2018, Vol. 23
2 中国科学院大学, 北京 100049;
3 天津市环境监测中心, 天津 300191;
4 南京信息工程大学, 南京 210044
, TANG Miao3, XUE Peng1,4, LIU Zirui1, WANG Lili1, CHEN Kui3, TANG Guiqian1, JI Dongsheng1
2 University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049;
3 Tianjin Environment Monitoring Center, Tianjin 300191;
4 Nanjing University of Information Science and Technology, Nanjing 210044
春节是中国最重要的节日，同时也是一年中空气污染物排放波动最为剧烈的时期。从农历小年开始，大量外来人口返乡过年，天津市人口及车流量大幅下降，工业生产和建筑施工基本停止，周边地区空气污染物排放量也明显降低(姚青等，2010)；但除夕、初一及元宵节等时段，烟花爆竹集中燃放，短时间内排放大量空气污染物，当燃放烟花爆竹所产生的污染物进入空气后，其传输扩散和转化往往取决于气象条件。在不利于扩散的气象条件下，燃放烟花爆竹导致空气污染物急剧增长且持续累积，进而演变为严重的污染事件，不仅严重降低大气能见度，破坏节日气氛；还会危害人体健康。春节假期后，外来人口陆续返津，空气污染物排放量再次上升。因此，对春节期间天津市空气污染事件的研究有助于我们认知污染源变化与空气污染物之间的关系，进而对华北区域污染特征、污染形成机制以及污染物的输送等提供一定的理论基础，为科学控制和治理空气污染提供理论依据。
目前，国内外已经展开部分研究工作分析春节烟花爆竹燃放期间气态污染物和大气颗粒物的浓度变化特征，例如：赵亚南等(2008)指出，春节期间，[NO3-]与[SO42-]由于排放源的减弱，日变化较平缓，没有明显的峰值；李令军等(2008)指出大量燃放烟花爆竹会导致大气中颗粒物、SO2和NO2的质量浓度增加；洪也等(2011)研究表明除夕日K类元素的浓度和富集因子均达到最高，峰值均出现在粒径＜1.1 μm的细粒径段上；王占山等(2015)探讨了污染源减排和烟花爆竹燃放对北京市空气质量的叠加影响；Sarkar et al. (2010)指出，烟花爆竹大量燃放期间，OC质量浓度达到峰值，烟花爆竹的燃放对PM10的贡献达到23%~33%。然而，上述研究多是基于单一仪器或者滤膜采样开展的观测研究，而使用多种高时间分辨率的观测仪器对春节期间空气质量的综合分析研究较少(Tang et al., 2016a)，可能会造成对春节期间空气污染事件的形成机制以及污染物输送等认知存在不足。
基于上述研究背景，于2015年春节期间(2015年春节是天津市政府颁布烟花爆竹禁放和限放政策的第一个春节)利用细颗粒物(PM2.5)分析仪、大气细颗粒化学组分在线离子色谱监测系统、有机碳(OC)/元素碳(EC)在线分析仪、云高仪和微波辐射计等多种先进的观测设备在天津展开综合观测，该工作是中国科学院开展的中国科学院战略先导科技专项(B类)"大气灰霾追因与控制"外场观测的一部分，目的是认知春节期间天津城区主要大气污染物浓度水平和变化特征，重点探讨烟花爆竹燃放对天津市空气质量造成的影响，并研究春节期间不同类型大气污染事件的成因。
2 材料与研究方法 2.1 数据来源大气环境监测数据来自天津市空气质量自动监测网络(http://air.tjemc.org.cn/[2017-10-20])。天津市空气质量自动监测网络由27个监测站点组成，并实时发布空气质量评价，内容包括二氧化硫(SO2)、氮氧化物(NOx)、一氧化碳(CO)、臭氧(O3)、细颗粒物(PM2.5)和可吸入颗粒物(PM10)。如图 1所示，本文选取2015年2月10日至3月7日环境监测中心、中新生态城、南京路、北辰科技园、河东区、河西区、空港物流加工区、泰丰工业园、团泊洼、永明路、天山路、机辆车厂和继电器厂13个监测站点的数据作为研究对象，深入研究天津环境监测中心站点大气污染物的变化特征。PM2.5化学组分分析仪[大气气溶胶及气体组分在线离子色谱监测系统和有机碳(OC)/元素碳(EC)在线分析仪]安装在天津市环境保护监测中心楼顶，高度约为30 m。在北京北三环外中国科学院大气物理研究所铁塔分部的325 m气象塔的8、80、240 m 3个高度设置空气质量监测站对PM2.5进行观测。
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图 1 天津市空气质量自动监测站点分布 Fig. 1 Distribution of air quality monitoring sites in Tianjin |
采用多台美国赛默飞世尔科技有限公司1405 DF型颗粒物监测仪[分别配备亚微米颗粒物(PM1)、PM2.5、PM10和总悬浮颗粒物(TSP)采样头或切割器]监测PM1、PM2.5、PM10和TSP；采用美国赛默飞世尔科技有限公司生产的大气污染物(NOx、O3、SO2和CO)环境监测分析仪对NOx、O3、SO2和CO进行实时监测，仪器参数详见文献(Tang et al., 2016a)。PM2.5的主要化学组分采用美国Sunset公司RT-4型OC/EC在线分析仪和美国URG公司生产的URG-9000D型大气细颗粒化学组分在线离子色谱监测系统进行监测。
