北京大气能见度和消光特性变化规律及影响因素

王 英，李令军，李成才（.中央民族大学生命与环境科学学院 北京 0008；2.北京市环境保护监测中心北京 00048；.北京大学物理学院 北京 0087）

北京大气能见度和消光特性变化规律及影响因素

王 英1，李令军2*，李成才3（1.中央民族大学生命与环境科学学院 北京 100081；2.北京市环境保护监测中心北京 100048；3.北京大学物理学院 北京 100871）

利用长时间序列的大气能见度与湿度等气象资料以及近年来大气污染物的监测数据，探讨了北京大气能见度及消光特性的变化规律及影响因素.结果显示:近50年来北京大气消光作用存在降-升-降的变化过程，1954～1967年以下降为主，20世纪60年代中期至70年代明显上升，此后特别是20世纪90年代以来北京大气消光作用基本呈缓慢下降趋势，能见度变化过程与此相反.从区域分布看北京大气消光作用北部及西部山区低于平原区，平原区存在由北向南逐渐升高的分布规律，即北部平原区低于中部市区，中部市区低于南部平原区.近10年来北京大气颗粒物消光作用区域差异逐渐减小，这与大气污染区域分布变化趋势基本一致.北京大气消光作用20世纪80年代之前冬高夏低，之后转为冬低夏高，对应于大气污染由煤烟型向综合型的转变.大气消光作用平均日变化呈双峰双谷型，09:00和21:00形成双峰，06:00和16:00处于双谷，但月际差异明显.大气消光作用受颗粒物浓度与相对湿度影响显著.高消光作用通常与高相对湿度和高颗粒物浓度有关；低消光作用出现在湿度和颗粒物质量浓度同时较小情况.相对湿度低于70%时，大气颗粒物消光作用会随着PM2.5浓度的升高明显增强，消光作用与PM2.5浓度存在线性关系；当相对湿度大于70%时，消光作用对PM2.5浓度变化的响应并不明显.

北京；能见度；消光作用；颗粒物；相对湿度

大气颗粒物通过散射和吸收对太阳短波辐射造成消光，大气能见度是这种消光特性的直接反映.造成能见度下降的主要因素包括大气颗粒物浓度与湿度的高低［1-4］.平均来说，83%左右的大气消光是由细粒子造成的［5］.相对湿度小于70%时，能见度与大气颗粒物浓度近似反相关关系［6］；相对湿度大于90%，能见度主要受大气湿度制约［7］.大气颗粒物浓度的高低决定了能见度的好坏；而湿度不仅直接影响能见度，还通过改变气溶胶粒子的物理属性对能见度产生间接影响.

空气污染导致世界各地大气能见度明显降低，在人类活动密集的城市地区，能见度主要受硫酸盐、硝酸盐以及元素碳等大气颗粒物组分增加的影响［8］.1973～2007年全球大陆晴天能见度基本呈下降趋势［9］，中国主要城市能见度下降明显［10］.

近30年多年来，能源结构的大规模调整使北京大气污染特征发生了根本改变，逐渐由煤烟型向机动车型以及综合型过渡［11-12］，进一步导致大气消光特性的变化，并影响能见度的时空分布.本研究试图利用20个气象站多年地面气象观测数据，车公庄环境空气质量监测站的大气污染监测资料，分析北京市大气能见度的变化趋势、制约因素以及环境影响，特别是与颗粒物浓度、大气湿度的相关关系，探讨气象因素与大气污染对北京大气能见度的影响，为污染治理提供参考.

1 实验与方法

气象资料包括1951年以来观象台气象站的能见度、相对湿度以及日照总时数等逐年数据，2003～2012年北京20个气象站的能见度、风速、温度等逐日数据，以及紫竹院和观象台自动气象监测站逐时数据.车公庄站的数据包括PM2.5以及能见度的逐时数据.PM2.5采用美国R&P公司生产的RP1400a颗粒物检测仪测定，最低检出限为0.1μg/m3，可输出5min数据.采样点位于北京市环境保护监测中心七楼顶.能见度资料来自北京观象台等20个气象站的观测员目测资料，日观测4次；另外包括车公庄站的器测数据，采用的是FD12前向散射能见度仪，通过测量气块对近红外线光束的散射得到气象光学能见度，测量范围是10～50000m，精度为±4%.相对湿度采用北京市气象局紫竹院自动气象监测站逐时数据，该站与北京市环境保护监测中心仅隔一个街区，周边环境差异不大，因此认为紫竹院与北京市环境保护监测中心周边大气环境与气象条件基本一致.

