北京大氣能見度和消光特性變化規律及影響因素

王 英，李令軍，李成才（.中央民族大學生命與環境科學學院 北京 0008；2.北京市環境保護監測中心北京 00048；.北京大學物理學院 北京 0087）

北京大氣能見度和消光特性變化規律及影響因素

王 英1，李令軍2*，李成才3（1.中央民族大學生命與環境科學學院 北京 100081；2.北京市環境保護監測中心北京 100048；3.北京大學物理學院 北京 100871）

利用長時間序列的大氣能見度與濕度等氣象資料以及近年來大氣污染物的監測數據，探討了北京大氣能見度及消光特性的變化規律及影響因素.結果顯示:近50年來北京大氣消光作用存在降-升-降的變化過程，1954～1967年以下降為主，20世紀60年代中期至70年代明顯上升，此后特別是20世紀90年代以來北京大氣消光作用基本呈緩慢下降趨勢，能見度變化過程與此相反.從區域分布看北京大氣消光作用北部及西部山區低于平原區，平原區存在由北向南逐漸升高的分布規律，即北部平原區低于中部市區，中部市區低于南部平原區.近10年來北京大氣顆粒物消光作用區域差異逐漸減小，這與大氣污染區域分布變化趨勢基本一致.北京大氣消光作用20世紀80年代之前冬高夏低，之后轉為冬低夏高，對應于大氣污染由煤煙型向綜合型的轉變.大氣消光作用平均日變化呈雙峰雙谷型，09:00和21:00形成雙峰，06:00和16:00處于雙谷，但月際差異明顯.大氣消光作用受顆粒物濃度與相對濕度影響顯著.高消光作用通常與高相對濕度和高顆粒物濃度有關；低消光作用出現在濕度和顆粒物質量濃度同時較小情況.相對濕度低于70%時，大氣顆粒物消光作用會隨著PM2.5濃度的升高明顯增強，消光作用與PM2.5濃度存在線性關系；當相對濕度大于70%時，消光作用對PM2.5濃度變化的響應并不明顯.

北京；能見度；消光作用；顆粒物；相對濕度

大氣顆粒物通過散射和吸收對太陽短波輻射造成消光，大氣能見度是這種消光特性的直接反映.造成能見度下降的主要因素包括大氣顆粒物濃度與濕度的高低［1-4］.平均來說，83%左右的大氣消光是由細粒子造成的［5］.相對濕度小于70%時，能見度與大氣顆粒物濃度近似反相關關系［6］；相對濕度大于90%，能見度主要受大氣濕度制約［7］.大氣顆粒物濃度的高低決定了能見度的好壞；而濕度不僅直接影響能見度，還通過改變氣溶膠粒子的物理屬性對能見度產生間接影響.

空氣污染導致世界各地大氣能見度明顯降低，在人類活動密集的城市地區，能見度主要受硫酸鹽、硝酸鹽以及元素碳等大氣顆粒物組分增加的影響［8］.1973～2007年全球大陸晴天能見度基本呈下降趨勢［9］，中國主要城市能見度下降明顯［10］.

近30年多年來，能源結構的大規模調整使北京大氣污染特征發生了根本改變，逐漸由煤煙型向機動車型以及綜合型過渡［11-12］，進一步導致大氣消光特性的變化，并影響能見度的時空分布.本研究試圖利用20個氣象站多年地面氣象觀測數據，車公莊環境空氣質量監測站的大氣污染監測資料，分析北京市大氣能見度的變化趨勢、制約因素以及環境影響，特別是與顆粒物濃度、大氣濕度的相關關系，探討氣象因素與大氣污染對北京大氣能見度的影響，為污染治理提供參考.

