于彥婷，李 紅，張慶竹，白英臣，張正正，5，韓靜磊，付建平

1．濮陽市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究所，河南濮陽 457000

2．中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實驗室，北京 100012

3．大氣環(huán)境與裝備技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇南京 210044

4．山東大學(xué)環(huán)境研究院，山東濟(jì)南 250100

5．貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴州貴陽 550025

6．環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣東廣州 510655

大氣細(xì)粒子陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分析方法的優(yōu)化

于彥婷1，2，李 紅2，3*，張慶竹4，白英臣2，張正正2，5，韓靜磊6，付建平6

1．濮陽市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究所，河南濮陽 457000

2．中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實驗室，北京 100012

3．大氣環(huán)境與裝備技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇南京 210044

4．山東大學(xué)環(huán)境研究院，山東濟(jì)南 250100

5．貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴州貴陽 550025

6．環(huán)境保護(hù)部華南環(huán)境科學(xué)研究所，廣東廣州 510655

分別從樣品前處理和分析測定兩方面對大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的二硫藍(lán)分光光度分析法進(jìn)行優(yōu)化，并采用優(yōu)化方案對北京市大氣細(xì)粒子進(jìn)行了分析．結(jié)果表明:①優(yōu)化的最佳樣品前處理條件中超聲提取頻率為40 Hz、初始水浴溫度為30℃、超聲提取時間為30 min;②優(yōu)化的最佳分析測定條件中二硫藍(lán)使用量為1．29 mg(0．5 mL的2．58 g L二硫藍(lán)溶液)、最佳靜置時間為30 min、醋酸鹽緩沖液(pH為5)最佳使用量為3 mL．二硫藍(lán)分光光度法優(yōu)化方案標(biāo)準(zhǔn)曲線的R2為0．998 6，線性較好．采用該優(yōu)化方案測得的北京市大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度的平均值為12．87 pmol m3，其濃度水平數(shù)量級是陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的1 10，其濃度水平高于英國諾威奇與愛丁堡，但低于馬來西亞吉隆坡．

大氣細(xì)粒子;陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì);分光光度法;二硫藍(lán);方法應(yīng)用

大氣細(xì)粒子表面有機(jī)活性物質(zhì)存在于大氣細(xì)粒子表面，通常由高含氧量水溶性有機(jī)物、脂肪族碳?xì)浠衔锛捌鋬捎H衍生物等物質(zhì)組成［1-6］．這類物質(zhì)自然來源主要是海洋飛沫［4，7-8］，人為污染源主要包括柴油等燃料的燃燒、生物質(zhì)燃燒和機(jī)動車尾氣以及大氣環(huán)境二次反應(yīng)等［1，9-10］．按照親水基團(tuán)帶電特性分類，大氣細(xì)粒子表面有機(jī)活性物質(zhì)可以分為陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)和陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)［11-12］．雖然大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的含量通常低于陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的含量［6，13］，但是由于陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分子一端為帶正電的基團(tuán)，主要為有機(jī)胺，易與表面帶負(fù)電的物質(zhì)結(jié)合，或在酸性介質(zhì)中起乳化、分散等作用，因此，陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)在大氣細(xì)粒子表面的附著會影響大氣細(xì)粒子表面輻射特性與表面張力等表面性質(zhì)［11-12］，進(jìn)而對大氣能見度、地面輻射強(qiáng)度等造成影響［14-21］;同時表面活性物質(zhì)隨大氣細(xì)粒子進(jìn)入人體后會引發(fā)人體呼吸系統(tǒng)疾病，以及造成眼睛的不適癥狀，對人體健康有較大的影響［22-24］．

目前國際上已經(jīng)開展了關(guān)于大氣細(xì)粒子中陽離子表面活性物質(zhì)的研究［1，6-7］，而國內(nèi)鮮見報道．國際上已有的大氣細(xì)粒子陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的分析方法是二硫藍(lán)分光光度法，但尚未形成規(guī)范的通用分析方案文本．我國大氣環(huán)境顆粒物具有高濃度與高氧化性的特征，大氣復(fù)合污染特性明顯，大氣細(xì)粒子的化學(xué)組成復(fù)雜等特點(diǎn)［25-26］，因此，在進(jìn)行大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分析時應(yīng)先對其試驗參數(shù)進(jìn)行優(yōu)化．綜上，該研究在水中表面活性劑測定方法［27-31］的基礎(chǔ)上，參考國內(nèi)外學(xué)者的大氣氣溶膠陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分析方法［6，10，13，32-33］，從樣品前處理和分析測定兩方面對二硫藍(lán)分光光度法分別進(jìn)行了方案優(yōu)化，以期提出適用于我國大氣細(xì)粒子陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分析試驗方案．

