大气棕色碳测定方法研究进展

王镭，靳文静，支国瑞*，张宇哲,2，郭思聪,3，孙建中

1.环境基准与风险评估国家重点实验室，中国环境科学研究院 2.中国石油大学(北京)理学院 3.太原理工大学化学化工学院 4.上饶师范学院体育学院

大气气溶胶粒子来自于各类自然源和人为源。虽然其在大气中的含量较少，却对大气中的物理化学过程起着不可忽视的作用。气溶胶对太阳辐射的散射和吸收作用会间接影响地气系统的能量收支平衡，进而影响气候变化[1-3]。气溶胶也是影响大气环境质量的重要污染物，一方面它会降低能见度，给人们的生活带来不利影响；另一方面，它还是心肺疾病等的重要诱因之一，严重危害人体的健康[4]。

大气气溶胶主要包含沙尘气溶胶、碳质气溶胶、硫酸盐气溶胶、硝酸盐气溶胶、铵盐气溶胶和海盐气溶胶6类粒子[5]。碳质气溶胶是大气气溶胶的重要组成部分，包含黑碳(black carbon，BC)和有机碳(organic carbon，OC)，最初认为BC具有强烈吸光作用，而OC没有吸光作用[6]。但随着研究的进一步深入，发现碳质气溶胶是没有实际吸收界限的连续体[7-9]，在强吸光的BC与不吸光的OC之间，还存在大量具有一定吸光能力的OC，因其颜色大多数呈棕黄色，被称为棕色碳(brown carbon，BrC)[10]。BrC在短波段下的吸光贡献可达20%～50%[11-13]，说明其对大气辐射强迫具有重要影响，因此近年来得到广泛关注和研究[14-16]。

BrC并不是一种纯物质，而是包含了多种有机物，只要这些有机物具有吸光作用，就可称作BrC，因其来源广泛，为分类带来一定难度。根据已有研究，大体上可以将BrC划分为3类：类腐殖质(humic-like substances，HULIS)[7,10]，焦油类物质[17]，以及其他吸光性有机气溶胶[9]。BrC组成的多样性与复杂性致使难以采用一种标准方法来对其进行定量或定性研究，更多的是根据研究者拥有的硬件条件、掌握的知识和拟达到的目标，抓住BrC性质的一个或几个方面，采用单一手段或多种手段结合进行测定。由于对BrC的定量或定性研究时间较短，因此对测定方法的分类仍比较模糊。

虽然国内外已有关于BrC的综述类文献，但这类文献通常是综合的、较全面的，而不是专门就测定方法进行系统和深度的介绍及评述。如支国瑞等[9]全面介绍了BrC的各个方面，包括其分类与生成、结构特征与典型物质、光学性质、测定方法以及排放估算，侧重于对BrC的整体描述；闫才青等[18]从BrC的来源、组成、测定方法、浓度分布、光学特性、辐射强迫贡献等角度概述了其国际研究进展，在BrC的浓度测定和光学测量上只做了概括性介绍；Laskin等[19]综述了BrC气溶胶的环境化学及其对辐射强迫的影响，对BrC的来源以及影响其理化性质演变的因素作了总结，描述了BrC气溶胶和单个生色团分子的光学特性，对已知的显色性化合物的类型进行了总结，同时对未来的研究方向提出了建议；Yan等[20]综述了BrC的基本特征，包括BrC的来源、化学成分、光学性质和辐射强迫效应，探讨了BrC排放因子的计算，同时对已发表的文献提供了一些见解以及对未来的研究方向提出了建议；姜鸿兴等[21]概述了高分辨质谱技术结合传统分析手段在BrC研究中的应用，虽是专门对BrC测定方法的评述，但着眼点较单一。

笔者在上述综述文献的基础上，结合最新的研究进展，对现有BrC的测定方法进行全面、系统的总结和评述，探讨目前BrC测定方法存在的问题，对测定方法的发展方向进行展望。

1 棕色碳测定方法

BrC测定方法大体分为化学法、光学法、热光学法和质谱法4类。此外，也有研究采用全球化学传输模式模拟BrC的吸收贡献[13]，或是利用遥感数据反演得到BrC的柱浓度[22-23]，在此暂且不做论述。

1.1 化学法

目前，基于化学法测定BrC主要是以先分离、后测定的方式进行，并且主要针对水溶性有机碳(WSOC，主要包括HULIS)或溶于甲醇的有机碳进行研究。早期，参照土壤和水中腐殖质的萃取分析方法，对HULIS进行酸性碱性溶液萃取[24]。但有学者指出，用酸性碱性溶液萃取HULIS是没有必要的，因为大气中的水分通常为弱酸性到中性[25]。化学法通常先采用固相萃取(SPE)[26]、离子交换色谱(IEC)[27]、尺寸排阻色谱(SEC)[7]等预处理方式将颗粒物中的有机组分或水溶性组分分离出来，再通过总有机碳(TOC)分析仪、光谱(如紫外-可见光谱，UV-Vis)以及质谱等[7,28]进行后续定性或定量分析。