受仪器监测原理影响，PM2.5数据在湿度下降过程中可能会出现的负值在数据处理过程中予以剔除.利用Bext=3.912/V （Bext为大气消光系数，V为大气能见度）［13］，计算北京大气消光特性.为消除局地影响，气象数据采用多个站点平均值代表不同区域能见度水平:海淀、朝阳和丰台站点的平均值代表市区；房山、大兴和通州站点的平均值代表南部平原区域；密云、怀柔、昌平和顺义站点的平均值代表北部平原区域；背景区域选择了北部的上甸子站和西部的霞云岭站.

2 结果与讨论

2.1 年际变化

20世纪50年代至今，北京大气能见度存在升-降-升的变化过程. 20世纪50年代中期至60年代中期北京能见度逐渐升高，1967年能见度升至23km，达到历史较高水平［14-15］，70年代下降非常迅速，1980年降至10.1km. 20世纪80年代，北京夏季大气能见度持续转差，由初期的12km下降至90年代末的8～9km；而冬季能见度由80年代初的9km上升到90年代末的14km［16］.与能见度转差相对应，北京大气气溶胶光学厚度1977～1994增长了约2/3［17］.从更大区域尺度看，京津冀1980～2003年大气能见度整体呈下降趋势［18］. 20世纪中期以来，北京日照总时数也出现了升降变化过程（图1），与能见度存在明显相关性. 1998年之后北京能见度逐步回升，至2009年达到历史较高水平，首都机场与京津冀区域监测结果也印证了这种变化趋势［18-19］.

一般说来，能见度低表明大气消光作用强，到达地面的太阳辐射相应降低，日照时数也会受到间接影响.统计结果显示，20世纪50～70年代北京日照总时数与大气能见度先升高后下降的变化规律基本一致.90年代后期以来北京日照总时数呈持续下降趋势，而大气能见度逐渐升高，这可能与北京及周边大气光学厚度增加，削弱了到达地面的太阳辐射能量有关.1998～2010年北京实施了16个阶段的大气污染措施，特别是奥运前后进行了大规模的污染治理，空气质量有所改善，大气能见度逐步回升；与此同时，河北平原区大气能见度却在逐渐下降［18］.能见度是大气污染的间接反映，说明华北平原区大气污染整体加重，客观上掩盖了北京空气质量的局地改善.

图1 1951～2009年北京观象台大气能见度与日照总时数变化趋势Fig.1 Variations of visibility and total sunshine hours at Guanxiangtai station from 1951 to 2009

由图2可见，与能见度变化相反， 北京大气消光系数存在降-升-降的过程.20世纪50年代北京大气消光系数与相对湿度都存在逐渐下降过程， 60～70年代两者基本以上升为主，此后北京大气消光系数与相对湿度呈下降趋势.两者变化的一致性说明大气相对湿度与消光作用存在一定的因果关系.此外，近年来大气污染治理的逐步加强客观上也促进了北京能见度的改善.2000年以来北京定陵大气颗粒物浓度基本呈下降趋势［20］，与大气消光作用变化过程也基本一致.

在大气总消光作用测算基础上，基于文献［21］提出的经验统计关系将大气消光系数转换为大气颗粒物的消光特性.由图3可见，北京大气颗粒物消光系数北部和西部山区低于中、南部平原区，平原区存在由北向南逐渐升高的分布规律，即北部平原区低于中部市区，中部市区低于南部平原区.2012年北部平原区、市区以及南部平原区颗粒物消光系数分别为0.18km-1、0.20km-1和0.21km-1.2003～2012年北京平原区颗粒物消光系数基本存在下降趋势，而北部及西部清洁山区略有上升.从全市范围看，颗粒物消光系数区域差异逐渐减小.北部平原区与南部平原区颗粒物消光系数的差距由2003年的0.068km-1降至2012年的0.033km-1；市区与清洁区上甸子的差距更是由0.119km-1降至2012年的0.076km-1.