地面气象要素观测采用芬兰VAISALA公司生产的六参数WXT520气象仪；同时采用芬兰VAISALA公司生产的CL51型激光云高仪对混合层高度和颗粒物后向散射强度进行监测，利用激光云高仪计算混合层高度的方法和数据质量控制方案详见Tang et al. (2016b), 计算后向散射系数方法详见Tang et al. (2015)和Zhu et al. (2016)；利用美国Radiometrics公司生产的MP-3000A型微波辐射计测定温廓线、湿廓线和风廓线(韩珏靖等，2015)。上述各监测仪器均参照国家相关标准定期校准，保证监测数据的准确性和有效性。
3 结果与讨论 3.1 烟花爆竹燃放对空气污染物的影响如表 1所示，研究时段内有1 d空气质量为优、8 d空气质量为良、8 d轻度污染和1 d中度污染。PM2.5日均值最高为190 μg/m3，最低为49 μg/m3；空气质量达标率仅为50%。其中连续2 d的空气污染过程有4次，污染日的首要污染物以PM2.5为主。本文选择2月18~19日(即农历大年三十和初一，空气污染事件1，简称EP 1)、2月21~22日(即农历大年初三，空气污染事件2，简称EP 2)和3月5~6日(5日为元宵节，空气污染事件3，简称EP 3)3个受烟花爆竹燃放影响的空气污染过程作为研究重点进行分析。如图 2所示，在除夕烟花爆竹密集燃放阶段于天津市南京路站点观测到整个研究时期最大小时浓度值(428 μg/m3)；这一数值低于2014年除夕夜22:00(北京时间，下文无特别说明处同)至次日02:00 PM2.5最高浓度值(577 μg/m3)。2014年除夕夜以东风或东南风为主，而且风速大于2015年除夕夜(西南风为主)，已有研究表明天津在吹东风或者东南风时气团主要来自于海上，对城市空气污染物起到一定的清除作用(刘丽丽和王莉莉，2015)。由此可见，2015年除夕夜与2014年相比，气象条件更不利于污染物的扩散；但天津PM2.5峰值明显下降表明烟花爆竹禁放和限放政策对烟花爆竹燃放量的减少(http://news.enorth.com.cn/system/2015/02/19/030035680.shtml [2017-10-20])和空气质量的改善作用明显。从2月19日02:00开始爆竹燃放量逐渐减少，PM2.5峰值浓度很快下降到150 μg/m3左右，站点之间的显著性差异减弱；从2月19日07:00开始随着烟花爆竹的再度燃放南京路站点PM2.5峰值浓度再次攀升到300 μg/m3左右。如图 2所示，尽管在EP 1和EP 3中天津市各站点处于同一气压场的控制(天气图略)，但天津市部分站点PM2.5空间分布呈现出显著性差异(t检验，差异系数p＜0.05)，其中EP 1中各站点PM2.5标准偏差为48.78%，EP 3中各站点标准偏差为20.57%。在EP 1中，天津市13个监测站PM2.5小时均值之间的相关系数(r2)变化范围为0.05~0.92，天津市南京路站点观测到PM2.5浓度最高，环境监测中心站点为175 μg/m3；而中新生态城站PM2.5质量浓度最低，小时最高值仅为48 μg/m3，站点之间小时浓度值差异最高达到380 μg/m3。在EP 3中，天津市13个监测站PM2.5小时平均值之间的相关系数(r2)变化范围为0.31~0.96，北辰科技园和南京路站小时最高值分别为201和165 μg/m3，而此时天山路和中心生态城浓度值仅为24和12 μg/m3。基于EP 1和EP 3部分站点之间PM2.5质量浓度存在显著差异，可以看出区域内烟花爆竹燃放的不均一性；这是由于天津市政府颁布烟花爆竹禁放和限放政策中明确规定禁放区和限放区(http://www.tianjinwe.com/tianjin/ms/qjtj/201412/t20141201_739750.html[2017-10-20])导致的。EP 2是由于不利于扩散的气象条件——均压场控制、混合层平均高度为400 m(图 3)、平均风速为1.1 m/s(图 4)和烟花爆竹燃放——共同导致的。在EP 2中，天津市13个监测站PM2.5小时平均值呈现出一致性的变化特征，站点之间的相关系数(r2)变化范围为0.72~0.99。
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表 1 研究时段天津市空气质量指数（AQI）和首要污染物 Table 1 Air quality indexes and primary air pollutants in Tianjin during the study periods |
