1 引言
铝是地壳中含量最高的金属元素[1]，主要以铝硅酸盐的形式赋存在岩石和矿物中。自然条件下，铝随着地表岩石和土壤风化产物的溶解进入河流、湖泊和近岸海洋。人类活动引发的酸雨和酸性废水等导致环境酸化问题加剧，土壤中固态铝的溶出量显著增加[2]，进而导致部分地区地下水和周边河流中可溶性铝的浓度显著升高。过量的铝可限制植物根系生长，从而影响植物对水分和养分的吸收[3⇓~5]；并且可干扰水生生物的正常生理活动，使其活力下降甚至死亡[6,7]。在河口区，淡水和咸水混合使得盐度和pH升高，有机物发生絮凝沉淀，导致可溶性铝被快速清除。因此，海水中可溶性铝浓度（nmol/L级别）显著低于淡水中的常见浓度（μmol/L至mmol/L级别），对大部分浮游植物等海洋生物不具毒性[8]。总的来说，与铁、锰和铬等元素相比，尽管铝在地球系统各圈层中含量很高，但由于其并非营养元素、也不是重金属元素，所引起的关注度较小。
20世纪以来，人们逐步认识到大气沙尘沉降对远洋海域痕量元素分布的影响[9,10]。沙尘长距离传输携带大量的矿物质沉降到开放大洋，为海洋生物提供丰富的营养元素，这些元素在不同程度上影响海洋初级生产力、海洋碳循环以及全球气候变迁[8,11]。为揭示沙尘气溶胶对海洋营养元素及生物地球化学循环的影响，需要准确估算沙尘气溶胶的海洋沉降通量[12]。铝是干旱和半干旱地区沙尘颗粒物中的主要成分，其含量相对均一稳定；这些沙尘颗粒物经大气传输沉降入海，成为远洋海域表层水中可溶性铝的主要来源；铝的生物可利用性较弱，在海洋中基本不会参与复杂的氧化还原反应。基于以上原因，铝被认为是沙尘从陆地输入海洋的示踪元素[13⇓⇓~16]。Measures等[11,12]提出可使用海洋上混合层中可溶性铝的浓度来估算大气沙尘沉降通量；使用该方法计算沙尘沉降通量，需要明确海洋水体中可溶性铝浓度、气溶胶中铝可溶性（可溶性铝浓度和总铝浓度的比值）两个关键参数[17]。
由于大气沙尘沉降通量存在显著的区域差异，世界各海域水体，特别是开放性大洋中可溶性铝浓度存在显著的区域变化[13]。全球海洋（不包括河口和近岸海水区域）可溶性铝浓度范围为0.05 nmol/L（南大洋）~674 nmol/L（阿拉伯海），中位值为6.8 nmol/L[18]。受撒哈拉沙尘的影响，大西洋表层海水中可溶性铝含量一般高于其他大洋[11,19]，最高平均浓度为（19.8± 15.8）nmol/L，而太平洋仅为（3.3±3.5）nmol/L。目前对表层海洋可溶性铝的浓度分布已经有了较为全面深入的认识[19⇓~21]，但对不同地区气溶胶铝可溶性的科学认识还比较初步。一方面，目前尚未形成气溶胶可溶性铝提取的标准方法，因此不同实验室的测量数据缺乏可比性；另一方面，已有的气溶胶铝可溶性观测研究还十分有限，而且主要集中在大西洋、太平洋的少数海域，对南大洋和南印度洋等广大区域的研究相对较少。因此，目前我们对气溶胶铝可溶性的科学认识还存在着很大的不确定性，从而严重限制了准确估算沙尘气溶胶的海洋沉降通量。
使用铝元素作为示踪物估算沙尘气溶胶海洋沉降通量，其前提是准确获取海水和气溶胶中可溶性铝的浓度，而关键基础在于建立准确和高效的可溶性铝分析方法。本文首先介绍了海水和气溶胶中可溶性铝的前处理和分析测定方法，并论述了不同方法的优缺点；然后，较为详细地总结气溶胶中可溶性铝的研究进展，并简要讨论了可溶性铝检测方法和气溶胶可溶性铝的未来发展方向。
2 前处理方法
环境样品成分复杂，直接分析会干扰仪器信号，影响检测仪器的性能和可靠性。此外，海水等自然水体中可溶性铝浓度一般低于常规方法的检测限。因此，分析可溶性铝浓度前需采用过滤、分离富集等预处理手段，提高方法准确性。
2.1 过滤