图2 1951～2009年北京观象台大气消光系数与相对湿度变化趋势Fig.2 Variations of atmospheric extinction coefficient and relative humidity （RH） at Guanxiangtai station from 1951 to 2009

图3 2003～2012年北京不同区域大气颗粒物消光系数变化趋势Fig.3 Variations of aerosol extinction coefficient in different regions of Beijing from 2003 to 2012

消光系数的大小间接反映了大气污染的程度，北京这两者的变化趋势基本一致.北京PM10平均浓度由2000年162µm/m3降至2010年121µm/m3；而背景点定陵PM10浓度2000年与2010年基本无差别，分别为95µm/m3与94µm/m3.市区与清洁背景区差距明显缩小.但是，北京城市CO、NO2等污染物近地面质量浓度的下降并没有从根本上扭转整个华北区域污染上升的趋势，CO、NO2等污染物柱浓度越来越高，而且京津冀大气污染的区域性越来越显著［22-23］.

城市建设的快速发展使下垫面粗糙度增加，间接影响到风速［24］，进而使大气扩散能力降低，对大气消光作用造成影响.如图4所示，北京2003～2012年平原区特别是市区风速明显降低，污染扩散能力在逐渐下降，北京市区平均风速由2003年的2.09m/s降至2012年的1.59m/s.北部山区的上甸子略有下降，但变化不大，西部山区的霞云岭风速却呈上升趋势.以上说明区域背景流场无显著变化，只是由于城市大规模的建设增加了城市粗糙度，水平风速下降.

图4 2003～2012年北京不同区域风速变化趋势Fig.4 Variations of wind speed in different regions of Beijing from 2003 to 2012

2.2 季节变化

北京大气消光系数季节变化表现为冬低夏高，1月前后为全年最低，7月升至全年最高（图5）.上甸子颗粒物消光系数全市最低，2003～2012年平均0.122km-1，但月际变化低于平原区，1月与7月相差0.075km-1；霞云岭颗粒物消光系数月际变化较为平缓， 1月与7月相差仅0.041km-1，为全市最低，除6～8月之外月际变化都在0.012km-1以内.北京平原区颗粒物消光系数月际差异较大且由北向南逐渐减小，北部平原区、市区和南部平原区颗粒物消光系数最大月际差异分别为0.136、0.124和0.078km-1.上甸子位于北京三大风口之一的古北口附近，扩散条件非常好，以偏北气流为主的月份（10月至次年3月）能见度都在30km以上；但以南风为主的夏季（6～9月）能见度都低于25km，主要原因一是夏季偏南风带来大量水汽，湿度明显升高，二是偏南风带来了市区的污染输送，进一步加剧了颗粒物消光作用.霞云岭处于西山之中，地形相对封闭，风速在全市域处于极低水平（图4），全年整体扩散条件一般，月际差异较小.对于平原区来说，颗粒物消光作用由北向南逐渐加强，月际变化也是越来越小.夏季主导风向为偏南风，偏南风带来大量水汽以及华北甚至更大区域的污染排放，颗粒物消光作用较强；冬季盛行偏北气流，北京上游污染排放输送相对较少，大气污染以局地排放和内部传输为主，空气质量存在由北部山区、北部平原区、市区以及南部平原区依次转差的分布特征.南部平原区是全市下风向，局地排放叠加市区的污染输送，空气质量最差，消光作用全市最强，季节变化幅度也最小.

