青岛大气气溶胶中微量元素浓度及溶解度的粒径谱分布

孟 亚,李鹏志,曹婉婉,石金辉,2*,高会旺,2,姚小红,2(.中国海洋大学环境科学与工程学院,山东 青岛 26600；2.中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室,山东 青岛 26600)

青岛大气气溶胶中微量元素浓度及溶解度的粒径谱分布

孟 亚1,李鹏志1,曹婉婉1,石金辉1,2*,高会旺1,2,姚小红1,2(1.中国海洋大学环境科学与工程学院,山东 青岛 266100；2.中国海洋大学海洋环境与生态教育部重点实验室,山东 青岛 266100)

利用2016年1～3月在青岛采集的Anderson分级气溶胶样品,分析其中10种微量元素总浓度和溶解态浓度,讨论了微量元素的浓度及溶解度的粒径谱分布特征及大气酸化过程的影响.结果表明,微量元素总浓度的粒径谱多数呈现单峰分布,Fe、Al、Ba、Sr等地壳元素总浓度的50%～60%出现在2.1～7.0 µm粗粒子上;Cd、As、Zn、Pb等人为元素总浓度的60%～70%出现在0.43～2.1µm细粒子上;但Mn和Ni的粒径谱分布没有明显优势.溶解态微量元素的粒径谱也多呈现单峰分布,70%左右的Fe、Al、Ba、Sr、Mn集中在0.43～4.7µm粒子上;80%左右的 Cd、As、Zn、Pb集中在0.43～2.1µm细粒子上;Ni的粒径谱分布与其总浓度的相似,在各粒级上无明显优势.微量元素溶解度的粒径谱分布呈现细粒子中的高于粗粒子中的,尤其是地壳元素这种分布趋势更为明显.气溶胶 pH值的粒径谱分布特征及其与微量元素溶解度的显著相关关系表明,大气酸化过程是控制微量元素溶解度随粒径变化的主要因子.

微量元素；溶解度；气溶胶；粒径谱分布；青岛

大气气溶胶的干湿沉降带来的微量元素对海洋生物生长有着重要影响[1-3],这种影响从根本上决定于沉降的微量元素的溶解度(通常以微量元素溶解态浓度占总浓度的百分比来表征)[4-5].气溶胶中微量元素溶解度主要受气溶胶来源及大气物理、化学过程等的影响[4].在气溶胶长距离迁移过程中,由于大的颗粒被优先清除,改变了矿物气溶胶的粒径谱分布.随着与源地距离的增加,气溶胶中微量元素溶解度的峰值出现在粒径更小的颗粒上,这是小粒径气溶胶具有更大比表面积的缘故.当沙尘气溶胶的浓度较高时,可以观测到元素溶解度符合这种粒径谱分布变化,但当沙尘浓度较低时,由于在长距离迁移后矿物颗粒与其他气溶胶组分混合,矿物沙尘的含量及其在气溶胶中的比例均降低,则很难再观测到元素溶解度随粒径减小而逐渐升高的变化[6].Hand等[7]和 Baker等[8]的研究分别显示,在＜2.5μm和＜1.0μm的海洋气溶胶中,Fe具有更高的溶解度.但Buck等[5]在观测北大西洋气溶胶中Fe溶解度的粒径分布时,发现大部分溶解态 Fe出现在＞1.0μm的粒子上,平均而言,在＞1.0μm粗粒子上Fe的溶解度为10.7%±4.0%,高于＜1.0μm细粒子上的 6.9%±3.4%.Guo等[9]在东中国海花鸟岛上的研究结果则显示,尽管超过50%的总Fe分布在＞3.3μm粗粒子中,但 69%的溶解态 Fe分布在0.43～3.3μm颗粒物上.

迄今为止,有关微量元素溶解度粒径谱分布的研究较少[10],且这些有限的数据离散性很大,还不能得出微量元素溶解度随粒径变化的明确结论.为此本文利用2016年1～3月在青岛采集的分粒径大气气溶胶样品,分析 Fe、Al、Mn、Zn等 10种微量元素的总浓度和溶解态浓度,以认识黄海近岸大气气溶胶中微量元素的浓度及溶解度的粒径谱分布特征.

