文獻回顧

表溫度增加與垂直混合發生時隨之下降(Watson et al., 2002)，二次微粒是由大氣中的化 學反應所生成。根據在西歐海邊所做的研究顯示，PM2.5-10的濃度主要受自然來源影響，

有47%為海洋和20%為塵土微粒貢獻，PM2.5雖然也受自然來源影響，如海水飛沫和沙塵 (25%)，但主要是來自於人為污染源影響，有25%來自光化學反應的二次微粒和22%來自 汽機車排放(Almeida et al., 2005)。

微粒化學成分通常包含無機水溶性離子、金屬化合物、元素碳、有機化合物、以及 地殼元素的化合物等，部份氣膠具有吸濕性質並包含與微粒結合的水份，而氣膠中的有 機成分通常非常複雜，包含數百種有機化合物(Seinfeld et al., 1998)。

2.1.2.1.1 懸浮微粒粒徑分布

微粒粒徑分布的模態(mode)可分成兩種如圖2(US EPA, 1999)：

(1)細粒形態(Fine Mode)，通常粒徑介於1 μm以下的微粒，包含累積態與成核態，由氣體 反應或燃燒排放所形成。

(2)粗粒形態(Coarse Mode)，通常粒徑介於1 μm 以上的微粒，由物理作用如海水水珠蒸 發或是粗粒徑切磨所產生。

在細粒形態的微粒還可細分成累積態和成核態：

(1)成核態(Nuclei Mode)，這個粒徑範圍微粒通常指粒徑小於0.1 μm，也有稱為超細微粒 (ultrafine particles)，是經由光化學氣體反應成核作用所剛形成的新微粒，或是由燃燒引 擎直接排放的奈米微粒聚合體。

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(2)累積態(Accumulation Mode)，這是經由成核態水珠微粒的碰撞或是凝結(低平衡蒸汽 壓的氣體分子凝結於微粒上)作用，形成的微粒，粒徑介於0.1 μm和1 μm之間。

微粒的粒徑分布各季稍有不同，秋、夏兩季呈現三尖峰型態，春季則多為雙峰型的 分布。在微粒化學物種粒徑分布方面，元素碳(EC)主要分布於粒徑小於 1.8 μm 的細微粒 中，而有機碳(OC)則廣泛的分布於各粒徑範圍內。另一方面，微粒粒徑分布也會影響大 氣的消光係數，在日本千葉市發現消光係數範圍從4-12 m² g^-1，而影響消光係數大小則 與粗細微粒粒徑分布有關(Lagrosas et al., 2005)。

在Fresno Supersite利用SMPS和LAS測到冬季平均粒徑大小分布。其分布幾乎成對數常態 分布。微粒的小時平均數量範圍在2700-89000 cm^-3之間，濃度值為22000 cm^-3，其mean diameter (MD)範圍在0.021-0.109 μm之間，而整體MD為0.066 μm (Watson et al., 2002)。

圖 2 理想大氣微粒的粒徑分布 (資料來源：US EPA) 2.1.2.1.2 懸浮微粒光學特性

大氣中微粒的化學成分和粒徑分布會影響光的傳輸(Malm et al., 2000; Ten Brink et al., 1997)，在化學成份方面，微粒中的半揮發性有機化合物(SVOC)認為會影響散光係 數，進而造成能見度的下降(Eatough et al., 1996)；在微粒粒徑分布方面，90%的消光是 由細粒徑的微粒所造成的，只有10%是由粗粒徑所貢獻(White et al., 1990; Ten Brink et al, 1997; Molnar et al., 2001)。另一方面，微粒的凝結水也會影響大氣輻射傳輸，當微粒吸 濕或者揮發水份時，微粒的大小和密度也會跟著改變，進而影響微粒的光學性質(折射 係數、散射橫斷面和散光係數)(Day et al., 2000)，造成對環境的影響。

對於環境衝擊而言，在區域能見度及大氣輻射的議題上尤其受到重視，前者因台灣 地區旅遊業相當興盛而顯得相當重要；後者更因為微粒藉著對太陽光的散射及吸收，而 改變地球接收太陽輻射的情況，造成全球氣候變遷。

Malm et al.(2005)指出大氣散光和吸光特性與微粒在大氣相對濕度(RH)環境底下所

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吸收的水分有很大的關係，當有機碳質量(OMC/(NH4)2SO4)比率從 0.57 增加至 11.15 時，

某一相對溼度底下的散光係數(bscat(RH))除以最低相對溼度底下的散光係數(bscat(RHmin)) 會從大約2.0 下降至小於 1.2。

Fialho et al.(2005)於亞速爾群島(Azores)觀測微粒吸光係數，吸光係數在此地區主要 受BC和沙塵影響，於觀測期間發現在後段，吸光係數和CO並無關係存在，可能原因為 (Pakkanen et al., 1996)；人類活動所形成的非海鹽硫酸鹽氣膠會和太陽及陸地的輻射產生 相互作用而影響氣候，而且會經由成核的程序改變雲霧顆粒的粒徑分佈而間接影響氣候 型態。