1 研究方法

1．1 試驗原理

陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分子量一般在5 000 Da以下［1］，其分子一端為親水性基團(tuán)，一端為親油性

式中:V為樣品提取液體積，L;Vn為標(biāo)準(zhǔn)狀況下的采樣體積，m3;N為試驗所用濾膜面積與采樣濾膜面積的百分比，%．

1．2 設(shè)計思路

按照圖1分別對二硫藍(lán)分光光度法的樣品前處理、分析測定條件參數(shù)進(jìn)行了優(yōu)化．通過正交試驗設(shè)計確定最佳參數(shù)，并采用優(yōu)化試驗方案，建立標(biāo)準(zhǔn)曲基團(tuán)［11-12］．由于陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)含有親水性基團(tuán)，易溶于水，在一定溫度范圍，溫度越高，水溶解度越大．陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)水解后，親水基帶正電荷，可與帶負(fù)電荷的物質(zhì)發(fā)生反應(yīng)，反應(yīng)物具有親油性基團(tuán)，在水中的溶解性較小，易溶于有機(jī)溶劑，因此，水相中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的分析［27-29，31，34］常選用陰離子顯色劑染色，以分光光度法定量分析樣品中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的濃度．

參考國內(nèi)外研究［6，10，13，32-33］，可通過超聲提取的方式將附著在采樣濾膜上的大氣細(xì)粒子中水溶性物質(zhì)溶解于水，水中的陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)與陰離子顯色劑二硫藍(lán)發(fā)生締合反應(yīng)，生成疏水性有機(jī)締合物DBAS(二硫藍(lán)活性物質(zhì))．根據(jù)相似相容原理，DBAS易被氯仿萃取，在波長628 nm下DBAS氯仿溶液的吸光度達(dá)到最大值［6，13，31］．根據(jù)Lambert-Beer定律，選擇一種常見的陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)為參比物作標(biāo)準(zhǔn)曲線，以得到樣品提取液中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的濃度．根據(jù)國內(nèi)外文獻(xiàn)報道［6，13，31］，可選擇十四烷基二甲基芐基氯化銨(常見陽離子表面活性物質(zhì))作為參比物．樣品提取液中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度c(pmol L)計算公式如下:

A=lg(1 T)=kbc式中:A為吸光度;k為光被吸收的比例系數(shù)，L (pmol·cm);b為吸收層厚度，即盛放樣品的液槽的透光厚度，cm;c為樣品提取液中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度，pmol L．

通過上式得到樣品提取液中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度c后，可通過下式換算出大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的濃度c0(pmol m3):線，進(jìn)行優(yōu)化試驗方案的初步應(yīng)用．

試驗所用樣品提取液與萃取劑體積比均為20∶1．試驗所用樣品均為隨機(jī)抽取(樣品編號為Nx，x=1，2，…，n)，所用試劑均為分析純，試驗用水均為超純水(25℃，18．18 MΩ·cm)．

1．3 樣品采集

2013年3月13―21日，將大流量大氣細(xì)粒子采樣儀(武漢天虹儀表有限責(zé)任公司，TH-1000CⅡ型)設(shè)在中國環(huán)境科學(xué)研究院大氣樓樓頂(116°25'E、40°02'N)，距地面約15 m高，周圍無局地污染源．采用石英濾膜(美國Whatman公司，20．3 cm×25．4 cm)采集大氣細(xì)粒子樣品，采樣時間設(shè)定為09:00—20:30，21:00—次日08:30)．采樣濾膜在使用前需經(jīng)高溫處理后，稱重，采樣完成后密封防潮冷凍保存至分析．