1 样品采集与分析

1.1 样品采集

2015年12月31日～2016年1月13日和2016年 3月 4～12日在中国海洋大学崂山校区(36°09′N,120°29′E)采集分粒径气溶胶样品.采样地点周围多树木、农田,附近无明显工业污染源,人为干扰少.采样仪器为AN-200型安德森采样器(日本柴田科学株式会社),采样流量为28.3L/min.采样器按空气动力学直径分为 9级,粒径范围分别为＞11、7.0～11、4.7～7.0、3.3～4.7、2.1～3.3、1.1～2.1、0.65～1.1、0.43～0.65和＜0.43 μm(将空气动力学直径2.1μm作为粗、细粒子的分界).每套样品于当日 9:00开始采集至第 3日9:00结束,累积采集48h,采样膜为预先酸洗过的Whatman 41纤维滤膜,用于样品中微量元素总浓度和溶解态浓度分析,共采集样品 10套.采样结束后,在洁净室中将滤膜小心取下,对折后放入洁净的聚乙烯封口袋中,于-20℃保存至分析.采样期间记录每3h一次的Micaps天气资料,包括温度、湿度、风速、风向、能见度和天气状况等,计算每个样品 48h采样期间气象参数的平均值.样品采集时若＞60%的采样时间内出现雾或霾等天气时,即标记为此样品受到该天气影响;若雾、霾交替出现,时间相当,则标记为雾霾;若采样期间有降雨,即标记为受降雨影响;未受特殊天气影响的样品标记为晴天(表1).

表1 青岛大气气溶胶样品采集期间的气象条件Table 1 Meteorological information during sampling period in Qingdao

1.2 样品预处理

取半张样品膜用4mL浓HNO3和1mL浓HF于聚四氟乙烯高压消解罐中180℃下消解至完全,冷却后取出内胆,于 180℃加热至酸完全挥发,残渣用2% HNO3溶解并定容,用于样品中微量元素总浓度分析;取另外半张样品膜用 15mLMilli-Q水(≥18.2MΩ·cm)于 0℃下超声波萃取 1h,萃取液经0.45μm滤膜过滤,取出1.0mL滤液立即测定pH值(梅特勒-托利多 S20Seven Easy pH计,InLab Micro微电极),剩余滤液酸化定容后用于溶解态微量元素分析.处理后的样品溶液转移至样品瓶中4℃保存,并在48h内完成分析.

1.3 样品分析

样品中Fe、Al、Ba、Sr、Mn、Zn、As、Cd、Pb和Ni 10种微量元素的总浓度和溶解态浓度采用Agilent 7500c ICP-MS 进行分析,仪器装配有八极杆碰撞/反应池和巴宾顿雾化器,雾化室为低记忆效应的石英双通道型,用 Piltier半导体控温于(2±0.1)℃.氧化物指标(CCeo/CCe)为0.65%;双电荷指标(CCe2+/CCe)为 2.25%.以铑(Rh)为内标元素.方法检出限Fe为3.7μg/L,其他元素检出限均＜0.09μg/L[11].为保证分析质量,每分析10个样品加测一与样品浓度接近的标准溶液,重复分析时各微量元素浓度的相对标准偏差为 0.87%～4.48%(n=18).