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图 2 2015年(a)EP 1、(b)EP 2和(c)EP 3过程中天津各站PM2.5质量浓度变化 Fig. 2 Variations in PM2.5 concentration during (a) air pollution episode for 18-19 Feb (EP 1), (b) air pollution episode for 21-22 Feb (EP 2), and (c) air pollution episode for 5-6 Mar (EP 3) |
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图 3 2015年(a)2月18日、(b)2月19日、(c)2月21日、(d)3月5日和(e)3月6日混合层高度圆点和后向散射强度(填色)变化 Fig. 3 Variations in the mixed layer height (dots) and attenuated backscatter density (shadings) on (a) 18 Feb, (b) 19 Feb, (c) 21 Feb, (d) 5 Mar, and (e) 6 Mar |
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图 4 (a1、a2)EP 1、(b1、b2)EP 2和(c1、c2)EP 3过程中风速、风向、相对湿度(左列)和气压、温度(右列)变化 Fig. 4 Variations in wind speed, wind direction, relative humidity (left panel) and pressure, temperature (right panel) during (a1, a2) EP 1, (b1, b2) EP 2, and (c1, c2) EP 3 |
通过云高仪观测的后向散射强度变化(图 3)可以发现，2月18日23:00至19日02:00和3月5日18:00颗粒物后向散射强度在80 m以下相似，分别为5000×10-9 m-1 sr-1和3000×10-9 m-1 sr-1，表明烟花燃放影响能够达到80 m左右；这是由《烟花爆竹安全、级别、类别和标识标注》中安全燃放规范条款决定的；条款明确指出市民必须燃放符合安全标准规范的烟花爆竹；符合安全标准规范的烟花爆竹的发射高度不能高于60 m；符合安全标准规范的烟花爆竹的爆炸半径≤15 m，因此烟花爆竹危害范围最大能达到75 m左右。这与作者所在研究组在2010年春节期间基于北京325 m气象塔观测PM2.5垂直分布结果相一致，在2010年除夕夜在8 m和80 m高度PM2.5质量浓度相近，分别为682 μg/m3和648 μg/m3，远高于240 m高度PM2.5质量浓度(160 μg/m3)。此外，烟花爆竹燃放期间主要以PM1为主，PM1与PM2.5比值为0.71；而PM2.5与PM10比值为0.60，与TSP比值为0.54。在EP 2中，混合层高度以内后向散射强度逐渐增加，这是由于不利于扩散的气象条件促进了PM2.5在近地面快速积累并加速PM2.5前体物向PM2.5转化导致的。在EP 2中，颗粒物以PM1-2.5为主，PM1与PM2.5比值仅为0.38；而PM2.5与PM10比值为0.78，与TSP比值为0.62。
3.2 烟花爆竹燃放对天津市PM2.5中化学组分的影响图 5为EP 1、EP 2和EP 3过程中[SO42-]、[NO3-]、[Cl-]、[F-]、[NH4+]、[Ca2+]、[K+]、[Na+]、[Mg2+]、EC和OC变化。在EP 1过程中，水溶性离子占PM2.5的比例为47.7%，而EC和OC占PM2.5的18.9%。烟花爆竹集中燃放于2月18日22:00至19日02:00之间，[SO42-]和[K+]占PM2.5的百分比与基本无燃放时段相比(2月18日18:00)呈现大幅上升，[SO42-]从6.3%上升到12.6%；[K+]从4.1%上升到18.7%；而[NH4+]从20.4%下降到5.0%。无论是在烟花爆竹的集中燃放时段还是在非燃放时段，[NO3-]占PM2.5的百分比均较低，这可能是由于在除夕和初一，机动车辆减少及工矿企业、公司休假，使得机动车尾气排放和化石燃料燃烧均大幅减少，导致NOx浓度大幅降低，进而导致NO3-较低；[K+]和[Cl-]占总水溶性离子的比例也发生较大变化，原因是烟花爆竹主要成分为硫磺、木炭与高氯酸钾以及微量无机盐(其中微量无机盐主要是起到发色剂作用)。如
| $ {\rm{KCl}}{{\rm{O}}_4} + {\rm{S}} + {\rm{Al}} \to {\rm{A}}{{\rm{l}}_2}{{\rm{O}}_3} + {{\rm{K}}_2}{\rm{S}}{{\rm{O}}_4}\left({{\rm{S}}{{\rm{O}}_2}} \right) + {\rm{KCl}}, $ | (1) |
| $ {\rm{KCl}}{{\rm{O}}_4} + {\rm{C}} + {\rm{Al}} \to {\rm{A}}{{\rm{l}}_2}{{\rm{O}}_3} + {\rm{C}}{{\rm{O}}_2}\left({{\rm{CO}}} \right) + {\rm{KCl}} $ | (2) |
