燃烧源与沙尘颗粒物中关键元素可溶性特征及影响机制探究

燃烧源与沙尘颗粒物中关键元素可溶性特征及影响机制探究一、引言1.1研究背景与意义在当今复杂的环境体系中，燃烧源与沙尘颗粒物广泛存在，对生态环境和人类健康产生着不可忽视的影响。燃烧源，涵盖了化石燃料（如煤、石油、天然气）的燃烧以及生物质（如木材、秸秆）的燃烧等多种形式。这些燃烧过程所产生的颗粒物，成分极为复杂，包含了多种化学元素，如碳、氢、氧、氮等常量元素，以及铁（Fe）、磷（P）和众多重金属元素等微量元素。与此同时，沙尘颗粒物作为自然源气溶胶的重要组成部分，主要源于沙漠、荒漠以及干旱半干旱地区的土壤扬尘。在风力的作用下，这些沙尘被卷入高空，随着大气环流进行远距离传输，进而影响到全球的大气环境质量。铁（Fe）作为地球上含量较为丰富的金属元素之一，在生命活动中扮演着至关重要的角色。在海洋生态系统中，Fe是浮游植物生长所必需的微量营养元素。研究表明，在某些海域，由于Fe元素的缺乏，海洋初级生产力受到了显著的限制。沙尘与人为源气溶胶（如燃烧源颗粒物）的大气沉降被认为是开阔大洋可溶性Fe的主要来源。可溶性Fe能够被海洋生物直接吸收利用，从而促进海洋浮游植物的生长和繁殖，对海洋生态系统的物质循环和能量流动产生深远影响。例如，在北太平洋的一些海域，通过大气沉降输入的可溶性Fe能够引发浮游植物的大量繁殖，进而改变海洋生态系统的结构和功能。然而，目前对于燃烧源与沙尘颗粒物中Fe的可溶性，以及它们在大气沉降过程中对海洋可溶性Fe贡献的准确评估，仍然存在诸多不确定性。这种不确定性严重制约了我们对海洋生态系统物质循环和能量流动的深入理解，也影响了我们对全球气候变化的准确预测。磷（P）同样是生命活动不可或缺的营养元素，在生态系统的物质循环和能量转化中发挥着关键作用。在陆地生态系统中，P参与了植物的光合作用、呼吸作用以及核酸和蛋白质的合成等重要生理过程。土壤中的可溶性P是植物获取P元素的主要来源，而大气沉降中的P对土壤P库的补充具有重要意义。在一些偏远地区，大气沉降中的P甚至成为了土壤P的主要输入途径。在水生生态系统中，P是水体富营养化的关键限制因素之一。当水体中可溶性P含量过高时，会引发藻类等浮游生物的大量繁殖，导致水体富营养化，进而破坏水生生态系统的平衡。燃烧源与沙尘颗粒物中P的可溶性及其在大气沉降过程中的环境行为，对于研究陆地和水生生态系统的物质循环和能量转化具有重要的科学价值。然而，目前关于这方面的研究还相对较少，对其环境效应的认识也不够深入。重金属元素，如铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）等，通常具有毒性，且在环境中难以降解，能够在生物体内富集，通过食物链传递，对人类健康和生态环境构成严重威胁。燃烧源排放的重金属主要来源于化石燃料的燃烧、工业生产过程以及垃圾焚烧等。例如，煤燃烧过程中会释放出大量的Pb、Cd等重金属元素，这些重金属元素会附着在燃烧源颗粒物上，进入大气环境。沙尘颗粒物中也可能含有一定量的重金属元素，这些重金属元素主要来源于沙尘源地的土壤和岩石。当燃烧源与沙尘颗粒物中的重金属元素进入环境后，其可溶性决定了它们的生物可利用性和环境毒性。可溶性重金属更容易被生物吸收，从而对生物产生毒害作用。在土壤中，可溶性重金属可能会污染土壤，影响土壤微生物的活性和植物的生长发育；在水体中，可溶性重金属可能会导致水生生物中毒，破坏水生生态系统的平衡。因此，深入研究燃烧源与沙尘颗粒物中重金属元素的可溶性，对于评估其环境风险和制定有效的污染防控措施具有重要的现实意义。综上所述，对燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素可溶性的研究，不仅有助于我们深入理解这些元素在大气、土壤和水体等环境介质中的迁移转化规律，以及它们对生态系统物质循环和能量流动的影响，还能为评估大气沉降对海洋初级生产力的贡献、预测全球气候变化趋势提供关键数据支持，同时为制定有效的环境政策和污染防控措施提供科学依据，从而保障生态环境的健康和人类的可持续发展。1.2国内外研究现状在燃烧源与沙尘颗粒物中Fe元素可溶性的研究方面，国内外已经取得了一定的成果。国外学者[具体学者]通过对不同地区沙尘样本的分析，发现沙尘中Fe的可溶性受到沙尘源地土壤性质、矿物组成以及大气传输过程中物理化学作用的影响。在一些富含铁氧化物的沙尘源地，沙尘颗粒物中的Fe可溶性相对较高。例如，在撒哈拉沙漠沙尘中，由于其富含赤铁矿和针铁矿等铁氧化物，且在大气传输过程中受到酸性物质的作用，使得沙尘中部分Fe能够溶解，其可溶性Fe的含量在一定范围内波动。而国内研究则更侧重于结合我国沙尘源地的特点，如西北干旱半干旱地区的沙漠和黄土高原地区。[国内学者]研究发现，我国沙尘源地的沙尘颗粒物中Fe的可溶性与沙尘源地的土壤类型、气候条件以及人为活动等因素密切相关。在干旱少雨的气候条件下，沙尘源地土壤中的Fe氧化物相对稳定，沙尘中Fe的可溶性较低；而在受到人类活动影响较大的地区，如工业排放和农业活动导致土壤中Fe的形态发生改变，进而影响沙尘中Fe的可溶性。对于燃烧源颗粒物中Fe的可溶性研究，国外研究多集中在化石燃料燃烧产生的飞灰方面。[具体国外学者]通过对煤燃烧飞灰的研究发现，飞灰中Fe的可溶性与飞灰的粒径、化学组成以及燃烧条件等因素有关。较小粒径的飞灰由于比表面积大，更容易与大气中的物质发生反应，从而提高Fe的可溶性。同时，飞灰中含有的无定形Fe含量对其可溶性影响显著，当无定形Fe含量较高时，Fe的可溶性明显增加。国内学者则进一步拓展了研究范围，包括生物质燃烧产生的颗粒物。[国内学者]研究发现，生物质燃烧产生的颗粒物中Fe的可溶性与生物质的种类、燃烧方式以及添加剂等因素有关。例如，在生物质燃烧过程中添加某些碱性物质，可以改变颗粒物表面的化学性质，促进Fe的溶解，提高其可溶性。在P元素可溶性的研究领域，国外研究主要关注沙尘和大气颗粒物中P的形态及其对生态系统的影响。[具体国外学者]通过对大气沉降物的分析，发现沙尘中的P主要以难溶性的磷灰石形式存在，但在一定的环境条件下，如酸性降水的作用下，部分P可以溶解，释放出可溶性P，从而对陆地和水生生态系统产生影响。国内研究则更注重结合我国的农业生产和环境问题。[国内学者]研究发现，在我国一些农业地区，燃烧源（如秸秆焚烧）产生的颗粒物中含有一定量的P，这些P的可溶性受到燃烧温度、燃烧时间以及颗粒物表面的化学组成等因素的影响。在高温快速燃烧条件下，秸秆燃烧产生的颗粒物中P的可溶性较低；而在低温缓慢燃烧条件下，颗粒物表面可能会形成一些有利于P溶解的化学物质，从而提高P的可溶性。在重金属元素可溶性的研究方面，国外在重金属污染的监测和分析技术上较为先进。[具体国外学者]运用先进的分析仪器和技术，对大气颗粒物、沙尘以及土壤中的重金属元素进行了详细的分析，研究了重金属元素在不同环境介质中的存在形态和可溶性。他们发现，重金属元素的可溶性与环境的pH值、氧化还原电位以及有机物质的含量等因素密切相关。在酸性环境中，重金属元素更容易溶解，其生物可利用性也更高。国内研究则更侧重于结合我国的工业发展和环境污染现状，对燃烧源（如工业废气排放、煤燃烧等）和沙尘颗粒物中的重金属元素进行研究。[国内学者]通过对我国一些工业城市大气颗粒物和沙尘颗粒物的分析，发现燃烧源排放的重金属元素在大气传输过程中会发生形态转化，部分重金属元素的可溶性会发生改变。同时，沙尘颗粒物中的重金属元素也会受到沙尘源地土壤污染和大气污染的影响，其可溶性呈现出复杂的变化趋势。然而，目前国内外关于燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素可溶性的研究仍存在一些不足之处。在研究方法上，虽然现有的分析技术能够对元素的含量和可溶性进行测定，但对于元素在复杂环境体系中的微观存在形态和转化机制的研究还不够深入。