可溶性铝是指溶液中通过一定孔径（通常为0.2或0.4 ~ 0.45 μm）滤膜过滤得到的溶解态铝。因此，在测定样品中可溶性铝浓度前，需对样品进行过滤。一般情况下，海水过滤可在船基实验室中完成，而针对气溶胶、土壤和沉积物的过滤需在实验室内对样品进行可溶性提取后进行。例如，Sohrin等[22]在采集海水样品后，现场使用0.2 μm孔径的聚碳酸酯滤膜过滤，将其酸化后储存在低密度聚乙烯瓶中，用于后续分析。Zhang等[23]首先采集大气颗粒物样品并对这些样品进行提取，使用0.22 μm针式过滤器对提取液进行过滤，随后利用ICP-MS（电感耦合等离子体质谱法）测定滤液中可溶性铝的含量。但针式过滤器费时费力，且不便于现场操作，仅适用于在实验室内过滤小体积且有限数量样品，当需要从海洋中大批量采水时，此法无法满足过滤需求。
2.2 海水中可溶性铝的分离富集
分离富集将可溶性铝从海水的复杂基质中分离出来，并富集浓缩以提高分析物浓度，确保其可检出。表1归纳比较了目前海水中可溶性铝常用分离富集方法，主要包括固相萃取、液相萃取和色谱分离。
表1 海水中可溶性铝的分离富集方法Table 1 Separation and preconcentration method for dissolved aluminum in seawaters |
| Methods | Advantages | Drawbacks |
|---|---|---|
| SPE | High level of automation. Low risk of contamination. | High technical experience when combined with FIA |
| LLE | Easy to operate. | Long extraction time Small extraction efficiency Labor intensive |
| DLLME | Short extraction time. Extractant is easy to collect. | Not robust enough to be completely automated. |
| CPE | Less laboratory wastes. | Mostly off-line Labor intensive |
| HPLC | High sensitivity. Suitable for Al species separated. | Mostly off-line High instrument requirements |
2.2.1 固相萃取
固相萃取（SPE）基于螯合树脂上官能团对被测物质的选择性吸附作用，以实现目标元素的分类富集。该方法操作简单，易于实现自动化，可同时从大体积水样中分离和萃取痕量金属元素。根据螯合树脂的功能基团，常用于可溶性铝的树脂主要有三种：8-羟基喹啉（8-HQ）型、亚氨基乙二酸（IDA）型以及乙二胺三乙酸-亚氨基二乙酸（EDTriA-IDA）复合型。
2.2.2 液相萃取
（1）液液萃取
可溶性铝无法直接通过有机溶剂萃取，往往需要加入螯合剂与金属离子生成疏水性金属螯合物，再用萃取剂将其与基体分离。Zhang等[29]利用正丁醇萃取可溶性铝和荧光镓（LMG）试剂的螯合物，将检测信号提高20倍；同时加入邻菲罗啉等掩蔽剂，消除自然水体中铁和其他杂质干扰。然而，传统液液萃取（LLE）往往会使用大量有机溶液，极大影响试剂空白。当前液相萃取技术已经向着无溶剂或少溶剂的分散液液微萃取、浊点萃取等新型技术方向发展。
（2）分散液液微萃取
分散液液微萃取（DLLME）是一种微型化的液液萃取技术。萃取剂和分散剂的混合溶液通过注射器注入分析样品溶液中，形成萃取剂、分散剂及样品溶液的三相悬浊液体系。分散剂将萃取剂分散成细小液滴，增大其与分析物的接触面积，从而加快分配平衡，使得萃取快速完成。一般而言，DLLME使用的萃取剂密度较大，离心后有机萃取相往往会沉积在底部，不便于回收。Rezaee等[30]通过悬浮固化DLLME，将样品溶液表面悬浮的萃取剂冰浴冷却，固化后取出，室温下融化后进行ICP-OES（电感耦合等离子体原子发射光谱法）分析。此法检出限为29.63 nmol/L，可以耐受Ca2+、Mg2+等常见共存离子的干扰，并且使用抗坏血酸等试剂可以有效掩蔽水样中Cu2+、Fe3+等离子，已成功应用于海水和淡水中nmol/L至μmol/L浓度水平可溶性铝检测。
