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细颗粒物（PM2.5）是影响我国秋冬季空气质量的首要污染物，其化学组分包括有机物、水溶性离子、无机元素等。硫酸盐（
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ ）、硝酸盐（${\rm{NO}}_3^{ - } $ ）和铵盐（${\rm{NH}}_4^{ + } $ ）（合称SNA）是最主要的水溶性离子，在PM2.5中的占比超过一半[1-4]。以往水溶性离子的测量主要通过离线膜采样-离子色谱分析的方法，但该方法时间分辨率低，无法精准捕捉环境大气污染过程。为了提高颗粒物监测数据的时间分辨率，在线离子色谱仪被广泛应用于大气复合污染的研究中[5-10]。在线离子色谱仪能够同时测量颗粒物水溶性离子和气态污染物，主要利用颗粒物和气体在溶液中扩散系数和自身质量的差异而实现分离。为了保证在线离子色谱仪的准确性和可比性，已有研究开展了颗粒物膜采样/离线实验室分析和在线离子色谱仪的比对研究。Wittig等[11]发现，半连续的湿式在线离子色谱仪对
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 和${\rm{NO}}_3^{ - } $ 的测量偏高10%；袁超等[12]发现，在线URG-900B对${\rm{NH}}_4^{ + } $ 和${\rm{NO}}_3^{ - } $ 的监测结果较好，但对${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 存在明显的高估；杨懂艳等[13]的研究显示，在线URG-900获得的离子总量高于滤膜测试结果，${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 和${\rm{NH}}_4^{ + } $ 明显偏高，${\rm{NO}}_3^{ - } $ 的年均浓度差异不大。整体来看，在线离子色谱仪对颗粒物组分如${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 和${\rm{NO}}_3^{ - } $ 均有不同程度的偏差[11-18]。然而现有研究主要集中于颗粒物组分间的比对，鲜有研究针对气态污染物开展比对工作，同时缺乏湿式旋转溶蚀器（WRD，在线离子色谱仪核心部件）对气态污染物吸收效率的研究，成为在线离子色谱仪测量研究的“盲点”。本研究利用Marga 1S和API 100E测量的2017年环境大气SO2监测数据，评估不同测量方法的差异性。同时，配制不同浓度的SO2标准气体，测量湿式旋转溶蚀器对不同浓度SO2的吸收效率，估算测量干扰，对提升在线离子色谱仪性能的认识存在积极意义，也为在线离子监测设备在大气复合污染精细化和科学化中的应用提供依据。
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2018年7月17—19日9:00—20:00进行了为期3 d的连续测试实验，实验地点位于江苏省南京市凤凰西街某实验室内。实验仪器为荷兰能源所、Metrohm和Applikon公司共同研制的在线气体组分及气溶胶监测仪Marga 1S（以下简称 Marga 1S）和美国赛默飞公司Thermo 43i系列SO2分析仪（以下简称Thermo 43i）。Marga 1S利用气体和气溶胶扩散性质的不同来实现分离，通过湿式旋转溶蚀器（WRD）来采集NH3、HNO2、HNO3、HCl、SO2等痕量气态污染物，湿式旋转溶蚀器是Marga 1S收集气体的核心部分，其水平放置并不断旋转，使得溶蚀器表面形成一层液膜而吸收气体；气溶胶被蒸汽喷射气溶胶收集器（SJAC）收集，颗粒物在过饱和蒸汽的环境下长大，随后通过离子色谱法可测量Ca2+、Mg2+、
${\rm{NH}}_4^{ + } $ 、Na+、K+、${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 、${\rm{NO}}_3^{ - } $ 、Cl-等水溶性离子，其检出限分别为0.09、0.06、0.05、0.05、0.09、0.04、0.05、0.01 μg·m-3。仪器以LiBr为内标追踪仪器状态，其时间分辨率为1 h。Thermo 43i主要通过紫外荧光法进行SO2测量，体积分数检出限为0.5×10-9（5 min平均时间），此外利用美国API 100E二氧化硫分析仪（以下简称API 100E）对南京市环境空气SO2进行了为期一年的观测，其测量原理为紫外荧光法，Thermo 43i和API 100E的测量原理均是国标推荐方法。 -