Xie et al.(2005)於2000年4月沙塵影響期間選定北京三個地點進行採樣，比較沙塵前 後和沙塵期間及霾害影響時的濃度變化。沙塵期間大氣中的氣膠不但包含粗粒徑的微

在San Joaquin Valley (SJV)會因為不同地區而有不同的氮轉硝酸鹽比率，這個比率可以 從0%到達 70%，較靠近 NO 排放源的地區轉換率較低。在 SJV 地區最大的硝酸鹽汙染 源為柴油引擎和汽油催化裝置，這兩個來源貢獻了SJV 一半的硝酸鹽。利用擾動學發 現，不論在都市或者郊區，減少硝酸銨最有效的方法是控制硝酸鹽，而非控制

VOC(Kleeman et al., 2005)。

2.1.2.1.3.3 懸浮微粒碳成分

碳成分主要來自燃燒程序所產生，而在交通污染源中，汽機車所排放出的廢氣即含 有大量的碳成分，通常含碳化合物可以分為總碳化合物(Total Carbon, TC)、有機碳化合 物(Organic Carbon, OC)和元素碳化合物(Elemental Carbon, EC)。

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Zheng et al.(2005)於2000年北京毎一季節選擇一個月進行6天人工採樣，在1月份OC 佔PM2.5(57％) 最高，而最低則是在4月(21％)，可以發現碳成分在北京地區有明顯的季 Pb及Zn量遠超過自然界的排放(Wedepohl, 1987)。

在瑞士相關研究發現，在接近道路的測站有明顯較高的Ba、Ca、Ce、Cu、Fe、La、

Mo、Mn、Pb、Sb & Rh，因此推測交通排放為這些物種的來源(Hueglin et al., 2005)。

2.1.2.2 大氣混合層光達量測 應用在混合層，甚至更接近地表的逆溫層的研究上(Boers, et al., 1986; Piironen et al., 1995)。

2.1.2.3 台灣黃沙時期微粒特性

沙塵暴是指強風將地面沙塵捲起，使空氣中漂浮大量的微粒，並會使得地面能見度 低於1 km。近年來由於中國大陸土地沙漠化，使得大陸沙塵暴的發生機率大增。

在北京地區，PM2.5主要來源為沙塵(20%)、二次硫酸鹽(17%)、二次硝酸鹽(10%)、

煤炭燃燒(7%)、燃料及汽油排放(7%)、二次銨(6%)、生質微粒(6%)、香菸(1%)和因植物

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2.1.2.3.2 大陸沙塵暴影響台灣時之微粒特性

大陸沙塵暴影響台灣時，微粒質量濃度明顯上升，尤其是粗微粒部份，另外其也會降低 能見度。沙塵微粒成分主要為地殼元素，如：Si、Ca、Al、Fe、S、Na、Cl 和 Mg。加 上沙塵傳輸過程中如果經過大陸沿岸工業區，則微粒便會吸收SO2，增加了微粒內S 的 含量。許多學者的研究指出空氣中的硫酸氣會和塵土微粒產生反應而生成非海鹽硫酸 鹽。當微粒吸收SO2後經過海洋時，會再與海鹽產生氯離子損失生成硫酸鹽使得nss-SO4

2-(non-sea-salt sulfate)濃度上升。這些化學反應式如下：

SO2+H2OÆH2SO3

微粒對人體健康的影響(Harrison et al., 2000; Kennedy et al., 2002)，可以從許多流行 病學的調查結果看出，尤其是微粒氣動直徑小於 2.5 μm 與人體健康有相當大的關連性 (Wilson et al., 1996)。長期暴露在 PM2.5環境下會造成心肺疾病、肺癌以及增加死亡率 (Pope et al., 1995, 2002; Dockery et al., 1993)。

另外，人體呼吸道內為一高溼的環境，微粒受到濕特性的影響在進入呼吸道後因潮 解反應而造成微粒的成長，其成長可改變氣膠在人體呼吸系統中的沉積行為，尤其是次 微米以下的氣膠經常由於吸溼作用導致粒徑增大，進而改變氣膠在肺部中沈積的位置。

因此，在評估氣膠對於人體健康危害效應時，氣膠含水特性亦是一個不可忽略的因子 (Broday et al., 2001; Schroeter et al., 2001)。