1 實驗與方法

氣象資料包括1951年以來觀象臺氣象站的能見度、相對濕度以及日照總時數等逐年數據，2003～2012年北京20個氣象站的能見度、風速、溫度等逐日數據，以及紫竹院和觀象臺自動氣象監測站逐時數據.車公莊站的數據包括PM2.5以及能見度的逐時數據.PM2.5采用美國R&P公司生產的RP1400a顆粒物檢測儀測定，最低檢出限為0.1μg/m3，可輸出5min數據.采樣點位于北京市環境保護監測中心七樓頂.能見度資料來自北京觀象臺等20個氣象站的觀測員目測資料，日觀測4次；另外包括車公莊站的器測數據，采用的是FD12前向散射能見度儀，通過測量氣塊對近紅外線光束的散射得到氣象光學能見度，測量范圍是10～50000m，精度為±4%.相對濕度采用北京市氣象局紫竹院自動氣象監測站逐時數據，該站與北京市環境保護監測中心僅隔一個街區，周邊環境差異不大，因此認為紫竹院與北京市環境保護監測中心周邊大氣環境與氣象條件基本一致.

受儀器監測原理影響，PM2.5數據在濕度下降過程中可能會出現的負值在數據處理過程中予以剔除.利用Bext=3.912/V （Bext為大氣消光系數，V為大氣能見度）［13］，計算北京大氣消光特性.為消除局地影響，氣象數據采用多個站點平均值代表不同區域能見度水平:海淀、朝陽和豐臺站點的平均值代表市區；房山、大興和通州站點的平均值代表南部平原區域；密云、懷柔、昌平和順義站點的平均值代表北部平原區域；背景區域選擇了北部的上甸子站和西部的霞云嶺站.

2 結果與討論

2.1 年際變化

20世紀50年代至今，北京大氣能見度存在升-降-升的變化過程. 20世紀50年代中期至60年代中期北京能見度逐漸升高，1967年能見度升至23km，達到歷史較高水平［14-15］，70年代下降非常迅速，1980年降至10.1km. 20世紀80年代，北京夏季大氣能見度持續轉差，由初期的12km下降至90年代末的8～9km；而冬季能見度由80年代初的9km上升到90年代末的14km［16］.與能見度轉差相對應，北京大氣氣溶膠光學厚度1977～1994增長了約2/3［17］.從更大區域尺度看，京津冀1980～2003年大氣能見度整體呈下降趨勢［18］. 20世紀中期以來，北京日照總時數也出現了升降變化過程（圖1），與能見度存在明顯相關性. 1998年之后北京能見度逐步回升，至2009年達到歷史較高水平，首都機場與京津冀區域監測結果也印證了這種變化趨勢［18-19］.

一般說來，能見度低表明大氣消光作用強，到達地面的太陽輻射相應降低，日照時數也會受到間接影響.統計結果顯示，20世紀50～70年代北京日照總時數與大氣能見度先升高后下降的變化規律基本一致.90年代后期以來北京日照總時數呈持續下降趨勢，而大氣能見度逐漸升高，這可能與北京及周邊大氣光學厚度增加，削弱了到達地面的太陽輻射能量有關.1998～2010年北京實施了16個階段的大氣污染措施，特別是奧運前后進行了大規模的污染治理，空氣質量有所改善，大氣能見度逐步回升；與此同時，河北平原區大氣能見度卻在逐漸下降［18］.能見度是大氣污染的間接反映，說明華北平原區大氣污染整體加重，客觀上掩蓋了北京空氣質量的局地改善.

圖1 1951～2009年北京觀象臺大氣能見度與日照總時數變化趨勢Fig.1 Variations of visibility and total sunshine hours at Guanxiangtai station from 1951 to 2009

由圖2可見，與能見度變化相反， 北京大氣消光系數存在降-升-降的過程.20世紀50年代北京大氣消光系數與相對濕度都存在逐漸下降過程， 60～70年代兩者基本以上升為主，此后北京大氣消光系數與相對濕度呈下降趨勢.兩者變化的一致性說明大氣相對濕度與消光作用存在一定的因果關系.此外，近年來大氣污染治理的逐步加強客觀上也促進了北京能見度的改善.2000年以來北京定陵大氣顆粒物濃度基本呈下降趨勢［20］，與大氣消光作用變化過程也基本一致.