为进一步改善该技术，Suárez等[31]将注射器内DLLME和流动技术连用，选择密度小于水的正己醇萃取铝和LMG的络合物，待萃取完成后，自动收集悬浮于样品溶液表面的萃取剂后进行荧光光度法检测。该方法实现了进样、反应、相分离和定量的全自动化，仅在4 min内即可完成一次检测，其检出限为8.0 nmol/L，可满足沿岸和表层海水中可溶性铝的测定需求。
（3）浊点萃取
CPE萃取痕量金属时最常用的表面活性剂为Triton X-114[34⇓~36]。Tabrizi[37]比较了Triton X-114、Triton X-100和PONPE-7.5三种表面活性剂的萃取能力，结果表明Triton X-114的萃取效率较高，并且Triton X-114的浊点温度为25 ℃，在略高于室温的条件下即可出现浊点，方便后续操作。Santarossa等[38]将Triton X-114、CTAB和胆酸钠三种表面活性剂混配提取测定自然水体中可溶性铝。相较于单一型表面活性剂，三元混合型表面活性剂胶束体系的萃取灵敏度提高2.5倍，检测限为10.41 nmol/L。该法还成功降低了表面活性剂的浊点温度，缩短平衡所需时间，提高操作简便性。
尽管液相萃取原理简单，应用广泛，但由于反应条件需要严格控制，且需要人工进行重复操作等问题，限制了其在现场分析中的应用。基于此，该方法主要适用于实验室中分析有限数量的样品，而在外场长期观测中处理大批量样品的应用相对较少。
2.2.3 液相色谱
随着研究工作的深入和联用技术的发展，对可溶性铝的分析逐渐演变为对单个铝形态的测定。高分离能力的色谱中保留时间上的差异可以反映不同形态铝的化学行为，而联用的检测仪器则可对分离的不同形态的铝进行定量。Frankowski等[45]开发了HPLC-ICP-MS联用方法，成功测得土壤和地下水中游离铝离子和铝氟化物AlFx(3−x)的含量。
2.3 土壤和气溶胶中可溶性铝的提取
关于土壤和沉积物中金属含量及其存在形态的研究开展较早，其中以连续提取法的应用最为广泛。Tessier等[46]分5步提取，将样品中金属元素的形态分为可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机物结合态和残渣态。欧洲共同体标准物质局[47]综合Tessier 5步提取法及其他研究成果，发展了BCR提取法，将金属化学形态划分为酸可交换态、可还原态、可氧化态。实验操作定义的分级提取方法也被借鉴用于气溶胶铝的形态分析中，方宏达等[48]采用BCR提取法结合ICP-MS测定PM2.5和PM2.5~10中不同形态金属的含量，并将剩余残渣用王水微波消解，分析出大气颗粒物中的铝以残渣态为主，含量超过85%。
对于大气气溶胶中可溶性元素的研究，一般采用离线采样器将实际大气中的颗粒物收集到滤膜上，再对可溶性元素进行提取。在分析气溶胶中的铝、铁等金属元素时，研究大多选用Whatman 41纤维素滤膜[49⇓~51]，其金属元素背景值较低。在提取大气颗粒物中可溶性铝时，各国研究者均根据实验目的自行决定提取试剂、提取方式和提取时间。多数实验室选用超纯水作为提取剂，通过振荡[23]、超声[50]、连续流动式提取[52]等方式得到可溶性铝组分。然而，有学者[49]认为超纯水的缓冲能力有限，溶液pH受颗粒物的影响较大，因而使用醋酸铵缓冲溶液作提取剂，以避免溶解介质的pH变化。为更好地模拟沙尘气溶胶铝在表层海洋中的溶出行为，也有研究者采用海水作为溶剂，静置浸提颗粒物采样膜[12,53]。但目前尚无完整的对于气溶胶可溶性组分提取的标准方法，研究者根据各种需要采取不同的提取方法，使得数据间可比性降低，限制了人们对铝可溶性差异的认识。
3 分析检测方法