1.1.1HULIS的分离

对HULIS的研究主要包含分离与分析2个部分，采用的主要分离方法及其后续分析方法见表1。在这些主流分离方法中，SPE法因其简便、选择性好而倍受青睐，应用最为广泛。Varga等[29]在2001年提出了SPE法：先用Milli-Q超纯水通过超声搅拌溶解滤膜上的可溶性组分，根据特定气溶胶样品的碳负荷，溶解的滤膜面积水体积比通常为1～3 cm2mL；用0.22 mm孔径的针筒过滤器(Millex GV 13 mm)过滤萃取物，得到的WSOC用于后续分析。对WSOC再进行后续操作便可得到HULIS：将WSOC用盐酸酸化至pH为2，然后进行固相萃取(采用预处理后的Waters Oasis HLB柱)，HULIS因分子量大被截留在柱上，无机盐等小分子物质则随溶液流出HLB柱；用氮气干燥HLB柱，并用甲醇(色谱纯)洗脱固定相，洗脱液经氮气流干燥后加Milli-Q超纯水重新溶解，最后用TOC分析仪进行定量分析，同时可测得溶液的紫外光谱和荧光光谱信息。Kiss等[26]使用该分离方法研究了大气细颗粒物中的WSOC特征。

表1 应用于HULIS的分离及分析方法

之后，SPE法又发展出其他吸附剂材料，如C18[32]、XAD-8[46]和DEAE[47]。Feczko等[24]和Lukǎcs等[28]分别采用2种分离方法对同一批样品进行了对比研究：前者采用基于SPE(C18)-SAX的两步分离法(具体操作参照文献[48])；后者采用与Kiss等[26]相似的方法〔固相萃取柱为SPE(HLB)〕。对比发现，采用SPE(HLB)分离得到的化合物要比SPE(C18)-SAR两步分离法得到的化合物多。Baduel等[43]将基于SPE(DEAE)的一步分离法与基于SPE(C18)-SAX的两步分离法进行比较，采用TOC分析仪以及UV-Vis法进行定量表征，并利用富里酸(suwannee river fulvic acid，SRFA)和腐殖酸(humic acid from fluka，HA)作为标准物质进行校准，结果表明：用SPE(C18)-SAX方法得到的HULIS的数量和物质结构组成与用SPE(DEAE)方法得到的结果有较大差别。为了探究2种方法性能的差异，采用SRFA标准溶液对2种方法的多种分析特性(如线性范围、选择性、重现性和萃取率等)进行了研究，结果发现SPE(DEAE)方法具有更好的稳定性，回收率也更高，但其最终萃取物中存在无机盐，不利于后续分析。

为了能够找到最优的SPE法，Fan等[49]用标准SRFA、HA、10种干扰化合物以及5种环境样品对4种主流SPE方法(C18、HLB、XAD-8和DEAE)进行综合比较分析，结果表明，4种方法均具有高回收率、高可靠性、高重现性以及低检测限(LOD)，可用于气溶胶中较低含量HULIS的定量分析。但是，不同吸附剂的SPE方法又有各自优缺点，如采用DEAE可直接分离而不需要预酸化，但用作洗脱液的高离子强度溶液可能会对HULIS的定量和表征带来潜在的干扰[49]。因此，目前还没有一种理想的方法能够同时对大气样品中的HULIS进行精确的分离和定量。

1.1.2WSOC/HULIS的分析

如表1所示，目前HULIS的定量方法主要有重量法、TOC分析法、UV-Vis法以及蒸发光散射检测(ELSD)法。重量法对分离后的组分直接称量，是最为直接的一种方法，但其对较小质量样品定量的准确性较低(前处理会造成样品损失，经误差传递导致最终结果有较大误差)。TOC分析法是一种应用较多的间接定量法[26,28,43-44]，由TOC分析仪得到HULIS中碳的质量(HULIS-C)，因此，还需要借助换算系数(又称转换因子)将HULIS-C换算成HULIS的质量。Zheng等[25]研究发现，通过SPE法得到的HULIS，其换算系数一般为1.8～2.3。但Polidori等[50]的研究结果指出，其换算系数应为2.25～2.54，导致差异的原因可能是该研究使用了独特的分离方法[25]。因此，换算系数的存在使TOC分析法可能不适用于不同分离方法的比较。目前，TOC分析法存在的最大问题为换算系数的确定，其值可能与HULIS的物质组成、分离方法等有关，一些研究在计算HULIS质量时，直接采用已有研究的换算系数而不考虑样品本身，虽然简便但是结果可靠性有待商榷。

为了得到较为精确的定量(平衡更高的灵敏度和排除其他干扰物质)，UV-Vis法需要标准物质(SRFA、HA)进行校准。但HULIS包含的物质种类多且复杂，标准物质并不能很好地代表真实大气中的HULIS。并且，通过不同的分离手段得到的物质，其包含的种类范围有差别。因此，该方法误差较大。同时，该方法得到的HULIS浓度是标准物质的当量浓度，与ELSD法相比，其值可能被低估2.5倍[31]。ELSD法能直接定量而不需换算系数，对于不同标准物质具有较好的一致性。由于响应不依赖于样品的光学特性，任何挥发性低于流动相的样品均能被检测，不受官能团的影响，且稳定性也较好。总的来看，重量法和ELSD法对于HULIS的定量一般比较准确；TOC分析法的换算系数差异不是很大，其不确定性一般在可接受范围内，因此应用较为广泛；而UV-Vis法由于用于定量时需要标准物质校准，不确定性较大，更多用于定性研究。