1．4 試驗步驟

1．4．1 樣品前處理條件的優(yōu)化試驗

將一定面積的采樣濾膜剪碎，完全浸于超純水中，利用超聲波清洗器(昆山禾創(chuàng)超聲儀器有限公司，KH5200DV)進(jìn)行超聲提取，超聲提取參數(shù)按照表1設(shè)定．采用聚碳酸酯膜(Millipore，孔徑0．4 μm)對超聲提取后的混合液進(jìn)行真空抽濾(該方法參考國內(nèi)外相關(guān)研究［6，10，13，32-33，35］)處理，濾液定容至100 mL，得到樣品提取液．采用二硫藍(lán)分光光度法對樣品提取液進(jìn)行分析，測定不同超聲提取條件下的吸光度，確定最佳超聲提取條件．

1．4．2 分析測定條件的優(yōu)化試驗

在二硫藍(lán)的使用量分別為0．645、1．29、1．935和2．58 mg下，測定DBAS吸光度，以確定其最佳使用量．靜置時間設(shè)為15、30、45和60 min，測定4種情況下DBAS吸光度，以確定二硫藍(lán)分光光度法的最佳靜置時間．在緩沖液使用量分別為1、2、3和4 mL的情況下測定DBAS吸光度，確定最佳使用量．

2 結(jié)果與討論

2．1 樣品前處理優(yōu)化方案

2．1．1 最佳超聲提取頻率

由圖2(a)可見，超聲提取頻率越大，DBAS吸光度越大．究其原因，是當(dāng)超聲提取頻率較小時，陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)不能完全進(jìn)入水相中，其提取效率不高，DBAS吸光度較小．因此，為確保陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的提取效率，應(yīng)選擇超聲波清洗器的最大工作頻率(40 Hz)為最佳超聲提取頻率．

2．1．2 最佳初始水浴溫度

如圖2(b)所示，初始水浴溫度為30℃時，DBAS吸光度最大．研究表明，初始水浴溫度越低，陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的溶解度越低，采樣濾膜上的陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)只有很少的量進(jìn)入水中，相比而言，水相中二硫藍(lán)過量，易發(fā)生高配位反應(yīng)［32-33］，對DBAS吸光度的測定造成干擾．初始水浴溫度過高，促進(jìn)了提取過程中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的揮發(fā)或分解，并且在超聲提取過程中因超聲振動過程有熱能產(chǎn)生，導(dǎo)致陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)提取效率降低，造成DBAS吸光度變?。C上，最佳初始水浴溫度為30℃．

2．1．3 最佳超聲提取時間

如圖2(c)所示，超聲提取時間在20、30 min時，DBAS吸光度變化不大．但超聲提取時間過短，陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的提取效率較小，因此，陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)在水相中的濃度不足，易為二硫藍(lán)在分子量較大的物質(zhì)上的附著創(chuàng)造條件［32-33］，對DBAS吸光度的測定造成干擾．超聲提取時間過長，超聲提取產(chǎn)生的能量易促進(jìn)陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分解，其分解物也可能與二硫藍(lán)發(fā)生反應(yīng)，干擾DBAS吸光度的測定．因此，選擇30 min為最佳超聲提取時間較為合適．

2．2 分析測定條件

2．2．1 最佳顯色劑使用量

二硫藍(lán)使用量為1．29 mg時，DBAS吸光度達(dá)到一個較大值．一方面，二硫藍(lán)使用量不足1．29 mg時，不足以保障樣品溶液中的陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)全部參與締合反應(yīng)．另一方面，當(dāng)二硫藍(lán)使用量超過1．29 mg時，過量的二硫藍(lán)與陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)發(fā)生高配位締合反應(yīng)，生成的高配位締合物對DBAS吸光度的測定造成了干擾．此外，二硫藍(lán)可能附著在分子量較大物質(zhì)的表面［32-33］，對DBAS吸光度的測定造成更大的干擾〔見圖3(a)〕．因此，二硫藍(lán)分光光度法應(yīng)嚴(yán)格控制二硫藍(lán)的使用量，選擇1．29 mg的二硫藍(lán)使用量較適宜．