测定环境样品中的可溶性铝，现场分析多基于原理简单的分子光谱法，分子光谱法包括紫外可见分光光度法和荧光光度法。其中，荧光光度法灵敏度较高，常结合流动分析技术用于连续走航分析。原子发射光谱法和电感耦合等离子体质谱法是陆基实验室内测定可溶性铝的常见方法，其分析精度高，稳定性好，可实现多元素同时分析。
3.1 紫外可见光分光光度法
可溶性铝在一定条件下和某些试剂发生显色反应，生成对200 ~ 700 nm的光具有特征吸收的络合物。此法的关键在于显色剂的选择，此类能与铝发生显色络合反应的试剂主要包括邻苯二酚紫（CV）、铬花青R（ECR）、铬天青S（CAS）、桑色素（morin）和槲皮素（quercetin）等。
表2 紫外可见光分光光度法在环境中的应用实例Table 2 Method for determination of dissolved aluminum based on UV-Visible Spectrophotometry |
| Colour-forming system | Detection limit/nmol/L | Linear range/µmol/L | Sample matrix | Ref |
|---|---|---|---|---|
| Al-Aluminon | 480 | 29.63~137.04 | well and pond water | 55 |
| Al-CAS | 0.8 | 0.001~0.25 | seawater | 54 |
| Al-ECR | 5.19 | 0.15~14.81 | waste and tap water | 56 |
| Al-ECR | 74 | 2.78~23.15 | surface, drinking water, and tap water | 57 |
| Al-ECR | 11.11 | - | soil extracts and ground waters | 58 |
| Al-Quercetin | 50 | 0.1 ~ 80 | river and stream water | 59 |
| Al-Quercetin | 260 | 0.74~18.52 | tap water | 60 |
| Al-Morin | 160 | 0.1~0.8 | - | 61 |
| Al-Morin | - | 0.37~185.19 | natural water(e.g. river, pond and seawater) | 62 |
3.2 荧光光度法
流动注射分析可将分光光度法和荧光光度法等分析流程管道化，借助试剂流动，在非平衡状态下完成样品在线分离和测定。它仅需控制反应条件相同，无须反应达到化学平衡，大大降低了分析时间，能够很好应用于低稳反应体系。此外，流动分析减少了传统化学分析法中大量手工操作，降低外界污染，重现性好。并且，FIA可与其他仪器组装联用，实现全过程自动化。
3.3 原子光谱法
测定痕量金属元素的原子光谱法主要包括原子吸收光谱法（AAS）和原子发射光谱法（AES）。AAS具有较高的选择性和稳定性，是目前元素定性定量分析中应用较为广泛的一种方法，特别是对于分析微量及痕量组分。根据原子化方式不同，AAS分为火焰原子吸收光谱法（FAAS）和以石墨炉原子吸收光谱法（GFAAS）为代表的电热原子吸收光谱法（ETAAS）。相比于FAAS，ETAAS所需样品体积更小，原子化效率更高，灵敏度更高。
de Almeida Pereira等[66]使用ETAAS测定饮用水中总铝浓度时，将锆作为永久改良剂涂覆石墨炉管，以消除原子化过程中铝和石墨炉管壁的反应，阻止难熔碳化物的形成[67]。结果表明，涂锆后测得的目标信号强度提高2倍之多，石墨炉管的使用寿命也有所提高。Salomon等[68]从光谱和电热两个方面优化ETAAS方法参数，实现了高盐基底海水样品中低浓度铝的直接检测，但当样品浓度接近检测限时，系统误差较大，影响测定结果的准确性。因此，该研究又进一步利用赛曼效应校正精细结构与光谱干扰引起的背景吸收，检测下限降低至1.11 nmo/L。虽然AAS具有操作简单、仪器相对便宜等优点，但该方法不能多元素同时分析，若需测定多种元素，必须更换光源灯，使得工作效率大大降低。