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图 5 (a1、b1)EP 1、(a2、b2)EP 2和(a3、b3)EP 3过程中(a1、a2、a3)主要水溶性盐、(b1、b2、b3)EC和OC的浓度变化(C表示各物质浓度值) Fig. 5 Variations in (a1, a2, a3) ionic species and (b1, b2, b3) OC and EC of PM2.5 during (a1, b1) EP 1, (a2, b2) EP 2, and (a3, b3) EP 3 |
所示，当烟花爆竹点燃后，产生大量烟尘和硫氧化物、氯化钾和碳氧化物。事实上，观测结果也证实了这一点，在除夕夜，总悬浮颗粒物、SO2、CO和CO2浓度最大值分别达到786 μg/m3、283.4 μg/m3、3.3 mg/m3和738.9 mg/m3，而PM2.5中[K+]、[Cl-]、[SO42-]最大值分别达到65.8、42.9、38.9 μg/m3。
基于水溶性阴阳离子的浓度水平可以推断在烟花爆竹燃放高峰时段[SO42-]主要以硫酸钾形式存在，这与以前的观测结果不一致，以前的研究结果表明烟花爆竹燃放会导致硝酸盐和硫酸盐共同升高，并且以硫酸钾和硝酸钾形式共同存在(周变红等，2013)。这种差异是由于烟花爆竹中的硝酸盐类氧化剂被燃速快、安全性高的氧化剂KClO4替代(范小花等，2008)。
另外，在烟花爆竹燃放高峰时段，[SO42-]和[NH4+]相关性较差，表明在烟花爆竹燃放高峰时段硫酸盐和铵盐来自于不同的排放源。[K+]、[Mg2+]、[Na+]和[Ca2+]在烟花爆竹燃放高峰时段相互具有较好的相关性，而在非集中燃放时段，[K+]、[Mg2+]、[Na+]和[Ca2+]相关性较差。烟花爆竹燃放高峰时段[SO42-]/[K+]、[NO3-]/[SO42-]和[Cl-]/[K+]的比值分别为0.65、0.09和0.68，完全不同于非燃放高峰时段的比值，进一步说明烟花爆竹的燃放会对PM2.5化学组分造成显著影响。此外，烟花爆竹集中燃放时，EC和OC略有升高；EC小时最大值为3.0 μg/m3，而OC小时最大值为15.7 μg/m3。PM2.5中总碳(total carbon, TC，包括OC和EC)小时最大值出现在2月19日00:00，为18.7 μg/m3，而在非集中燃放时段(2月18日18:00至21:00)仅为10.5 μg/m3。这可能是因为烟花爆竹中含有木炭和有机粘合剂等，燃放后会释放一定的含碳物质，使得OC和EC质量浓度略有增加。
在EP 2中，PM2.5的主要化学组分在2月21日17:00达到最大值，其中增长速度最快的水溶性离子为硫酸盐。2月21日17:00与2月21日00:00相比，硫酸盐增长了约9.8倍。[SO42-]和[K+]与[Cl-]和[K+]相关性系数分别高达0.69和0.97，这表明它们来自相同的排放源。基于[SO42-]和[K+]与[Cl-]和[K+]较高的相关性以及[K+]和[Cl-]的增加，可以推测它们主要来源于烟花爆竹燃放(周变红等，2013；邹强等，2014)。本研究中[SO42-]/[K+]在烟花爆竹集中燃放期间(2015年2月18日22:00至19日02:00)平均值为0.65，而在EP 2中[SO42-]/[K+]为9.2。考虑到臭氧浓度较低，气相氧化过程不可能导致SO2快速转化(Zheng et al., 2015)。因此认为这可能是由于有大量SO2存在，随着湿度增加SO2在烟花爆竹排放的颗粒物表面通过非均相化学反应产生SO42-，此时硫转化率(SOR)为0.23，高于2月21日00:00的硫氧化率0.13；转化效率的提高导致[SO42-]/[K+]明显高于春节烟花爆竹集中燃放阶段。同时，烟花爆竹排放的颗粒物随着湿度升高会发生吸湿性增长，为气态污染物提供非均相转化载体，促进硫酸盐和硝酸盐等化学组分的生成，降低大气能见度。硝酸盐浓度变化呈现出与硫酸盐相似的变化特征：与2月21日00:00相比，2月21日17:00硝酸盐增长了约9.0倍；氮转化率(NOR)从0.05升高到0.17。EP 2中[NO3-]/[SO42-]平均值也远高于烟花爆竹集中燃放阶段。本研究采用阴阳离子平衡法(刘咸德等，2005；刘庆阳等，2014)说明春节气溶胶的酸碱性质。离子平衡公式为：
| $ \begin{array}{l} {{C}_{\rm{E}}} = {\rm{ \mathsf{ ω} }} \left({{\rm{N}}{{\rm{a}}^ + }} \right)/23 + {\rm{ \mathsf{ ω} }} \left({{\rm{N}}{{\rm{H}}_4}^ + } \right)/18 + {\rm{ \mathsf{ ω} }} \left({{{\rm{K}}^ + }} \right)/39 + {\rm{ \mathsf{ ω} }} \left({{\rm{M}}{{\rm{g}}^{2 + }}} \right)/12 + \\ \;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;\;{\rm{ \mathsf{ ω} }} \left({{\rm{C}}{{\rm{a}}^ + }} \right)/20, \end{array} $ | (3) |