例如，对于Fe元素在沙尘颗粒物和燃烧源颗粒物中的纳米级存在形态及其在大气传输过程中的变化规律，还缺乏系统的研究。在研究对象上，对一些特殊燃烧源（如垃圾焚烧、工业窑炉等）和偏远地区沙尘颗粒物中元素可溶性的研究相对较少，导致对这些来源颗粒物中元素可溶性的认识存在局限性。在研究的综合性方面，目前的研究大多侧重于单一元素或单一来源颗粒物的研究，缺乏对燃烧源与沙尘颗粒物中多种元素可溶性的协同研究，以及它们在大气、土壤和水体等多环境介质中迁移转化的综合研究。这使得我们难以全面了解这些元素在整个环境体系中的循环过程和环境效应。1.3研究目标与内容本研究旨在深入探究燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素的可溶性，揭示其在不同环境条件下的差异，剖析影响元素可溶性的关键因素，并评估其对生态环境和人类健康的潜在影响。通过系统研究，填补当前在该领域的认知空白，为准确评估大气沉降对海洋初级生产力的贡献、预测全球气候变化趋势提供科学依据，同时为制定有效的环境政策和污染防控措施提供有力支持。在研究内容上，本研究首先针对燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素的含量与分布进行研究。对多种典型燃烧源（如煤燃烧飞灰、生物质燃烧颗粒物、垃圾焚烧飞灰等）和不同来源沙尘颗粒物（如我国西北沙漠沙尘、黄土高原沙尘以及国外典型沙尘源地沙尘等）进行采样收集。运用先进的分析技术，如电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）、X射线荧光光谱仪（XRF）等，精确测定颗粒物中Fe、P及重金属元素（如Pb、Cd、Hg、Cr等）的含量。同时，利用扫描电子显微镜（SEM）结合能谱分析（EDS）等手段，研究这些元素在颗粒物中的微观分布特征，了解它们在颗粒物表面、内部的存在位置以及与其他元素的结合状态。本研究还将对元素的可溶性差异进行比较分析。建立标准化的可溶性实验方法，模拟不同的环境条件，如不同的pH值、氧化还原电位、离子强度等，测定燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素的可溶性。对比不同燃烧源之间、沙尘颗粒物之间以及燃烧源与沙尘颗粒物之间元素可溶性的差异。例如，研究发现垃圾焚烧飞灰的Fe可溶性最高，均值为1.98±0.43%，而煤飞灰的Fe可溶性最低，均值为0.24±0.28%，沙尘的Fe可溶性次之，均值为0.43±0.30%。分析这些差异产生的原因，为深入理解元素的环境行为提供基础。本研究还将分析影响元素可溶性的因素。从颗粒物的物理化学性质（如粒径、比表面积、矿物组成、化学组成等）、环境因素（如大气中的酸性物质、氧化性物质、湿度等）以及大气传输过程中的物理化学作用（如吸附、解吸、化学反应等）等多个方面，深入探讨影响燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素可溶性的关键因素。通过实验和数据分析，建立元素可溶性与这些影响因素之间的定量关系。研究发现无定形Fe含量是影响Fe可溶性的重要因素，当颗粒物的无定形Fe含量低于3%时，Fe可溶性小于0.2%；而当无定形Fe含量>4%时，Fe可溶性明显上升，且Fe可溶性与无定形Fe含量呈正相关关系。本研究将评估元素可溶性的环境意义。结合大气沉降模型和生态系统模型，研究燃烧源与沙尘颗粒物中可溶性Fe、P及重金属元素在大气沉降过程中的迁移转化规律，以及它们对陆地和水生生态系统的影响。评估可溶性Fe对海洋初级生产力的贡献，分析可溶性P对陆地和水生生态系统物质循环和能量转化的影响，以及可溶性重金属元素对生态环境和人类健康的潜在风险。通过案例分析，如研究某一特定海域大气沉降中可溶性Fe对海洋浮游植物生长的影响，或某一地区土壤中可溶性重金属元素对农作物生长和人体健康的影响，深入探讨元素可溶性的环境意义，为制定环境保护政策和污染防控措施提供科学依据。1.4研究方法与技术路线本研究通过现场采样与实验室分析相结合的方式，全面深入地研究燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素的可溶性。在样品采集方面，对于燃烧源颗粒物，选取具有代表性的燃烧过程进行样品采集。在大型燃煤发电厂的静电除尘器后，采集煤燃烧飞灰样品，以确保获取的飞灰能代表煤燃烧的典型排放特征。对于生物质燃烧颗粒物，选择农村地区常见的秸秆焚烧现场，利用高流量采样器采集不同燃烧阶段的颗粒物样品，以分析生物质种类和燃烧条件对颗粒物成分的影响。在城市垃圾焚烧厂的尾气处理系统出口，采集垃圾焚烧飞灰样品，以研究垃圾焚烧过程中元素的释放和富集情况。对于沙尘颗粒物，依据我国沙尘的主要传输路径和典型沙尘源地，在新疆塔克拉玛干沙漠、内蒙古浑善达克沙地等沙尘源地，以及沙尘传输路径上的甘肃、宁夏、陕西等地，设置多个采样点。在沙尘天气发生时，使用专用的大气颗粒物采样器，采集不同粒径的沙尘颗粒物样品，以分析沙尘源地和传输过程对颗粒物成分的影响。同时，收集国外典型沙尘源地（如撒哈拉沙漠、阿拉伯沙漠等）的沙尘样品，通过国际合作或购买等方式获取，以便进行对比研究。在元素含量分析上，使用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定颗粒物中Fe、P及重金属元素（如Pb、Cd、Hg、Cr等）的含量。在分析前，将采集的颗粒物样品进行消解处理，采用酸消解或碱熔融等方法，将颗粒物中的元素转化为溶液状态，确保元素的完全溶解。严格按照仪器操作规程进行测定，对每个样品进行多次重复测量，以保证数据的准确性和可靠性。使用X射线荧光光谱仪（XRF）对颗粒物中的元素进行半定量分析，作为ICP-MS分析的补充和验证。XRF分析可以快速获得样品中元素的大致含量和分布情况，为进一步的精确分析提供参考。在元素可溶性分析方面，建立标准化的可溶性实验方法。模拟不同的环境条件，设置不同的pH值（如酸性条件下pH为3、5，中性条件下pH为7，碱性条件下pH为9、11）、氧化还原电位（通过添加不同的氧化剂或还原剂来调节）和离子强度（使用不同浓度的电解质溶液），以研究这些因素对元素可溶性的影响。将一定量的颗粒物样品加入到模拟环境溶液中，在恒温振荡条件下进行反应，使颗粒物与溶液充分接触，促进元素的溶解。反应结束后，通过离心或过滤等方法分离溶液和固体残渣，使用ICP-MS测定溶液中元素的含量，从而计算出元素的可溶性。在技术路线方面，本研究遵循科学严谨的流程开展。首先，确定研究对象和采样方案，包括选择典型的燃烧源和沙尘源地，以及确定合适的采样时间和方法。在采集样品后，将样品运回实验室进行预处理，包括样品的干燥、研磨、筛分等，以保证样品的均匀性和代表性。对预处理后的样品进行元素含量分析和可溶性实验，利用先进的分析仪器和设备，获取准确的数据。对实验数据进行统计分析和相关性研究，运用统计学方法（如方差分析、相关分析等），找出不同燃烧源与沙尘颗粒物中元素可溶性的差异及其影响因素。结合大气沉降模型和生态系统模型，评估元素可溶性对生态环境和人类健康的影响，为制定环境保护政策和污染防控措施提供科学依据。技术路线如图1-1所示。\begin{figure}[htbp]\centering\includegraphics[width=0.8\textwidth]{技术路线图}\caption{技术路线图}\end{figure}二、燃烧源与沙尘颗粒物概述2.1燃烧源颗粒物的来源与特性2.1.1常见燃烧源分类常见的燃烧源种类繁多，主要包括化石燃料燃烧、生物质燃烧和垃圾焚烧等。化石燃料燃烧是能源生产和工业活动中最主要的燃烧过程之一，煤燃烧是火力发电的重要方式。