Graber等[51]针对大气WSOC以及HULIS各种性质的表征方法做了较为全面的描述，包括表征光谱特征的方法(UV-Vis法、荧光光谱法、红外光谱法以及核磁共振波谱法)和非光谱特征方法(气相色谱/质谱法、毛细管电泳法、元素分析、热分析、SEC法和超滤法)，对质谱法在分子量的确定上给予了特别关注。之后，Zheng等[25]参考Graber等[51]的综述并结合最新研究，对当前研究中主要关注的HULIS特性进行了概述，包括传统的特性研究(特征光谱、分子量的大小和分布、元素组成以及官能团组成)和新发展的特性研究(密度、酸性和单粒子特征)。采用UV-Vis法表征溶剂(水或甲醇)萃取物的光学吸收特性，具有光谱分辨率高、空间覆盖广、不受BC吸收干扰等优点，并且可以快速分析长期吸收趋势[52]，因此，UV-Vis法广泛应用于对溶剂萃取物的特征光谱研究[53-61]。Hecobian等[62]提出了一种同时测定WSOC的吸收光谱和质量浓度的在线方法(图1)，该方法使用颗粒液相萃取采样器(PILS)从气溶胶中提取水溶性化合物，将萃取物送入长光程吸收池(LWCC)，采用UV-Vis分光光度计测量其吸收光谱以及用TOC分析仪测量其有机物的质量浓度。该光谱分辨率较高，并且在365 nm测量吸收系数具有较好的灵敏度。采用配置UV-Vis分光光度计的LWCC对溶剂萃取物进行光谱测量的方法以及上述在线系统已被用于许多研究中[61,63-67]。

图1 在线光吸收及WSOC测量系统示意[62]5968Fig.1 Schematic of the online light absorption and WSOC measurement system

对于分子量的大小和分布特性研究，常用的方法包括超滤法、SEC法和质谱技术[51]。Zheng等[25]认为超滤法并不适用于HULIS的研究，SEC法虽然可行但实际性能有所欠缺，而采用质谱技术对HULIS的研究较多。元素分析仪可得到物质元素组成，已在许多研究中应用[39]，近些年发展起来的高分辨率质谱技术也可用于元素组成分析[68]。此外，在官能团的研究上高分辨率质谱技术表现出较好的性能[69]，傅里叶变换红外光谱(FTIR)、核磁共振氢谱(H-NMR)或碳-13核磁共振(13C-NMR)[41]、X射线光电子能谱(XPS)和串联质谱技术也都有一定的应用[25,41]。

BrC的组成同时包含水溶性和不溶性成分，其分子通常具有极性特征。BrC的水溶性部分通常占70%以下，而近90%的BrC可以被极性有机溶剂(如甲醇和乙腈)萃取[19]。不论是WSOC还是HULIS，虽然其中均含有BrC，但并不能说它们就等同于BrC，因为二者除了具有吸光性的OC外，还具有非吸光组分[24]，因而对于直接将WSOC或HULIS认为是BrC并进行研究是不可取的。由于HULIS本身就没有明确的定义，不同研究采取不同的分离方法所得到的HULIS是否属于有机物的相同组分尚不明。确定HULIS分离和定量的标准方法是很有必要的。另外，有研究表明，BrC不溶性组分的单位质量吸收大于水溶性组分[63,70-71]，因此有必要深入探究不溶性有机组分的物质组成和粒子特性等。

1.2 光学法

最早对BrC的关注在于其作为吸光性有机气溶胶对全球辐射强迫的重要影响，因此对其光学特性的研究较多。其中，用于表征其光学特性的参数主要有Ångström吸收波长指数(absorption Ångström exponent，AAE)，吸收系数(absorption coefficient，Abs)，质量吸收效率(mass absorption efficiency，MAE)，质量吸收截面(mass absorption cross section，MAC)等。AAE用于表征物质光吸收特性随波长变化的程度，其计算公式如下：

AAE=-ln(Absλ1/Absλ2)/ln(λ1/λ2)

(1)

式中：Absλ1为短波长下的总吸收系数，mm-1；Absλ2为长波长下的总吸收系数，mm-1；λ为波长，nm。

MAE用于表征单位质量物质的光吸收能力，其与AAE存在一定的幂律关系：

MAE=k×λ-AAE

(2)

式中k为包含气溶胶质量浓度的常数，m2/g[10]。

在光学法中，一些研究主要借助颗粒物的波长依赖性间接分割颗粒物中BrC和BC的吸光贡献，这类方法被称作AAE法[72]。另一些研究基于积分球技术进行光学测量，利用参考物质实现间接分割BrC和BC的光吸收，并可进一步计算BrC的排放因子(EF)及排放量[73]，这类方法称为参考物质法。

1.2.1AAE法

BrC的光吸收主要是在近紫外到中等可见光区域，随着波长的增大其光吸收能力迅速降低，到红外区域其光吸收贡献基本可以忽略，表现出比BC更强的波长依赖性，即光谱依懒性。故可以借助BrC与BC波长关联的差异性，从总的光吸收信息中分离得到各类物质的光吸收贡献。该方法主要基于以下经验：当大气气溶胶的光吸收效果只来自于典型的BC(如柴油车尾气[74]和一般现代城市气溶胶[10])时，在可见光和近可见光区域的AAE为1；而对于存在BrC的气溶胶，在这段波长区域的AAE则大于1[8]。通过差值计算等方法可以将总的光吸收分解成各类物质的光吸收贡献。图2展示了AAE法的一个示例，AAE法通常是测得点3和点5处的光吸收，从而推断点4处的光吸收[72]。当不考虑BC的混合状态时，一般的AAE法可以用下式表示：