| $ {A_{\rm{E}}} = {\rm{ \mathsf{ ω} }}\left({{\rm{SO}}_4^{2 - }} \right)/48 + {\rm{ \mathsf{ ω} }}\left({{\rm{N}}{{\rm{O}}_3}^ - } \right)/62 + {\rm{ \mathsf{ ω} }}\left({{\rm{C}}{{\rm{l}}^ - }} \right)/35.5 + {\rm{ \mathsf{ ω} }}\left({{{\rm{F}}^ - }} \right)/19, $ | (4) |
其中，CE和AE分别为阳离子和阴离子的当量浓度，ω为当量浓度，颗粒物酸碱性可由线性回归线斜率k来衡量。在EP 2中，PM2.5中阳离子(y)和阴离子(x)斜率k为1.9，表明大气颗粒物呈现碱性。在逆温、逆湿、低混合层高度、高湿度和低风速的条件下(图 3、图 6和图 7)，大量SO2和碱性颗粒物的存在可能会通过化学反应导致空气质量进一步恶化。PM2.5中TC小时最大值出现在2月21日17:00，为47 μg/m3，其中OC所占比例为78.9%；而EC所占比例为21.1%。此时OC与EC的比值为4.0；表明OC主要来源于机动车、燃煤和二次转化等(Chen et al., 2014)。21日17:00以后冷锋过境，TC的质量浓度降低到6.4 μg/m3。
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图 6 2015年(a)2月19日、(b)2月21日和(c)3月6日风廓线。等值线表示垂直风速，正值表示下沉运动(绿色)，负值表示上升运动(蓝色) Fig. 6 Profiles of wind on (a) 19 Feb, (b) 21 Feb, and (c) 6 Mar. Contours show vertical wind speed (m/s), negative values represent ascending motion (blue), and positive values represent descending motion (green) |
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图 7 2015年(a1、b1)2月19日、(a2、b2)2月21日和(a3、b3)3月6日温度(左列)和相对湿度(右列)廓线 Fig. 7 Profiles of temperature (left panel) and relative humidity (right panel) on (a1, b1) 19 Feb, (a2, b2) 21 Feb, and (a3, b3) 6 Mar |
在EP 3中，9种水溶性粒子质量浓度变化顺序为：[Ca2]＜[Mg2+]＜[F-]＜[Na+]＜[K+]＜[NO3-]＜[Cl-]＜[SO42-]＜[NH4+]。在正月十五烟花集中燃放期间(3月5日18:00至20:00为燃放高峰期)，PM2.5中硝酸盐并没有明显升高，这也不同于Wang et al. (2007)在2006年元宵节期间于北京市获得的观测结果。Wang et al. (2007)观测结果显示元宵节期间烟花燃放导致硝酸盐的平均浓度是平日的7倍，而本研究中硝酸盐的质量浓度并没有明显的增加；这与烟花爆竹的化学组分密切相关；但硫酸盐增长速率仍为最高。如图 5所示，3月5日下午16:00各组分浓度还维持在较低水平；受到大气边界层下降和烟花爆竹燃放的共同影响，各组分质量浓度从3月5日17:00开始上升；在元宵节烟花爆竹燃放的高峰期，[K+]、[SO42-]、[Cl-]、[Mg2+]和[Na+]均出现明显的峰值，占PM2.5的比例高达59.6%，其中[K+]达到了17.9 μg/m3。次日，受下沉气流的影响，混合层高度在整个白天维持在1500 m以下；需要强调的是随着混合层高度和西南风速的增加，[NO3-]、[NH4+]、[SO42-]、OC和EC质量浓度也相应增加，这说明区域输送对PM2.5化学组分的增长有着重要的贡献。而此时O3质量浓度也迅速增加并在14:00(世界协调时)达到最大值92 μg/m3；[NO3-]、[SO42-]和[NH4+]与O3出现的峰值时间相同，显现出复合型污染特征。
