光散射法與β射線衰減-光散射聯(lián)用法顆粒物在線測量方法對比

王永敏，高 健，徐仲均，宋英石，王淑蘭，柴發(fā)合

1．北京化工大學(xué)，北京 100029

2．中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012

3．江蘇省大氣環(huán)境與裝備技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，南京信息工程大學(xué)，江蘇南京 210044

光散射法與β射線衰減-光散射聯(lián)用法顆粒物在線測量方法對比

王永敏1，2，高 健2，3*，徐仲均1*，宋英石2，王淑蘭2，柴發(fā)合2

1．北京化工大學(xué)，北京 100029

2．中國環(huán)境科學(xué)研究院，北京 100012

3．江蘇省大氣環(huán)境與裝備技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，南京信息工程大學(xué)，江蘇南京 210044

為考察光散射法和β射線衰減-光散射聯(lián)用法的適用性，以β射線衰減法顆粒物自動監(jiān)測儀(BAM)為標(biāo)準(zhǔn)，于2016年2 月4日—4月18日，在中國環(huán)境科學(xué)研究院利用β射線衰減-光散射聯(lián)用法顆粒物自動監(jiān)測儀(MP-CPM)與光散射法傳感器對ρ(PM10)和ρ(PM2．5)測量結(jié)果進行了對比．結(jié)果表明:①MP-CPM與BAM測量ρ(PM10)的結(jié)果具有較好的一致性，相關(guān)系數(shù)為0．92，平均相對偏差為0．04%;ρ(PM2．5)結(jié)果一致性較差，相關(guān)系數(shù)為0．69，MP-CPM測量ρ(PM2．5)整體較高于BAM，平均相對偏差為45．8%．②光散射法傳感器與BAM測量ρ(PM2．5)結(jié)果一致性較好，相關(guān)系數(shù)為0．85，平均相對偏差為11．24%，但ρ(PM10)遠(yuǎn)低于BAM，平均相對偏差為－44．64%．在特殊污染情景下，光散射法將因受到較大影響而嚴(yán)重錯估顆粒物濃度．煙花燃放期間，MP-CPM和光散射法傳感器嚴(yán)重低估顆粒物濃度，與BAM測量顆粒物濃度的平均相對偏差均低于－50%;沙塵污染過程中，MP-CPM嚴(yán)重高估ρ(PM2．5)，與BAM測量ρ(PM2．5)結(jié)果平均相對偏差為79．27%，光散射法傳感器嚴(yán)重低估ρ(PM10)，與BAM測量ρ(PM10)結(jié)果平均相對偏差為－59．35%．研究顯示，不同原理的儀器，在不同的使用場景下應(yīng)該區(qū)別對待．

β射線衰減法;光散射法;β射線衰減-光散射聯(lián)用法;對比分析

大氣顆粒物是影響空氣質(zhì)量的關(guān)鍵參數(shù)，同時也是影響可見度，人體健康和全球氣候的重要因素［1-3］．近些年來，我國中東部地區(qū)空氣質(zhì)量深受高濃度顆粒物污染影響［4-6］，尤其是重污染天氣的頻繁發(fā)生，給大氣污染防治工作帶來極大挑戰(zhàn)［7］．2012年2月29日，新修訂的GB 3095—2012《環(huán)境空氣質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》將PM2．5的質(zhì)量濃度納入了其中［8］，PM2．5業(yè)務(wù)化監(jiān)測工作也在全國迅速開展［9-10］．

目前，大氣顆粒物質(zhì)量濃度監(jiān)測的主要方法是手工采樣稱重法和連續(xù)在線自動監(jiān)測法兩大類，其中連續(xù)自動監(jiān)測法有微量振蕩天平法、β射線衰減法和光散射法等［11-15］．手工采樣稱重法是最直接、最可靠的方法，但其操作繁瑣而費時，多用于進行單點、某時間段內(nèi)的采樣與監(jiān)測．微量振蕩天平法的壽命和工作效率易受高濃度細(xì)顆粒物和高濕度的影響，從而對儀器的維護帶來了困難［16］．BAM(β射線衰減法)不受顆粒物粒徑、成分、顏色及分散狀態(tài)的影響，測定的是顆粒物質(zhì)量濃度．BAM與手工監(jiān)測法比對測試，已滿足測試參數(shù)指標(biāo)要求，是我國認(rèn)證的測量顆粒物濃度的方法，且是我國目前應(yīng)用比較廣泛的顆粒物測量方法［17-20］．