在大氣總消光作用測算基礎上，基于文獻［21］提出的經驗統計關系將大氣消光系數轉換為大氣顆粒物的消光特性.由圖3可見，北京大氣顆粒物消光系數北部和西部山區低于中、南部平原區，平原區存在由北向南逐漸升高的分布規律，即北部平原區低于中部市區，中部市區低于南部平原區.2012年北部平原區、市區以及南部平原區顆粒物消光系數分別為0.18km-1、0.20km-1和0.21km-1.2003～2012年北京平原區顆粒物消光系數基本存在下降趨勢，而北部及西部清潔山區略有上升.從全市范圍看，顆粒物消光系數區域差異逐漸減小.北部平原區與南部平原區顆粒物消光系數的差距由2003年的0.068km-1降至2012年的0.033km-1；市區與清潔區上甸子的差距更是由0.119km-1降至2012年的0.076km-1.

圖2 1951～2009年北京觀象臺大氣消光系數與相對濕度變化趨勢Fig.2 Variations of atmospheric extinction coefficient and relative humidity （RH） at Guanxiangtai station from 1951 to 2009

圖3 2003～2012年北京不同區域大氣顆粒物消光系數變化趨勢Fig.3 Variations of aerosol extinction coefficient in different regions of Beijing from 2003 to 2012

消光系數的大小間接反映了大氣污染的程度，北京這兩者的變化趨勢基本一致.北京PM10平均濃度由2000年162μm/m3降至2010年121μm/m3；而背景點定陵PM10濃度2000年與2010年基本無差別，分別為95μm/m3與94μm/m3.市區與清潔背景區差距明顯縮小.但是，北京城市CO、NO2等污染物近地面質量濃度的下降并沒有從根本上扭轉整個華北區域污染上升的趨勢，CO、NO2等污染物柱濃度越來越高，而且京津冀大氣污染的區域性越來越顯著［22-23］.

城市建設的快速發展使下墊面粗糙度增加，間接影響到風速［24］，進而使大氣擴散能力降低，對大氣消光作用造成影響.如圖4所示，北京2003～2012年平原區特別是市區風速明顯降低，污染擴散能力在逐漸下降，北京市區平均風速由2003年的2.09m/s降至2012年的1.59m/s.北部山區的上甸子略有下降，但變化不大，西部山區的霞云嶺風速卻呈上升趨勢.以上說明區域背景流場無顯著變化，只是由于城市大規模的建設增加了城市粗糙度，水平風速下降.

圖4 2003～2012年北京不同區域風速變化趨勢Fig.4 Variations of wind speed in different regions of Beijing from 2003 to 2012

2.2 季節變化

北京大氣消光系數季節變化表現為冬低夏高，1月前后為全年最低，7月升至全年最高（圖5）.上甸子顆粒物消光系數全市最低，2003～2012年平均0.122km-1，但月際變化低于平原區，1月與7月相差0.075km-1；霞云嶺顆粒物消光系數月際變化較為平緩， 1月與7月相差僅0.041km-1，為全市最低，除6～8月之外月際變化都在0.012km-1以內.北京平原區顆粒物消光系數月際差異較大且由北向南逐漸減小，北部平原區、市區和南部平原區顆粒物消光系數最大月際差異分別為0.136、0.124和0.078km-1.上甸子位于北京三大風口之一的古北口附近，擴散條件非常好，以偏北氣流為主的月份（10月至次年3月）能見度都在30km以上；但以南風為主的夏季（6～9月）能見度都低于25km，主要原因一是夏季偏南風帶來大量水汽，濕度明顯升高，二是偏南風帶來了市區的污染輸送，進一步加劇了顆粒物消光作用.霞云嶺處于西山之中，地形相對封閉，風速在全市域處于極低水平（圖4），全年整體擴散條件一般，月際差異較小.對于平原區來說，顆粒物消光作用由北向南逐漸加強，月際變化也是越來越小.夏季主導風向為偏南風，偏南風帶來大量水汽以及華北甚至更大區域的污染排放，顆粒物消光作用較強；冬季盛行偏北氣流，北京上游污染排放輸送相對較少，大氣污染以局地排放和內部傳輸為主，空氣質量存在由北部山區、北部平原區、市區以及南部平原區依次轉差的分布特征.南部平原區是全市下風向，局地排放疊加市區的污染輸送，空氣質量最差，消光作用全市最強，季節變化幅度也最小.