本实验具体流程如图1所示，首先将体积分数为19.8×10-6的SO2标准气体通入Sabio公司生产的4010型智能化气体稀释校准仪，对其进行一级稀释，一级稀释气浓度分别为25×10-9、40×10-9、50×10-9、100×10-9（体积分数），输出流量为5 L，将稀释后的SO2标气全部通入稀释瓶，与零气按1:5—1:7左右的比例进行二级稀释，稀释后SO2的浓度范围在14.4—73.8 μg·m-3之间。Marga 1S和Thermo 43i同时从稀释瓶中采集二级稀释后的SO2标气，多余气体利用旁路排空。
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Marga 1S监测的每个环境样品自带内标LiBr，用以监控设备运行的稳定性。观测期间，Br和Li基本在真值的±10%内浮动。此外，Marga 1S仪器内部自带标线，每隔3个月需对仪器内部的离子色谱模块进行单点验证，验证溶液的浓度梯度分别为50、100、150、250 μg·L-1，每个梯度重复6次。母液为美国Merck公司生产的标准溶液，溶液浓度为1000 mg·L-1。Marga 1S
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 的验证结果如图2（a）所示，相关系数r为0.9991，斜率为1.002，各溶液浓度的精密度均小于4.2 μg·L-1。Thermo 43i SO2的标定结果如图2（b），体积分数为0、75×10-9、150×10-9、225×10-9、300×10-9、400×10-9，相关系数r为0.9998，斜率为1.003，各体积分数的精密度均小于1.8×10-9，符合《环境空气气态污染物（SO2、NO2、O3、CO）连续自动监测系统技术要求及检测方法》（HJ654—2013）等标准要求。 -
参考《环境空气质量标准》（GB3095—2012）中数据有效性规定，将每日不足20 h的视为无效数据，观测期间API 100E和Marga 1S都有数据的共计326套。图3是API 100E和Marga对2017年南京市环境空气SO2监测结果的逐日变化。从图3中可以看出，API 100E和Marga监测的SO2变化趋势基本一致，其中API 100E测量结果的日均值范围介于2—45 μg·m-3，均值为(17.1±7.7) μg·m-3，Marga测量结果的日均值范围介于0.6—32.7 μg·m-3之间，均值为(9.6±5.9) μg·m-3，Marga的均值较API 100E低43.8%。
从图4（a）可以看出，API 100E和Marga日均值相对误差的频率分布基本呈正态分布，数学期望μ为-44.7%，标准偏差σ为49.7%。API 100E和Marga对环境空气SO2监测结果的相关性如图4(b)所示，图中散点利用相对误差进行染色，相对误差的计算原理是将《环境空气气态污染物（SO2、NO3、O3、CO）连续自动监测系统技术要求及检测方法》（HJ654—2013）中提到的紫外荧光法（API 100E）看成真值，Marga测量结果为实测值，具体如式（1）所示。
API 100E和Marga日均值的相关性较好，相关系数r为0.84，截距为-1.29，斜率为0.64，决定系数R2、斜率低于同等设备2016年比对结果、2009年[19]和2011年[20]美国环保署（USEPA）环境技术认证 (Environmental Technology Verification，ETV) 项目中的结果，具体拟合结果如表1所示，此外当API 100E监测SO2浓度低于25 μg·m-3时，API 100E和Marga的相对误差较大。
从API 100E和Marga SO2季节散点图来看（图5），春季（3—5月）、夏季（6—8月）、秋季（9—11月）及冬季（1、2、12月）的线性相关系数r分别为0.87、0.84、0.80和0.87，拟合性相对较好，季节分布的斜率表现为秋季＞冬季＞春季＞夏季，秋、冬季Marga测量结果与API 100E最为接近，夏季Marga测量结果偏低，一方面这可能是由于Marga和API 100E尽管均采取多种方法提高监测结果的准确度和稳定性，但由于Marga和API 100E的工作原理不同。对于Marga而言，温度越高，SO2在水溶液中的溶解度越低。而API 100E的工作原理为紫外荧光法，温度越高SO2分子的碰撞增加，激发态SO2分子返回基态的机率增加[21-22]。张凯等[21]研究显示，紫外荧光法测量SO2最合适的温度为50 °C，因此方法的差异性使得两种设备测得的SO2的监测结果存在一定的偏差。另一方面，夏季时大气扩散条件良好，SO2浓度相对较低，不同浓度梯度下Marga对SO2的吸收效率存在差异，为此针对不同浓度SO2的吸收效率开展了测试。