2．2．2 最佳靜置時間

如圖3(b)所示，DBAS吸光度在靜置時間為30 min時達(dá)到最大值．靜置時間過短，水相與氯仿相未達(dá)到平衡狀態(tài)，不宜于DBAS吸光度的測定．當(dāng)靜置時間超過30 min時，少量DBAS被紫外光破壞［1］，導(dǎo)致DBAS吸光度的測定值低于實測值．靜置時間過長，水相與氯仿相分界層中的二硫藍(lán)吸附在了氯仿相分子量較大的物質(zhì)上，破壞了兩相分界層的平衡，水相中的二硫藍(lán)不斷進(jìn)入氯仿相，嚴(yán)重干擾了DBAS吸光度的測定結(jié)果．因此，最佳靜置時間應(yīng)為30 min．

2．2．3 最佳緩沖液使用量

由圖3(c)可見，DBAS吸光度在緩沖液使用量為3 mL時達(dá)到最大值．緩沖液使用量較少，無法為締合反應(yīng)提供所需的pH條件，反應(yīng)未完全發(fā)生，DBAS吸光度的測定結(jié)果偏低;而緩沖液使用量過多，可能會促進(jìn)二硫藍(lán)與陽離子表面活性物質(zhì)的高配位反應(yīng)．因此，緩沖液的最佳使用量為3 mL．

2．3 標(biāo)準(zhǔn)曲線

如圖4所示，二硫藍(lán)分光光度法標(biāo)準(zhǔn)曲線的R2達(dá)到0．998 6，相關(guān)系數(shù)較好，線性響應(yīng)關(guān)系較好，可以用于大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的測定．

3 優(yōu)化方案的初步應(yīng)用

3．1 樣品分析

北京市大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的濃度平均值為12．87 pmol m3，其濃度變化趨勢與大氣細(xì)粒子的質(zhì)量濃度基本相同(見圖5)．3月16—17日，大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度不斷升高，在17日晚達(dá)到最高值(14．72 pmol m3);3 月18日白天大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度急劇降低至10．88 pmol m3，其原因為18日有四五級大風(fēng)，有利于大氣顆粒物的擴(kuò)散;18日晚，風(fēng)力逐漸降低，氣象條件趨于穩(wěn)定，大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度再次呈現(xiàn)升高趨勢．

與北京市大氣細(xì)粒子中陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度(2013年日平均值504．07 pmol m3)［32］相比，陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的濃度數(shù)量級是陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度數(shù)量級的1 10．與國外城市相比，北京市的濃度高于英國諾威奇(夏季7．6 pmol m3、秋季5．0 pmol m3、冬季4．1 pmol m3)與愛丁堡(夏季11．7 pmol m3)［6］，低于馬來西亞吉隆坡(春季57．28 pmol m3、夏季 57．95 pmol m3、秋季 66．41 pmol m3、冬季28．16 pmol m3)［13］．

3．2 優(yōu)化方案存在的問題

由于目前國內(nèi)外尚無大氣細(xì)粒子陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的標(biāo)準(zhǔn)樣品，因此本優(yōu)化方案在優(yōu)化過程中未能探討儀器檢測限與方法檢測限，未能進(jìn)行回收率試驗．將在今后的研究中繼續(xù)關(guān)注此方面的問題，一旦獲得大氣細(xì)粒子陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的標(biāo)準(zhǔn)樣品，將開展補(bǔ)充實驗，以研究本優(yōu)化方案的儀器檢測限、方法檢測限及回收率．由于本研究是針對國外研究方法進(jìn)行方案優(yōu)化，目前的上述缺陷不影響該方案的可靠性與應(yīng)用前景．

4 結(jié)論

a)在二硫藍(lán)分光光度法測定大氣細(xì)粒子陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度的試驗中，樣品前處理的最佳參數(shù)如下:初始水浴溫度為30℃，超聲提取頻率為40 Hz，超聲提取時間以30 min為宜．

b)向100 mL樣品提取液中加入3 mL的醋酸鹽緩沖液(pH=5)有利于陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)與二硫藍(lán)的配位反應(yīng)，2．58 g L二硫藍(lán)溶液的最佳使用量為0．5 mL(即二硫藍(lán)使用量1．29 mg)，氯仿萃取樣品時靜置30 min為宜．

c)二硫藍(lán)分光光度法優(yōu)化方案的標(biāo)準(zhǔn)曲線R2為0．998 6，線性較好，可以用于大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)濃度的測定與污染特征研究．

d)二硫藍(lán)分光光度法優(yōu)化方案測定的北京市大氣細(xì)粒子中陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的濃度為10．88～14．72 pmol m3，其濃度水平高于英國諾威奇與愛丁堡，低于馬來西亞吉隆坡．