顆粒物濃度在區(qū)域內(nèi)異質(zhì)性很高，有限幾個監(jiān)測點提供的顆粒物濃度很難精準(zhǔn)表征顆粒物的區(qū)域分布．因此近年來，光散射法傳感器因具有快速，靈敏、穩(wěn)定性好，體積小、能現(xiàn)場直讀等優(yōu)點，引起了研究者和環(huán)境管理部門的普遍關(guān)注，并在一定范圍內(nèi)得到應(yīng)用［21-22］．然而光散射法傳感器測量結(jié)果來源于不同粒徑顆粒物對光的脈沖數(shù)及脈沖強度，其與質(zhì)量濃度的轉(zhuǎn)換關(guān)系受顆粒物大小、密度、形狀和光學(xué)特性等影響［23-25］．因此，光散射法測定結(jié)果的準(zhǔn)確性尚需大量比對實驗結(jié)果加以修正．

綜上，利用 β射線衰減-光散射聯(lián)用法(MPCPM)、光散射法和BAM，開展ρ(PM10)和ρ(PM2．5)的同步對比測試，并評估光散射法和β射線衰減-光散射聯(lián)用法在不同污染情景下的測量準(zhǔn)確性，以及確定影響其準(zhǔn)確性的主要因素．

1 采樣與方法

1．1 采樣地點

對比試驗地點設(shè)在北京市朝陽區(qū)中國環(huán)境科學(xué)研究院內(nèi)的大氣環(huán)境研究所頂樓(40．03°N、116．39°E)，距地面大約50 m．該觀測站位于五環(huán)外，為市郊區(qū)站點，周邊沒有明顯大氣污染排放源．3種顆粒物測量儀器被放置在同一高度的位置．采樣時段為2016年2月24日—4月18日．

1．2 設(shè)備原理

1．2．1 β射線衰減法顆粒物監(jiān)測儀

以我國認(rèn)證的基于β射線衰減法的顆粒物監(jiān)測儀為基準(zhǔn)，采用儀器為美國Metone公司生產(chǎn)的BAM-1020型監(jiān)測儀(簡稱BAM)，它是利用β射線能量衰減的原理來測量周期內(nèi)增加的顆粒物質(zhì)量濃度．環(huán)境空氣由采樣泵吸入，經(jīng)顆粒物切割器后進入采樣管，顆粒物沉積在采樣濾膜上，由C-14放射源發(fā)出的β粒子在穿過采集了顆粒物的采樣膜后其能量會發(fā)生衰減，衰減程度與顆粒物的質(zhì)量遵循比爾定律．進而通過測量衰減量可以計算出顆粒物質(zhì)量濃度．研究中使用兩臺 BAM監(jiān)測儀器，分別測量 ρ(PM10)和ρ(PM2．5)，工作流量均為16．7 L min，數(shù)據(jù)采集的時間分辨率是1 h．對監(jiān)測儀器每兩個月?lián)Q一次紙帶，每個月清洗一次切割頭，每年進行一次校正(包括零度、跨距和流量)．

1．2．2 β射線衰減-光散射聯(lián)用法顆粒物監(jiān)測儀

1．2．2．1 測量原理

β射線衰減-光散射聯(lián)用法顆粒物監(jiān)測儀采用的是法國ESA的MP101M-CPM(簡稱MP-CPM)，目前，該儀器已用于重慶、浙江、北京等地的自動監(jiān)測設(shè)備中．監(jiān)測儀的工作流量為16．7 L min，數(shù)據(jù)采集的時間分辨率是1 s，對其半年換一次紙帶，每個月清洗一次切割頭，每個月進行一次校正(包括零度、跨距和流量)．監(jiān)測儀器由兩部分組成，基于β射線衰減原理的顆粒物監(jiān)測儀 MP101M和基于光散射原理的CPM．

MP101M基于β射線的衰減原理，與BAM原理相同，并且二者采樣方式和顆粒物濃度計算方式相同，通過沉積在紙帶上顆粒物對β射線衰減的測量計算顆粒物濃度．MP101M的功能是實現(xiàn)實時測量ρ(PM10)，并對CPM(continual particulate monitor)進行校準(zhǔn)．

CPM(continual particulate monitor)光學(xué)測量原理(見圖1):當(dāng)顆粒物每次通過激光束時，激光發(fā)生散射，光檢測器(位于激光束15°的方向)則對散射光的強度進行測量，然后經(jīng)光電轉(zhuǎn)換，轉(zhuǎn)換成脈沖電信號，通過特定的算法將脈沖電信號轉(zhuǎn)換成顆粒物質(zhì)量濃度．