2.1.2.5 氣膠長程傳輸

近十年餘來，中國經濟蓬勃發展，沿海省分不斷興建工業區，都市車輛數亦不斷上 升，使得空氣污染物排放量日漸上升，不但造成該國境內空氣污染嚴重(Chan et al., 2005)，對鄰近國家亦造成影響頗深。

Kitada et al. (1992)的研究顯示在冬天日本有 30%-40%的酸沉降來自中國大陸，

Ichikawa and Fujita (1995)的研究亦顯示中國大陸對是日本人為硫酸鹽沉降量的貢獻量 達50%。Chung et al. (1996)在 1990-1993 觀測發現酸沉降是韓國廣大地區的普遍現象，

他們由逆溯氣流軌跡線推論排放源主要來自中國大陸。Arndt et al. (1997)以 ATMOS 模 式推估亞洲各國1987-1988 年間由生質燃燒、工業源、公共事業及其它非特定排放源所 產生的SO2所造成的硫沉降量，推估超過2g m^-2 yr^-1的地區有東亞、印度、泰國、馬來 西亞、台灣、印尼等國家，其中中國大陸南部地區更是超過5 g m^-2 yr^-1。Chang et al. (2000) 以TAQM 模式(Chang and Jeng, 1995)模擬台灣地區受到長程輸送的酸沉降影響，在他們 的六個模擬事件日(包含五種天氣型態)的模擬結果顯示，中國大陸長程輸送的硫酸鹽濕 沉降佔了台灣地區濕硫酸鹽沉降量的39%，硝酸鹽則佔 37%。Engardt and Leong (2001)

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的模擬研究顯示，除菲律賓南部地區、越南北部地區外，中國東南地區的人為排放的硫 濃度及硫沉降量相當高。但Engardt et al. (2005)以 MATCH 模式(Siniarovina and Engardt, 2005)模擬東南亞的硫的分佈狀況，儘管大多數國家本國接受的硫主要來自本身的排 Bay、渤海 (Bohai sea)、韓國及日本南部，而長程輸送使得前述地區的下游地區濃度升 高，台灣地區亦是其一。Holloway et al. (2002)引自 International Institute for Applied Systems Analysis (IIASA)發表的兩篇文獻 van Aardenne et al. (1999) 及 Klimont (2001) 分別對亞洲各國進行石化排放量的估算數據，將上述兩篇文獻合併，計算得到 1990 年 中國的石化排放量為2132 kton Ny r^_1，分別為台灣、日本、北韓、南韓、印度的18.4 倍、3.8 倍、17.8 倍、8.3 倍、2.1 倍。遑論過去十幾年間中國經濟發展的速度較亞洲各 國為高，該國石化排放量應早已超越上述數據。Holloway et al. (2002)以 ATMOS-N 模擬 1990 年亞洲各國之間的酸沉降貢獻量，發現亞洲最大排放量的國家，對台灣、日本、北 韓、南韓等國的硝酸鹽沉降量總量的比例分別為18%、18%、46%及 26。反觀台灣僅對 於中國及日本的沉降量總量分別貢獻2%。Guttikunda et al. (2003)推估西太平洋百萬人口 的都市所貢獻的硫從1975 年小於 5%成長至 2000 年大於 10%來說明控制硫排放需要高 額的經費以及在這些都市中約有三千萬人暴露在WHO 標準以上的濃度。Han et al. (2004) 研究1998 年 3 月至 6 月的黃沙期間，他們以 PSCF (Potential Source Contribution Function) 及RTWC (Residence Time Weighted Concentration 兩個混和受體模式，去定位韓國漢城 受到上游地區影響的位置，他們發現中國主要城市的工業污染及戈壁沙漠為Al 及 Pb 兩 升的趨勢。(Zhang et al., 2001)於中國大陸北京、Shapuotou (a desert site) 及西安三個城 市利用階梯衝擊器觀測沙塵暴期間大氣氣膠元素組成及粒徑分佈，結果發現當沙塵暴過 2001)。由於沙塵暴塵粒吸收 SO2，將會中和空氣中的酸性物質，以降低酸雨的效應(Ma C. J., 2001)。也有許多學者的研究顯示空氣中的硫酸氣會和塵土微粒產生反應而生成非 海鹽硫酸鹽（Wall et al., 1988； McInnes et al., 1994； Pakkanen et al., 1996）。在發生

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沙塵暴期間，硫酸鹽和硝酸鹽氣膠的質量濃度有很明顯的增加現象（Kim and Shin, 1991；Carmichael et al., 1995；Nishikawa et al., 2000）；並且二次氣膠的濃度也有增高的

沙塵暴期間，硫酸鹽和硝酸鹽氣膠的質量濃度有很明顯的增加現象（Kim and Shin, 1991；Carmichael et al., 1995；Nishikawa et al., 2000）；並且二次氣膠的濃度也有增高的