多年平均狀況顯示北京顆粒物消光作用夏季強于冬季，但季節變化存在明顯的年際差異圖6）.1991～1996年北京顆粒物消光作用冬季以減弱為主，而夏季則逐年加強，致使冬夏季能見度比值存在明顯的上升過程.該段時期內北京冬季濕度明顯降低，風速逐漸增大；2月相對濕度由1991年的42%降至1996年的22%，風速由1991年的2.2m/s升至1996年的3.1m/s.1991～ 1996年夏季云雨逐漸增多，太陽日照時數明顯減少，8月日照時數由1991年的2726h降至1996年的1183h，夏季顆粒物消光作用逐漸加強.1996～1998年，顆粒物消光作用夏季維持在較低水平，冬季則明顯回落，冬夏差異明顯下降，該段時期內北京大氣濕度明顯升高，年均相對濕度由1996年的51.2%升至1998年的62.1%.

1998年底至2010年北京先后實行了十六個階段的控制大氣污染措施，開始以燃煤污染治理為主，并逐漸向綜合污染治理過渡.經過多年的治理大氣主要污染物濃度明顯下降，東四監測站點大氣PM10和SO2濃度分別由1999年的249、169μm/m3降至2010年的130、37μm/m3，空氣質量改善顯著，特別是煤煙型污染出現根本好轉.與此同時北京大氣顆粒物消光作用冬夏季都呈下降趨勢，冬季下降幅度尤其明顯，這主要是該段時間以燃煤污染治理為主的措施相關，冬季燃煤鍋爐的除塵脫硫措施以及煤改氣、煤改電的實施極大地改善了空氣質量，大氣顆粒物消光作用持續減弱.

圖5 2003～2012年北京大氣顆粒物消光系數平均月際變化Fig.5 Monthly variations of aerosol extinction coefficient in different regions of Beijing from 2003 to 2012

圖6 1991～2009年觀象臺冬季（1、2月）與夏季（7、8月）大氣顆粒物消光系數變化Fig.6 Variations of aerosol extinction coefficient in winter and summer at Guanxiangtai station from 1991 to 2009

從更長時間尺度看，北京能見度季節分布存在由冬低夏高逐漸向冬高夏低的轉換，這對應于大氣污染由煤煙型向綜合型的過渡.20世紀70年代春季能見度較好，冬季能見度最差［14］； 80年代，北京大氣能見度依然是夏季高于冬季［25］.此后，北京大氣能見度冬夏差異出現了翻轉.1990～2000年北京大氣能見度已表現為春季最高，冬季次高，夏季最低［26］.與此相對應的是大氣顆粒物消光作用冬強夏弱向冬弱夏強的轉變.這與北京大氣污染類型的變化有關.1990年代以前，北京能源消費中煤炭占絕對優勢，1980年煤炭占總能源消費的76.9%，且能源消費粗放，燃煤設施基本沒有脫硫除塵設施，污染排放嚴重；至1998年終端能源消費中煤炭和焦炭所占比重已降至41.0%；2011年北京能源消費構成中，煤炭僅占26.5%，大型燃煤設施中不僅脫硫除塵，還要求做脫硝處理.與此同時北京清潔能源比例越來越高，至2011年北京能源構成中天然氣與外調電力等已占40.9%.