在大型燃煤发电厂，煤经过燃烧释放出大量能量，驱动汽轮机发电。煤燃烧过程中，复杂的有机和无机成分发生一系列物理和化学变化，产生大量的燃烧源颗粒物。这些颗粒物的成分和性质受到煤的种类、燃烧条件等因素的显著影响。不同煤种的挥发分、固定碳、灰分等含量不同，导致燃烧过程中颗粒物的生成量和成分存在差异。石油燃烧也是常见的化石燃料燃烧形式，广泛应用于交通运输、工业生产等领域。汽车发动机中汽油或柴油的燃烧，为车辆提供动力，但同时也排放出大量的燃烧源颗粒物。这些颗粒物中含有碳氢化合物、氮氧化物、颗粒物等污染物，对大气环境和人体健康造成严重危害。随着汽车保有量的不断增加，石油燃烧排放的颗粒物成为城市大气污染的重要来源之一。天然气燃烧相对较为清洁，其主要成分是甲烷，燃烧产物主要为二氧化碳和水。然而，在一些特殊情况下，如燃烧不充分或天然气中含有杂质时，也会产生少量的燃烧源颗粒物。在工业生产中，一些以天然气为燃料的加热炉、锅炉等设备，如果燃烧控制不当，会导致颗粒物排放增加。生物质燃烧是指植物材料（如木材、秸秆、草本植物等）的燃烧过程，是农村地区和一些发展中国家常见的能源利用方式。在农村，秸秆焚烧是处理秸秆的一种传统方式，但会产生大量的浓烟和颗粒物，对空气质量造成严重影响。秸秆燃烧产生的颗粒物中含有大量的有机碳、元素碳以及一些微量元素，如钾、钙、镁等。生物质燃烧还广泛应用于生物质发电、供热等领域。在生物质发电厂，生物质经过燃烧产生热能，驱动汽轮机发电。这些燃烧过程中产生的颗粒物同样需要引起关注，其成分和性质与生物质的种类、燃烧条件等密切相关。垃圾焚烧是处理城市生活垃圾的一种重要方式，通过高温燃烧将垃圾转化为热能、电能等资源，同时减少垃圾的体积和重量。然而，垃圾焚烧过程中会产生大量的燃烧源颗粒物，这些颗粒物中含有重金属、二噁英等有害物质，对环境和人体健康构成严重威胁。垃圾的成分复杂多样，包括有机物、无机物、塑料、纸张、金属等，不同成分在焚烧过程中的反应和转化机制不同，导致产生的颗粒物成分和性质差异较大。2.1.2燃烧源颗粒物的物理化学特性燃烧源颗粒物的物理化学特性对其环境行为和生态效应具有重要影响，主要包括粒径分布、化学成分和表面形态等方面。在粒径分布上，燃烧源颗粒物的粒径范围广泛，从几纳米到几十微米不等。不同燃烧源产生的颗粒物粒径分布存在明显差异，燃煤电厂排放的颗粒物主要集中在亚微米级和微米级。研究表明，煤粉炉燃烧产生的颗粒物中，粒径小于1μm的细颗粒物占比较高，而粒径大于10μm的粗颗粒物占比较低。这是由于煤粉在高温燃烧过程中，经历了蒸发、成核、凝聚等过程，形成了大量的细颗粒物。生物质燃烧产生的颗粒物粒径分布相对较宽，既有细颗粒物，也有一定比例的粗颗粒物。秸秆燃烧产生的颗粒物中，粒径在0.1-1μm之间的细颗粒物和粒径在1-10μm之间的粗颗粒物都占有一定份额。这是因为生物质的结构和成分较为复杂，燃烧过程中不完全燃烧和热解反应会产生不同粒径的颗粒物。垃圾焚烧产生的颗粒物粒径分布也较为复杂，受到垃圾成分、焚烧温度、焚烧方式等因素的影响。一般来说，垃圾焚烧产生的颗粒物中，细颗粒物的含量较高，且含有较多的重金属和有机污染物。在化学成分上，燃烧源颗粒物的化学成分复杂多样，主要包括碳质成分、无机元素和有机污染物等。碳质成分是燃烧源颗粒物的主要组成部分，包括元素碳（EC）和有机碳（OC）。元素碳是一种黑色的、具有强吸光性的物质，主要来源于燃料的不完全燃烧，对大气能见度和气候变化有重要影响。有机碳则是由多种有机化合物组成，其来源包括燃料中的有机物、燃烧过程中产生的挥发性有机物以及大气中的二次有机气溶胶等。不同燃烧源产生的颗粒物中，碳质成分的含量和比例存在差异。燃煤电厂排放的颗粒物中，元素碳的含量相对较高，而生物质燃烧产生的颗粒物中，有机碳的含量相对较高。无机元素在燃烧源颗粒物中也占有一定比例，常见的无机元素包括硅（Si）、铝（Al）、铁（Fe）、钙（Ca）、镁（Mg）等地壳元素，以及铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）等重金属元素。这些无机元素的来源主要是燃料中的杂质和添加剂，以及燃烧过程中与环境中的物质发生反应。燃煤电厂排放的颗粒物中，含有大量的硅、铝等地壳元素，这是由于煤中含有一定量的矿物质。而垃圾焚烧产生的颗粒物中，重金属元素的含量相对较高，这是因为垃圾中含有各种金属制品和电子垃圾等。有机污染物也是燃烧源颗粒物的重要组成部分，包括多环芳烃（PAHs）、二噁英、呋喃等。这些有机污染物具有毒性、致癌性和致畸性，对人体健康和生态环境造成严重危害。多环芳烃是由两个或两个以上苯环稠合在一起的有机化合物，主要来源于化石燃料和生物质的不完全燃烧。在汽车尾气、工业废气和生物质燃烧排放的颗粒物中，都检测到了较高浓度的多环芳烃。二噁英和呋喃是一类具有高度毒性的有机化合物，主要产生于垃圾焚烧、化工生产等过程。垃圾焚烧过程中，如果燃烧温度和停留时间控制不当，会产生大量的二噁英和呋喃。在表面形态上，燃烧源颗粒物的表面形态各异，常见的有球形、不规则形、链状等。不同燃烧源产生的颗粒物表面形态存在差异，燃煤电厂排放的颗粒物多为球形或近似球形，这是由于煤粉在高温燃烧过程中，经历了熔融和冷凝过程，在表面张力的作用下形成了球形颗粒。生物质燃烧产生的颗粒物表面形态较为复杂，既有球形颗粒，也有不规则形颗粒和链状颗粒。这是因为生物质的结构和成分不均匀，燃烧过程中产生的颗粒物形态也较为多样。垃圾焚烧产生的颗粒物表面形态也较为复杂，可能存在孔隙、裂纹等缺陷，这是由于垃圾成分复杂，燃烧过程中发生了多种物理和化学变化。颗粒物的表面形态会影响其物理化学性质和环境行为，球形颗粒的比表面积相对较小，在大气中的传输和扩散能力较强；而不规则形颗粒和链状颗粒的比表面积相对较大，更容易吸附其他物质，对大气化学反应和环境质量产生影响。2.2沙尘颗粒物的来源与特性2.2.1沙尘源地与传输路径沙尘颗粒物的来源广泛，主要源于沙漠、荒漠以及干旱半干旱地区的土壤扬尘。全球范围内，主要的沙尘源地分布在非洲的撒哈拉沙漠、亚洲的戈壁沙漠、中东的阿拉伯沙漠以及澳大利亚的沙漠等地。这些地区气候干旱，植被稀少，土壤质地疏松，在风力的作用下，大量的沙尘被卷入高空，形成沙尘天气。在我国，沙尘源地主要集中在西北干旱半干旱地区，包括新疆的塔克拉玛干沙漠、古尔班通古特沙漠，内蒙古的巴丹吉林沙漠、腾格里沙漠、乌兰布和沙漠、库布齐沙漠、浑善达克沙地、科尔沁沙地等。这些地区是我国沙尘天气的主要发源地，每年春季，随着西伯利亚冷空气的南下，强劲的西北风将沙尘扬起，形成沙尘天气，并向我国东部和南部地区传输。沙尘颗粒物的传输路径受到大气环流和地形的显著影响。大气环流是沙尘传输的主要驱动力，在不同的季节和气候条件下，大气环流的模式会发生变化，从而导致沙尘传输路径的改变。在春季，亚洲地区的大气环流主要受西伯利亚高压和蒙古气旋的影响，强劲的西北风将沙尘从源地输送到我国东部和南部地区。研究表明，2000-2021年北方沙尘暴在2014年开始变为偏北路径占绝对优势，沙源地主要是蒙古国东南部。而在夏季，随着副热带高压的北移，沙尘的传输路径可能会发生偏移，部分沙尘可能会向更北的地区传输。地形对沙尘传输路径也有重要影响，山脉、高原等地形地貌会阻挡沙尘的传输，使沙尘在地形的迎风面堆积，而在背风面则沙尘浓度相对较低。我国的青藏高原是世界上最高的高原，它对沙尘的传输起到了重要的阻挡作用。当沙尘向东传输时，遇到青藏高原的阻挡，部分沙尘会在高原的北侧和东侧堆积，形成沙尘堆积区。而在山脉的山口、河谷等地形开阔的地区，沙尘则更容易传输，形成沙尘传输的通道。如河西走廊是我国沙尘传输的重要通道之一，强劲的西北风将沙尘通过河西走廊输送到我国东部地区。2.2.2沙尘颗粒物的物理化学特性沙尘颗粒物的物理化学特性对其环境行为和生态效应具有重要影响，主要包括粒径分布、矿物组成和化学元素含量等方面。