献率进行分析的方法(https://cran.r-project.org/).该方法基于贝叶斯混合模型, 对N个PM2.5样品中j个稳定同位素值的n个潜在来源进行计算[25]:
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(2) |
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(5) |
式中, Xij为测得的第i个PM2.5样品的氮同位素值j, sjn为潜在排放源n的氮同位素端元值j, cjn为氮同位素j在潜在排放源n中的富集因子, pn为潜在排放源n的贡献比率, qjn为氮同位素j在潜在排放源n中的浓度, εij为SIAR估计的观测残差值.该模型能对多个潜在来源进行分析, 并且可以考虑到每个源的不确定性和端元值稳定同位素比率的变化范围[26].本研究中选取的4个大气中主要的潜在铵态氮来源及其氮稳定同位素端元值如表 2所示[14, 16~18, 27]: 畜牧养殖来源(-20.4‰±2.2‰)、氮肥施用来源(-45.6‰±4.7‰)、化石燃料燃烧来源(包括机动车尾气和燃煤, 0.2‰±5.6‰)和氨逃逸来源(指安装了urea-SCR系统后造成氨逃逸的来源, 包括工厂及有尿素罐的柴油车等, -12.0‰±2.7‰).
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表 2 大气中NH3主要潜在来源的δ15N端元值 [14, 16~18, 27] Table 2 The δ15N values of major potential sources to atmospheric NH3 |
2 结果与讨论 2.1 PM2.5颗粒物及水溶性离子季节特征
东山地区冬季ρ(PM2.5)变化范围为9.6~154.8 μg·m-3, 均值达到74.2 μg·m-3±31.9μg·m-3, 远超过了我国环境空气质量标准(GB 3095-2012)规定的环境空气中PM2.5日均一级质量浓度限值(35 μg·m-3), 接近二级质量浓度限值(75 μg·m-3).如图 2(a)所示, ρ(PM2.5)在1月24日和1月25日中午出现两次峰值, 分别达到了154.8 μg·m-3和152.1 μg·m-3.图 2(b)显示, 在污染物浓度升高阶段, 相对湿度明显上升, 且冬季温度整体偏低, 低温高湿的气象条件不利于污染物的扩散.如图 2(c)所示, 第一次污染高峰出现时, 近地面风速较低且东南风为主导, 表明在1月24日中午的污染加剧可能是由局地污染物累积造成的; 相反, 第二次污染高峰时伴随着明显增加的近地面风速和西北风为主导, 表明此次污染加剧可能与西北部气团的长距离传输相关.水溶性离子以硫酸根(SO42-)、硝酸根(NO3-)和铵根(NH4+)为主, 三者占比均值分别为29%、32%和21%.随着PM2.5质量浓度的增加, SO42-、NO3-和NH4+的浓度和占比均增加, 三者总和占比从70%增加至88%.
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图 2 冬夏两季采样期间PM2.5浓度、气温、相对湿度、风速、风向、离子浓度和离子占比的变化特征 Fig. 2 Variation characteristics of PM2.5 concentrations, temperature, relative humidity, wind speed, wind direction, ion concentrations, and ion fraction during sampling periods in winter and summer |
东山地区夏季ρ(PM2.5)变化范围和均值分别为4.2~51.9 μg·m-3和26.0 μg·m-3±12.5 μg·m-3.整个夏季采样期间, 大气状况较为清洁, 仅在8月13日和8月17日出现了PM2.5质量浓度的小幅度增长.相对湿度在夏季呈现明显的日变化趋势, 白天较低而夜间高, 这与夏季白天较强的光照和高温有关.水溶性离子仍以SO42-、NO3-和NH4+为主, 三者占比分别达到37%、14%和20%.与冬季相比, 夏季SO42-占比略微升高、NO3-占比明显降低而NH4+占比几乎不变.除此之外, 钙离子(Ca2+)在夏季东山PM2.5中占比平均为8%, 最高达到26%.考虑到采样期间气象站周围在进行施工作业和大面积除草, 较高的Ca2+可能是由施工和除草导致的扬尘造成的[28].
对比冬夏两季PM2.5质量浓度可以发现, 在两季中均呈现出较明显的白天高、夜间低的日变化趋势, 且最高值多出现在正午前后, 冬季变化更加明显.这是由于白天城镇周围人为活动较多, 而夜间站点所处地理位置周边并无大型运输通道和需要夜间工作的工厂所导致的.另外冬夏两季中, SO42-、NO3-和NH4+的高浓度以及随着PM2.5质量浓度增加而增加的占比, 表明了以(NH4)2SO4、NH4HSO4和NH4NO3为主的SIAs在污染中起主导作用.其中NH4+作为唯一的碱性离子, 在SIAs的形成和大气酸度的中和过程中起着重要作用, 因此追踪p-NH4+的潜在来源对大气污染的治理和空气质量的改善至关重要.