多年平均状况显示北京颗粒物消光作用夏季强于冬季，但季节变化存在明显的年际差异图6）.1991～1996年北京颗粒物消光作用冬季以减弱为主，而夏季则逐年加强，致使冬夏季能见度比值存在明显的上升过程.该段时期内北京冬季湿度明显降低，风速逐渐增大；2月相对湿度由1991年的42%降至1996年的22%，风速由1991年的2.2m/s升至1996年的3.1m/s.1991～ 1996年夏季云雨逐渐增多，太阳日照时数明显减少，8月日照时数由1991年的2726h降至1996年的1183h，夏季颗粒物消光作用逐渐加强.1996～1998年，颗粒物消光作用夏季维持在较低水平，冬季则明显回落，冬夏差异明显下降，该段时期内北京大气湿度明显升高，年均相对湿度由1996年的51.2%升至1998年的62.1%.

1998年底至2010年北京先后实行了十六个阶段的控制大气污染措施，开始以燃煤污染治理为主，并逐渐向综合污染治理过渡.经过多年的治理大气主要污染物浓度明显下降，东四监测站点大气PM10和SO2浓度分别由1999年的249、169µm/m3降至2010年的130、37µm/m3，空气质量改善显著，特别是煤烟型污染出现根本好转.与此同时北京大气颗粒物消光作用冬夏季都呈下降趋势，冬季下降幅度尤其明显，这主要是该段时间以燃煤污染治理为主的措施相关，冬季燃煤锅炉的除尘脱硫措施以及煤改气、煤改电的实施极大地改善了空气质量，大气颗粒物消光作用持续减弱.

图5 2003～2012年北京大气颗粒物消光系数平均月际变化Fig.5 Monthly variations of aerosol extinction coefficient in different regions of Beijing from 2003 to 2012

图6 1991～2009年观象台冬季（1、2月）与夏季（7、8月）大气颗粒物消光系数变化Fig.6 Variations of aerosol extinction coefficient in winter and summer at Guanxiangtai station from 1991 to 2009

从更长时间尺度看，北京能见度季节分布存在由冬低夏高逐渐向冬高夏低的转换，这对应于大气污染由煤烟型向综合型的过渡.20世纪70年代春季能见度较好，冬季能见度最差［14］； 80年代，北京大气能见度依然是夏季高于冬季［25］.此后，北京大气能见度冬夏差异出现了翻转.1990～2000年北京大气能见度已表现为春季最高，冬季次高，夏季最低［26］.与此相对应的是大气颗粒物消光作用冬强夏弱向冬弱夏强的转变.这与北京大气污染类型的变化有关.1990年代以前，北京能源消费中煤炭占绝对优势，1980年煤炭占总能源消费的76.9%，且能源消费粗放，燃煤设施基本没有脱硫除尘设施，污染排放严重；至1998年终端能源消费中煤炭和焦炭所占比重已降至41.0%；2011年北京能源消费构成中，煤炭仅占26.5%，大型燃煤设施中不仅脱硫除尘，还要求做脱硝处理.与此同时北京清洁能源比例越来越高，至2011年北京能源构成中天然气与外调电力等已占40.9%.

中国大陆特别是东部区域能见度季节分布普遍表现为冬低夏高［18，25，27］，这与欧美等国家甚至周边的韩国以及中国香港地区冬季大于夏季的分布特征相反［3，28-30］.全国大部分区域特别是北方省市能见度冬低夏高的分布特征，除了与陆地边界层冬季显著低于夏季，还与地面污染排放在冬季加剧有关，冬季出现大范围的燃煤采暖，许多农村地区甚至存在大量秸秆燃烧采暖，加重了冬季空气污染程度，使冬季污染明显高于夏季，能见度明显降低.能源消费总量的居高不下以及相关产业的粗放型发展致使能源消费结构难以在短时间内得到根本调整，中国大气污染治理任重而道远.