中國大陸特別是東部區域能見度季節分布普遍表現為冬低夏高［18，25，27］，這與歐美等國家甚至周邊的韓國以及中國香港地區冬季大于夏季的分布特征相反［3，28-30］.全國大部分區域特別是北方省市能見度冬低夏高的分布特征，除了與陸地邊界層冬季顯著低于夏季，還與地面污染排放在冬季加劇有關，冬季出現大范圍的燃煤采暖，許多農村地區甚至存在大量秸稈燃燒采暖，加重了冬季空氣污染程度，使冬季污染明顯高于夏季，能見度明顯降低.能源消費總量的居高不下以及相關產業的粗放型發展致使能源消費結構難以在短時間內得到根本調整，中國大氣污染治理任重而道遠.

2.3 日變化

從2009～2011年平均狀況看，北京大氣能見度日變化呈雙峰雙谷型（圖7）.06:00和16:00形成雙峰，09:00和21:00處于雙谷.日變化過程:00:00開始能見度逐漸好轉，至06:00達到次峰值后逐漸降低，09:00降至次谷值；此后一直升高，16:00達到全天最大值，這段時間大氣消光作用的降低主要與午后混合層的發展、垂直擴散范圍增大、近地面空氣質量改善有關，同時也受白天相對濕度下降的影響.17:00后，能見度迅速降低，20:00～24:00維持在全天最低水平.顆粒物消光系數與PM2.5質量濃度日變化相似，基本表現為白天低夜間高，早高峰相對平緩，而能見度09:00急劇升高與相對濕度的下降相對應.圖8顯示，北京大氣濕度日變化規律季節差異不大，無論夏季還是冬季相對濕度日變化都呈現單峰單谷型，06:00左右出現峰值，14:00左右降至谷底.大氣相對濕度日變化規律季節差異不明顯，但濕度絕對值夏季明顯高于冬季.濕度對大氣消光作用的影響由量變到質變，相對濕度大于90%能見度主要受大氣濕度制約.

圖7 2009～2011年北京車公莊站大氣能見度與PM2.5質量濃度平均日變化Fig.7 Diurnal variations of visibility and PM2.5mass concentrations at Chegongzhuang station from 2009 to 2011

圖8 2009～2011年北京紫竹院大氣平均相對濕度日變化Fig.8 Diurnal variations of averaged relative humidity（RH） at Zizhuyuan station of Beijing from 2009 to 2011

大氣顆粒物消光作用日變化存在明顯的月際差異.10月至次年4月北京大氣顆粒物消光系數日變化呈現雙峰雙谷，峰值出現在09:00和21:00左右，谷值時間為06:00和16:00左右；6～8月能見度為單峰單谷，峰值時間與谷值時間分別在07:00和16:00左右；5月與9月是單峰單谷與雙峰雙谷轉換的過渡月份，主峰值分別為09:00和00:00，主谷值則出現在16:00，次峰與次谷不顯著.

1月是北京大氣顆粒物消光作用最弱月份，1天中消光系數06:00出現最低值；此后2～7月消光系數呈逐月上升趨勢，7月消光系數升至全年最高；與此同時06:00谷值也逐漸減弱，6～8月06:00谷值已完全消失.7月之后消光系數逐月降低，并于10月再次出現06:00谷值，且谷值逐漸增強；至次年1月消光系數再次降至全年最小值.

顆粒物的消光作用主要由細粒子引起［5］，本研究以顆粒物消光系數與PM2.5質量濃度的比值QPM表征顆粒物消光效率.QPM值越大說明單位顆粒物質量濃度消光作用越顯著.QPM日變化如圖9所示，00:00開始基本呈上升趨勢，09:00升至全天最高；之后逐漸降低，17:00左右降至全天最低；此后QPM波動上升，至次日09:00再次升至最高.整個日變化過程中包含次一級的峰谷值，但幅度不大.消光效率與PM2.5質量濃度最低值出現時間相近，且對應于低濕度時段；消光效率高值時段與PM2.5質量濃度有明顯差異，而與高濕度時段相吻合.以上說明低濕度條件下，顆粒物消光作用與其質量濃度密切相關；而高濕度時，顆粒物消光作用主要受大氣濕度制約.