BC_Absλ1=Absλ2(λ2/λ1)AAE_BC

(3)

BrC_Absλ1=Absλ1-BC_Absλ1

(4)

式中：BC_Absλ1为BC在短波长下的吸收系数，mm-1；BrC_Absλ1为BrC在短波长下的吸收系数,mm-1；AAE_BC为纯BC的AAE，通常假定为1。

注：Internal Mixing为由于BC内混造成的光吸收； BCInt AAE 为内混型BC的AAE范围； BCExt AAE为外混型BC的AAE范围。图2 AAE法划分光吸收示意[72]10536Fig.2 Illustration of the attribution of AAE method

早期对气溶胶光吸收研究通常是在单一波长下测定，如采用单波长烟尘颗粒物吸收光度计(PASP)测量570 nm处的光吸收[75]或采用黑碳仪测量880 nm处的光吸收[76]。BC被认为是这些波长下最主要的吸光物质，然而早期极少对OC在光吸收中的作用进行深入研究。Kirchstetter等[8]认为，就OC对可见光的吸收程度而言，其可能对气溶胶直接辐射强迫起着不可忽视的作用。并且，如果在模型中低估气溶胶的光谱依赖性，气溶胶的正辐射将被低估[77]。因此Kirchstetter等[8]采用基于光透射法的3种仪器〔珀金埃尔默光谱仪(Perkin Elmer spectrometer)、多波长光透射仪(MULTI)、海洋光学光谱仪(ocean optics spectrometer)〕对滤膜上的气溶胶样品的光吸收特性进行了表征，并研究了OC在光吸收中的作用。因气溶胶光吸收的波长依赖性满足幂律定律关系〔式(2)〕，且当监测的气溶胶性质确定时，光学衰减(attenuation，ATN)与MAE呈线性关系[78]，通过对ln(ATN)与lnλ的回归处理，即可得到样本光吸收的AAE。生物质燃烧产生的气溶胶AAE为2.5，机动车尾气气溶胶AAE为1，说明生物质燃烧产生的气溶胶具有更强的光谱依懒性。此外，Kirchstetter等[8]用甲醇提取样品中的部分OC后再进行测定，发现生物质燃烧样品的AAE从2.0降至1.2，道路样品的AAE从0.8降至0.7，机动车尾气样品AAE保持不变(0.9)。表明生物质燃烧类气溶胶以及道路扬尘中存在吸光性的OC，为BrC的提出和进一步研究起到了一定作用。

Yang等[79]通过PASP、黑碳仪、气溶胶浊度计、空气动力学粒谱仪(APS)等多个仪器，采用AAE法结合Mie散射理论将总的光吸收分离，得到BC、BrC和粉尘各自的吸收贡献。假设BC是950 nm处唯一显著的光吸收体，利用AAE为1来推断BC从950 nm到更短波长的吸收。此外，通过APS结合Mie散射理论估算了粉尘的光吸收，最后通过总的光吸收减去BC和粉尘的光吸收得到了BrC的光吸收贡献。该方法虽然表面上能将不同种类吸光物质分离开来，但基于BC的AAE为1的假设，并且还需对仪器进行一系列繁琐的校正，总的来说相对复杂，其结果可靠性有待验证。

基于BC的AAE为1的假设进而利用黑碳仪开展BrC的光吸收分离的方法相对简便，在实际研究中应用十分普遍。Martinsson等[80]以七波段黑碳仪(AE33)测量气溶胶的光吸收，对滤膜的散射引起的吸收增强和滤膜遮蔽效应进行了校正，假设在880和950 nm处的光吸收全部由BC引起，且BC的AAE为1，用AAE法计算得到BrC的光吸收贡献(在520 nm处的贡献为50%～70%)，在此基础上求得排放因子。Olson等[81]将七通道黑碳仪(AE31)进行一系列校正后，采用AAE法估算了多种燃料产生的烟气中BrC的光吸收贡献，结果表明不同源之间的BrC吸收具有很大的差异性。Teich等[54]用AE33在中国和德国的5个站点进行监测，假定BC是940 nm处唯一的光吸收物质，且AAE为1，通过AAE法得到BrC在370 nm处的光吸收(BrC_Abs370)，结果表明，在生物质燃烧严重的采样点(冬季)其BrC_Abs370平均贡献为46%，森林站点(夏季)的BrC_Abs370平均贡献为15%，二者的AAE分别为1.5和1.2。蔡竟等[78]认为目前对BrC的研究主要集中于其对辐射平衡的影响，因此利用相对贡献的方法求得BrC的光吸收贡献。通过黑碳仪测定的7个λ处的ATN，以λ为自变量，ATN为因变量，结合幂律定律关系〔式(2)〕，拟合得到AAE和k。令AAE为1，则得到ATN_BC与λ的函数，采用积分差值即可得到BrC的相对贡献(RBrC/BC，烟气气溶胶在370～880 nm内BrC与BC吸光强度的比值)。这种简易的方法虽然能够进行初步估算，但实际上是以BC的光吸收效率作为标准来衡量的，是BC的相对值而不是BrC的实际值。另外，采用AE33测定BrC和BC，通常选择的是生物质或化石燃料这类排放待测物质含量较高的样品，如果换做待测物质含量较低的环境(如城市大气气溶胶)，考虑到滤膜本身及颗粒物自身散射的干扰[9,82]以及可能存在沙尘光学影响，其可行性、灵敏度和可靠性将很难保证。