需要强调的是烟花爆竹排放产生的PM2.5主要化学组分是水溶性的，随着相对湿度的增加发生吸湿性增长，导致PM2.5水含量增加有利于气态污染物NOx、SO2和NH3通过非均相化学反应转化为NO3-、SO42-和NH4+。NOR和SOR分别为0.16和0.10，略低于EP 2中NOR和SOR。尽管在EP 3中NOR低于EP 2，但硝酸盐小时最高浓度高于EP 2中小时最高浓度，这是由于NOx排放量增加导致的。随着春节假期的结束，行驶的机动车数量显著增加，工厂也逐步恢复生产导致NOx排放量增加，进而导致NOx向硝酸盐快速转化。在EP 3过程中，OC和EC平均浓度为15.3±4.0和4.5±1.2 μg/m3；在烟花燃放期间OC与EC比值最低值达到1.9，不同于除夕夜[OC]/[EC]；也不同于以前的研究结果(周变红等，2013)。这可能是因为元宵节以燃放烟花为主，烟花中含的木炭等材料在燃放过程并未被完全氧化而散落在空中，因此导致[OC]/[EC]低于预期。而在3月6日[OC]/[EC]平均值为3.5±0.9，表明PM2.5中OC不仅来源于一次排放；二次转化对OC的贡献也不容忽视。而后随着弱冷空气到来，PM2.5化学组分的质量浓度均略有下降。
4 结论本文首次利用大气PM2.5水溶性组分在线连续监测分析仪、在线OC/EC分析仪、云高仪和微波辐射计等多种先进的仪器设备对2015年春节期间天津市典型空气污染事件进行综合观测研究并获得如下结论：
(1) 烟花爆竹的禁放和限放政策导致除夕期间空气质量有所改善；与2014年除夕夜相比，PM2.5峰值浓度明显降低。烟花爆竹禁放区和限放区PM2.5远低于烟花爆竹燃放区；烟花爆竹的燃放导致PM2.5主要化学组分[K+]、[SO42-]和[Cl-]和气态污染物SO2和CO质量浓度显著升高，而对PM2.5中EC和OC质量浓度影响并不明显。
(2) 由于烟花爆竹排放的PM2.5主要化学组分为K+、SO42-和Cl-，在逆温、逆湿、下沉气流和较高的相对湿度的条件下会发生吸湿性增长，将加快SO2和NOx向SO42-和NO3-的转化。
(3) 元宵节期间烟花爆竹排放和区域污染叠加导致天津空气质量进一步恶化，呈现复合型污染的特征。
致谢: 感谢中国科学院大气物理研究所大气边界层物理和大气化学国家重点实验室/大气分中心和天津环境监测中心工作人员在观测期间提供的帮助。| [] | Chen K, Xie S, Luo B, et al. 2014. Characteristics and origins of carbonaceous aerosol in the Sichuan basin, China[J]. Atmospheric Environment, 94(94): 215–223. DOI:10.1016/j.atmosenv.2014.05.037 |
| [] | 范小花, 蔡治勇, 易俊, 等. 2008. 烟花爆竹用氧化剂的研究进展[J]. 中国安全科学学报, 18(6): 80–83. Fan Xiaohua, Cai Zhiyong, Yi Jun, et al. 2008. Research and progress of oxidants used in fireworks and firecrackers[J]. China Safety Science Journal, 18(6): 80–83. DOI:10.3969/j.issn.1003-3033.2008.06.014 |
| [] | 韩珏靖, 陈飞, 张臻, 等. 2015. MP-3000A型地基微波辐射计的资料质量评估和探测特征分析[J]. 气象, 41(02): 226–233. Han Juejing, Chen Fei, Zhang Zhen, et al. 2015. Assessment and characteristics of MP-3000A ground-based microwave radiometer[J]. Meteorological Monthly, 41(02): 226–233. DOI:10.7519/j.issn.1000-0526.2015.02.011 |
| [] | 洪也, 马雁军, 李潮流, 等. 2011. 沈阳冬季灰霾日大气颗粒物元素粒径分布特征[J]. 环境科学研究, 24(6): 637–644. Hong Ye, Ma Yanjun, Li Chaoliu, et al. 2011. Elemental size distribution characteristics of atmospheric particles on hazy days during winter in Shenyang[J]. Research of Environmental Sciences, 24(6): 637–644. DOI:10.13198/j.res.2011.06.53.hongy.008 |
| [] | 李令军, 王英, 李金香, 等. 2008. 北京市冬春季大气颗粒物的粒径分布及消光作用[J]. 环境科学研究, 21(2): 90–94. Li Lingjun, Wang Ying, Li Jinxiang, et al. 2008. The characteristic of atmospheric particle size distribution and their light extinction effect in Beijing during winter and spring time[J]. Research of Environmental Sciences, 21(2): 90–94. DOI:10.13198/j.res.2008.02.95.lilj.019 |