圖9 2009～2011年北京車公莊站大氣顆粒物消光系數與消光效率日變化Fig.9 Diurnal variations of aerosol extinction coefficient and extinction efficiency factor at Chegongzhuang station of Beijing from 2009 to 2011

2.4 北京大氣能見度與顆粒物、大氣濕度相關關系

北京大氣顆粒物消光作用與PM2.5濃度呈顯著負相關.平均來說，83%左右的大氣消光由PM2.5引起［5］，其他因素包括粗粒子的貢獻以及氣體分子的貢獻.相對濕度小于70%的條件下，能見度與大氣氣溶膠的質量濃度近似滿足反相關關系［6］.從2009～2011年平均日變化狀況看，PM2.5濃度與大氣顆粒物消光作用日變化呈正相關:一天中16:00左右車公莊站PM2.5濃度與大氣顆粒物消光系數降至全天最低；20:00～23:00車公莊站PM2.5濃度全天最高時段對應顆粒物消光系數的最大值大氣顆粒物消光系數與PM2.5濃度并不是在所有時間段呈完全正相關關系，夜間PM2.5的相對高值對應于消光系數的相對低值說明大氣能見度不僅僅受PM2.5濃度的影響，可能還受其他因素的制約.

圖10 2010年北京車公莊站消光系數與PM2.5質量濃度Fig.10 Scatter diagram between extinction coefficient and PM2.5mass concentration at Chegongzhuang station in 2010

研究結果顯示大氣消光作用受濕度的影響也非常顯著，當相對濕度達到一定程度后，濕度是大氣能見度的主要制約因素［7］.7月和8月是北京濕度最大的兩個月份，2009～2011年平均相對濕度分別達到75.8%和74.8%.兩個月份內大氣顆粒物消光作用與相對濕度日變化呈正相關，06:00前后北京相對濕度達到最高值，顆粒物消光系數也是全天最大；16:00前后北京相對濕度降至全天最低值，而消光系數也最小.天津武清8～9月能見度與大氣相對濕度有非常好的反相關關系，與北京較為相似［31］.

統計了2010年車公莊站逐時大氣顆粒物消光系數與PM2.5濃度、大氣相對濕度的相關關系，結果如圖10所示.總體來看，大氣相對濕度低于70%時，消光系數與PM2.5濃度存在線性關系，ρ（PM2.5） =122.8×V （其中ρ（PM2.5） 表示PM2.5濃度，V表示能見度），統計結果顯示確定系數R2=0.611.相對濕度低于70%時，大氣顆粒物消光作用會隨著PM2.5濃度的升高明顯增強；但當相對濕度大于70%時，大氣顆粒物消光作用對PM2.5濃度變化的響應并不明顯，大部分維持在0.5km-1以上，平均為1.48km-1.高能見度對應著低濕度，統計0.3km-1以下的大氣顆粒物消光系數對應的平均相對濕度僅為30.5%.

硫酸鹽是大氣中重要的消光物質和氣溶膠輻射強迫成分［32-34］.SO2排放決定著大氣顆粒物中硫酸鹽濃度的變化，間接影響到大氣消光作用和輻射強迫.SO2排放的減少可以改善大氣能見度［35］.統計1991～2010年顆粒物消光系數與SO2濃度發現:兩者存在明顯正相關關系，相關系數高達0.80（圖11）.