［1］ LATIF M T，BRIMBLECOMBE P．Average molecular weight of surfactants in aerosols［J］．Atmospheric Chemistry and Physics Discussions，2007，7:13805-13838．

［2］ PETERSON R E，TYLER B J．Analysis of organic and inorganic species on the surface of atmospheric aerosol using time-of-flight secondary ion mass spectrometry(TOF-SIMS)［J］．Atmosphere Environment，2002，36:6041-6049．

［3］ TERVAHATTU H，JUHANOJA J，VAIDA V，et al．Fatty acids on continental sulfate aerosol particles［J］．Journal of Geophysical Research，2005，110:D6207．

［4］ TERVAHATTU H．Identification of an organic coating on marine aerosolparticles by TOF-SIMS［J］．JournalofGeophysical Research，2002，107(D16):4319．

［5］ GILMAN J B，ELIASON T L，F(xiàn)AST A，et al．Selectivity and stability of organic films at the air-aqueous interface［J］．Journal of Colloid and Interface Science，2004，280:234-243．

［6］ LATIF M T，BRIMBLECOMBE P．Surfactants in atmospheric aerosols［J］．Environmental Science＆Technology，2004，38:6501-6506．

［7］ BECAGLI B，GHEDINI C，PEETERS S，et al．MBAS(methylene blue active substances)and LAS(linear alkylbenzene sulphonates) in Mediterranean coastal aerosols:Sources and transport processes ［J］．Atmospheric Environment，2011，45:6788-6801．

［8］ BLANCHARD D C．Sea-to-air transport of surface active material ［J］．Science，1964，146(3642):396-397．

［9］ LIN P，HUANG X，HE L，et al．Abundance and size distribution of HULIS in ambient aerosols at a rural site in South China［J］．Journal of Aerosol Science，2010，41:74-87．

［10］ 吳水平，閆景明，張萌萌，等．大氣氣溶膠中水溶性有機(jī)物的紫外-可見及表面活性特征［J］．過程工程學(xué)報，2009，9(S2): 258-262．WU Shuiping，YAN Jingming，ZHANG Mengmeng，et al．UV-VIS and surfactantcharacteristicsofwater-soluble compoundsin atmospheric aerosol［J］．The Chinese Journal of Process Engineering，2009，9(S2):258-262．

［11］ 姜兆華，孫德智，邵光杰．應(yīng)用表面化學(xué)［M］．哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué)出版社，2009:231-256．

［12］ 沈鐘，趙振國，康萬利．膠體與表面化學(xué)［M］．4版．北京:化學(xué)工業(yè)出版社，2012:109-114．

［13］ WAHID N B A，LATIF M T，SURATMAN S．Composition and source apportionment of surfactants in atmospheric aerosols of urban and semi-urban areas in Malaysia［J］．Chemosphere，2013，91: 1508-1516．

［14］ FACCHINI M C，DECESARI S，MIRCEA M，et al．Surface tension of atmospheric wet aerosol and cloud fog droplets in relation to their organic carbon content and chemical composition［J］．Atmospheric Environment，2000，34:4853-4857．

［15］ SCHWIER A，MITROO D，MCNEILL F．Surface tension depression by low-solubility organic material in aqueous aerosol mimics［J］．Atmospheric Environment，2012，54:490-495．

［16］ 劉新罡，張遠(yuǎn)航．大氣氣溶膠吸濕性質(zhì)國內(nèi)外研究進(jìn)展［J］．氣候與環(huán)境研究，2010，15(6):808-816．LIU Xingang，ZHANG Yuanhang．Advances in research on aerosol hygroscopic properties at home and abroad［J］．Climatic and Environmental Research，2010，15(6):808-816．

［17］ 葉興南，陳建民．灰霾與顆粒物吸濕增長［J］．自然雜志，2013，35(5):337-341．YE Xingnan，CHEN Jianmin．Haze and hygroscopic growth［J］．Chinese Journal of Nature，2013，35(5):337-341．