| [] | 刘丽丽, 王莉莉. 2015. 天津冬季重霾污染过程及气象和边界层特征分析[J]. 气候与环境研究, 20(2): 129–140. Liu Lili, Wang Lili. 2015. Characteristics of winter heavy pollution episodes and meteorological causes and structures of boundary layer in Tianjin[J]. Climatic and Environmental Research, 20(2): 129–140. DOI:10.3878/j.issn.1006-9585.2014.14096 |
| [] | 刘庆阳, 刘艳菊, 赵强, 等. 2014. 2012年春季京津冀地区一次沙尘暴天气过程中颗粒物的污染特征分析[J]. 环境科学, 35(8): 2843–2850. Liu Qingyang, Liu Yanju, Zhao Qiang, et al. 2014. Chemical characteristics in airborne particulate matter (PM10) during a high pollution spring dust storm episode in Beijing, Tianjin and Zhangjiakou, China[J]. Environmental Science, 35(8): 2843–2850. DOI:10.13227/j.hjkx.2014.08.001 |
| [] | 刘咸德, 董树屏, 李冰, 等. 2005. 沙尘暴事件中大气颗粒物化学组分的浓度变化和硫酸盐的形成[J]. 环境科学研究, 18(6): 12–17. Liu Xiande, Dong Shuping, Li Bing, et al. 2005. Concentration variation of atmospheric aerosol constituents and sulfate formation during an Asian dust event[J]. Research of Environmental Sciences, 18(6): 12–17. DOI:10.3321/j.issn:1001-6929.2005.06.003 |
| [] | Sarkar S, Khillare P S, Jyethi D S, et al. 2010. Chemical speciation of respirable suspended particulate matter during a major firework festival in India[J]. Journal of Hazardous Materials, 184(1-3): 321–330. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.08.039 |
| [] | Tang G Q, Zhu X W, Hu B, et al. 2015. Impact of emission controls on air quality in Beijing during APEC 2014:Lidar ceilometer observations[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 15(21): 12667–12680. DOI:10.5194/acp-15-12667-2015 |
| [] | Tang M, Ji D S, Gao W K, et al. 2016a. Characteristics of air quality in Tianjin during the spring festival period of 2015[J]. Atmospheric and Oceanic Science Letters, 9(1): 15–21. DOI:10.1080/16742834.2015.1131948 |
| [] | Tang G Q, Zhang J Q, Zhu X W, et al. 2016b. Mixing layer height and its implications for air pollution over Beijing, China[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 16(4): 2459–2475. DOI:10.5194/acp-16-2459-2016 |
| [] | Wang Y, Zhuang G S, Xu C, et al. 2007. The air pollution caused by the burning of fireworks during the Lantern Festival in Beijing[J]. Atmospheric Environment, 42(2): 417–431. DOI:10.1016/j.atmosenv.2006.07.043 |