圖11 1991～2010年北京觀象臺大氣顆粒物消光系數與車公莊站SO2濃度Fig.11 Scatter diagram between yearly averaged aerosol extinction coefficient and SO2concentration in Beijing from 1991 to 2010

3 結論

3.1 20世紀50年代至今，北京大氣顆粒物消光系數存在降-升-降的變化過程.20世紀50～60年代初期降低，此后逐漸升高，90年代以來基本處于下降趨勢.北京顆粒物消光作用的變化與大氣濕度呈顯著正相關；北京日照總時數前期與顆粒物消光作用變化規律基本一致，后期受華北平原整體能見度下降的影響，也呈減少趨勢.近10年來北京城市大氣流場的減弱以及熱島強度的增強也沒有使大氣顆粒物消光作用升高，應歸功于城市大氣污染治理的卓有成效.

3.2 北京大氣顆粒物消光作用季節變化由20世紀70年代的冬高夏低轉換為現在的冬低夏高，對應于大氣污染由煤煙型向綜合型的過渡.北京大氣顆粒物消光作用季節變化幅度由北向南逐漸降低，季節振幅由大到小分別是北部山區、北部平原區、市區以及南部平原區.

3.3 北京大氣顆粒物消光作用年日變化呈雙峰雙谷型.09:00和21:00形成雙峰，06:00和16:00處于雙谷.這主要取決于顆粒物濃度的變化，同時也受大氣濕度的影響.

3.4 北京大氣顆粒物消光作用與PM2.5濃度呈顯著正相關，受濕度的影響也非常大.2010年的監測結果顯示大氣相對濕度小于70%時，北京顆粒物消光系數與PM2.5濃度存在線性關系，顯示確定系數R2=0.611.大氣顆粒物消光作用會隨著PM2.5濃度的升高明顯增強；但當相對濕度大于70%時，大氣顆粒物消光作用對PM2.5濃度變化的響應并不明顯，大部分維持在0.5km-1以上，平均為1.48km-1.

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The variation characteristics and influence factors of atmospheric visibility and extinction effect in Beijing.

WANG Ying1， LI Ling-jun2*， LI Cheng-cai3（1.College of Life and Environmental Sciences， Minzu University of China， Beijing 100081， China；2.Beijing Municipal Environmental Monitoring Center， Beijing 100048， China；3.School of Physics，Peking University ， Beijing 100871， China）. China Environmental Science， 2015，35（5）：1310～1318

To well understand the long-term variation characteristics and influence factors of atmospheric visibility and extinction characteristics， data of extinction effect， visibility， relative humidity， and PM2.5concentrations， had been analyzed in Beijing. It was found that the atmospheric extinction effect in Beijing showed a slow decreasing trend during 1954 to 1967， an increasing trend from the mid- 1960s to 1970s， and then especially since the 1990s a slow downward trend. The variation of visibility was opposite to that of extinction effect. Atmospheric extinction effect over the mountainous regions was lower than that over the plain. Within the plain area， the extinction coefficient in the south was higher than that in the north， but the gap was reduced in the last 10years. Summer was the season with the lowest visibility and winter with the highest in recent years. But it was the opposite before the 1980s. It might result from the change in pollution emission and aerosol chemical components. The visibility reached its peaks at 09:00and 21:00LT， and the valley value of visibility appeared at 06:00and 16:00LT. Atmospheric extinction was affected by both aerosol concentration and relative humidity. The strong atmospheric extinction was generally associated with high RH and high PM concentration，while small extinction effect occurred when RH and PM concentration were low. There was a linear relation between extinction coefficient and PM2.5mass concentration when RH was lower than 70%. When RH was higher than 70%， the response of extinction coefficient to PM2.5mass concentration was not observable.

Beijing；visibility；extinction effect；PM；relative humidity

X51

A

1000-6923（2015）05-1310-09

王 英（1972-），女，副教授，博士，主要從事大氣化學相關研究與教學工作.發表論文50余篇.

2014-03-16

中央民族大學一流大學一流學科建設項目（YLDX01013），高等學校學科創新引智計劃（B08044）

* 責任作者， 高級工程師， lilj2000@126.com