［18］ ASA-AWUKU A，SOROOSHIAN A，F(xiàn)LAGAN R，et al．CCN properties of organic aerosol collected below and within marine stratocumulus clouds near monterey，California［J］．Atmosphere，2015，6(11):1590-1607．

［19］ ROSENFELD D，SHERWOOD S，WOOD R，et al．Climate effects of aerosol-cloud interactions［J］．Science，2014，343(6169): 379-380．

［20］ GERARD V，NOZIERE B，BADUEL C．Seasonal evolution of anionic，cationic and non-ionic surfactant concentrations in coastal aerosols from Asko，Sweden［J］．Geophysical Research Abstracts，2015，17:851．

［21］ NOZIRE B，BADUEL C，JAFFREZO J．The dynamic surface tension of atmospheric aerosol surfactants reveals new aspects of cloud activation［J］．Nature Communications，2014，5(2):3335．

［22］ CSERHATI T，F(xiàn)ORGACS E，OROS G．Biological activity and environmentalimpactofanionic surfactants［J］．Environment International，2002，28:337-348．

［23］ MOSHAMMER H，NEUBERGER M．Theactivesurfaceof suspended particles as a predictor of lung function and pulmonary symptoms in Austrian school children［J］．Atmospheric Environment，2003，37:1737-1744．

［24］ ZIMMER A T，BARON P A，BISWAS P．The influence of operating parameters on number-weighted aerosol size distribution generated from a gas metal arc welding process［J］．Aerosol Science，2002，33:519-531．

［25］ 李培，王新，柴發(fā)合，等．我國城市大氣污染控制綜合管理對策［J］．環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展，2011(5):8-14．LI Pei，WANG Xin，CHAI Fahe，et al．Recommendation and suggestion on policyand measuresforairpollution control integrated management in China［J］．Environment and Sustainable Development，2011(5):8-14．

［26］ 楊春雪，闞海東，陳仁杰．我國大氣細(xì)顆粒物水平、成分、來源及污染特征［J］．環(huán)境與健康雜志，2011，28(8):735-738．YANG Chunxue，KAN Haidong，CHEN Renjie．Research on level，composition，source and pollution characteristics of ambient fine particles in China［J］．Journal of Environment and Health，2011，28(8):735-738．

［27］ 施周，王湘，許光眉，等．測定環(huán)境水中陽離子表面活性劑方法的改進(jìn)［J］．日用化學(xué)工業(yè)，2006，36(5):324-327．SHI Zhou，WANG Xiang，XU Guangmei，et al．Improvement method for determination of cationic surfactants in environmental water samples［J］．China Surfactant Detergent＆ Cosmetics，2006，36 (5):324-327．

［28］ 何曉玲．分光光度法測定水中微量陽離子表面活性劑［J］．日用化學(xué)工業(yè)，2013，43(3):232-234．HE Xiaoling．Determination of cationic surfactants in water by spectrophotometry［J］．China Surfactant Detergent＆Cosmetics，2013，43(3):232-234．

［29］ 趙書林，李舒婷，譚斌．工業(yè)廢水中陽離子表面活性劑的分光光度法測定［J］．分析科學(xué)學(xué)報，2003，19(3):240-242．ZHAO Shulin，LI Shuting，TAN Bin．Spectrophotometric determination of cationic surfactants in industrial waste water［J］．Journal of Analytical Science，2003，19(3):240-242．

［30］ 譚蓉，秦宗會．曙紅亞甲基藍(lán)分光光度法測定水中陽離子表面活性劑［J］．日用化學(xué)工業(yè)，2010，40(2):144-147．TAN Rong，QIN Zonghui．Spectrophotom etric method for determination content of cationic surfactants with eosin methylene blue［J］．China Surfactant Detergent＆Cosmetics，2010，40(2): 144-147．

［31］ 李濤，魏福祥．水體中陽離子表面活性劑測定方法的研究進(jìn)展［J］．河北工業(yè)科技，2006，23(5):321-324．LI Tao，WEI Fuxiang．Progress in research on determination of cationic surfactants in water［J］．Hebei Journal of Industrial Science and Technology，2006，23(5):321-324．

［32］ 于彥婷．北京市大氣細(xì)粒子陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)的污染特征與來源識別［D］．濟(jì)南:山東大學(xué)，2014:10-20．