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本研究参考美国环保署（USEPA）对Marga的环境技术认证方法，使用Thermo 43i和Marga同步进行SO2监测。吸收效率计算方法如式2所示。
式中，ρ为溶蚀器对气体的吸收效率；C实测为Marga中监测的SO2浓度（μg·m-3）；C标准为Thermo 43i监测的SO2的浓度（μg·m-3）；
图6为Thermo 43i和Marga对SO2标准气的对比散点图，结果显示Marga和Thermo 43i的相关系数r为0.999，相关性较好，表明Marga与Thermo 43i的变化趋势基本一致。斜率为0.93，截距为-1.49，Marga的测量结果偏低，本研究中的斜率介于2011年美国环保署（USEPA）环境技术认证项目结果之间，高于2009年的认证结果[19-20]。
以Thermo 43i监测的SO2 浓度为横坐标，以湿式旋转溶蚀器对SO2的吸收效率为纵坐标，绘制了湿式旋转溶蚀器对不同浓度SO2的吸收效率曲线，具体如图7所示. 从图7可以看出，本研究获得的湿式旋转溶蚀器吸收效率曲线的方程为：y=-4×10-5x2 + 0.0048x + 0.7624，相关系数r为0.9765。对应于14.4—73.8 μg·m-3浓度的SO2，湿式旋转溶蚀器对其吸收效率为82.1%—91.7%，随着SO2浓度逐渐升高，湿式旋转溶蚀器的吸收效率逐渐升高，60 μg·m-3附近时吸收效率在91.0%左右趋于稳定。
利用本研究获得的13组有效数据计算了Marga对SO2的平均吸收效率，结果为88.2%±4.8%，低于邹强等[18]的研究结果。一方面可能是由于邹强等[18]利用的是平行版溶蚀器，且测定的是极端高浓度条件下SO2的吸收效率，其质量浓度范围介于171.4—1428.6 μg·m-3，本研究测定的是与环境大气接近的浓度范围（14.4—73.8 μg·m-3）；另一方面可能是由于本研究使用的Marga已经连续运转5年，仪器内部不可避免的产生磨损、老化和变形，仪器内部的参数可能发生变化。
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袁超等[12]在上海和泰山观测中溶蚀器的吸收液使用超纯水，相较于膜采样的结果，URG-9000B监测的
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 浓度分别高估了25%和64%，香港观测时将吸收液更换为5 mmol·L-1 H2O2，URG-9000B仍存在高估现象；Wu等[17]比对了URG-9000B和膜采样方法中${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 的结果，在SO2高浓度条件下，存在${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 高估的现象。为进一步探讨不同浓度SO2对蒸汽喷射气溶胶收集器（SJAC）的影响程度，本实验分析了不同SO2浓度梯度下颗粒态${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 、${\rm{NO}}_3^{ - } $ 、${\rm{NH}}_4^{ + } $ 浓度变化情况，具体如图8所示. 结果显示，SO2浓度从14.4 μg·m-3升高到73.8 μg·m-3时，${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 、${\rm{NO}}_3^{ - } $ 、${\rm{NH}}_4^{ + } $ 的变化幅度分别为0.19、0.002、-0.01 μg·m-3，整体来看，随着SO2浓度的升高，${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 的浓度呈现升高的趋势，但升幅微弱，高浓度的SO2对${\rm{NO}}_3^{ - } $ 和${\rm{NH}}_4^{ + } $ 的影响并不显著，${\rm{NO}}_3^{ - } $ 的浓度水平趋于平稳，${\rm{NH}}_4^{ + } $ 的浓度呈现略微下降。与袁超等[12]和Wu等[17]的结果略微不同，这可能是由于本实验Marga的溶蚀器为旋转型，吸收液中H2O2的浓度为1 mmol·L-1, URG-9000B的溶蚀器为平版型，吸收液分别为纯水和添加了5 mmol·L-1 H2O2的纯水，仪器构造和测量方法存在一定差异。表2计算了不同SO2浓度时