2.3 日变化

从2009～2011年平均状况看，北京大气能见度日变化呈双峰双谷型（图7）.06:00和16:00形成双峰，09:00和21:00处于双谷.日变化过程:00:00开始能见度逐渐好转，至06:00达到次峰值后逐渐降低，09:00降至次谷值；此后一直升高，16:00达到全天最大值，这段时间大气消光作用的降低主要与午后混合层的发展、垂直扩散范围增大、近地面空气质量改善有关，同时也受白天相对湿度下降的影响.17:00后，能见度迅速降低，20:00～24:00维持在全天最低水平.颗粒物消光系数与PM2.5质量浓度日变化相似，基本表现为白天低夜间高，早高峰相对平缓，而能见度09:00急剧升高与相对湿度的下降相对应.图8显示，北京大气湿度日变化规律季节差异不大，无论夏季还是冬季相对湿度日变化都呈现单峰单谷型，06:00左右出现峰值，14:00左右降至谷底.大气相对湿度日变化规律季节差异不明显，但湿度绝对值夏季明显高于冬季.湿度对大气消光作用的影响由量变到质变，相对湿度大于90%能见度主要受大气湿度制约.

图7 2009～2011年北京车公庄站大气能见度与PM2.5质量浓度平均日变化Fig.7 Diurnal variations of visibility and PM2.5mass concentrations at Chegongzhuang station from 2009 to 2011

图8 2009～2011年北京紫竹院大气平均相对湿度日变化Fig.8 Diurnal variations of averaged relative humidity（RH） at Zizhuyuan station of Beijing from 2009 to 2011

大气颗粒物消光作用日变化存在明显的月际差异.10月至次年4月北京大气颗粒物消光系数日变化呈现双峰双谷，峰值出现在09:00和21:00左右，谷值时间为06:00和16:00左右；6～8月能见度为单峰单谷，峰值时间与谷值时间分别在07:00和16:00左右；5月与9月是单峰单谷与双峰双谷转换的过渡月份，主峰值分别为09:00和00:00，主谷值则出现在16:00，次峰与次谷不显著.

1月是北京大气颗粒物消光作用最弱月份，1天中消光系数06:00出现最低值；此后2～7月消光系数呈逐月上升趋势，7月消光系数升至全年最高；与此同时06:00谷值也逐渐减弱，6～8月06:00谷值已完全消失.7月之后消光系数逐月降低，并于10月再次出现06:00谷值，且谷值逐渐增强；至次年1月消光系数再次降至全年最小值.

颗粒物的消光作用主要由细粒子引起［5］，本研究以颗粒物消光系数与PM2.5质量浓度的比值QPM表征颗粒物消光效率.QPM值越大说明单位颗粒物质量浓度消光作用越显著.QPM日变化如图9所示，00:00开始基本呈上升趋势，09:00升至全天最高；之后逐渐降低，17:00左右降至全天最低；此后QPM波动上升，至次日09:00再次升至最高.整个日变化过程中包含次一级的峰谷值，但幅度不大.消光效率与PM2.5质量浓度最低值出现时间相近，且对应于低湿度时段；消光效率高值时段与PM2.5质量浓度有明显差异，而与高湿度时段相吻合.以上说明低湿度条件下，颗粒物消光作用与其质量浓度密切相关；而高湿度时，颗粒物消光作用主要受大气湿度制约.

图9 2009～2011年北京车公庄站大气颗粒物消光系数与消光效率日变化Fig.9 Diurnal variations of aerosol extinction coefficient and extinction efficiency factor at Chegongzhuang station of Beijing from 2009 to 2011

2.4 北京大气能见度与颗粒物、大气湿度相关关系

北京大气颗粒物消光作用与PM2.5浓度呈显著负相关.平均来说，83%左右的大气消光由PM2.5引起［5］，其他因素包括粗粒子的贡献以及气体分子的贡献.相对湿度小于70%的条件下，能见度与大气气溶胶的质量浓度近似满足反相关关系［6］.从2009～2011年平均日变化状况看，PM2.5浓度与大气颗粒物消光作用日变化呈正相关:一天中16:00左右车公庄站PM2.5浓度与大气颗粒物消光系数降至全天最低；20:00～23:00车公庄站PM2.5浓度全天最高时段对应颗粒物消光系数的最大值大气颗粒物消光系数与PM2.5浓度并不是在所有时间段呈完全正相关关系，夜间PM2.5的相对高值对应于消光系数的相对低值说明大气能见度不仅仅受PM2.5浓度的影响，可能还受其他因素的制约.