2.2 PM2.5中铵盐质量浓度及其同位素比值特征 2.2.1 浓度特征如图 3(a)所示, 冬夏两季ρ(p-NH4+)均值分别为21.2 μg·m-3±7.5 μg·m-3和9.6 μg·m-3±4.9 μg·m-3, 冬季质量浓度为夏季的2~3倍且与ρ(TN)和ρ(PM2.5)变化趋势一致(表 3), 在冬季1月24日和1月25日出现两次小幅度增长, 夏季则在8月13日和8月17日出现浓度的小幅增长. ρ(NH4+-N)[=ρ(p-NH4+)×(14/18)×0.92, 其中14/18为NH4+中的含N相对分子质量, 0.92为该研究使用的离子色谱与元素分析仪的仪器误差校正系数]在ρ(TN)中的占比冬季平均为59%, 夏季平均为73%; 而TN在PM2.5质量浓度中占比冬夏均达到38%.这表明了含氮气溶胶, 尤其是铵态氮在细颗粒污染物中的重要性.此外NH4+浓度在冬季呈现出较明显的日间浓度峰值, 在夏季却没有明显的浓度峰值.可能是由于与夏季相比, 冬季昼夜温差大, 午间温度明显高于夜间更易于形成颗粒相的铵盐.
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δ15N-TN、δ15N-NH4+和δ15N-NH3initial分别为测定的TN稳定 氮同位素比值、测定的NH4+稳定氮同位素比值和模拟计算的大气中初始NH3的稳定氮同位素比值 图 3 冬夏两季采样期间浓度及稳定氮同位素比值的时间序列 Fig. 3 Time series of concentrations and stable isotope values during sampling periods in winter and summer |
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表 3 冬夏两季采样期间PM2.5、TN、NH4+和NH3质量浓度水平及稳定氮同位素比值 Table 3 Mass concentrations and N stable isotope values of PM2.5, TN, NH4+, and NH3 during sampling periods in winter and summer |
2.2.2 稳定同位素特征
为了进一步对东山地区大气PM2.5中铵盐的形成过程和来源进行解析, 本研究对TN和p-NH4+的稳定氮同位素比值进行了测定.东山地区δ15N-TN在冬季范围和均值分别为-8.0‰~5.7‰和-0.8‰±3.4‰, 在夏季范围和均值分别为2.4‰~12.9‰和8.1‰±2.4‰; δ15N-NH4+冬季范围和均值分别为-8.7‰~5.5‰和-1.7‰±4.3‰, 夏季范围和均值分别为-9.3‰~17.6‰和7.8‰±5.9‰.冬夏两季测定的δ15N-TN范围落在贵阳得到的全年δ15N-TN范围内(-5.9‰~25.3‰)[29], 略低于在徐州(6.9‰±3.6‰)[30]和北京城区(2.8‰±6.4‰)[31]冬季的δ15N-TN值, 这表明全年TN的来源在我国不同地区较为一致.东山δ15N-NH4+与北京城区全年δ15N-NH4+(-33.8‰~12.0‰)[14, 17]范围相似, 却比华北平原城区冬季δ15N-NH4+(12.4‰±6.9‰)[18]、昆明城区秋季δ15N-NH4+(-6.4‰~32.5‰)[32]、武汉城区秋冬δ15N-NH4+(3.0‰~36.4‰)和南昌城区秋冬δ15N-NH4+(-3.2‰~24.2‰)[33]更低, 说明在不同地区存在不同的大气铵盐的潜在来源.由于在大气物理化学过程中发生的同位素质量分馏现象, 燃烧相关来源的稳定氮同位素比值更高, 而挥发相关来源的稳定氮同位素比值则更低[34], 因此东山地区较低的δ15N-NH4+表明挥发相关的农业来源对东山大气氨氮贡献率比城市地区更高.