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 残留效率，结果显示SO2浓度在14.4—73.8 μg·m-3范围时，采样体积为1 m3颗粒态中${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 残留率介于0.43%—1.34%之间，其中SO2浓度越低，${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 残留率越高，SO2达到73.8 μg·m-3时，其残留率为0.43%，较低浓度SO2(14.4 μg·m-3)的残留率低0.91个百分点，表明高浓度的SO2气体对颗粒物中的SO42-的监测分析影响较小；此外SO2在低浓度时残留量高，可能是由于低浓度时放大了仪器噪声的影响。 -
（1）通过离子色谱法和紫外荧光法同时监测了2017年南京市环境空气SO2，其中API 100E日均值范围介于2—45 μg·m-3，均值为（17.1±7.7）μg·m-3，Marga日均值范围介于0.6—32.7 μg·m-3之间，均值为（9.6±5.9 ）μg·m-3，Marga的均值较API 100E低43.8%，二者相关系数r为0.84，截距为-1.29，斜率为0.64；当API 100E监测SO2浓度低于25 μg·m-3时，API 100E和Marga 1S的相对误差较大; 秋、冬季Marga测量结果与API 100E最为接近，夏季Marga测量结果偏低。
（2）基于实验室研究发现，Marga和Thermo 43i的相关系数r为0.999，相关性较好，Marga的测量结果偏低，与环境空气监测结果结论一致。湿式旋转溶蚀器对SO2吸收效率为82.1%—91.7%，平均吸收效率为88.2%±4.8%，随着SO2浓度逐渐升高，湿式旋转溶蚀器的吸收效率逐渐升高，60 μg·m-3附近时吸收效率趋于稳定。
（3）SO2浓度从14.4 μg·m-3升高到73.8 μg·m-3时，
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 浓度呈现升高趋势，但升幅微弱，高浓度的SO2对${\rm{NO}}_3^{ - } $ 和${\rm{NH}}_4^{ + } $ 的影响并不显著，${\rm{NO}}_3^{ - } $ 的浓度水平趋于平稳，${\rm{NH}}_4^{ + } $ 的浓度呈现略微下降，颗粒态中${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 残留率为0.43%—1.34%。SO2为73.8 μg·m-3时，其残留率为0.43%，低浓度SO2(14.4 μg·m-3)的残留率低0.91个百分点，高浓度的SO2气体对颗粒物中的${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 的监测分析影响较小。
湿式旋转溶蚀器对二氧化硫吸收效率和测量干扰的评估
Evaluating the absorption efficiency and measurement interference of wet rotating denuder for sulfur dioxide
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摘要: 利用大气细颗粒物水溶性离子在线监测仪(Marga 1S)分别与API 100E和Thermo 43i同时测量环境空气和二氧化硫(SO2)标气，进而评估了湿式旋转溶蚀器对SO2吸收效率及其测量干扰。研究结果显示，基于API 100E和Marga 1S测得的2017年南京市环境空气SO2浓度分别为(17.1±7.7 ) μg·m-3和(9.6±5.9 ) μg·m-3，Marga 1S较API 100E低43.8%，当API 100E监测SO2浓度低于25 μg·m-3时，API 100E和Marga 1S的相对误差较大，秋、冬季Marga 1S测量结果与API 100E最为接近，夏季Marga 1S测量结果偏低；基于实验室研究发现，Marga 1S和Thermo 43i的相关系数r为0.999，相关性较好，Marga 1S的测量结果偏低，与环境空气结论一致。湿式旋转溶蚀器对SO2吸收效率为82.1%—91.7%，随着SO2浓度逐渐升高，湿式旋转溶蚀器的吸收效率逐渐升高，60 μg·m-3附近时吸收效率趋于稳定。高浓度SO2条件下，颗粒态中