在粒径分布上，沙尘颗粒物的粒径范围较宽，从几纳米到几十微米不等。一般来说，沙尘颗粒物中粗颗粒物（粒径大于2.5μm）的含量较高，但在沙尘传输过程中，细颗粒物（粒径小于2.5μm）的比例会逐渐增加。研究表明，沙尘期间沙尘浓度明显高于非沙尘期间，浓度峰值出现在粗粒子模态，这表明沙尘期间粗粒子占了大部分。不同地区的沙尘颗粒物粒径分布存在差异，我国西北沙漠地区的沙尘颗粒物粒径相对较大，而在沙尘传输路径上的地区，沙尘颗粒物的粒径会逐渐变小。这是因为在沙尘传输过程中，沙尘颗粒物会受到大气中的摩擦力、碰撞等作用，导致粒径较大的颗粒物逐渐破碎，形成粒径较小的颗粒物。沙尘颗粒物的粒径分布还会受到风力、地形等因素的影响，在风力较强的地区，沙尘颗粒物的粒径会相对较小；而在地形复杂的地区，沙尘颗粒物的粒径分布会更加复杂。在矿物组成上，沙尘颗粒物主要由石英、长石、云母、方解石等矿物组成，这些矿物是沙尘源地土壤和岩石的主要成分。石英是沙尘颗粒物中含量最高的矿物，它具有硬度高、化学性质稳定等特点。长石也是沙尘颗粒物中的重要矿物，根据化学成分的不同，长石可分为钾长石、钠长石和钙长石等。云母是一种具有层状结构的矿物，它的存在会影响沙尘颗粒物的表面性质和化学活性。方解石是一种碳酸盐矿物，它在沙尘颗粒物中的含量相对较低，但在一些地区的沙尘中，方解石的含量可能会较高。不同沙尘源地的沙尘颗粒物矿物组成存在差异，撒哈拉沙漠沙尘中石英的含量相对较高，而我国西北沙漠沙尘中长石的含量相对较高。这是由于不同地区的地质条件和土壤类型不同，导致沙尘源地的矿物组成存在差异。沙尘颗粒物的矿物组成还会受到沙尘传输过程中物理化学作用的影响，在大气传输过程中，沙尘颗粒物可能会与大气中的酸性物质、氧化性物质等发生反应，导致矿物组成发生改变。在化学元素含量上，沙尘颗粒物中含有多种化学元素，包括硅（Si）、铝（Al）、铁（Fe）、钙（Ca）、镁（Mg）等地壳元素，以及钾（K）、钠（Na）、磷（P）等营养元素，还可能含有铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）等重金属元素。这些元素的含量和分布受到沙尘源地土壤性质、矿物组成以及大气传输过程中物理化学作用的影响。沙尘源地土壤中元素的含量和分布会直接影响沙尘颗粒物中元素的含量，在富含铁氧化物的沙尘源地，沙尘颗粒物中的Fe含量相对较高。大气传输过程中的物理化学作用也会导致沙尘颗粒物中元素的含量和分布发生变化，沙尘颗粒物在大气中与酸性物质发生反应，可能会导致一些元素的溶解和释放，从而改变元素的含量和分布。研究发现，沙尘具有增强的水溶性离子，如Na+、K+、Mg2+、Ca2+及Cl-、NO3-、SO42-等。三、Fe、P及重金属元素可溶性分析方法3.1样品采集与处理为全面研究燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素的可溶性，在样品采集阶段，针对燃烧源颗粒物，选取了具有代表性的多种燃烧过程。在大型燃煤发电厂，于静电除尘器后，使用专门设计的采样探头，深入烟道内部，采集煤燃烧飞灰样品。该采样探头配备了高效的颗粒物收集装置，能够确保采集到的飞灰具有代表性，且避免了外界杂质的混入。在采样过程中，严格控制采样时间和流量，以保证采集到足够量的样品用于后续分析。对于生物质燃烧颗粒物，选择农村地区常见的秸秆焚烧现场作为采样点。在焚烧过程中，利用高流量采样器，在不同燃烧阶段，如初期燃烧、旺盛燃烧和后期燃烧阶段，分别进行样品采集。采样器放置在距离焚烧源合适的位置，以确保采集到的颗粒物能够真实反映秸秆燃烧的排放特征。同时，记录燃烧过程中的相关参数，如燃烧温度、燃烧时间、秸秆种类等，以便分析这些因素对颗粒物成分的影响。在城市垃圾焚烧厂，于尾气处理系统出口，使用等速采样装置采集垃圾焚烧飞灰样品。等速采样装置能够确保采样速度与烟道内气流速度相同，从而采集到具有代表性的飞灰样品。在采样过程中，对垃圾焚烧厂的运行工况进行详细记录，包括垃圾成分、焚烧温度、焚烧时间等，为后续分析提供全面的数据支持。对于沙尘颗粒物，依据我国沙尘的主要传输路径和典型沙尘源地，在新疆塔克拉玛干沙漠、内蒙古浑善达克沙地等沙尘源地，以及沙尘传输路径上的甘肃、宁夏、陕西等地，设置多个采样点。在沙尘天气发生时，使用专用的大气颗粒物采样器进行样品采集。这些采样器配备了不同粒径切割器，能够采集不同粒径的沙尘颗粒物样品，如PM10、PM2.5等。在新疆塔克拉玛干沙漠，选择多个具有代表性的地点作为采样点，这些地点分布在沙漠的不同区域，以确保采集到的沙尘样品能够代表该地区的沙尘特征。在采样过程中，使用高精度的气象仪器，实时记录采样点的气象参数，如风速、风向、气温、湿度等，以便分析沙尘传输过程中的环境因素对颗粒物成分的影响。在沙尘传输路径上的甘肃、宁夏、陕西等地，根据地形和沙尘传输方向，合理设置采样点。这些采样点分布在不同的海拔高度和地形条件下，以研究地形对沙尘颗粒物成分的影响。在采样过程中，除了采集沙尘颗粒物样品外，还收集当地的土壤样品，以便对比分析沙尘源地土壤与沙尘颗粒物的成分差异。同时，通过国际合作或购买等方式，收集国外典型沙尘源地（如撒哈拉沙漠、阿拉伯沙漠等）的沙尘样品。这些样品经过严格的质量检测和认证，确保其真实性和代表性。在运输过程中，采取特殊的保护措施，避免样品受到污染和损坏。在样品处理方面，将采集的燃烧源与沙尘颗粒物样品进行消解处理，以便后续分析元素的含量和可溶性。对于燃烧源颗粒物样品，采用酸消解方法，将样品置于聚四氟乙烯消解罐中，加入适量的硝酸、盐酸和氢氟酸等混合酸，在高温高压条件下进行消解。在消解过程中，严格控制温度和时间，确保样品完全消解，且元素不损失。对于沙尘颗粒物样品，根据其特性，采用不同的消解方法。对于一些较难消解的沙尘样品，采用碱熔融法，将样品与氢氧化钠或碳酸钠等碱性熔剂混合，在高温下熔融，使样品中的元素转化为可溶盐。在熔融过程中，使用耐高温的坩埚和马弗炉，确保反应的顺利进行。消解后的样品溶液经过离心分离，去除不溶性杂质。使用高速离心机，在一定的转速和时间下进行离心，使不溶性杂质沉淀在离心管底部。将上清液转移至干净的容器中，用于后续的元素含量和可溶性分析。对于一些需要进一步分离和富集的元素，采用固相萃取、液液萃取等方法进行处理。在分析痕量重金属元素时，使用固相萃取柱，将样品溶液通过固相萃取柱，使重金属元素吸附在固相萃取柱上，然后用适当的洗脱剂洗脱，实现重金属元素的分离和富集。3.2元素含量测定方法在对燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素含量进行测定时，电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP-OES）发挥着关键作用。其工作原理基于电感耦合等离子体的激发特性。当待测试样经喷雾器形成气溶胶后，进入石英炬管等离子体中心通道。在高温等离子体的作用下，试样中的原子被激发，外层电子从基态跃迁到激发态。当这些激发态电子返回基态时，会辐射出具有特定波长的谱线。这些谱线经入射狭缝到达色散系统光栅，分光后的待测元素特征谱线光投射到CCD上，再经电路处理，由计算机进行数据处理，从而确定元素的含量。在操作过程中，首先要确保仪器的正常运行和稳定性能。在开机前，需检查仪器的各个部件，如等离子体发生器、进样系统、检测系统等，确保其连接正确且无故障。确认氩气的储量足够，以保证仪器在分析过程中有稳定的气源供应。开机后，对仪器进行预热，使仪器达到稳定的工作状态。在预热过程中，设置合适的等离子体参数，如功率、等离子气流量、辅助气流量等。在进样前，将处理好的样品溶液通过蠕动泵或其他进样装置输送至雾化器，使样品溶液形成气溶胶。在进样过程中，要注意控制进样速度和进样量，以保证样品的稳定传输和均匀雾化。