ICP-AES（也称ICP-OES）以等离子体炬为激发光源，大大提高了AES的灵敏度。由于ICP光源激发能力很强，会激发样品基体中大量的原子和离子产生丰富的谱线，若样品成分复杂或仪器分辨率不足，便会产生一定的光谱干扰，导致干扰信号和目标分析物信号难以分辨，从而使得检测限变差[69,70]。因此，样品进入等离子体前一般需对其进行分离富集，降低基质干扰[30]。ICP-AES最明显的优势在于可同时测定多种元素，分析速度快，原子光谱法多用于实验室内测定海水或者气溶胶样品中的可溶性铝浓度。例如，Chance等[71]将大流量采样器收集的海洋气溶胶颗粒物经醋酸铵浸提后，用ICP-AES分析提取液中的铝等金属的可溶性含量，其中可溶性铝的检测限在1.3 ~ 8.6 nmol/L。
3.4 电感耦合等离子体质谱法
尽管ICP-MS受到的基质干扰并不如原子光谱法严重[27]，但海水中的盐分结晶会堵塞雾化器和接口，并且高盐基体形成的分子离子对铝分析造成一定干扰，制约着实际应用。检测海水中低浓度的可溶性铝时，需采用适当的前处理方法优化ICP-MS的检测流程，将痕量元素从基底中分离出来并富集浓缩。Minami等[72]在前期工作[22]的基础上，对固相萃取预富集系统的结构和性能进行自动化改进，用于定量回收铝等9种微量金属。结果表明，相比此前的手动操作，自动化SPE系统所得的洗脱液中主要阳离子浓度要低17%，能够减小对HR-ICP-MS定量的影响。该方法的检测限为0.3 nmol/L，成功地应用于北太平洋西部海水中可溶性金属的测定[73]。然而，尽管ICP-MS的灵敏度高，检测迅速，但高昂的设备费用和人力维护成本限制其广泛的应用，一般的中小型实验室难以利用此法进行可溶性铝的定量。
值得注意的是，在定量气溶胶中可溶性铝浓度时，一般需在陆基实验室内完成可溶性态金属提取实验后，检测提取溶液中金属的溶出浓度。而提取实验所需要的超纯水或醋酸铵等纯化学试剂不同于实际海水样品，其共存离子较少，化学干扰小；在对提取液进行简单过滤后即可上机测试。由于ICP-AES和ICP-MS可同时测定多种金属元素，并具有较高的灵敏度，因此，研究者在开展气溶胶中可溶性痕量元素的研究时，多会选用这两种方法一次性检测铝、铁等多种目标金属元素。
4 气溶胶铝可溶性的研究进展
表3总结了全球部分区域气溶胶中铝可溶性数据，可以看出，气溶胶可溶性铝的研究主要集中于大西洋、太平洋远洋及其近岸区域，对南大洋、印度洋等广大海域以及内陆城市等区域的研究尚属空白。在这些研究中，气溶胶铝可溶性观测值的变化范围很大，除气溶胶自身的矿物性质及其在传输过程中受到的影响外，不同的提取方案也是导致差异的重要原因。
表3 全球部分区域气溶胶中铝可溶性的观测结果Table 3 Distribution of Al solubility in atmospheric aerosols in global distinct regions |
| Location | Leaching solution | Leaching technique | Contact time | Detection method | Sample | Al solubility |
|---|---|---|---|---|---|---|
| Pacific Ocean (Hawaii) [53] | Seawater | Batch (shaking) | 5 min | FIA | TSP | 0.087%~14.3% |
| Pacific Ocean[88] | Deionized water | Flow-through | Instant | HR-ICP-MS | TSP | 0.2%~15.9% |
| North Atlantic Ocean[89] | Deionized water | Flow-through | Instant | HR-ICP-MS | TSP | 4%~50% |