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 残留率介于0.43%—1.34%之间，高浓度SO2对颗粒物${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 组分监测影响较小。Abstract: Utilizing Marga 1S together with API 100E and Thermo 43i to simultaneously measure sulfur dioxide (SO2) concentration in ambient air and standard gas respectively, we evaluated the absorption efficiency of SO2 by wet rotating denuder and its measurement interference. Atmospheric SO2 concentration in Nanjing in 2017 measured by API 100E and Marga 1S were (17.1±7.7) μg·m-3 and (9.6±5.9) μg·m-3 respectively, with Marga 1S 43.8% lower than API 100E. When atmospheric SO2 concentration was below 25 μg·m-3 monitored by API 100E, Marga 1S had a large relative deviation from API 100E. Marga 1S measurenments in ambient air were closest to API 100E in autumn and winter, and lower in summer. While measuring standard gas, Marga 1S had a high correlation of 0.999 with Thermo 43i. However its measurement were still lower than Thermo 43i, as was stated by the measurements in ambient air. The absorption efficiency of wet rotating denuder for SO2 was 82.1%—91.7%, gradually.increased with SO2 concentration and tended to stabilize near 60 μg·m-3. At high SO2 concentration, the${\rm{SO}}_4^{2 - } $ residual ratio in the particulate state was 0.43%—1.34%. Therefore high SO2 concentration had little effect on the measurment of particulate${\rm{SO}}_4^{2 - } $ component.-
Key words:
- Marga 1S /
- wet rotating denuder /
- sulfur dioxide /
- absorption efficiency
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图 2 Marga（a）验证和Thermo 43i（b）标定结果
Figure 2. The calibration results of Marga（a）and Thermo 43i（b）
图 4 Marga和API 100E相对误差的频率分布（a）和对比散点图（b）
Figure 4. Frequency distribution of relative error between Marga and API 100E monitoring results (a) and Scatter plot (b)
图 5 不同季节Marga和API 100E对比散点图
Figure 5. Scatter plot of Marga and API 100E in different seasons
图 6 Marga和Thermo 43i的对比散点图
Figure 6. Scatter plots of SO2 concentration between Marga and Thermo 43i
图 7 湿式旋转溶蚀器对不同浓度SO2 的吸收效率曲线
Figure 7. Absorption efficiency of wet rotating denuder for different concentrations of SO2
图 8 溶蚀器对不同浓度SO2 的吸收效率曲线
Figure 8. Absorption efficiency curves of wet rotating denuder for different concentrations of SO2
表 2 不同SO2浓度时
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ Table 2.