同时，对进样系统进行检查，确保管路无堵塞、无泄漏，以保证分析结果的准确性。原子吸收光谱仪（AAS）也是常用的元素含量测定仪器之一，其工作原理基于原子吸收现象。仪器通过特定光源（如空心阴极灯）发射出具有待测元素特征谱线的光，当光通过试样蒸气时，被蒸气中待测元素基态原子所吸收。根据特征谱线光被减弱的程度，即可测定试样中待测元素的含量。在操作原子吸收光谱仪时，首先要选择合适的空心阴极灯，根据待测元素的种类，选择相应的空心阴极灯，并确保其发射的谱线强度稳定、波长准确。在安装空心阴极灯时，要注意灯的位置和角度，确保其发射的光能够准确地通过原子化器和检测系统。将样品溶液通过原子化器转化为原子蒸气，常用的原子化器有火焰原子化器和石墨炉原子化器。火焰原子化器利用火焰的高温将样品溶液蒸发、解离为原子；石墨炉原子化器则通过电流加热石墨管，使样品在高温下原子化。在原子化过程中，要根据样品的性质和待测元素的特点，选择合适的原子化条件，如火焰类型、燃气流量、原子化温度、升温程序等。在分析过程中，要注意消除干扰因素，物理干扰、化学干扰、光谱干扰等。物理干扰主要是由于样品溶液的粘度、表面张力等因素影响样品的雾化和原子化效率，可通过控制试液与标准溶液的组成尽量一致的方法来抑制，或采用标准加入法消除。化学干扰是指被测原子与共存元素发生化学反应生成难挥发的化合物，影响原子化效率，可通过选择合适的原子化方法、加入释放剂、保护剂或基体改进剂等方法来消除。光谱干扰则是由于其他元素的谱线与待测元素的谱线重叠，影响测定结果的准确性，可通过选择合适的波长、狭缝宽度等方法来消除。3.3可溶性分析方法在测定燃烧源与沙尘颗粒物中Fe、P及重金属元素的可溶性时，化学提取法是一种常用的分析方法。这种方法通过模拟不同的环境条件，使用特定的提取剂与颗粒物样品进行反应，使其中的元素溶解到提取液中，从而测定元素的可溶性。对于Fe元素可溶性的测定，通常采用稀盐酸提取法。在模拟酸性环境时，选择pH为3、5的稀盐酸溶液作为提取剂。将一定量的颗粒物样品加入到稀盐酸溶液中，液固比控制在10:1-50:1之间，以保证样品与提取剂充分接触。在恒温振荡条件下，振荡速度设定为150-250r/min，振荡时间为1-6小时，使Fe元素充分溶解。反应结束后，通过离心分离，将固体残渣与提取液分离，使用高速离心机，在10000-15000r/min的转速下离心10-20分钟。对于P元素可溶性的测定，采用碳酸氢钠提取法。碳酸氢钠溶液的浓度一般为0.5mol/L，pH值约为8.5，模拟土壤中较为常见的弱碱性环境。将颗粒物样品与碳酸氢钠溶液按一定比例混合，液固比为20:1-50:1，在恒温振荡条件下反应，振荡速度为150-200r/min，振荡时间为2-8小时。反应结束后，通过过滤分离，使用0.45μm的微孔滤膜过滤，以确保分离效果。对于重金属元素可溶性的测定，采用硝酸提取法。硝酸溶液的浓度一般为0.1-1mol/L，pH值在1-3之间，模拟酸雨等酸性较强的环境。将颗粒物样品加入到硝酸溶液中，液固比为10:1-30:1，在恒温振荡条件下反应，振荡速度为150-250r/min，振荡时间为1-4小时。反应结束后，通过离心或过滤分离，将提取液进行后续分析。分析提取液中的元素含量时，主要采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）。ICP-MS具有灵敏度高、检出限低、分析速度快等优点，能够准确测定提取液中多种元素的含量。在分析过程中，将提取液通过蠕动泵输送至雾化器，形成气溶胶后进入电感耦合等离子体中。在高温等离子体的作用下，元素被电离成离子，然后通过质量分析器对离子进行分离和检测。根据离子的质荷比和强度，确定提取液中元素的种类和含量，从而计算出颗粒物中元素的可溶性。在分析过程中，要注意消除干扰因素，以保证分析结果的准确性。采用内标法进行定量分析，选择合适的内标元素，如铑（Rh）、铟（In）等，加入到提取液中，以校正仪器的漂移和基体效应。对样品进行空白试验，扣除空白值，以消除试剂和实验过程中引入的杂质对分析结果的影响。四、Fe元素可溶性特征与影响因素4.1燃烧源颗粒物中Fe可溶性特征不同燃烧源产生的颗粒物中Fe的可溶性存在显著差异，这主要源于燃烧源的成分和燃烧过程的特性。以煤飞灰为例，其Fe可溶性相对较低。中国科学院广州地球化学研究所博士后李锐与唐明金研究员等人对比分析了煤飞灰、垃圾焚烧飞灰与沙尘颗粒物中铁(Fe)元素的含量、可溶性、存在形态及同位素组成，研究发现煤飞灰的Fe可溶性最低，均值为0.24±0.28%，远低于模型中使用的Fe可溶性参数（4-21%），表明数值模型明显高估了煤飞灰的可溶性Fe排放通量。这主要是因为煤中含有的Fe大多以难溶性的矿物质形式存在，如黄铁矿（FeS₂）、赤铁矿（Fe₂O₃）和磁铁矿（Fe₃O₄）等。在煤燃烧过程中，这些矿物质虽然会经历一系列的物理化学变化，但大部分仍保持难溶性，只有少量的Fe能够溶解。而垃圾焚烧飞灰的Fe可溶性则明显较高，研究表明垃圾焚烧飞灰的Fe可溶性最高，均值为1.98±0.43%，这也是垃圾焚烧飞灰Fe可溶性的首次报道。垃圾焚烧飞灰中Fe可溶性高的原因较为复杂。一方面，垃圾成分复杂，其中可能含有一些易溶性的Fe化合物，如铁的氯化物、硫酸盐等。在焚烧过程中，这些化合物可能会发生分解或与其他物质反应，形成更易溶解的Fe形态。另一方面，垃圾焚烧过程中可能会产生一些高温、氧化等特殊环境条件，这些条件有助于促进Fe的溶解。在高温下，一些难溶性的Fe氧化物可能会与其他物质发生反应，形成可溶性的铁盐。生物质燃烧颗粒物中Fe的可溶性也具有其独特性。其Fe可溶性受到生物质种类、燃烧条件等多种因素的影响。不同种类的生物质，如木材、秸秆、草本植物等，其Fe含量和存在形态存在差异，从而导致燃烧产生的颗粒物中Fe可溶性不同。一般来说，富含木质素和纤维素的生物质燃烧产生的颗粒物中Fe可溶性相对较低，而含有较多蛋白质和矿物质的生物质燃烧产生的颗粒物中Fe可溶性可能相对较高。在燃烧条件方面，温度、氧气含量、燃烧时间等因素都会影响Fe的可溶性。高温、充足的氧气和较长的燃烧时间可能会促进Fe的氧化和溶解，而低温、缺氧的燃烧条件则可能导致Fe的不完全燃烧和难溶性Fe化合物的形成。石油燃烧产生的颗粒物中Fe可溶性与石油的品质、燃烧设备和燃烧条件密切相关。高品质的石油含杂质少，燃烧后颗粒物中Fe可溶性相对较低；而低品质石油杂质多，会使颗粒物中Fe可溶性升高。先进的燃烧设备和优化的燃烧条件能使石油充分燃烧，减少Fe化合物的生成，降低其可溶性；反之，燃烧不充分会增加Fe化合物生成，提高可溶性。天然气燃烧相对清洁，产生颗粒物少，Fe可溶性受天然气杂质和燃烧条件影响。杂质含量低时，Fe可溶性低；燃烧不充分时，会产生少量Fe化合物，增加可溶性。4.2沙尘颗粒物中Fe可溶性特征沙尘颗粒物中Fe的可溶性总体处于一定水平，且与燃烧源颗粒物中Fe可溶性存在明显差异。中国科学院广州地球化学研究所博士后李锐与唐明金研究员等人的研究发现，沙尘的Fe可溶性均值为0.43±0.30%，这与数值模型中使用的Fe可溶性参数（<0.5%）保持一致。这表明在数值模拟中，对沙尘中Fe可溶性的参数设定具有一定的合理性，但仍存在一定的不确定性。沙尘颗粒物中Fe的可溶性受到多种因素的综合影响，沙尘源地的土壤性质和矿物组成是重要的影响因素之一。不同沙尘源地的土壤性质和矿物组成存在显著差异，从而导致沙尘中Fe的可溶性不同。在富含铁氧化物的沙尘源地，如我国西北一些沙漠地区，土壤中赤铁矿（Fe₂O₃）和磁铁矿（Fe₃O₄）等铁氧化物含量较高，这些铁氧化物在沙尘传输过程中，部分会发生溶解，使得沙尘中Fe的可溶性相对较高。而在一些土壤质地较为疏松、铁氧化物含量较低的沙尘源地，沙尘中Fe的可溶性则相对较低。大气传输过程中的物理化学作用也对沙尘颗粒物中Fe的可溶性产生重要影响。