1．2．2．2 計算方法

MP-CPM測量ρ(PM10)的計算公式:

式中:X10為MP-CPM測量的ρ(PM10)，μg m3;X2．5為MP-CPM測量的ρ(PM2．5)，μg m3;K為常數(shù)，1;PRs為粒徑s范圍內(nèi)的數(shù)濃度;Rs粒徑s范圍內(nèi)的平均粒徑，μm;M為CPM測量的初始ρ(PM10)與MP101M測量的ρ(PM10)比值，作為顆粒物密度;L為CPM測量的初始ρ(PM10)，μg m3;Ws為粒徑s范圍內(nèi)進入的PM2．5的切割效率．

1．2．3 光散射法顆粒物傳感器

光散射法顆粒物傳感器(簡稱光散射法傳感器)的工作原理(見圖2):半導(dǎo)體激光器(laser diode)發(fā)射的激光經(jīng)過整形，形成準(zhǔn)直光束(laser beam);樣氣通常經(jīng)流量噴嘴(flow nozzle)垂直進入激光束，樣氣中的顆粒物(detected particle)經(jīng)激光束照射會發(fā)生光學(xué)散射現(xiàn)象(light scattering);其中90°方向散射的光能量被特殊設(shè)計的光學(xué)元件(90-degree optics和reflector)捕捉，匯聚到光探測器(90-degree detector)

MP-CPM測量ρ(PM2．5)的計算公式:上，經(jīng)過光電轉(zhuǎn)換，成為脈沖電信號．通過特定的算法將脈沖電信號轉(zhuǎn)換成質(zhì)量濃度，脈沖電信號與質(zhì)量濃度的轉(zhuǎn)換關(guān)系受顆粒物大小、密度、形狀和光學(xué)特性等影響．監(jiān)測儀器的流量為0．1 L min，時間分辨率為1 min．在北京、山東、深圳等地，光散射法顆粒物傳感器已經(jīng)用于空氣質(zhì)量自動監(jiān)測設(shè)備中．

1．2．4 水溶性離子分析

該研究采用MARGA ADI 2080監(jiān)測儀監(jiān)測了2016年2月4日—4月18日的水溶性離子濃度．該監(jiān)測儀是一臺半連續(xù)測量氣體和氣溶膠中可溶離子成分的在線分析儀，每周配一次陰陽離子淋洗液和吸收液，每個月配一次內(nèi)標(biāo)溶液和再生溶液．

2 結(jié)果與討論

2．1 總體特征

研究中以BAM測量結(jié)果為基準(zhǔn)，分析2016年2 月4日—4月18日的整體污染情況，圖3為BAM測量ρ(PM10)和ρ(PM2．5)的時間序列圖．由圖3可見，觀測期間顆粒物的質(zhì)量濃度變化幅度較大，ρ(PM10) 和ρ(PM2．5)變化范圍分別為8．0～911．0和1．0～675．0 μg m3，平量值分別為130．2和60．1 μg m3．觀測期間，顆粒物在2月7—8日、2月29日—3月4日、3月1日—17日和3月5日—4月18日期間出現(xiàn)高峰，其中2月29—3月4日、3月1—17日期間顆粒物在較長時間內(nèi)維持高濃度，說明站點可能受到較重污染過程影響．

圖4為ρ(PM10) ρ(PM2．5)時間序列．由圖4可見，觀測期間ρ(PM10) ρ(PM2．5)變化幅度較大，范圍為0．8% ～98．0%，平均比值為40．6%．ρ(PM10) ρ(PM2．5)在70．0%以上的時段出現(xiàn)在2月7日—3 月11日期間，比值在30．0%以下的時段主要出現(xiàn)在3月5日—4月18日期間，表明觀測期間不同污染過程中顆粒物粒徑變化極大．

對MP-CPM和BAM測量顆粒物質(zhì)量濃度圖〔見圖5(a)(b)〕進行對比分析發(fā)現(xiàn)，二者測量ρ(PM10)具很好的一致性，二者相關(guān)系數(shù)為0．92，平均相對偏差為0．04%;而二者ρ(PM2．5)的相關(guān)關(guān)系較差，相關(guān)系數(shù)僅為0．69，平均相對偏差為45．8%，說明MPCPM測量ρ(PM2．5)整體上較BAM偏高;由圖5(b)可見，在BAM測量ρ(PM2．5)低值范圍內(nèi)，MP-CPM測量值遠(yuǎn)高于BAM．