2 结果与讨论

2.1 微量元素总浓度的粒径谱分布

图1 青岛大气气溶胶中微量元素总浓度的粒径谱分布Fig.1 Size distributions of the total concentrations of trace elements in aerosols in Qingdao

青岛大气气溶胶中Fe、Al、Ba、Sr总浓度的粒径谱均呈现单峰分布,浓度峰值主要出现在2.1～7.0μm粗粒子上,平均分别为940、1041、18.5和7.2ng/m3,其质量分数分别为53%、53%、54%和59%(图1);微量元素Cd、As、Zn、Pb总浓度的粒径谱也均呈现单峰分布,但浓度峰值主要出现在 0.43～2.1μm细粒子上,平均分别为1.01,3.11,134,32.8ng/m3,其质量分数分别为61%、65%、59%和74%;Mn的粒径谱分布较均匀,浓度峰值不明显且范围较宽,在 0.65～1.1,1.1～2.1,2.1～3.3, 3.3～4.7,4.7～7.0μm粒子上的质量分数相当,分别为12%左右;微量元素Ni的粒径谱分布没有明显优势,在各粒径级上的质量分数均为10%左右.总体而言,70%～80%的Fe、Al、Ba、Sr和＞60%的Mn出现在＞2.1μm粗粒子上,70%左右的Cd、As、Zn、Pb出现在＜2.1μm细粒子上,Ni在粗、细粒子上的分布相当,各为50%左右(图 2).这一结果与东中国海花鸟岛气溶胶中＞50%的Fe、Al、Ba、Sr分布在＞3.3μm粗粒子上,而＞60%的 Zn、Pb、Ni分布在0.43～3.3μm细粒子上的结果相似[9].

图2 青岛大气气溶胶中总微量元素在各粒径级上的质量分数Fig.2 Percentages of the total concentrations of trace elements in size-segregated aerosols in Qingdao

以粗粒子形态存在的Fe、Al、Ba、Sr、Mn通常被认为主要来自地壳源的贡献,而以细粒子形态存在的Cd、As、Zn、Pb、Ni则被认为主要来自人为源的贡献[12-14].以 Al为地壳源参比元素,计算青岛不同粒径气溶胶中各微量元素的富集因子EF也证实了这一点[14].Fe、Ba、Sr、Mn在不同粒径气溶胶中的EF均接近1,平均分别为 1.3±0.2、3.3±0.8、1.4±0.5、2.5± 1.0,显示这些元素主要来自地壳源的贡献.Cd、As、Zn、Pb在细粒子中的EF显著高于粗粒子中的,且远大于1,分别为1117和58、290和42、335和58、383和35,显示这些元素主要来自人为源的贡献,且更多地富集在细粒子中.Ni在细粒子和粗粒子中的EF分别为11.6和5.7,显示Ni除了受到人为源的影响,还一定程度受地壳源的影响,Ni不同于其他元素的粒径谱分布可能与其来源不同有关.

观测期间,青岛出现了雾、霾、雨等特殊天气,根据气象资料可知,其中5个样品受到雾霾天的影响,1个样品受到降雨的影响,另有4个样品采集时多为晴天(表1).比较受不同天气影响的气溶胶中微量元素总浓度的粒径谱分布,发现受雾霾影响的样品中地壳源元素的浓度峰值与晴天时的均出现在 2.1～7.0μm粗粒子上,且其浓度无显著性差异.人为源元素在受雾霾影响的样品中其浓度峰值与晴天时的也基本相似,均出现在0.43～2.1μm细粒子上,但其浓度显著高于晴天的(图1).Cd、Zn、Pb在0.43～2.1μm细粒子中的浓度相比于晴天时增加了1.2～3.5倍,As和Ni的浓度在该粒径段上也增加了0.5～1.5倍.有研究显示,雾、霾天时人为源有机污染物在细粒子中的浓度也显著高于晴天的[15-16].降雨对气溶胶有明显的清除作用,这种作用对粗粒子中的地壳源元素更为明显.与晴天样品中地壳源元素主要集中在粗粒子中不同,受降雨影响的样品中地壳源元素在粗、细粒子上的分布基本相当.