AAE法假设BC的AAE为1，实际上BC的AAE首先会受到颗粒的大小和混合状态的影响[83-85]。早期认为对于直径小于50 nm的BC颗粒，其AAE约为1[86-87]；但对于直径为50～200 nm的颗粒；其AAE为0.8～1.1[88]；对于大气元素碳(elemental carbon，EC)，其AAE的下限为0.55[89]。

对内混型BC而言，其理论AAE覆盖范围更广[83]。虽然大部分的研究指出采用AAE为1作为BC的均值是可以被接受的，但应考虑其不确定性的范围，尤其应关注在应用AAE法过程中不确定性的传递情况[72]。Lack等[72]基于已有研究结果假设AAE的合理值为1.1±0.3，首先计算得到在短波长BC光吸收的不确定性为-22%～7%，为了简化分析，以高(低)表示不确定性，即±22%(±7%)；其次，采用光声气溶胶吸收光谱仪(PAS)进行光吸收测量，假设BC在658 nm处光吸收的不确定性为±5%，PAS的不确定性和AAE的不确定性互相独立，得到BC在404 nm处光吸收的不确定性为±22.6%(±8.6%)；在估算值的基础上，添加404 nm处的PAS测量的总光吸收不确定性(±5%)，得到在404 nm处BrC总光吸收不确定性为±23%(±10%)，其中AAE的不确定性对BrC光吸收不确定性的贡献最大。要使404 nm处BrC光吸收的不确定性小于±100%，BrC光吸收的绝对贡献至少为BC光吸收的23%(10%)或总吸收的19%。因此，采用AAE法分离得到BrC光吸收贡献时，BrC在样品中的占比对其光吸收贡献的不确定性有很大影响。Yuan等[90]借助三波长光声烟尘光度计(PASS-3)和气溶胶质谱(AMS)探究了珠江三角洲地区大气BrC的光吸收。采用AAE法将BrC光吸收贡献从总吸收中分离出来，并根据Lack等[72]提出的不确定性评估方法计算了BrC光吸收贡献的不确定性(以光吸收贡献±不确定性表示)。结果显示，在405 nm处BrC平均光吸收贡献为11.7%±5%(冬季城市大气)、6.3%±4%(秋季城市大气)、12.1%±7%(秋季农村大气)。上述研究结果表明，即使BrC绝对光吸收贡献没有超过19%，其不确定性也低于±10%。基于该研究来看，AAE法似乎在分离得到BrC光吸收贡献上的可行性较好，但还需更多的研究支撑。

考虑到AAE法可能带来较大的不确定性，同时为了了解BC的大小、包裹层以及形态对AAE_BC的影响，Wang等[91]采用了一种基于Mie散射理论的改进AAE法探究了BrC的光吸收特征：首先采用单颗粒黑碳光度计(SP2)测定了BC的粒度分布和混合状态，利用核壳Mie散射理论模型计算得到Abs，通过式(1)可得AAE_BC370～520和AAE_BC520～880，分别代表长波长范围的纯BC的AAE和短波长范围的具有非吸光包裹层BC的AAE；在整个测量时间尺度下，AAE_BC370～520和AAE_BC520～880变化不大，因此引入校正因子RAAE(采用SP2测得的AAE_BC370～520与AAE_BC520～880的比值)；利用AE33测得的数据计算AAE370～520与AAE520～880(在这之前需对数据进行一系列修正以消除滤膜的多重散射、颗粒物散射及遮蔽效应的影响)。AAE520～880可以近似等于SP2测得的AAE_BC520～880[72]，则实时的AAE_BC370～520表示为：

AAE_BC370～520=AAE520～880×RAAE

(5)

将式(5)代入式(3)和式(4)可得BrC_Abs370(时间分辨率为1 h)。该改进方法实现了对BrC占比较低且可长期分析位点的测定，但其过程复杂，同时基于某些假设前提，其中的合理性以及带来的一系列不确定性还需进一步探究。

Pokhrel等[92]为了探究BrC、包裹层以及BC各自的光吸收贡献，利用多通道PAS测量405、532和660 nm处干态气溶胶(相对湿度<15%)的光吸收以及405和660 nm处的热剥蚀(加热温度为250 ℃)气溶胶的光吸收，采用3种基于不同假设的方法分别计算了BrC、透镜效应以及BC的光吸收贡献(图3)。PAS通过光腔衰荡光谱(CRDS)进行校准[93]，定义吸收增强为EAbsDen，则：

图3 估算BC、BrC和透镜效应分别对总光吸收 贡献的3种不同方法[92]5071Fig.3 Three different approaches used to estimate the contributionof total absorption to BC, BrC and lensing

(6)