| North Atlantic Ocean[75] | Deionized water | Flow-through | Instant | ICP-MS | TSP | 0.34%~28% |
| Acetic acid | Batch (soaking) | 10 min | 4.1%~100% | |||
| North East Atlantic Ocean[49] | Ammonium acetate | Batch (shaking) | 60~120 min | ICP-OES and ICP-MS | dp>1.09 μm | 0.43%~2.03% |
| dp<1.09 μm | 4.53%~10.31% | |||||
| South East Atlantic Ocean[71] | Ammonium acetate | Batch (shaking) | 60 min | ICP-OES | TSP | 3%~78% |
| PM1 | 7%~79% | |||||
| East China Sea (Huaniao Island) [82] | Deionized water | Batch (sonication) | 40 min | ICP-OES | TSP | 0.1%~23% |
| East China Sea[81] | Deionized water | Batch (shaking) | 60 min | ICP-OES | TSP | 5.1% ± 2.8% (non-dust period) |
| 1.1 %± 1.8% (dust period) | ||||||
| Qingdao, China[90] | Deionized water | Batch (shaking) | 30 min | ICP-MS | TSP | 2.8% ± 3.9% |
| Hiroshima, Japan[50] | Deionized water | Batch (shaking) | 30 min | ICP-MS | TSP | 1.46%~7.39% |
| dp>1.3 μm | 3.25% ± 3.41% | |||||
| dp<1.3 μm | 8.82% ± 6.48% |
Hsieh等[74]分别用纯水、醋酸铵以及醋酸-盐酸羟胺三种不同的介质提取可溶性铝，所得结果差别较大。Shelley等[75]认为，纯水做提取液得到的是可溶性的下限，而醋酸-盐酸羟胺得到的是可溶性的上限，即元素潜在的最大可溶部分；两种方法相结合可提供元素可溶性的动态变化范围。醋酸铵作为一种弱缓冲溶液（pH=4.7），能够避免提取过程中因气溶胶组分溶解所导致pH的变化，允许不同的气溶胶测定结果之间进行比较。海水也是一种常用提取液，但由于其较高的离子强度和pH值，所得的铝可溶性常低于超纯水中的结果[76]。然而，海水复杂的动力学、物理化学形态和微生物群落在不同地区和季节之间差异很大，很难产生可重复的结果。因此，在统计全球不同区域气溶胶中铝可溶性分布时，需将提取方法的差异考虑在内。为数据有更好的可比性，有学者提议应优先选择纯水或醋酸铵作为提取液[77]。
气溶胶中的铝主要来自干旱及半干旱地区风蚀产生的沙尘颗粒，其初始可溶性很低。Aghnatios等[78]收集沙漠源区的碳酸盐矿物，发现其纯水提取后的铝可溶性<0.2%。Shi等[79]选用两类撒哈拉源区代表性土壤，利用再悬浮装置使沙尘颗粒物再次悬浮，通过分级采样器将不同粒径的气溶胶样品采集到滤膜上；发现铝可溶性随颗粒物粒径的减小而升高，但即使是在粒径最小的颗粒物（0.18~0.32 μm）中，其可溶性（1.42%）也明显低于实际大气颗粒物的测量结果。Baker等[17]发现在大西洋海域所采集气溶胶中铝可溶性为1.9%~86%，随气团来源而发生明显变化。其中，撒哈拉沙尘源区的气溶胶铝可溶性（中位值3.0%）要显著低于其他来源的气溶胶（中位值9.0%）。