2.2 溶解态微量元素的粒径谱分布

青岛气溶胶中溶解态Fe、Al、Ba、Sr、Mn的粒径谱分布也基本呈现单峰分布,但与这些地壳元素总浓度的峰值多出现在粗粒子中不同,溶解态地壳元素多出现在更细粒径的粒子中(图3).Fe、Mn的浓度峰值主要出现在 0.43～3.3μm粒子上,平均分别为 13.0,6.7ng/m3,其质量分数为79%和 64%;Al的浓度峰值主要出现在 0.65～3.3μm粒子上,为 24.9ng/m3,其质量分数为 79%; Ba、Sr的浓度峰值主要出现在0.65～4.7μm粒子上,平均分别为 1.8,1.1ng/m3,其质量分数为 78%和71%.溶解态Cd、As、Zn、Pb等人为源元素的粒径谱分布与其总浓度的相似,呈现明显的单峰分布,且其浓度峰值也主要出现在 0.43～2.1μm细粒子上,平均分别为 0.32,2.90,46.7, 3.81ng/m3,但其质量分数较之总浓度的提高了 10%左右,分别为77%、71%、72%和88%.溶解态Ni的粒径谱分布与其总浓度的相似,在各粒径级上没有明显优势,其质量分数均为 10%左右.总体而言,60%～80%的溶解态Fe、Al、Mn和＞80%的溶解态Cd、As、Zn、Pb出现在＜2.1μm细粒子上,Ba、Sr、Ni在粗、细粒子上的分布基本相当,各为50%左右(图4).

比较不同天气下气溶胶中溶解态微量元素的粒径谱分布,发现尽管雾霾天对气溶胶中地壳源元素的总浓度影响较小,但对其溶解态浓度却有明显影响.雾霾样品中地壳源元素溶解态浓度明显高于晴天的,且浓度峰值出现在较之晴天更细的颗粒上(图 3).与总浓度相似,人为源元素Cd、As、Zn、Pb的溶解态浓度在雾霾样品中也显著高于晴天的.Cd、Zn、Pb在0.43～2.1μm细粒子中的浓度相比于晴天时增加了 4.5～9倍,As的浓度在该粒径段上也增加了2倍.但雾霾天对气溶胶中溶解态Ni的粒径谱分布影响较小.与降雨对微量元素总浓度的影响不同,降雨对气溶胶中溶解态的地壳源元素和人为源元素均无明显的清除作用.

图3 青岛大气气溶胶中溶解态微量元素的粒径谱分布Fig.3 Size distributions of the soluble concentrations of trace elements in aerosols in Qingdao

图4 青岛大气气溶胶中溶解态微量元素在各粒径级上的质量分数Fig.4 Percentages (%) of the soluble concentrations of trace elements in size-segregated aerosols in Qingdao

2.3 微量元素溶解度的粒径谱分布

青岛气溶胶中微量元素溶解度的粒径谱分布基本呈现细粒子中的高于粗粒子中的,尤其是地壳元素,这种分布趋势更为明显(图 5).Fe在0.43～1.1μm细粒子上的溶解度最大,约为 5%,在＜0.43和1.1～2.1μm细粒子上Fe溶解度约为2%,而在＞2.1μm粗粒子上 Fe的溶解度基本＜0.5%, Ooki等[17]的研究也报道,在日本采集的亚洲沙尘气溶胶中,4.7～11μm粗粒子上 Fe的溶解度仅为0.52%,而在0.65～1.1μm细粒子中Fe的溶解度为3%;Al在0.65～1.1μm细粒子上的溶解度最大,约为 7%,在其他粒径段的细粒子上为 3%～4%,在2.1～3.3μm 粗粒子上 Al溶解度约为 2%,而在＞3.3μm粗粒子上Al溶解度基本＜0.3%;Ba和Sr在细粒子上均有较大的溶解度,尤其是在 0.65～1.1μm细粒子上,溶解度分别约为30%和38%,在粗粒子上溶解度随着粒径增大逐渐降低,Ba的溶解度由7%降至＜0.7%,Sr的溶解度由13%逐渐降至3%;不同于Fe、Al等地壳元素,Mn在不同粒径气溶胶中均有较大溶解度,在细粒子中 Mn的溶解度为25%～40%,在粗粒子中为8%～16%.