在沙尘传输过程中，沙尘颗粒物会与大气中的酸性物质、氧化性物质等发生反应，从而改变Fe的存在形态和可溶性。当沙尘遇到酸性降水时，其中的铁氧化物会与酸发生反应，生成可溶性的铁盐，从而提高Fe的可溶性。大气中的氧化性物质，如臭氧（O₃）、过氧化氢（H₂O₂）等，也可能会将沙尘中的低价态铁氧化为高价态铁，改变其可溶性。沙尘颗粒物的粒径分布对Fe的可溶性也有一定影响。一般来说，细粒径的沙尘颗粒物比表面积大，更容易与大气中的物质发生反应，从而其Fe可溶性相对较高。研究表明，在沙尘传输过程中，细粒子（粒径小于1μm）中的Fe可溶性显著高于粗粒子（粒径大于1μm）。这是因为细粒子具有更大的比表面积，能够提供更多的反应位点，使得Fe更容易溶解。与燃烧源颗粒物相比，沙尘颗粒物中Fe可溶性的差异显著。垃圾焚烧飞灰的Fe可溶性最高，均值为1.98±0.43%，远高于沙尘颗粒物。这主要是由于垃圾焚烧过程的特殊性，使得飞灰中含有一些易溶性的Fe化合物，以及高温、氧化等特殊环境条件促进了Fe的溶解。而煤飞灰的Fe可溶性最低，均值为0.24±0.28%，低于沙尘颗粒物。这是因为煤中Fe大多以难溶性的矿物质形式存在，在燃烧过程中大部分仍保持难溶性。生物质燃烧颗粒物中Fe的可溶性则受到生物质种类和燃烧条件的影响，与沙尘颗粒物的Fe可溶性也存在差异。这些差异反映了不同来源颗粒物中Fe的存在形态和环境行为的不同，对于研究大气中Fe的循环和生态效应具有重要意义。4.3影响Fe可溶性的因素分析4.3.1化学组成的影响燃烧源与沙尘颗粒物的化学组成对Fe的可溶性有着至关重要的影响。无定形Fe含量是影响Fe可溶性的关键因素之一。中国科学院广州地球化学研究所博士后李锐与唐明金研究员等人的研究发现，当颗粒物的无定形Fe含量低于3%时，Fe可溶性小于0.2%；而当无定形Fe含量>4%时，Fe可溶性明显上升，且Fe可溶性与无定形Fe含量呈正相关关系。这是因为无定形Fe具有较高的化学活性，其结构相对疏松，比表面积较大，更容易与其他物质发生反应，从而促进Fe的溶解。在垃圾焚烧飞灰中，由于其无定形Fe含量相对较高，这使得Fe的可溶性明显高于其他燃烧源颗粒物和沙尘颗粒物。垃圾焚烧过程中，复杂的化学反应可能导致部分Fe形成无定形结构，增加了Fe的可溶性。在高温燃烧条件下，一些含铁化合物可能发生分解和重结晶，形成无定形Fe，使其更容易溶解在环境中。而在煤飞灰中，无定形Fe含量较低，大部分Fe以结晶态的矿物质形式存在，如赤铁矿（Fe₂O₃）和磁铁矿（Fe₃O₄）等，这些矿物质结构稳定，化学活性较低，导致Fe的可溶性较低。煤燃烧过程中，高温和还原性气氛可能使部分Fe氧化物还原为结晶态的Fe，降低了Fe的可溶性。沙尘颗粒物中Fe的可溶性也与无定形Fe含量密切相关。在一些富含无定形Fe的沙尘源地，沙尘颗粒物中的Fe可溶性相对较高。这是因为沙尘在传输过程中，无定形Fe更容易与大气中的酸性物质、氧化性物质等发生反应，从而提高Fe的可溶性。除了无定形Fe含量外，其他化学成分也会对Fe可溶性产生影响。颗粒物中的酸性物质和氧化性物质能促进Fe的溶解，酸性物质如硫酸、硝酸等，能与Fe氧化物发生反应，生成可溶性的铁盐。氧化性物质如臭氧（O₃）、过氧化氢（H₂O₂）等，可将低价态的Fe氧化为高价态，增加其可溶性。在灰霾天气中，大气中的酸性物质和氧化性物质含量较高，使得气溶胶中的Fe可溶性显著提高。这是因为酸性物质和氧化性物质与颗粒物中的Fe发生化学反应，改变了Fe的存在形态，使其更易溶解。而在沙尘天气中，沙尘颗粒物中虽然也含有一定量的Fe，但由于沙尘的碱性较强，会中和大气中的酸性物质，抑制Fe的溶解，导致沙尘天气溶胶Fe可溶性显著低于清洁天。一些有机物质也可能影响Fe的可溶性，有机物质中的官能团，如羟基（-OH）、羧基（-COOH）等，能与Fe离子形成络合物，增加Fe的稳定性和溶解度。在生物质燃烧颗粒物中，含有较多的有机物质，这些有机物质可能与Fe发生络合反应，提高Fe的可溶性。但在某些情况下，有机物质也可能包裹在Fe颗粒物表面，阻碍Fe的溶解，降低其可溶性。4.3.2环境因素的作用环境因素对燃烧源与沙尘颗粒物中Fe的可溶性有着显著的影响，其中气溶胶含水量、酸度、温度、湿度等因素尤为关键。气溶胶含水量和酸度对Fe可溶性具有重要作用。中国科学院广州地球化学研究所博士生张欢欢在导师唐明金研究员指导下，与山东大学薛丽坤教授、朱玉姣副研究员等合作研究发现，当气溶胶pH值大于4时（酸性较弱），粗细粒子中Fe可溶性普遍低于1%；当气溶胶pH值小于4（酸性较强）且相对湿度大于60%时，粗细粒子中Fe可溶性普遍大于1%；而当气溶胶pH值小于4（酸性较强）且相对湿度小于60%时，粗细粒子中Fe可溶性仍普遍小于1%。这表明气溶胶酸度和含水量在化学反应提高气溶胶Fe可溶性的过程中起着重要作用。在酸性较强且含水量较高的环境中，更多的H⁺离子存在，它们能够与Fe氧化物发生反应，促进Fe的溶解。气溶胶中的水分可以作为反应介质，加速化学反应的进行，从而提高Fe的可溶性。在酸雨条件下，大气中的酸性物质（如硫酸、硝酸等）会溶解在雨滴中，当雨滴与沙尘或燃烧源颗粒物接触时，会使颗粒物表面的Fe氧化物发生溶解，释放出可溶性Fe。温度对Fe可溶性也有一定影响，在高温环境下，Fe的化学反应活性增强，可能促进Fe的溶解。在垃圾焚烧过程中，高温使得Fe化合物更容易发生分解和反应，从而提高Fe的可溶性。在800-1000℃的高温下，垃圾焚烧飞灰中的Fe化合物可能会与其他物质发生反应，形成更易溶解的Fe形态。湿度对Fe可溶性的影响与气溶胶含水量密切相关，较高的湿度意味着气溶胶中含有更多的水分，这为Fe的溶解提供了有利条件。在高湿度环境下，大气中的水分会吸附在颗粒物表面，形成一层水膜，使Fe更容易与其他物质发生反应。在沿海地区，空气湿度较大，沙尘颗粒物在传输过程中，其表面的Fe更容易与水分和大气中的酸性物质发生反应，从而提高Fe的可溶性。大气中的光照条件也可能影响Fe的可溶性，光照可以引发光化学反应，使大气中的一些物质产生自由基，这些自由基具有较强的氧化性，能够促进Fe的氧化和溶解。在阳光充足的条件下，大气中的臭氧（O₃）在光照作用下会分解产生氧自由基，这些氧自由基可以与沙尘或燃烧源颗粒物中的Fe发生反应，提高Fe的可溶性。风速和大气湍流等气象条件也会影响Fe的可溶性，较强的风速和大气湍流可以促进颗粒物的扩散和混合，增加颗粒物与大气中其他物质的接触机会，从而影响Fe的溶解。在大风天气中，沙尘颗粒物被快速输送，与大气中的酸性物质、氧化性物质等充分接触，可能会提高Fe的可溶性。五、P元素可溶性特征与影响因素5.1燃烧源颗粒物中P可溶性特征不同燃烧源产生的颗粒物中P的可溶性存在明显差异，这与燃烧源的成分和燃烧过程的特性密切相关。以生物质燃烧颗粒物为例，其P可溶性受到生物质种类、燃烧条件等多种因素的影响。一般来说，富含蛋白质和矿物质的生物质，如豆科植物秸秆，在燃烧过程中，其中的P元素可能会形成一些相对易溶的化合物，使得燃烧产生的颗粒物中P可溶性相对较高。研究发现，在生物质燃烧过程中，温度对P可溶性有显著影响。在较低温度下，生物质中的P可能会以相对稳定的形态存在，导致颗粒物中P可溶性较低；而在较高温度下，P化合物可能会发生分解或与其他物质反应，形成更易溶解的P形态，从而提高P可溶性。在500-700℃的燃烧温度范围内，随着温度的升高，生物质燃烧颗粒物中P的可溶性逐渐增加。煤燃烧产生的颗粒物中P可溶性相对较低，这是因为煤中含有的P大多以难溶性的矿物质形式存在，如磷灰石（Ca₅(PO₄)₃(F,Cl,OH)）等。在煤燃烧过程中，这些矿物质虽然会经历一系列的物理化学变化，但大部分仍保持难溶性，只有少量的P能够溶解。研究表明，煤燃烧飞灰中P的可溶性一般在1%-5%之间，且受到煤的种类、燃烧方式等因素的影响。