式中：Absdry(λ)为气溶胶在λ处的总吸收；AbsDen(λ)为相同波长下的气溶胶经过热剥蚀后的光吸收。第1种方法假设热剥蚀能去除所有OC并且来自透镜效应的EAbsDen在所有波长都一致，假设在405 nm处经热剥蚀处理的光吸收全部由BC引起，那么通过减去透镜效应造成的光吸收便可得到BrC的光吸收；第2种方法假设在660 nm处热剥蚀处理的光吸收只有BC且其AAE为1，假设透镜效应的光吸收在所有波长一致，采用一般的AAE法即可求得BrC光吸收贡献；第3种方法假设在660 nm处热剥蚀处理后为BC光吸收，660 nm处干燥条件下的光吸收为BC加透镜效应，有透镜效应下的BC的AAE为1.6，从而估算出BrC的光吸收。透镜效应的光吸收增强对燃烧条件有很强的依赖性，BrC在405 nm处的光吸收贡献可达92%，在532 nm处可达58%，透镜效应的光吸收贡献最高达30%。该方法虽可探究透镜效应的影响并分离BrC的光吸收贡献，但其假设条件理想化(热剥蚀处理完全去除包裹层)，只能作为粗略的估算。

1.2.2参考物质法

BrC并不是一种单一的物质，而是一类物质的集合[9]。尽管这类物质在光学方面有一定的相似性，但其吸光性质(如吸光能力、AAE等具体指标)并不一致[17,56,94-95]。因此，不可能有一种标准物质代表BrC。但是，可以找到一种或几种与BrC光学性质相对接近的物质作为参考，并以此为标准度量BrC的相对质量(相对于参考物质)。实际上，该思路已应用在积分球光学(integrating sphere，IS)技术中。

1970年，积分球光学原理首次用于气溶胶光吸收的波长关联性研究[96]。此后，积分球光学技术由Heintzenberg[96]开发，后来由Hitzenberger等[97-98]进行了改进，并且被Wonaschütz等[99]用于分离BC和BrC以及BrC的浓度测定。图4展示了积分球光学技术的简要结构。积分球是一个内壁具有良好球面的空腔球体，球内壁的理想漫反射材料(如聚四氟乙烯)使球内的漫反射系数接近于1，这意味着进入积分球的光经过内壁涂层的多次反射，在内壁上形成均匀照度。从理论上说，光吸收是球内消光的唯一影响因素。积分球光学技术是将样品(颗粒物悬浮于液体中)置于积分球的球体之中，通过测量入射光与出射的反射光之间的强度变化规律来计算样品的吸光度。与使用滤膜采集颗粒物后再进行固相分析的方法相比，积分球光学技术具有气溶胶测量条件接近真实大气气溶胶的优点，且液体介质(如氯仿等)的折射率和悬浮颗粒物的折射率相近，这会大大减少颗粒物以外的介质对光的散射[99]。

图4 积分球光学技术结构[73]4772Fig.4 Sketch of the optical structure of integrating sphere (IS)

从20世纪80年代到21世纪初，积分球光学技术开始应用于BC浓度的测定。由于球内吸光物质对漫反射光不是单次吸收，而是反复吸收，吸收效果得以放大，有利于提高设备的灵敏度。Mogo等[100]以氙灯作为光源，在光源和积分球之间加入一个双单色仪，通过单色仪的衍射光栅实现波长的选择，单色仪的光谱为320～800 nm(分辨率为1 nm)，通过光的透射率并结合Beer-Lambert定律从而得到气溶胶吸收系数。但是，由于球体内表面的漫反射导致样品多次吸收，因而不能直接测定物质的实际吸收系数。为了能够较准确地得到吸光物质的量，使用参考物质对测定结果进行校正。Heintzenberg[96]使用炭黑Monarch 71作为BC的参考物质进行校正，Hitzenberger等[97]使用炭黑Elftex 124作为BC参考物质，2种炭黑的碳含量均大于95%，与柴油车产生的BC的内在结构及外在性质非常相似，因而作为BC的参考物质被广泛接受[97,101-102]。之前，人们认为BC是环境空气中唯一的吸光碳，因此，积分球光学原理测得的所有消光通过炭黑作中介，转换为BC的浓度[96-98,101,103]。但是随着对BrC深入研究[8,10,104]以及对BrC与BC吸光性质(特别是AAE)差异性的了解，认为利用积分球光学技术来分割BrC和BC光吸收的同时，需要指定一种参考物质代表BrC。由于腐殖酸钠盐(humic acid sodium salt，HASS)的光学性质与BrC有诸多相似性，且其化学状态相对稳定，因此成为BrC参考物质的最佳选项。

Wonaschütz等[99]采用2种参考物质将积分球光学技术用于同时定量测定HULIS和BC。选择2 mL丙酮和2 mL水∶异丙醇为80∶20的混合物作为液体介质(混合折射率为1.35)，基本上消除了透镜效应带来的吸收增强作用。使用炭黑和HASS分别作为BC和BrC的参考物质，通过对已知浓度的参考物质进行测定得到标准曲线，再测定实际样品的吸光信号，最后采用迭代法将BC和BrC在650及404 nm处的光吸收贡献分离开来，从而得到各自浓度。Sun等[73]将积分光学球置于UV-Vis-NIR分光光度计中，采用全扫描模式，从350～850 nm测量物质的光吸收。以HASS和CarB为参考物质，选择650和365 nm进行标准曲线的绘制，通过2个波长之间的迭代算法将BrC和BC进行光学分离。不同于含碳量大于97%的炭黑，HASS的含碳量仅为47%，则基于这种校准曲线的HASS等效测定浓度乘以0.47便可得真实BrC浓度。该方法基于一个关键的假设前提：实际环境中的BC和BrC分别具有与炭黑和HASS相同的吸收特性。该方法得到BC和BrC的浓度实际上只是相对于具有同等吸光能力的相应参考物质的浓度。目前该方法已得到一定范围的应用，可大幅减少采样膜的遮蔽效应和气溶胶的多重散射影响。但是采用的参考物质针对不同来源的BrC不一定具有代表性。考虑到该方法便于计算得到BrC的EF，因此可以尝试深入研究进行优化。