人为元素Cd和Zn溶解度的粒径谱分布基本一致,在 0.65～1.1μm细粒子上的溶解度最大,均为 45%左右,其他粒径段的细粒子上溶解度为20%～30%,各粒径段的粗粒子上溶解度的差别不大,为 15%～20%;As溶解度在细粒子中为 65%～70%,在2.1～11μm粗粒子中为30%～40%; Pb在0.65～1.1μm细粒子上的溶解度最大,约为 15%,其他粒径段的细粒子上溶解度为 9%左右,粗粒子上溶解度为 2%～5%;Ni溶解度的粒径谱分布比较均匀,在 0.43～1.1μm 细粒子上溶解度最大,约为78%,其它粒径级上其溶解度约为60%.

图5 青岛大气气溶胶中微量元素溶解度的粒径谱分布Fig.5 Size distributions of solubility of trace elements in aerosols in Qingdao

2.4 气溶胶pH值对微量元素溶解度的影响

青岛气溶胶中的微量元素,尤其是地壳元素,在细粒子中的溶解度显著高于粗粒子中的,显示了大气颗粒物粒径的大小影响气溶胶中微量元素溶解度.造成这种影响的原因来自两个方面:一是大气物理过程,在气溶胶迁移过程中,大气颗粒物的平均粒径因大的颗粒被优先清除而逐渐变小,由于在颗粒表面的微量元素比颗粒内部的更易溶解,因此具有较大比表面积的细粒子中微量元素溶解度提高;二是大气化学过程,随着传输时间和距离的增加,气溶胶粒子的比表面积逐渐增大,这为气溶胶中微量元素与大气中酸性污染物反应提供了更大面积载体,从而使细粒子中微量元素溶解度提高[4]. Shi等[18]通过实验室模拟大气物理过程生成不同粒径的沙尘气溶胶,发现随着气溶胶粒径的减小,其中Fe和Al的溶解度升高幅度均＜1%.这一模拟结果与在大西洋现场观测的结果相比低了近 1个数量级,表明大气物理过程并不是引起沙尘气溶胶在迁移过程中微量元素溶解度升高的主要因素[18].

表2 青岛大气气溶胶中微量元素溶解态浓度、溶解度与pH值的相关关系Table 2 Correlations of soluble concentrations and solubility of trace elements versus pH in aerosols in Qingdao

图6 青岛大气气溶胶pH值的粒径谱分布Fig.6 Size distributions of pH of aerosols in Qingdao

气溶胶的酸度在一定程度上可以反映大气颗粒物在远距离传输过程中所经历的大气酸化学过程[19].本文分析了气溶胶萃取液 pH值以此表征气溶胶酸度.结果显示,气溶胶萃取液pH值以0.43～1.1μm细粒子的最低,约为4.9,随着粒径增大,pH值基本逐渐增大,1.1～3.3μm粒子中 pH值为5.2左右,3.3～7.0μm粒子中pH值为5.7左右,＞7.0μm粗粒子中的pH值约为6.0(图6).雾霾天时,气溶胶pH值往往比晴天时的低0.5pH值单位,这可能是受雾霾影响的气溶胶中溶解态微量元素浓度明显高于晴天的主要原因.Ravelo-Pérez等[20]在研究撒哈拉沙尘中 Fe溶解度时发现,在pH4.7介质中PM2.5和PM10中溶解态Fe浓度比在pH8.13介质中的分别升高21%和26%.分析pH值与微量元素溶解态浓度及其溶解度的关系,发现pH值与Fe、Al、Ba、Mn、Cd、As、Zn、Pb、Ni的溶解态浓度和溶解度均有显著负相关关系(表 2),且在雾霾天时,这种相关关系更为显著(相关系数为 0.75～0.85),表明大气酸过程是控制青岛气溶胶中微量元素溶解度的主要因子.朱敏等[21]的研究也发现,青岛气溶胶中溶解态微量元素与NO3-、nss-SO42-和 C2O42-等酸组分具有显著的正相关关系,并认为这种相关关系并非是微量元素与酸组分具有相似的来源,而是硫化物和NOx的非均相转化过程的影响.