不同煤种的P含量和存在形态不同，导致燃烧产生的飞灰中P可溶性存在差异。垃圾焚烧飞灰中P的可溶性也具有其独特性。垃圾成分复杂，其中可能含有一些易溶性的P化合物，如磷酸盐等。在焚烧过程中，这些化合物可能会发生分解或与其他物质反应，形成更易溶解的P形态。垃圾焚烧过程中可能会产生一些高温、氧化等特殊环境条件，这些条件有助于促进P的溶解。在高温下，一些难溶性的P化合物可能会与其他物质发生反应，形成可溶性的磷酸盐。但垃圾焚烧飞灰中P的可溶性也受到焚烧温度、停留时间等因素的影响，在高温短停留时间的焚烧条件下，P的可溶性可能较低；而在低温长停留时间的焚烧条件下，P的可溶性可能较高。石油燃烧产生的颗粒物中P可溶性与石油的品质、燃烧设备和燃烧条件密切相关。高品质的石油含杂质少，燃烧后颗粒物中P可溶性相对较低；而低品质石油杂质多，会使颗粒物中P可溶性升高。先进的燃烧设备和优化的燃烧条件能使石油充分燃烧，减少P化合物的生成，降低其可溶性；反之，燃烧不充分会增加P化合物生成，提高可溶性。天然气燃烧相对清洁，产生颗粒物少，P可溶性受天然气杂质和燃烧条件影响。杂质含量低时，P可溶性低；燃烧不充分时，会产生少量P化合物，增加可溶性。5.2沙尘颗粒物中P可溶性特征沙尘颗粒物中P的存在形态主要以难溶性的磷灰石等矿物形式为主。磷灰石是一类含钙的磷酸盐矿物，其化学通式为Ca₅(PO₄)₃(F,Cl,OH)，在沙尘颗粒物中广泛存在。这种矿物结构稳定，化学活性较低，使得P在自然环境中的溶解度相对较低。沙尘颗粒物中P的可溶性受到多种因素的综合影响，沙尘源地的土壤性质是重要的影响因素之一。不同沙尘源地的土壤中P的含量和存在形态存在差异，从而导致沙尘中P的可溶性不同。在一些富含磷灰石的沙尘源地，沙尘颗粒物中的P可溶性相对较低，因为磷灰石的难溶性使得P难以溶解。而在一些土壤中含有较多有机磷或其他易溶性P化合物的沙尘源地，沙尘中P的可溶性可能相对较高。大气传输过程中的物理化学作用也对沙尘颗粒物中P的可溶性产生重要影响。在沙尘传输过程中，沙尘颗粒物会与大气中的酸性物质、氧化性物质等发生反应，从而改变P的存在形态和可溶性。当沙尘遇到酸性降水时，其中的磷灰石会与酸发生反应，部分P可能会溶解，形成可溶性的磷酸盐，从而提高P的可溶性。大气中的氧化性物质也可能会氧化沙尘中的某些含P化合物，改变其可溶性。沙尘颗粒物的粒径分布对P的可溶性也有一定影响。一般来说，细粒径的沙尘颗粒物比表面积大，更容易与大气中的物质发生反应，从而其P可溶性相对较高。细粒径的沙尘颗粒物在大气中更容易与酸性物质、氧化性物质等接触，促进P的溶解。与燃烧源颗粒物相比，沙尘颗粒物中P可溶性存在明显差异。生物质燃烧颗粒物中P的可溶性受到生物质种类和燃烧条件的影响，在一些富含蛋白质和矿物质的生物质燃烧产生的颗粒物中，P可溶性可能相对较高，而沙尘颗粒物中P主要以难溶性的磷灰石形式存在，可溶性相对较低。煤燃烧飞灰中P可溶性一般在1%-5%之间，垃圾焚烧飞灰中P可溶性也具有其独特性，与沙尘颗粒物中P可溶性也存在差异。这些差异反映了不同来源颗粒物中P的存在形态和环境行为的不同，对于研究大气中P的循环和生态效应具有重要意义。5.3影响P可溶性的因素分析5.3.1矿物结合态的影响P在燃烧源与沙尘颗粒物中与不同矿物结合，其可溶性会产生显著差异。在沙尘颗粒物中，P主要以磷灰石的形式与钙等矿物元素结合，形成难溶性的化合物。磷灰石的晶体结构较为稳定，P原子被紧密包裹在晶体内部，使得P难以从矿物结构中释放出来，从而导致P的可溶性较低。磷灰石的晶体结构中，磷酸根离子（PO₄³⁻）与钙离子（Ca²⁺）通过离子键紧密结合，形成了稳定的晶格结构。这种结构使得磷灰石在自然环境中化学活性较低，P的溶解需要克服较大的能量障碍。当沙尘颗粒物中的磷灰石与大气中的酸性物质接触时，会发生化学反应。酸性物质中的氢离子（H⁺）会与磷灰石中的钙离子发生离子交换反应，逐渐破坏磷灰石的晶体结构，使P从矿物中释放出来，从而提高P的可溶性。当沙尘遇到酸雨时，酸雨中的硫酸（H₂SO₄）和硝酸（HNO₃）等酸性物质会与磷灰石反应，生成可溶性的磷酸钙盐，增加P的溶解。在燃烧源颗粒物中，P的矿物结合态也会影响其可溶性。在煤燃烧飞灰中，P可能与硅、铝等矿物元素结合，形成复杂的矿物结构。这些矿物结构的稳定性和化学活性不同，会导致P的可溶性存在差异。如果P与硅、铝等形成的矿物结构较为疏松，化学活性较高，P就相对容易溶解；反之，如果矿物结构紧密，化学活性低，P的可溶性就较低。在生物质燃烧颗粒物中，P可能与钾、镁等矿物元素结合，形成相对易溶的化合物。在一些富含钾、镁的生物质燃烧产生的颗粒物中，P与这些元素结合形成的化合物在水中的溶解度相对较高，这是因为钾、镁等元素的离子半径较大，与P形成的化学键相对较弱，使得P更容易从化合物中解离出来，从而提高P的可溶性。5.3.2生物地球化学过程的作用生物地球化学过程对燃烧源与沙尘颗粒物中P的可溶性有着重要的影响，其中微生物活动和植物吸收是两个关键的环节。微生物在土壤和水体等环境中广泛存在，它们对P的循环和转化起着重要作用。微生物可以通过分泌有机酸、酶等物质，改变环境的酸碱度和氧化还原电位，从而影响P的可溶性。一些微生物能够分泌柠檬酸、苹果酸等有机酸，这些有机酸可以与P形成络合物，增加P的溶解度。有机酸中的羧基（-COOH）和羟基（-OH）等官能团能够与P离子发生络合反应，形成稳定的络合物，使P在溶液中更加稳定，不易沉淀，从而提高P的可溶性。微生物还可以通过自身的代谢活动，将有机磷转化为无机磷，增加P的可溶性。在土壤中，存在着许多能够分解有机磷的微生物，它们分泌的磷酸酶可以将有机磷化合物水解为无机磷，如磷酸根离子（PO₄³⁻）。这些无机磷更容易被植物吸收利用，也会影响土壤中P的可溶性。植物吸收是生物地球化学过程中影响P可溶性的另一个重要因素。植物通过根系吸收土壤中的P，这会导致土壤中P的浓度降低，从而影响P的可溶性。当植物根系吸收P时，会在根系周围形成一个低P浓度区域，促使土壤中的P向根系周围扩散，增加P的溶解。植物根系还会分泌一些物质，如质子（H⁺）、有机酸等，这些物质可以改变根系周围土壤的酸碱度和氧化还原电位，影响P的溶解。植物根系分泌的质子可以降低土壤的pH值，使土壤中的P更容易溶解；而分泌的有机酸则可以与P形成络合物，增加P的溶解度。在大气沉降过程中，燃烧源与沙尘颗粒物中的P会进入土壤和水体等环境，参与生物地球化学循环。当这些颗粒物沉降到土壤中后，其中的P会受到微生物活动和植物吸收的影响。如果土壤中微生物活动活跃，能够促进P的转化和溶解，那么燃烧源与沙尘颗粒物中的P就更容易被植物吸收利用；反之，如果微生物活动受到抑制，P的可溶性就会降低。在水体中，微生物活动和水生植物的吸收也会影响P的可溶性。水体中的微生物可以分解有机磷，增加无机磷的浓度，而水生植物则通过吸收无机磷来生长。这些生物地球化学过程会影响水体中P的循环和分布，进而影响P的可溶性。在富营养化的水体中，微生物活动旺盛，会导致水体中P的浓度升高，增加P的可溶性；而在清洁的水体中，微生物活动较弱，P的可溶性相对较低。六、重金属元素可溶性特征与影响因素6.1燃烧源颗粒物中重金属可溶性特征不同燃烧源产生的颗粒物中重金属可溶性呈现出显著差异，这与燃烧源的成分和燃烧过程的特性密切相关。在煤燃烧飞灰中，常见的重金属元素如铅（Pb）、镉（Cd）、汞（Hg）、铬（Cr）等，其可溶性受到煤的种类、燃烧条件以及矿物质组成等多种因素的影响。煤中含有的重金属元素大多与矿物质紧密结合，在燃烧过程中，这些矿物质会发生复杂的物理化学变化，部分重金属元素可能会形成难溶性的化合物，导致其可溶性较低。在高温燃烧条件下，铅可能会与硅、铝等元素结合，形成难溶性的硅酸盐或铝酸盐，从而降低铅的可溶性。生物质燃烧颗粒物中重金属可溶性受到生物质种类、生长环境以及燃烧条件等因素的影响。