近些年，双积分球技术的发展和改善使其能同时测定透射率和反射率[105]，在很大程度上减少积分球光学技术多次吸收的问题[9]。用于BrC研究的双积分球系统是由Mogo等[100]最初研发的单积分球系统发展而来，设备更加便携(可用于外场观测)，并实现了自动化，可提供紫外到近红外波长范围内的高分辨率(分辨率为1 nm)连续光谱。Chakrabarty等[106]采用了双积分球技术并结合海洋光学光谱仪对露天火葬柴堆燃烧排放的气溶胶进行了研究，结果表明，在400～600 nm内OC的平均光吸收贡献为63%，在整个可见光范围内OC的平均光吸收贡献为40%(其余60%为BC)，可见BrC的光吸收作用十分显著。

目前对BrC的EF研究较少，Yan等[20]介绍了3类方法(表2)。碳质量平衡法已广泛应用于OC的EF计算[106-109]，由于计算时会涉及到物质的量，因而想要求得BrC的EF往往需要借助其他方法来估算BrC浓度(如AAE法)。Martinsson等[80]提出了一种计算EF的方法，公式如下：

EF=FGV/HVfuel×Abs

(7)

式中：FGV为在标准温度、压力和干燥条件下燃烧1 kg木柴产生的烟气体积，m3/kg；Abs由AAE法得到，m-1；HVfuel为常数，19 MJ/kg。该方法不需要知道BrC质量，而是以吸收系数来计算，但AAE法可能带来较大的不确定性。因此，在BrC的定量上还需更优的方法来为EF计算提供支撑。

表2 不同来源的BrC的EF[20]1481

1)单位为m2/MJ；2)该值为RBrC/BC。

1.2.3热光学反射/透射法(TOR/T)

热光学法已广泛应用于滤膜样品中碳质气溶胶的分析测定。早期，根据OC和EC在热稳定性方面的差异，通过控制加热温度将二者分离开来。后来发现在升温过程中部分OC会热解炭化，生成类似于EC的物质，从而给EC测定带来正误差。根据OC和EC在光吸收性方面的差异，通过监测加热过程中激光反射/透射强度的变化，从而对炭化的OC进行补偿，形成正确的OC、EC分割[113]。目前常用的热光学法仪器有美国Sunset公司的基于NIOSH协议的透射法OC/EC半自动在线分析仪[113]和沙漠研究所(DRI)的基于IMPROVE协议的反射法OC/EC离线分析仪[114]，2种协议由于温度设置及激光校正原理不同，导致测定的结果有明显差异[115-116]。

热光学法有一个前提假设：在635 nm处，只有EC能够吸收光，而OC是不吸光的。但事实上BrC在紫外到可见光区域内都有一定吸光[10]，虽然在635 nm处的光吸收强度并不大，但在一定程度上给测定带来误差。Massab等[117]采用了自制的多波长吸光度分析仪(multi-wavelength absorbance analyzer，MWAA)和Sunset EC/OC分析仪对上述误差提出了一种校正方法。MWAA能同时测定气溶胶颗粒物在多个波长的光衰减(ATNM)和光吸收(AbsM)，通过测定样品得到其在635 nm处的ATNM以及AbsM；同时，MWAA基于测量5个波长下的AbsM，能够直接得到AAE_BrC以及BrC的吸收系数BrC_AbsM，计算可得635 nm时的(没有BrC贡献的ATN)；此外，相同的样品采用Sunset EC/OC分析仪测定并从原始数据得到ATNS，通过线性回归得到如下关系式：

ATNS=(0.95±0.01)ATNM

(8)

图5 改进的DRI Model 2001碳分析仪结构[118]453Fig.5 Structure of modified DRI Model 2001 carbon analyzer

Chen等[118]对DRI Model 2001碳分析仪进行了改进(图5)，将原来633 nm的He-Ne激光校正模块替换成具有7个波长(405、450、532、635、780、808和980 nm)的二极管激光模块，同时检测光的反射和透射，使得该仪器能对不同波长的OC和EC进行分离，并且区分不同吸光物质。Chen等[118]建立了简化的双组分(BC、BrC)模型来分离BC和BrC的光吸收贡献：

τa,λ=kBC×λ-AAE_BC+kBrC×λ-AAE_BrC

(9)

式中：τa,λ为吸收光学厚度；kBC和kBrC为拟合系数。假设AAE_BC为1，AAE_BrC可能为2～8，通过最小二乘法线性回归得到式(9)中的拟合系数，并选择拟合的R2最优时的AAE_BrC作为其有效的AAE，代入式(9)最终得BC和BrC各自的吸收光学厚度。Li等[119]将双组分模型用于研究我国珠江三角洲地区PM2.5中碳质气溶胶的吸光特性，结果表明：3个站点夏季PM2.5中BrC光吸收贡献分别为12%、14%和15%，最大贡献为城市站点；秋季BrC的光吸收贡献分别为15%、19%和19%。Chow等[120]采用同样的方法对不同来源的大气样品(柴油车尾气、隧道、森林火灾等)进行分析，得到各类样品在635 nm处BrC的光衰减系数占比，并基于重复变异系数计算了BrC贡献的不确定性。