3 结论

3.1 青岛大气气溶胶中微量元素总浓度的粒径谱多数呈现单峰分布,Fe、Al、Ba、Sr等地壳源元素浓度峰值出现在2.1～7.0μm粗粒子上;Cd、As、Zn、Pb等人为源元素浓度峰值出现 0.43～2.1μm细粒子上,但Mn和Ni的粒径谱分布没有明显优势,在各粒径级上的质量分数相当.

3.2 溶解态微量元素的粒径谱也多呈现单峰分布,Fe、Al、Ba、Sr、Mn等地壳源元素浓度峰值出现在0.43～4.7μm粒子上; Cd、As、Zn、Pb等人为源元素浓度峰值出现在0.43～2.1μm细粒子上;Ni的粒径谱分布与其总浓度的相似,在各粒径级上无明显优势.

3.3 微量元素溶解度的粒径谱分布基本呈现细粒子中的高于粗粒子中的,尤其是地壳元素这种分布趋势更为明显.地壳源元素在细粒子和粗粒子中溶解度的差别达2～10倍,而人为源元素这种差别仅为1倍左右.

3.4 气溶胶 pH值的粒径谱分布呈现 0.43～1.1μm细粒子中的最低,之后随粒径增大逐渐增大.pH值与微量元素溶解度有显著相关关系,表明大气酸化过程是控制微量元素溶解度随粒径变化的主要因子.

[1] Butler A. Acquisition and utilization of transition metal ions by marine organisms [J]. Science, 1998,281(5374):207-208.

[2] Mackie D S, Boyd P W, Mctainsh G H, et al. Biogeochemistry of iron in Australian dust: From eolian uplift to marine uptake [J]. Geochemistry Geophysics Geosystems, 2008,9(3):680-680.

[3] Boyd P W, Mackie D S, Hunter K A. Aerosol iron deposition to the surface ocean—modes of iron supply and biological responses [J]. Marine Chemistry, 2010,120(1):128-143.

[4] Baker A R, Croot P L. Atmospheric and marine controls on aerosol iron solubility in seawater [J]. Marine Chemistry, 2010, 120(1):4-13.

[5] Buck C S, Landing W M, Resing J A, et al. The solubility and deposition of aerosol Fe and other trace elements in the north atlantic ocean : observations from the A16N CLIVAR/CO2repeat hydrography section [J]. Marine Chemistry, 2010,120(1):57-70.

[6] Baker A R, Jickells T D. Mineral particle size as a control on aerosol iron solubility [J]. Geophysical Research Letters, 2006, 33(17):L17608.

[7] Hand J L, Mahowald N M, Chen Y, et al. Estimates of atmospheric‐processed soluble iron from observations and a global mineral aerosol model: Biogeochemical implications [J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 2004,109(D17), D17205.

[8] Baker A R, Jickells T D, Witt M, et al. Trends in the solubility of iron, aluminium, manganese and phosphorus in aerosol collected over the Atlantic Ocean [J]. Marine Chemistry, 2006,98(1):43-58.

[9] Guo L, Chen Y, Wang F, et al. Effects of Asian dust on the atmospheric input of trace elements to the East China Sea [J]. Marine Chemistry, 2014,163:19-27.

[10] Cartledge B T, Marcotte A R, Herckes P, et al. The impact of particle size, relative humidity, and sulfur dioxide on iron solubility in simulated atmospheric marine aerosols [J]. Environmental Science & Technology, 2015,49:7179-7187.

[11] 贲孝宇,石金辉,仇 帅,等.青岛大气气溶胶中铁的溶解度及其影响因素 [J]. 环境科学学报, 2015,35(1):65-71.

[12] Han J S, Moon K J, Lee S J, et al. Size-resolved source apportionment of ambient particles by positive matrix factorization at Gosan background site in East Asia [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2006,6(1):211-223.

[13] Wang L, Qi J H, Shi J H, et al. Source apportionment of particulate pollutants in the atmosphere over the Northern Yellow Sea [J]. Atmospheric Environment, 2013,70:425-434.