由图 4可见冬季δ15N-NH4+与δ15N-TN相关性较高(R2达到0.83), 而夏季两者相关性较低(R2仅有0.03), 并且PM2.5质量浓度越高时相关性越好.其原因可能是硝酸盐(p-NO3-)与有机氮(ON)冬夏不同的生成机制而导致了两个季节中δ15N-TN的变化复杂, 从而与δ15N-NH4+差异较大.一方面p-NO3-在冬季主要由非均相反应生成, 而夏季则是由OH-反应生成占主导[35], 不同反应途径N同位素分馏不同, 致使δ15N-NO3-冬夏存在较大差异; 另一方面采样点临近太湖, 太湖内生物质会产生较多的ON, 计算表明冬夏两季ON占TN的质量分数均达到14%, 冬夏ON不同的种类和生成途径可能导致δ15N-TN的季节变化.在冬季或者夏季, δ15N-NH4+随着污染物浓度增长而变高, 然而冬季污染物浓度高于夏季, δ15N-NH4+却更低.考虑到冬夏温度和光照等气象条件的明显差异, 可推测冬夏δ15N-NH4+的差异是由于不同气象条件下氨-铵的气粒转化造成的, 而同一季节里氮同位素比值的差异则是由不同潜在来源的贡献率导致的.
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图 4 冬夏两季总氮同位素(δ15N-TN)与铵态氮同位素(δ15N-NH4+)随PM2.5质量浓度变化的相关性 Fig. 4 Correlation analysis of TN isotope values(δ15N-TN) and NH4+ isotope values(δ15N-NH4+) under different PM2.5 concentrations in winter and summer |
大气气溶胶中p-NH4+是由潜在来源排放出的NH3与酸性气体反应生成的[6], 在反应过程中N同位素会发生质量分馏, 因此实测的δ15N-NH4+并不能直接与NH3潜在来源的N同位素端元值进行比较.为了对气溶胶中铵态氮不同潜在来源的贡献率进行定量解析, 需要通过计算得到潜在来源排放出的初始NH3的N同位素比值(δ15N-NH3initial).根据同位素质量守恒, 潜在来源排放出的初始的NH3的δ15N-NH3initial可以通过方程式(6)~(8)进行计算[14]:
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(6) |
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(7) |
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(8) |
式中, f为潜在来源排放出的初始NH3与大气气溶胶中p-NH4+质量浓度的比值, ρ(NH4+)为大气气溶胶中p-NH4+的质量浓度, ρ(NH3)为大气中NH3的质量浓度, 两者之和即为潜在来源排放出的初始NH3的质量浓度. εNH4+-NH3为气态氨向颗粒态铵盐转化的N同位素分馏系数, 本研究表明该系数与温度(T)线性相关, 可由方程式(8)计算得到[36~38].在本研究中, p-NH4+的质量浓度通过离子色谱直接测定得到, 大气中NH3的质量浓度则通过WRF-Chem模式模拟获得.模拟得到的大气中NH3的质量浓度和计算后得出的潜在来源排放出的初始NH3的δ15N-NH3initial值如图 3(c)和3(f)所示. ρ(NH3)冬季范围和均值分别为0.2~60.0 μg·m-3和15.9 μg·m-3±14.0 μg·m-3, 夏季范围和均值分别为0.4~64.0 μg·m-3和16.4 μg·m-3±13.7 μg·m-3.冬季和夏季大气中的NH3质量浓度相近, 而气溶胶中p-NH4+的质量浓度冬季明显高于夏季, 两季气溶胶中p-NH4+浓度占比f差别较大, 而冬夏两季温度的区别也导致了氨-铵气粒分配系数存在差异.计算得到的f和εNH4+-NH3的均值冬季分别为0.6±0.1和13.6‰±7.9‰, 夏季分别为0.4±0.2和19.1‰±7.7‰, 可见冬季气溶胶中p-NH4+占潜在来源排放出的初始NH3的比例更大, 同位素分馏系数更小.因此, 最终计算得到的δ15N-NH3initial范围和均值在冬季分别为-27.8‰~2.5‰和-15.3‰±8.0‰, 在夏季分别为-33.1‰~8.1‰和-11.3‰±9.9‰, 比起颗粒物中δ15N-NH4+值明显更加贫化, 而比起直接采集的氨气中的δ15N-NH3(-33.2‰±8.6‰)[22]却更加富集.δ15N-NH3initial两个季节相差不大, 冬季比起夏季略微富集, 这表明两个季节大气气溶胶中铵盐的主要潜在来源相似, 而气溶胶中δ15N-NH4+的季节差异主要是由氨-铵气粒分配时发生的同位素分馏导致的.