图10 2010年北京车公庄站消光系数与PM2.5质量浓度Fig.10 Scatter diagram between extinction coefficient and PM2.5mass concentration at Chegongzhuang station in 2010

研究结果显示大气消光作用受湿度的影响也非常显著，当相对湿度达到一定程度后，湿度是大气能见度的主要制约因素［7］.7月和8月是北京湿度最大的两个月份，2009～2011年平均相对湿度分别达到75.8%和74.8%.两个月份内大气颗粒物消光作用与相对湿度日变化呈正相关，06:00前后北京相对湿度达到最高值，颗粒物消光系数也是全天最大；16:00前后北京相对湿度降至全天最低值，而消光系数也最小.天津武清8～9月能见度与大气相对湿度有非常好的反相关关系，与北京较为相似［31］.

统计了2010年车公庄站逐时大气颗粒物消光系数与PM2.5浓度、大气相对湿度的相关关系，结果如图10所示.总体来看，大气相对湿度低于70%时，消光系数与PM2.5浓度存在线性关系，ρ（PM2.5） =122.8×V （其中ρ（PM2.5） 表示PM2.5浓度，V表示能见度），统计结果显示确定系数R2=0.611.相对湿度低于70%时，大气颗粒物消光作用会随着PM2.5浓度的升高明显增强；但当相对湿度大于70%时，大气颗粒物消光作用对PM2.5浓度变化的响应并不明显，大部分维持在0.5km-1以上，平均为1.48km-1.高能见度对应着低湿度，统计0.3km-1以下的大气颗粒物消光系数对应的平均相对湿度仅为30.5%.

硫酸盐是大气中重要的消光物质和气溶胶辐射强迫成分［32-34］.SO2排放决定着大气颗粒物中硫酸盐浓度的变化，间接影响到大气消光作用和辐射强迫.SO2排放的减少可以改善大气能见度［35］.统计1991～2010年颗粒物消光系数与SO2浓度发现:两者存在明显正相关关系，相关系数高达0.80（图11）.

图11 1991～2010年北京观象台大气颗粒物消光系数与车公庄站SO2浓度Fig.11 Scatter diagram between yearly averaged aerosol extinction coefficient and SO2concentration in Beijing from 1991 to 2010

3 结论

3.1 20世纪50年代至今，北京大气颗粒物消光系数存在降-升-降的变化过程.20世纪50～60年代初期降低，此后逐渐升高，90年代以来基本处于下降趋势.北京颗粒物消光作用的变化与大气湿度呈显著正相关；北京日照总时数前期与颗粒物消光作用变化规律基本一致，后期受华北平原整体能见度下降的影响，也呈减少趋势.近10年来北京城市大气流场的减弱以及热岛强度的增强也没有使大气颗粒物消光作用升高，应归功于城市大气污染治理的卓有成效.

3.2 北京大气颗粒物消光作用季节变化由20世纪70年代的冬高夏低转换为现在的冬低夏高，对应于大气污染由煤烟型向综合型的过渡.北京大气颗粒物消光作用季节变化幅度由北向南逐渐降低，季节振幅由大到小分别是北部山区、北部平原区、市区以及南部平原区.

3.3 北京大气颗粒物消光作用年日变化呈双峰双谷型.09:00和21:00形成双峰，06:00和16:00处于双谷.这主要取决于颗粒物浓度的变化，同时也受大气湿度的影响.

3.4 北京大气颗粒物消光作用与PM2.5浓度呈显著正相关，受湿度的影响也非常大.2010年的监测结果显示大气相对湿度小于70%时，北京颗粒物消光系数与PM2.5浓度存在线性关系，显示确定系数R2=0.611.大气颗粒物消光作用会随着PM2.5浓度的升高明显增强；但当相对湿度大于70%时，大气颗粒物消光作用对PM2.5浓度变化的响应并不明显，大部分维持在0.5km-1以上，平均为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，主要从事大气化学相关研究与教学工作.发表论文50余篇.

2014-03-16

中央民族大学一流大学一流学科建设项目（YLDX01013），高等学校学科创新引智计划（B08044）

* 责任作者， 高级工程师， lilj2000@126.com