Chen等[118]提出的估算方法同其他基于滤膜采样的方法一样，没有考虑气溶胶颗粒的大小分布、混合状态和颗粒形态等因素对气溶胶光吸收的影响。并且，该方法假设BC的AAE为1，不确定性因素较多。但该方法可以动态分析EC与BrC的关系，值得深入研究。

1.3 质谱法

无论是化学法、光学法，还是热光学法，都是将BrC作为一个整体(或者集合体)来测定的，无法分辨出具体的BrC组分。而质谱法可以对具体的BrC进行定性和定量。

BrC作为一类分子组成复杂且多样的有机气溶胶，传统质谱法的质量分辨率往往难以满足当前的需求[121]。近年来，高分辨率质谱技术(HR-MS)凭借其优质性能(高质量分辨率、高质量精确度以及操作简便等[68-69,122])被广泛应用于从分子水平上对有机气溶胶进行研究。常用于大气气溶胶研究的HR-MS主要有傅里叶变换离子回旋共振质谱(FTICR-MS)、离子阱质谱(IT-MS)、四级杆质谱(QMS)、飞行时间质谱(TOF-MS)等，根据研究的需要也产生了采用多种质量选择器联合使用的质谱技术，如Q-TOF-MS[123]。HR-MS还可与高效液相色谱(HP-HL)结合用于BrC生色团的识别和表征[124-125]。除此之外，高分辨率气溶胶质谱(HR-AMS)可对大气中碳质气溶胶的元素组成进行在线分析[126]。

目前，HR-MS在BrC研究中的应用主要集中在大气样品中HULIS或未知有机气溶胶的分子量、结构特征、化学组分以及半定量化学分析等方面[9,69]，或是针对某一类特定物质〔如多环芳烃类化合物(PAHs)[127]、二次有机气溶胶(SOA)[128]〕从分子水平对其进行表征。Budisulistiorini等[123]采用配置二极管阵列检测器(DAD)的超高效液相色谱(UP-LC)结合电喷雾电离高分辨率四极飞行时间质谱仪(ESI-HRQ-TOF-MS)对印度尼西亚的泥炭、木炭和生物质燃烧产生的BrC进行分子表征，鉴定了41种可能吸收近紫外和可见光的化合物，如含氧共轭化合物、硝基芳烃和含硫化合物。Song等[129]采用超高分辨率FTICR-MS对生物质和煤燃烧产生的颗粒中水溶性HULIS化学分子特性进行了表征，结果表明，2类颗粒物中的HULIS主要由CHO类化合物组成，生物质燃烧产生的一次HULIS含有丰富的CHON类物种，这些物种主要由含有氧化氮官能团的物质组成(如硝基化合物、有机硝酸盐)，煤燃烧产生的HULIS含有较多的分子量较低但芳香度较高的化合物。

HR-MS虽然能对部分BrC较为准确的定性或定量，但不可能对样品中所有BrC进行识别和定量。也就是说，对于化学法、光学法、热光学法定量的BrC集合体，不可能给出全部BrC组分。考虑到人们主要对BrC中一部分物质更感兴趣(如HULIS、PAHs)，因此可以尝试将化学法、光学法或热光学法与质谱法相结合，在定量确定总的BrC的同时，表征其包含的特殊类物质或未知组分的化学组成或结构特性，这将有助于更好地掌握BrC的物质组成。

2 测定方法的局限性

各类测定方法之间很难有一定的定量关系。对于化学法，一方面，溶剂萃取式的化学分离无法提取出样品中所有的BrC，使得最终能测定到的BrC并不完全；另一方面，分离操作同时会卷入非BrC类物质(指非吸光的OC)，使采用测碳法测得的BrC浓度高于实际值。对于光学法，2种定量测定方法的结果都依赖于参照物质：以BC的吸光作为参考物质时，其结果受到BC测定方法的不确定度影响；借助HASS等物质作为参考物质时，其结果依赖于参考物质与实际样品中BrC的组成和吸光能力差异性大小。此外，质谱法也只能限定于部分物质的准确定量，因此，测得的BrC浓度比实际值低。鉴于以上情况，研究人员在报道BrC的测定结果时，往往需要明确所使用的方法。因此，统一参考物质或构建包容性方法体系显得尤为重要。

3 展望

由于BrC组成的多样性与复杂性使得难以采用一种标准的方法对其进行定量或定性研究，当前几乎所有关于BrC定量测定方法都是探索性的，具有很大的局限性，需要以更高的视野审视、以更广的理念定位，并通过优化措施来弥补测定方法的缺陷。

需研究探索一个不排斥多样性和独立性的包容性方法体系，包容性指既可采取灵活多样的测定方法，以适应研究人员在测试目的、所用设备、具体样品等方面不同的要求，也为多样性测试方法构建搭起桥梁，以便使不同方法具有一定程度的可比性。

测量具体BrC单体的质谱法是质谱技术的具体应用之一，但测得的单体浓度之和小于BrC总浓度。由于单体BrC在不同源之间的单体种类及丰度可能差别很大，因此其可能成为源表征、源解析的一个指标。另外，总体法可以与质谱法结合使用，首先用光学法、热光学法、化学法为基础进行BrC总浓度和来源特征的评估，再以质谱法进行部分关键物质的定量测定，这可能是未来研究采取的重要手段之一。