| [] | 王占山, 张大伟, 李云婷, 等. 2015. 2014年春节期间北京市空气质量分析[J]. 环境科学学报, 35(2): 371–378. Wang Zhanshan, Zhang Dawei, Li Yunting, et al. 2015. Analysis of air quality in Beijing City during Spring Festival period of 2014[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 35(2): 371–378. DOI:10.13671/j.hjkxxb.2014.0798 |
| [] | 姚青, 蔡子颖, 张长春, 等. 2010. 天津城区大气气溶胶质量浓度分布特征与影响因素[J]. 生态环境学报, 19(9): 2225–2231. Yao Qing, Cai Ziying, Zhang Changchun, et al. 2010. Variety characteristics and influence factors of aerosol mass concentrations in Tianjin city[J]. Ecology and Environmental Sciences, 19(9): 2225–2231. DOI:10.3969/j.issn.1674-5906.2010.09.036 |
| [] | 赵亚南, 王跃思, 张凯, 等. 2008. 工作日、双休日和春节期间PM10中水溶性离子浓度变化特征[J]. 环境科学研究, 21(5): 150–153. Zhao Yanan, Wang Yuesi, Zhang Kai, et al. 2008. Concentration variation of water-soluble Ions of PM10 on workday, weekend and spring festival period[J]. Research of Environmental Sciences, 21(5): 150–153. DOI:10.13198/j.res.2008.05.152.zhaoyn.024 |
| [] | Zheng G J, Duan F K, Su H, et al. 2015. Exploring the severe winter haze in Beijing:The impact of synoptic weather, regional transport and heterogeneous reactions[J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 15(6): 2969–2983. DOI:10.5194/acp-15-2969-2015 |
| [] | 周变红, 王格慧, 张承中, 等. 2013. 春节期间西安市南郊细颗粒物中水溶性离子的污染特征[J]. 环境化学, 32(3): 498–504. Zhou Bianhong, Wang Gehui, Zhang Chengzhong, et al. 2013. Pollutions characteristics of water-souble ions of fine particle during spring festival over Xi'an southern[J]. Environmental Chemistry, 32(3): 498–504. DOI:10.7524/j.issn.0254-6108.2013.03.024 |
| [] | Zhu X W, Tang G Q, Hu B, et al. 2016. Regional pollution and its formation mechanism over North China Plain:A case study with ceilometer observations and model simulations[J]. J. Geophys. Res., 121(24): 14574–14588. DOI:10.1002/2016JD025730 |
| [] | 邹强, 姚玉刚, 丁铭, 等. 2014. 春节烟花爆竹燃放期间苏州市区PM2.5中水溶性离子特征分析[J]. 环境监测管理与技术, 26(2): 26–29, 62. Zou Qiang, Yao Yugang, Ding Ming, et al. 2014. Characteristics of water-soluble ions bounded in PM2.5 during spring festival in Suzhou City[J]. The Administration and Technique of Environmental Monitoring, 26(2): 26–29, 62. DOI:10.3969/j.issn.1006-2009.2014.02.009 |