［33］ 于彥婷，李紅，張慶竹，等．大氣細(xì)粒子中陰離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分析方法的優(yōu)化［J］．環(huán)境科學(xué)研究，2014，27(6): 575-581．YU Yanting，LI Hong，ZHANG Qingzhu，et al．Optimization study on the analytical methods for anionic surface organic active substances in atmospheric fine particles［J］．Research of Environmental Sciences，2014，27(6):575-581．

［34］ 秦宗會，譚蓉，胡武洪．依文思藍(lán)光度法測定水樣中陽離子表面活性劑［J］．分析科學(xué)學(xué)報，2007，23(2):209-212．QIN Zonghui，TAN Rong，HU Wuhong．Spectrophotometric determination of cationic surfactants in water with evans blue［J］．Journal of Analytical Science，2007，23(2):209-212．

［35］ ROSLAN R N，HANIF N M，OTHMAN M R，et al．Surfactants in the sea-surface microlayer and their contribution to atmospheric aerosols around coastal areas of the Malaysian peninsula［J］．Marine Pollution Bulletin，2010，60:1584-1590．

Optimization Study on Analytical Methods for Cationic Surface Organic Active Substances in Atmospheric Fine Particles

YU Yanting1，2，LI Hong2，3*，ZHANG Qingzhu4，BAI Yingchen2，ZHANG Zhengzheng2，5，HAN Jinglei6，F(xiàn)U Jianping6
1．Puyang Institute of Environmental Sciences，Puyang 457000，China
2．State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment，Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China
3．Collaborative Innovation Center of Atmospheric Environment and Equipment Technology，Nanjing 210044，China
4．Environment Research Institute，Shandong University，Jinan 250100，China
5．College of Resource and Environmental Engineering，Guizhou University，Guiyang 550025，China
6．South China Institute of Environmental Sciences，MEP，Guangzhou 510655，China

The optimization of the analytical conditions of Disulfine Blue Spectrophotometry for the characterization of surface organic active substances in fine particles was carried out from two aspects of the pretreatment and the analytical parameters，respectively．In addition，the optimized method was applied to measurement of the mass concentrations of the surface organic active substances in fine particle samples collected in Beijing．The results showed that:(1)The optimal frequency，initialbath temperature and extraction time for ultrasonic extraction were 40 Hz，30℃ and 30 min，respectively．(2)The optimal amount of chromogenic reagent was 1．29 mg of disulfine blue(0．5 mL 2．58 g L of disulfine blue solution);the optimal standing time was controlled in the range of 30 min．;and the optimal amount of the auxiliary reagents were 3 mL of acetate buffer(pH =5)．The determined average value forthe concentration of the cationic surface organic active substances infine particles was 12．87 pmol m3，acquired by using the optimal experimental schemes for the Disulfine Blue Spectrophotometry，which was 1 10 of the anionic surface organic active substances．The concentration level of Beijing was higher than the concentrations levels of Norwich and Edinburgh in the United Kingdom，but was lower than the concentrations levels of Kuala Lumpur in Malaysia．

atmospheric fine particles;cationic surface organic active substances;spectrophotometric method;disulfine blue; method application

X705

1001-6929(2017)03-0444-06

A

10．13198 j．issn．1001-6929．2017．01．59

于彥婷，李紅，張慶竹，等．大氣細(xì)顆粒物陽離子表面有機(jī)活性物質(zhì)分析方法的優(yōu)化［J］．環(huán)境科學(xué)研究，2017，30(3):444-449．

YU Yanting，LI Hong，ZHANG Qingzhu，et al．Optimization study on analytical methods for cationic surface organic active substances in atmospheric fine particles［J］．Research of Environmental Sciences，2017，30(3):444-449．

2016-09-09

2016-12-05

國家自然科學(xué)基金面上項目(41175111);中國科學(xué)院戰(zhàn)略性先導(dǎo)科技專項(B類)(XDB05010200);國家科技支撐計劃課題(2014BAC23B01)

于彥婷(1988-)，女，河南范縣人，助理工程師，碩士，主要從事大氣環(huán)境污染控制研究，yuytsdu@163．com．

*責(zé)任作者，李紅(1969-)，女，湖北洪湖人，研究員，博士，主要從事大氣氣溶膠和近地面臭氧污染特征研究，lihong@craes．org．cn