2.3.2 PM2.5中铵盐潜在来源定量解析为了进一步确定PM2.5中p-NH4+的潜在来源, 本研究将经过氨-铵分馏计算后得到的初始NH3的δ15N-NH3initial值和选取的4个大气中主要的潜在NH3来源的δ15N端元值(表 2)输入到SIAR贝叶斯稳定同位素溯源模型中, 定量化了东山地区冬夏两季各潜在来源对PM2.5中p-NH4+的贡献率(图 5).结果表明, 冬夏两季PM2.5中p-NH4+的潜在来源基本一致, 非农业来源为主导来源, 贡献率在冬季和夏季分别达到59%和69%.具体而言, 化石燃料燃烧来源、氨逃逸来源、畜牧养殖来源和氮肥施用来源的贡献率在冬季分别为31%、28%、27%和15%, 在夏季分别为40%、29%、23%和8%, 可见畜牧养殖也是PM2.5中p-NH4+非常重要的潜在来源, 而氮肥施用挥发的贡献率相对较小.这与利用NH3源排放清单模拟的各潜在来源的贡献率有较大区别, NH3源排放清单模拟的结果认为农业排放来源对大气中的NH3和p-NH4+贡献率超过80%[39~41], 2006~2017年江苏省人为源氨排放清单模拟得到氮肥施用来源贡献率为44%~59%, 畜牧养殖来源贡献率为30%~38%, 而非农业来源整体贡献率不足18%[42, 43].但是这与外场观测结果相似, 最近的同位素观测证据则指出, 在城市中非农业来源才是大气中NH3和p-NH4+的主导来源, 在北京市区铁塔高空观测到的非农业源贡献率达到了72%[22], 春季非农业来源贡献率为71%[21], 而在灰霾天时非农业源贡献率甚至超过了90%[14, 17, 44, 45].气溶胶铵盐的稳定同位素证据表明, 非农业来源排放出的NH3更易与一同排放出的其他污染气体(如SO2和NOx等)生成p-NH4+, 而农业来源挥发出的NH3可能很容易沉降在地面, 生成p-NH4+的能力较弱.此外由于在非灰霾天NH3同酸性气体反应效率较低[46], 与冬季相比夏季大气较为清洁, 因此农业源排放出的NH3在夏季更难转化为p-NH4+, 这导致夏季农业源对PM2.5中p-NH4+的贡献率反而比冬季低10%; 并且冬夏两季光照和温度等气象条件存在较大差异, 而δ15N-NH3initial会受到氨-铵气粒分配和光化学反应等影响, 因此利用δ15N对不同季节大气中铵态氮潜在来源指示的准确性有待进一步提高.
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图 5 SIAR模型计算得出的不同潜在来源对东山地区冬夏两季大气气溶胶中铵盐的贡献率 Fig. 5 Contribution ratio of different potential sources to ammonium of atmospheric aerosols in Dongshan during winter and summer calculated by the SIAR model |
(1) 采样期间, 东山地区夏季大气状况较为清洁, ρ(PM2.5)均值为26.0 μg·m-3±12.5 μg·m-3; 而冬季出现了明显的灰霾过程, ρ(PM2.5)是夏季的大约3倍以上, 均值为74.2 μg·m-3±31.9 μg·m-3, 峰值达到了154.8 μg·m-3.在冬夏两季中, SO42-、NO3-和NH4+为主要的水溶性离子, 占比总和超过70%且其占比随着PM2.5质量浓度的增加而增加, 表明二次无机气溶胶(SIAs)在东山地区大气污染过程中起主导作用.
(2) ρ(NH4+)与ρ(TN)和ρ(PM2.5)变化趋势均一致, 冬季(21.2 μg·m-3±7.5 μg·m-3)是夏季(9.6 μg·m-3±4.9 μg·m-3)的大约3倍; δ15N-NH4+冬季(-1.7‰±4.3‰)比夏季(7.8‰±5.9‰)更低, δ15N-NH4+冬季夜间高且与δ15N-TN相关性高(R2=0.83), 而夏季日间高且与δ15N-TN相关性差(R2=0.03), 这表明δ15N-NH4+在同一季节里的变化是由不同潜在来源的不同贡献率造成的, 而在不同季节的差异则主要是由于氨-铵气粒分配时的N同位素分馏导致的.
(3) SIAR同位素溯源结果表明, 非农业来源是东山地区p-NH4+的主导来源, 冬季贡献率为59%, 夏季贡献率为69%, 此外畜牧养殖也是非常重要的来源(超过20%), 而氮肥施用挥发的贡献率相对较低.这表明非农业来源的NH3更易与一同排放出的其他污染气体(如SO2和NOx等)生成p-NH4+, 而农业来源挥发出的NH3则更容易沉降在地面, 生成p-NH4+的能力更弱.
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