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ SO2浓度/ （μg·m-3） 14.4 26.8 34.2 54.4 73.8 ${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 0.29 0.35 0.41 0.49 0.48 残留率/% 1.34 0.87 0.80 0.60 0.43 
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[1] YANG F, TAN J, ZHAO Q, et al. Characteristics of PM2.5 speciation in representative megacities and across China [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2011, 11(11): 1025-1051. [2] ZHENG J, HU M, PENG J, et al. Spatial distributions and chemical properties of PM2.5 based on 21 field campaigns at 17 sites in China [J]. Chemosphere, 2016, 159: 480-487. doi: 10.1016/j.chemosphere.2016.06.032 [3] 王永慧, 刘芃岩, 于泊蕖, 等. 保定市日间、夜间大气PM2.5中无机组分的特征及来源分析 [J]. 环境化学, 2017, 36(9): 1941-1948. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016122201 WANG Y H, LIU P Y, YU B Q, et al. Characeeristics and source analysis of inorganic components in PM2.5 samples collected during daytime and night in Baoding City [J]. Environmental Chemistry, 2017, 36(9): 1941-1948(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016122201
[4] 丁新航, 梁越, 肖化云, 等. 太原市采暖季清洁天与灰霾天PM2.5中水溶性无机离子组成及来源分析 [J]. 环境化学, 2019, 38(6): 1356-1366. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2018121102 DING X H, LIANG Y, XIAO H Y, et al. Composition and source analysis of water-soluble inorganic ions of PM2.5 in clean and haze days during heating season in Taiyuan City [J]. Environmental Chemistry, 2019, 38(6): 1356-1366(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2018121102
[5] 张予燕, 陆晓波, 任兰, 等. 秸秆焚烧期间空气中细颗粒的组分特征 [J]. 环境监控与预警, 2011, 3(5): 38-41. doi: 10.3969/j.issn.1674-6732.2011.05.011 ZHANG Y Y, LU X B, REN L, et al. Features of components of fine particles in air during the period of burning stalks [J]. Environmental Monitoring and Forewarning, 2011, 3(5): 38-41(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1674-6732.2011.05.011
[6] 操文祥, 陈楠, 田一平, 等. 武汉地区秋冬季清洁与重污染过程的水溶性离子特征研究 [J]. 环境科学学报, 2017, 37(1): 82-88. CAO W X, CHEN N, TIAN Y P, et al. Characteristic analysis of water-souble ions during clean and heavy pollution processes in autumn and winter in Wuhan [J]. Acta Scientiae Cirumstantiae, 2017, 37(1): 82-88(in Chinese).
[7] 俞梁敏, 杨倩, 邱亮, 等. 昆山市夏秋季节大气PM2.5中水溶性无机阴离子的污染特征 [J]. 环境监控与预警, 2014, 6(5): 44-46. doi: 10.3969/j.issn.1674-6732.2014.05.014 YU L M, YANG Q, QIU L, et al. Pollution charactesistics of water-souble inorganic ion in atmosphere PM2.5 in Kunshan in summer and fall [J]. Environmental Monitoring and Forewarning, 2014, 6(5): 44-46(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1674-6732.2014.05.014
[8] 高韩钰, 魏静, 王跃思. 北京南郊区PM2.5中水溶性无机盐季节变化及来源分析 [J]. 环境科学, 2018, 39(5): 1987-1993. GAO H J, WEI J, WANG Y S. Seasonal variation and source analysis of water-soluble inorganic salts in PM2.5 in the southern suburbs of Beijing [J]. Environmental Science, 2018, 39(5): 1987-1993(in Chinese).
[9] 顾芳婷, 胡敏, 王渝, 等. 北京2009—2010年冬、春季PM2.5污染特征 [J]. 中国环境科学, 2016, 36(9): 2578-2584. doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.09.003 GU F T, HU M, WANG Y, et al. Characteristics of PM2.5 pollution in winter and spring of Beijing during 2009—2010 [J]. China Environmental Science, 2016, 36(9): 2578-2584(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1000-6923.2016.09.003
[10] MAKKONEN U, VIRKKULA A, MANTYKENTTA J, et al. Semi-continuous gas and inorganic aerosol measurements at a Finnish urban site: comparisons with filters, nitrogen in aerosol and gas phases, and aerosol acidity [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2012, 12(12): 5617-5631. doi: 10.5194/acp-12-5617-2012 [11] WITTIG A E, TAKAHAMA S, KHLYSTOV A Y, et al. Semi-continuous PM2.5 inorganic composition measurements during the Pittsburgh Air Quality Study [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38(20): 3201-3213. doi: 10.1016/j.atmosenv.2004.03.002 [12] 袁超, 王韬, 高晓梅, 等. 大气PM2.5在线监测仪对 ${\rm{SO}}_4^{2 - } $ 、${\rm{NO}}_3^{ - } $ 和${\rm{NH}}_4^{ + } $ 的测定评价 [J]. 环境化学, 2012, 31(11): 1808-1815.YUAN C, WANG T, GAO X M, et al. Evaluation of
${\rm{SO}}_4^{2 - } $ ,${\rm{NO}}_3^{ - } $ and${\rm{NH}}_4^{ + } $ measurements using ambient PM2.5 real-time monitoring instruments [J]. Environmental Chemistry, 2012, 31(11): 1808-1815(in Chinese).[13] 杨懂艳, 刘保献, 石爱军, 等. PM2.5在线水溶性离子与滤膜采集-实验室检测的比对分析 [J]. 环境科学, 2016, 37(10): 3730-3736. YANG D Y, LIU BA X, SHI A J, et al. Comparison test between on-line monitoring of water-soluble ions and filterbased manual methods for PM2.5 [J]. Chinese Journal of Environmental Science, 2016, 37(10): 3730-3736(in Chinese).