圖6為光散射法傳感器與BAM測量值對比結(jié)果，二者測量ρ(PM2．5)的相關(guān)性較好，相關(guān)系數(shù)為0．85，平均相對偏差為11．24%，ρ(PM10)的相關(guān)性則較差，相關(guān)系數(shù)為0．61，平均相對偏差為－44．64%，這意味著總體上光散射法傳感器測量的ρ(PM10)低于BAM，尤其在BAM測量ρ(PM10)的高濃度區(qū)間，光散射法測量結(jié)果可能嚴(yán)重低估了ρ(PM10)．

2．2 污染過程個例分析

為了研究MP-CPM和光散射傳感器在不同污染情景下的適用性，根據(jù) BAM測量 ρ(PM10)和ρ(PM2．5)(見圖3)、ρ(PM10) ρ(PM2．5)(見圖4)以及特殊時段，對污染過程進行劃分，分為重污染AQI＞200 μg m3)、煙花燃放(2月7日—8日)、沙塵污染〔ρ(PM10) ρ(PM2．5)＜30%〕3類個例，各個例起止時間、BAM測量 ρ(PM10)和 ρ(PM2．5)的平均值、ρ(PM10) ρ(PM2．5)見表1．

2．2．1 重污染個例

由圖3所示，2月29日—3月4日和3月11日—18日期間峰值ρ(PM2．5)可達(dá)400 μg m3以上且持續(xù)時間較長，因此將2個時間段定義為重污染個例．由圖7、8可見，這期間峰值ρ(PM10)和ρ(PM2．5)分別可達(dá)550和380 μg m3以上，3種方法所測量的顆粒物濃度有較好的一致性，光散射法傳感器和MPCPM與BAM測量ρ(PM10)和ρ(PM2．5)對比的相關(guān)性均在0．9以上，平均相對偏差在20%以下，說明在此期間，MP-CPM和光散射法傳感器均能較準(zhǔn)確地表征不同粒徑的顆粒物質(zhì)量濃度．

為了表征重污染個例期間顆粒物化學(xué)特征，圖9給出了兩個時段細(xì)顆粒物中離子質(zhì)量濃度變化趨勢圖．由圖9可見，NO3－、NH4

+和SO4

2－是顆粒物離子的主體組分，其濃度隨過程的發(fā)展逐漸升高，峰值濃度分別高達(dá)115．08、59．13、55．37 μg m3，與常青等［26］的研究結(jié)果類似．以往研究證實NO－、NH+和

34SO42－是顆粒物中消光貢獻的主體成分［27］，因此該個例中顆粒物成分可以較完整地反映顆粒物消光特征，從而保證了光散射法測量結(jié)果的準(zhǔn)確性．此外，相對濕度(尤其RH＞60%)對監(jiān)測儀測量結(jié)果也具有重要的影響［25，28］，但圖7可見，觀測期間相對濕度幾乎都在60%以下，平均值僅29．57%，推測這也是重污染期間光散射法測量結(jié)果誤差偏小的原因．

2．2．2 煙花燃放個例

研究觀測期跨越我國農(nóng)歷春節(jié)，2月7日—8日為除夕，取該段時間作為煙花燃放個例．由圖10可見，該時段內(nèi)顆粒物濃度快速上升，ρ(PM10)在10 h內(nèi)從16．0 μg m3升至838．0 μg m3，ρ(PM2．5)從1．0 μg m3升至675．0 μg m3．

光散射法傳感器和MP-CPM測量結(jié)果生消趨勢基本與BAM測量結(jié)果一致，相關(guān)性也較好(相關(guān)系數(shù)均在0．9以上)(見圖11)．對比3種方法測量的顆粒物絕對濃度值發(fā)現(xiàn)，光散射法及MP-CPM測量值均明顯低于BAM結(jié)果，其中光散射法傳感器與BAM測量ρ(PM10)和 ρ(PM2．5)平均相對偏差分別為－53．39%和－58．16%，MP-CPM與BAM測量值偏差為－3．89%和－29．12%．由1．2節(jié)可知，MP-CPM測量 ρ(PM10)的原理與 BAM一致，因此二者的ρ(PM10)測量結(jié)果偏差較小，差別可能是源于相同原理不同儀器的設(shè)計誤差，但MP-CPM測量ρ(PM2．5)時主要依靠CPM的光散射功能，因此當(dāng)光散射法較大程度上低估ρ(PM2．5)時，即便數(shù)據(jù)計算時使用MP模塊的ρ(PM10)測量值進行修訂，也很難保證其測量結(jié)果的準(zhǔn)確性．