其中一个原因可能是不同气团中铝的初始来源或组成不同，有研究认为[49]，人为燃烧气溶胶中的铝具有更高的可溶性。例如，Li等[80]的研究表明，城市垃圾焚烧飞灰中铝可溶性为5.7%，要远高于沙尘颗粒和煤飞灰中的铝可溶性（0.8% ±0.4%和0.4%± 0.6%）。此外，由于气溶胶来源不同，导致铝可溶性产生了明显的季节差异[81,82]。Guo 等[82]在中国东海花鸟岛的观测发现，春季颗粒物中总铝质量浓度较高，但铝可溶性（1.2%~1.5%）明显低于夏季和秋季（2.9%~3.3%），这与春季亚洲沙尘活动频发有关。
一些基于外场观测的研究发现铝可溶性和沙尘浓度呈反比关系[17,49,83]。前人研究认为物理沉降是造成该现象的主要原因。气溶胶传输过程中，由于重力作用产生不同的沉降速度，较大粒径的颗粒物优先清除，颗粒物的浓度和平均粒径逐渐减小，沙尘颗粒的比表面积增加，更多的微量元素接近颗粒表面的位置，易被提取而溶解。但浓度和粒径的变化并非造成这种反比关系的唯一原因。Shi等[79]对比实验室模拟值和观测值，发现仅考虑重力沉降得到的模拟值仅略大于其初始铝可溶性（增幅<2%），但总体比大西洋外场观测值低1~2个数量级。该研究认为铝可溶性的变化的主要机制不是物理的重力沉降，而是物理作用、化学反应与传输混合过程综合作用的结果。
部分外场观测表明，发生在大气中的酸化反应能够提高气溶胶中铝可溶性。Measures等[53]发现太平洋夏威夷气溶胶中可溶性铝含量随着二次阴离子（非海盐硫酸盐和硝酸盐）含量的升高而增大。Baker等[49]观测到细颗粒物表现出较高的铝可溶性，因硫酸盐主要存在于细颗粒物中，硝酸盐主要存在于粗粒子中；该研究认为矿质气溶胶在传输过程中和其吸附表面的SO2发生非均相反应，促进了铝的溶解。Sakata等[50]也观测到细颗粒物中铝可溶性和非海盐硫酸盐具有较好的相关性（和硝酸盐没有相关性），从而推断铝可溶性主要受SO2酸化反应控制。但尚无直接的微观证据表明大气酸成分与气溶胶铝发生反应，对于其具体的反应机理也尚无定论。
总之，影响气溶胶铝可溶性的因素是多方面的，并且各因素间相互关联。例如，重力沉降导致沙尘粒径减小使得比表面积增大，酸化反应的汇增多，表明物理过程可促进酸化反应，进而导致铝可溶性增加[81]。总体而言，在预测铝可溶性变化时，要综合考虑区域、季节等要素，权衡各种因素对气溶胶铝可溶性的影响比重，进而准确量化铝可溶性和沙尘沉降通量。
5 结论与展望
建立海水和气溶胶中可溶性铝的高效分析方法，对于准确掌握海洋和气溶胶中可溶性铝的浓度分布至关重要，能够为沙尘海洋沉降通量的精确计算提供技术支持，进而深化我们对气溶胶沉降影响海洋生物地球化学循环的认识。近年来，随着采样和测定技术的发展，环境样品中可溶性铝的分析检测方法已取得长足进步，数据数量和质量得到了很大提升。然而，仍存在一些亟待解决的问题。
（1）环境中可溶性铝的形态复杂，随环境pH改变而变化，化学形态的不同直接影响铝的化学反应活性和生物影响效应。现有的采样、前处理和分析方法往往会改变实验介质的pH，使得可溶性铝已不再保持原有的化合物形态。发展适用于海水和气溶胶样品的现场和原位分析方法，以实现对不同形态观测，为深入研究海洋和颗粒物中铝的溶解机制提供参考。
（2）不同的样品提取方案使得气溶胶中可溶性铝的提取结果有所差异，难以横向比较不同地区气溶胶铝可溶性，并且无法对实验室间的精密度进行评估。亟待建立气溶胶可溶性组分的标准采样和提取方法，加强分析方法全过程的质量控制，为研究各地区气溶胶铝可溶性的自然差异提供技术支持。
（3）目前针对气溶胶铝的外场观测很少、覆盖区域有限，并且鲜少有研究探究气溶胶铝可溶性随粒径的变化趋势。相较于粗颗粒物，细颗粒物大气寿命更长，传输距离更远，老化程度更大，或许更能反映大气化学反应对铝可溶性的增强作用。因此，开展典型地区的气溶胶铝的长期外场观测，进一步探究气溶胶铝可溶性的粒径差异，有助于厘清气溶胶铝可溶性时空分布及其关键控制因素。