[14] DREWNICK F, SCHWAB J J, HOGREFE O, et al. Intercomparison and evaluation of four semi-continuous PM2.5 sulfate instruments [J]. Atmospheric Environment, 2003, 37(24): 3335-3350. doi: 10.1016/S1352-2310(03)00351-0 [15] SCHAAP M, OTJES R P, WEIJERS E P. Illustrating the benefit of using hourly monitoring data on secondary inorganic aerosol and its precursors for model evaluation [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2010, 10(5): 265-272. [16] RUMSEY I C, COWEN K A, WALLKER J T, et al. An assessment of the performance of the Monitor for Aerosols and Gases in ambient air (MARGA): A semi-continuous method for soluble compounds [J]. Atmospheric Chemistry and Physics, 2014, 14(11): 5639-5658. doi: 10.5194/acp-14-5639-2014 [17] WU W S, WANG T. On the performance of a semi-continuous PM2.5 sulphate and nitrate instrument under high loadings of particulate and sulphur dioxide [J]. Atmospheric Environment, 2007, 41(26): 5442-5451. doi: 10.1016/j.atmosenv.2007.02.025 [18] 邹强, 王静, 蔡琪, 等. 湿式平行板溶蚀器对气体吸收效率的实验研究 [J]. 现代科学仪器, 2013(4): 210-213. ZOU Q, WANG J, CAI Q et al. Experimental study for gas collection efficiency of wetted parallel plate denuder [J]. Modern Scientific Instruments, 2013(4): 210-213(in Chinese).
[19] GOODWIN B, DEOJAY D, COWEN K, et al. Environmental technology verification report, etv advanced monitoring systems center. Applikon Marga Semi-continuous Ambient Air Monitoring System[EB/OL]. [2009-11-06]. http://www.epa.gov/nrmrl/std/etv/pubs/600r09083.pdf. [20] COWEN K, HANFT E, KELLY T, et al. Environmental technology verification report, etv advanced monitoring systems center. Applikon marga semi-continuous ambient air monitoring system[EB/OL]. [2012-11-05]. http://nepis.epa.gov/Exe/ZyPDF.cgi?Dockey=P100CH7N.PDF [21] 张凯, 李晓苇, 李红莲. 紫外荧光法测量二氧化硫的温度响应特性分析 [J]. 制造业自动化, 2010, 32(9): 33-35. doi: 10.3969/j.issn.1009-0134.2010.09.09 ZHANG K, LI X W, LI H L. Analysis of the temperature response characteristic in the measurement of sulfur dioxide using UV fluorescence [J]. Manufacturing Automation, 2010, 32(9): 33-35(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1009-0134.2010.09.09
[22] 郑海明, 靳伟佳. 温度对二氧化硫紫外吸收特性的影响 [J]. 光谱学与光谱分析, 2013, 33(3): 776-779. doi: 10.3964/j.issn.1000-0593(2013)03-0776-04 ZHENG H M, JIN W J. Effects of temperature on the ultraviolet absorption characteristics of SO2 [J]. Spectroscopy and Spectral Analysis, 2013, 33(3): 776-779(in Chinese). doi: 10.3964/j.issn.1000-0593(2013)03-0776-04
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