[14] 仇 帅,张爱滨,刘 明.青岛大气总悬浮颗粒物中微量元素的含量特征及其来源解析 [J]. 环境科学学报, 2015,35(6):1667-1675.

[15] 樊曙先,黄红丽,顾凯华,等.雾过程对大气气溶胶PM10中多环芳烃粒径分布的影响 [J]. 高等学校化学学报, 2010,31(12):2375-2382.

[16] Meng Q, Fan S, He J, et al. Particle size distribution and characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons during a heavy haze episode in Nanjing, China [J]. Particuology, 2015,18: 127-134.

[17] Ooki A, Nishioka J, Ono T, et al. Size dependence of iron solubility of Asian mineral dust particles [J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 2009,114(D3), D03202.

[18] Shi Z B, Woodhouse M T, Carslaw K S, et al. Minor effect of physical size sorting on iron solubility of transported mineral dust [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2011,11(16):8459-8469.

[19] Shi Z, Krom M D, Jickells T D, et al. Impacts on iron solubility in the mineral dust by processes in the source region and the atmosphere: A review [J]. Aeolian Research, 2012,5:21-42.

[20] Ravelo-Pérez L M, Rodríguez S, Galindo L, et al. Soluble iron dust export in the high altitude Saharan Air Layer [J]. Atmospheric Environment, 2016,133:49-59.

[21] 朱 敏,石金辉,贲孝宇,等.青岛大气气溶胶中微量元素的溶解度及其影响因素 [J]. 中国环境科学, 2016,36(11):3245-3252.

Size distributions of particulate trace elements in mass concentration and their size-dependent solubility in the atmosphere in Qingdao, China.

MENG Ya1, LI Peng-zhi1, CAO Wan-wan1, SHI Jin-hui1,2*, GAO Hui-wang1,2, YAO Xiao-hong1,2(1.College of Environmental Science and Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China；2.Key Laboratory of Marine Environmental Science and Ecology, Ministry of Education of China, Ocean University of China, Qingdao 266100, China). China Environmental Science, 2017,37(3)：

Size-segregated atmospheric aerosol particles collected at a suburban site in Qingdao during January and March, 2016 were used to investigate size distributions of ten trace elements in mass concentration as well as their size-dependent solubility in relation to atmospheric acid processes. In general, size distributions of the total mass concentrations of the trace elements exhibited a uni-modal pattern. For example, Fe, Al, Ba and Sr, which are expected to mainly originate from crustal sources, mostly existed in the coarse particles (2.1～7.0µm), and the part mass accounted for 50%～60% of their total mass concentrations. Cd, As, Zn and Pb, which are expected to have strong anthropogenic contributors, were mainly distributed in the range of 0.43～2.1µm where the part mass accounted for 60%～70% of their total concentrations. However, there were no size trend for the total mass of Mn and Ni. The size distributions of water-soluble trace elements in mass concentration also exhibited a unimodal pattern. ～70% of water-soluble Fe, Al, Ba, Sr and Mn are distributed in the broad size range of 0.43～4.7µm, and nearly 80% of soluble Cd, As, Zn and Pb in mass concentration existed in the fine particles at 0.43～2.1µm. No size trend was found for the soluble Ni. The solubility of the trace elements was higher in fine particles than in coarse particles and this is particularly true for those derived from crustal sources. Moreover, the size distributions of the aerosol in-situ pH and the correlations between the pH and the elements’ solubility implied that acidification processes in the atmosphere played a key role in determining the size-dependent solubility of the trace elements.

trace elements；solubility；aerosol；size distribution；Qingdao

X517

A

1000-6923(2017)03-0851-08

孟 亚(1992-),女,山东济宁人,中国海洋大学环境科学与工程学院硕士研究生,主要从事海洋大气环境化学研究.

2016-07-21

国家重大科学研究计划项目(2014CB9537002);国家自然科学基金资助项目(41210008,41176097)

* 责任作者, 教授, engroup@ouc.ed.cn