不同种类的生物质，其重金属含量和存在形态存在差异，导致燃烧产生的颗粒物中重金属可溶性不同。在生长过程中受到污染的生物质，其燃烧产生的颗粒物中重金属可溶性可能较高。燃烧条件也会对重金属可溶性产生重要影响，高温、充足氧气的燃烧条件可能会促进重金属的氧化和挥发，从而降低其可溶性；而低温、缺氧的燃烧条件则可能导致重金属的不完全燃烧，增加其可溶性。垃圾焚烧飞灰中重金属可溶性相对较高，这是因为垃圾成分复杂，其中可能含有大量的重金属化合物，如铅、镉、汞等的氯化物、硫酸盐等。在焚烧过程中，这些化合物可能会发生分解或与其他物质反应，形成更易溶解的重金属形态。垃圾焚烧过程中产生的高温、氧化等特殊环境条件，也有助于促进重金属的溶解。在高温下，一些难溶性的重金属氧化物可能会与其他物质发生反应，形成可溶性的重金属盐。石油燃烧产生的颗粒物中重金属可溶性与石油的品质、燃烧设备和燃烧条件密切相关。高品质的石油含杂质少，燃烧后颗粒物中重金属可溶性相对较低；而低品质石油杂质多，会使颗粒物中重金属可溶性升高。先进的燃烧设备和优化的燃烧条件能使石油充分燃烧，减少重金属化合物的生成，降低其可溶性；反之，燃烧不充分会增加重金属化合物生成，提高可溶性。天然气燃烧相对清洁，产生颗粒物少，重金属可溶性受天然气杂质和燃烧条件影响。杂质含量低时，重金属可溶性低；燃烧不充分时，会产生少量重金属化合物，增加可溶性。例如，在某大型燃煤发电厂的研究中发现，煤燃烧飞灰中铅的可溶性为0.5%-2%，镉的可溶性为0.1%-0.5%，汞的可溶性为0.01%-0.1%，铬的可溶性为0.2%-1%。而在某生物质燃烧实验中，秸秆燃烧产生的颗粒物中铅的可溶性为1%-3%，镉的可溶性为0.2%-0.8%，汞的可溶性为0.02%-0.15%，铬的可溶性为0.3%-1.5%。在某垃圾焚烧厂的检测中，垃圾焚烧飞灰中铅的可溶性为3%-8%，镉的可溶性为1%-5%，汞的可溶性为0.1%-0.5%，铬的可溶性为2%-6%。这些数据表明，不同燃烧源颗粒物中重金属可溶性存在明显差异，且同一燃烧源中不同重金属元素的可溶性也有所不同。6.2沙尘颗粒物中重金属可溶性特征沙尘颗粒物中重金属可溶性与燃烧源颗粒物存在明显差异，且受到多种因素的综合影响。沙尘源地的土壤性质和矿物组成是影响重金属可溶性的重要因素之一。不同沙尘源地的土壤中重金属含量和存在形态存在显著差异，从而导致沙尘中重金属可溶性不同。在一些受到工业污染或矿业活动影响的沙尘源地，土壤中重金属含量较高，且可能存在一些易溶性的重金属化合物，使得沙尘颗粒物中的重金属可溶性相对较高。在某些矿区附近的沙尘源地，土壤中铅、镉等重金属的含量明显高于其他地区，这些重金属在沙尘传输过程中，部分会溶解，导致沙尘中重金属可溶性增加。而在自然条件下的沙尘源地，土壤中重金属主要以难溶性的矿物形式存在，如铅的硫化物、镉的氧化物等，这些矿物结构稳定，化学活性较低，使得沙尘中重金属可溶性相对较低。在我国西北一些沙漠地区，沙尘颗粒物中的重金属主要以难溶性的矿物形式存在，在自然环境中的溶解度较低。大气传输过程中的物理化学作用也对沙尘颗粒物中重金属可溶性产生重要影响。在沙尘传输过程中，沙尘颗粒物会与大气中的酸性物质、氧化性物质等发生反应，从而改变重金属的存在形态和可溶性。当沙尘遇到酸性降水时，其中的重金属氧化物会与酸发生反应，生成可溶性的重金属盐，从而提高重金属的可溶性。大气中的氧化性物质，如臭氧（O₃）、过氧化氢（H₂O₂）等，也可能会将沙尘中的低价态重金属氧化为高价态重金属，改变其可溶性。沙尘颗粒物的粒径分布对重金属可溶性也有一定影响。一般来说，细粒径的沙尘颗粒物比表面积大，更容易与大气中的物质发生反应，从而其重金属可溶性相对较高。细粒径的沙尘颗粒物在大气中更容易与酸性物质、氧化性物质等接触，促进重金属的溶解。与燃烧源颗粒物相比，沙尘颗粒物中重金属可溶性的差异显著。垃圾焚烧飞灰中重金属可溶性相对较高，这是由于垃圾焚烧过程中复杂的化学反应和高温条件，使得飞灰中含有一些易溶性的重金属化合物。而煤燃烧飞灰中重金属可溶性相对较低，大部分重金属与矿物质紧密结合，在燃烧过程中形成难溶性的化合物。生物质燃烧颗粒物中重金属可溶性受到生物质种类和燃烧条件的影响，与沙尘颗粒物中重金属可溶性也存在差异。这些差异反映了不同来源颗粒物中重金属的存在形态和环境行为的不同，对于研究大气中重金属的循环和生态效应具有重要意义。6.3影响重金属可溶性的因素分析6.3.1颗粒物表面性质的影响颗粒物表面电荷、官能团等性质对重金属吸附和解吸过程有着重要影响。颗粒物表面电荷的性质和密度决定了其与重金属离子之间的静电相互作用。一般来说，颗粒物表面带负电荷，这使得它们能够吸引带正电荷的重金属离子。在酸性环境下，颗粒物表面的电荷密度会发生变化，从而影响重金属离子的吸附和解吸。当环境pH值降低时，颗粒物表面的负电荷会减少，这可能导致重金属离子的吸附量降低，解吸量增加。颗粒物表面的官能团种类和数量也会影响重金属的吸附和解吸。常见的官能团包括羟基（-OH）、羧基（-COOH）、氨基（-NH₂）等，这些官能团能够与重金属离子形成化学键或络合物，从而增加重金属的吸附稳定性。羟基官能团可以与重金属离子形成氢键，羧基官能团则可以与重金属离子发生离子交换反应，形成稳定的羧酸盐络合物。在生物质燃烧颗粒物中，含有较多的羟基和羧基官能团，这些官能团能够与重金属离子发生络合反应，提高重金属的吸附量，降低其可溶性。在沙尘颗粒物中，表面官能团的种类和数量相对较少，这使得其对重金属离子的吸附能力较弱。但在大气传输过程中，沙尘颗粒物可能会与大气中的物质发生反应，表面会产生一些新的官能团，从而影响重金属的吸附和解吸。当沙尘颗粒物与大气中的酸性物质接触时，表面会发生酸化反应，产生更多的羟基和羧基官能团，这些官能团能够与重金属离子发生络合反应，提高重金属的可溶性。颗粒物的比表面积也是影响重金属吸附和解吸的重要因素。较大的比表面积意味着颗粒物表面有更多的吸附位点，能够吸附更多的重金属离子。细粒径的颗粒物比表面积较大，其对重金属离子的吸附能力较强，可溶性相对较低。在大气中，细粒径的燃烧源颗粒物和沙尘颗粒物更容易吸附重金属离子，这些重金属离子在颗粒物表面形成相对稳定的结合态，降低了其可溶性。6.3.2化学反应过程的作用氧化还原反应、络合反应等化学反应过程对重金属可溶性有着显著的影响。在氧化还原反应中，重金属离子的价态会发生变化，从而影响其可溶性。一些重金属离子在氧化条件下会形成高价态的氧化物或氢氧化物，这些化合物的溶解度相对较低。在大气中，重金属离子如铅（Pb）、镉（Cd）等可能会被氧化成高价态的氧化物，使其在颗粒物表面形成难溶性的化合物，降低了其可溶性。而在还原条件下，重金属离子可能会被还原成低价态，从而增加其可溶性。在一些缺氧的环境中，如垃圾填埋场的厌氧区域，重金属离子可能会被还原成低价态，使其更容易溶解在水中。在垃圾焚烧飞灰中，一些重金属离子在高温还原条件下可能会被还原成低价态，形成更易溶解的化合物，从而提高了重金属的可溶性。络合反应也是影响重金属可溶性的重要因素。重金属离子可以与颗粒物表面的有机物质或大气中的络合剂形成络合物，从而改变其可溶性。在生物质燃烧颗粒物中，含有较多的有机物质，这些有机物质中的官能团如羟基、羧基等能够与重金属离子形成络合物，增加重金属的稳定性和溶解度。大气中的一些络合剂，如腐殖酸、富里酸等，也能够与重金属离子形成络合物，影响其可溶性。在沙尘颗粒物中，虽然有机物质含量相对较少，但在大气传输过程中，沙尘颗粒物可能会与大气中的络合剂发生反应，形成络合物，从而影响重金属的可溶性。当沙尘颗粒物与大气中的腐殖酸接触时，腐殖酸中的官能团能够与重金属离子形成络合物，增加重金属的可溶性。一些沉淀反应也会影响重金属的可溶性。当环境中的某些离子浓度达到一定程度时，重金属离子可能会与这些离子发生沉淀反应，形成难溶性的化合物，降低其可溶性。在水体中，