與2．2．1節(jié)重污染過程相比，該過程個例最大的不同來自顆粒物組分．圖12為煙花燃放個例中細(xì)顆粒物中離子濃度變化，其中主要離子為K+、Cl－和SO4

2－，過程中ρ(K+)、ρ(Cl－)和 ρ(SO42－)快速上升，峰值分別達(dá)161．8、139．7和119．9 μg m3，而ρ(NO3

－)和ρ(NH4+)維持在極低范圍(10．0 μg m3左右)．根據(jù)Derek等［29］研究表明，SO42－和NH4

+可以增加顆粒物的光散射強度，其他離子如K+、Cl－、Ca2+和Mg2+等會降低顆粒物的光散射強度，因此該個例期間顆粒物離子組分可能是影響光散射法傳感器和MP-CPM測量結(jié)果偏低的主要原因．

2．2．3 沙塵污染個例

依據(jù)ρ(PM10)和ρ(PM2．5)的比值，選取3月5—8日、3月27日—4月1日和4月7—18日為沙塵污染個例．由圖13、14可見，在沙塵過程期間，ρ(PM10)迅速升高(峰值高達(dá)911．0 μg m3)，ρ(PM2．5)呈降低趨勢，其占比也快速減少(均在30%以下)，表明沙塵過程主要以粗顆粒物為主．PM2．5中代表地殼特征的Ca2+和Mg2+在所有離子中的占比有所增加(峰值分別達(dá)到27．9和45．9 μg m3)，占比最高均在80%以上，以上為典型的沙塵過程特征［30］．

從觀測期間的顆粒物濃度時間序列(見圖14)可見，MP-CPM與 BAM測量的 ρ(PM10)較為一致，ρ(PM10)變化趨勢差異明顯，并且前者嚴(yán)重高估了ρ(PM2．5)．光散射法傳感器測量的ρ(PM10)明顯低估;二者測量的ρ(PM2．5)一致性也較差．

沙塵污染過程MP-CPM和光散射法傳感器與BAM測量數(shù)據(jù)的相關(guān)性分析如圖15所示，MP-CPM和光散射法傳感器與BAM測量ρ(PM2．5)的相關(guān)性，以及光散射法傳感器與BAM測量ρ(PM10)的相關(guān)性均較差，相關(guān)系數(shù)在0．6以下．其中MP-CPM與BAM測量ρ(PM2．5)的平均相對偏差為426．31%，光散射法傳感器與BAM測量ρ(PM10)的平均相對偏差為－78．10%，驗證了圖12 MP-CPM高估ρ(PM2．5)和光散射法傳感器低估ρ(PM10)的情況．由1．2節(jié)中儀器原理可以發(fā)現(xiàn)，MP-CPM高估ρ(PM2．5)，可能是測量ρ(PM10)的光散射信號偏低導(dǎo)致校準(zhǔn)系數(shù)M偏高造成的．

光散射法在測量大粒徑顆粒物時效果不佳，究其原因:①可能是顆粒物成分在沙塵過程中有較大變化，導(dǎo)致顆粒物光散射能力降低，進而低估了真實濃度;②沙塵顆粒密度較大，散射設(shè)備測量大粒徑的散射系數(shù)會存在明顯的截斷誤差，從而造成測量偏低;③可能源于光散射傳感器的設(shè)計，其進樣系統(tǒng)在一定程度上不利于粗顆粒的進入，從而造成ρ(PM10)的低估．

3 結(jié)論

a)觀測期間，MP-CPM與BAM測量的ρ(PM10)具有較好的一致性，但二者的ρ(PM2．5)一致性較差，相關(guān)系數(shù)僅為0．69，平均相對偏差為45．82%，MP-CPM測量的ρ(PM2．5)整體較高于BAM;光散射法傳感器與BAM測量的ρ(PM2．5)結(jié)果一致性較好，但其測量的ρ(PM10)遠(yuǎn)低于BAM(平均相對偏差為－44．64%)．

b)在重污染個例期間，MP-CPM和光散射傳感器具有較好的適用性，二者所測顆粒物質(zhì)量濃度值的相關(guān)系數(shù)在0．9以上;在煙花燃放個例期間，MPCPM及光散射法傳感器測量值均低于BAM，尤其是光散射法傳感器嚴(yán)重低估顆粒物質(zhì)量濃度，其與BAM測量ρ(PM10)和ρ(PM2．5)的平均相對偏差分別達(dá)－53．39%和－58．16%;在沙塵個例期間MP-CPM明顯高估了ρ(PM2．5)，平均相對偏差為79．27%;光散射法傳感器與BAM測量的ρ(PM10)和ρ(PM2．5)結(jié)果一致性較差且嚴(yán)重低估了ρ(PM10)，其平均相對偏差為－59．35%．

c)根據(jù)MP-CPM和光散射傳感器在不同污染情景下的表現(xiàn)可知，光散射法和β射線衰減-光散射聯(lián)用法在重污染個例期間均能較準(zhǔn)確地表征顆粒物的質(zhì)量濃度，但因顆粒物粒徑和化學(xué)組分變化可能很大程度上影響光散射法的測量準(zhǔn)確性，在煙花燃放個例期間二者均嚴(yán)重低估了顆粒物濃度;在沙塵污染個例期間二者在測量大粒徑顆粒物時效果也不佳，在使用中需要特別注意．

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Inter-Comparison between Light Scattering and Beta-Attenuation-Light Scattering Particulate Matter On-Line Monitoring

WANG Yongmin1，2，GAO Jian2，3*，XU Zhongjun1*，SONG Yingshi2，WANG Shulan2，CHAI Fahe2
1．Beijing University of Chemical Technology，Beijing 100029，China
2．Chinese Research Academy of Environmental Sciences，Beijing 100012，China
3．Collaborative Innovation Center of Atmospheric Environment and Equipment Technology，Nanjing University of Information Science＆Technology，Nanjing 210044，China

In order to investigate the performance methods of light scattering and beta-attenuation-light scattering，inter-comparison between light scattering and beta-attenuation-light scattering combined method of particulate matter on-line monitoring equipment for PM10and PM2．5based on beta-attenuation method(BAM)was conducted from February 2016 to April 2016 at the Chinese Research Academy of Environmental Sciences．The results showed that PM10concentrations measured by MP-CPM were greatly correlated with BAM，with the correlation coefficient of 0．92 and average deviation 0．04%，much better than the results of PM2．5，for which the correlation coefficient was 0．69 and the average deviation was 45．8%．PM2．5measured by light scattering sensor was closely correlated with BAM，with correlation coefficient 0．85 and average deviation 11．24%，but PM10was far lower than the BAM results，with average deviation－44．64%．In some special pollution episodes，the result of light scattering misestimated the real value of ambient PM．Duringfireworks，MP-CPM and lightscatteringsensorunderestimated the particulate mass concentration，the relative deviation of both to BAM was less than 50%．During dust pollution，PM2．5measured by MP-CPM was overestimated，with average deviation between MP-CPM and BAM 79．27%，while PM10measured by light scattering sensor was underestimated，with average deviation between light scattering sensor and BAM-59．35%．The research shows that different principles of instrument should be treated differently under the different usage scenarios．The study provides scientific reference for the methods of light scattering and beta-attenuation-light scattering．

beta-attenuation method; light scattering method; beta-attenuation-light scattering combined method; intercomparative analysis

X830．2

1001-6929(2017)03-0433-11

A

10．13198 j．issn．1001-6929．2017．01．46

王永敏，高健，徐仲均，等．光散射法與β射線衰減-光散射聯(lián)用法顆粒物在線測量方法對比［J］．環(huán)境科學(xué)研究，2017，30(2):433-443．

WANG Yongmin，GAO Jian，XU Zhongjun，et al．Inter-comparison between light scattering and beta-attenuation-light scattering particulate matter on-line monitoring［J］．Research of Environmental Sciences，2017，30(2):433-443．

2016-08-02

2016-09-27

國家自然科學(xué)基金項目(41375132，91544226);美國能源基金會項目(G150623324)

王永敏(1987-)，女，河北張家口人，917425695@qq．com．*責(zé)任作者:①高健(1979-)，男，山東濰坊人，副研究員，博士，主要從事大氣環(huán)境化學(xué)及污染機理研究，gaojian@craes．org．cn;②徐仲均(1974-)，男，四川樂山人，副教授，博士，主要從事環(huán)境工程研究，zhongjunxu@163．com