生物質(zhì)露天焚燒及家庭燃用的多環(huán)芳烴排放特征研究

張宜升，張厚勇，欒勝基，3，曾立武，何凌燕，黃曉鋒，吳健生，4*

（1.北京大學(xué)深圳研究生院，人居環(huán)境科學(xué)與技術(shù)重點實驗室，廣東 深圳 518055；2.濟南市環(huán)境保護科學(xué)研究院，山東 濟南 250014；3.深港產(chǎn)學(xué)研基地，環(huán)境模擬與污染控制重點實驗室，廣東 深圳 518057；4.北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院，地表過程與模擬教育部重點實驗室，北京 100871）

生物質(zhì)露天焚燒及家庭燃用的多環(huán)芳烴排放特征研究

張宜升1，張厚勇2，欒勝基1，3，曾立武1，何凌燕1，黃曉鋒1，吳健生1，4*

（1.北京大學(xué)深圳研究生院，人居環(huán)境科學(xué)與技術(shù)重點實驗室，廣東 深圳 518055；2.濟南市環(huán)境保護科學(xué)研究院，山東 濟南 250014；3.深港產(chǎn)學(xué)研基地，環(huán)境模擬與污染控制重點實驗室，廣東 深圳 518057；4.北京大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院，地表過程與模擬教育部重點實驗室，北京 100871）

農(nóng)村地區(qū)生物質(zhì)燃燒排放是大氣多環(huán)芳烴（PAHs）的重要來源之一.本研究利用建立的煙塵罩稀釋通道采樣系統(tǒng)，對我國典型的生物質(zhì)燃燒方式—水稻、玉米、花生、大豆秸稈的家庭爐灶燃燒，并對水稻、玉米、花生秸稈以及荔枝樹、大葉榕、小葉榕等落葉的露天焚燒進行實驗室模擬，實測了秸稈野外焚燒、落葉野外焚燒、秸稈爐灶燃燒等3種典型生物質(zhì)燃燒類型排放的氣相及顆粒相PAHs的排放因子.結(jié)果表明，本研究生物質(zhì)露天焚燒PAHs排放因子高于大部分已有實驗結(jié)果，秸稈爐灶燃燒PAHs排放因子亦高于大部分排放清單采用值.3類燃料燃燒排放PAHs的譜分布相近，均以中低環(huán)PAHs為主，中高環(huán)（4～6環(huán)）PAHs比例為22.2%～28.8%.采用某單一數(shù)值作為某類源PAHs特征比的取值，并將其運用于大氣PAHs的來源解析可能會造成偏差.

生物質(zhì)燃燒；多環(huán)芳烴；排放因子；譜分布；來源解析

農(nóng)村地區(qū)生物質(zhì)燃燒排放是大氣多環(huán)芳烴（PAHs）的重要來源之一.東南亞地區(qū)、印度、俄羅斯及國內(nèi)多個城市，均報道了由生物質(zhì)燃燒源排放引發(fā)的大氣重度污染事件［1-3］.在部分城市典型重污染天氣條件下，大氣及干濕沉降PAHs來源解析均發(fā)現(xiàn)了來自生物質(zhì)燃燒源的顯著貢獻［3-5］.

現(xiàn)有生物質(zhì)燃燒源PAHs排放總量估算上存在較大的不確定性.已有清單構(gòu)建主要采用了發(fā)達國家測量的排放因子，與國內(nèi)近期報道的排放因子差距較大，導(dǎo)致對排放量的估算存在偏差［6-9］.基于2004年全球PAHs排放清單［9］，F(xiàn)riedman等［10］運用GEOS-Chem模型模擬了大氣PAHs濃度值，并與實際觀測值進行了比對，結(jié)果表明，該清單顯著低估了中國的排放.國內(nèi)已有完整報道生物質(zhì)燃燒源氣相及顆粒相PAHs排放因子的研究有限，除Shen等［11］開展了少量實際爐灶測試外，其他均為實驗室模擬，包括自建爐灶測試［12］，通過燃燒器模擬開放式/露天焚燒等［13-15］.其他研究單一報道了生物質(zhì)燃燒源顆粒相或氣相PAHs的排放因子.而且已有研究結(jié)果之間可比性較差，部分研究報道的PAHs排放因子有數(shù)量級上的差別.

準確定量評估生物質(zhì)燃燒源PAHs排放影響的關(guān)鍵之一，是提高排放因子可靠性以減小清單不確定性.本研究利用自行搭建的煙塵罩-稀釋通道采樣系統(tǒng)，通過一次燃燒更多的生物質(zhì)，使模擬燃燒測試接近家庭或野外的實際燃燒情況.實測了典型秸稈等的家庭爐灶燃燒和秸稈、落葉露天燃燒產(chǎn)生的氣相和顆粒相PAHs排放因子，考察了其排放譜分布及排放特征比值，旨在獲得一批更接近實際排放的本地化PAHs排放因子，進而識別PAHs的主要來源、遷移路徑及人群呼吸暴露的風(fēng)險，為制定相應(yīng)的控制措施提供依據(jù).

1 材料和方法

1.1 樣品采集

1.1.1 燃燒方式 利用自主搭建的煙塵罩—稀釋通道采樣系統(tǒng)采集煙氣［16］.該系統(tǒng)對燃燒狀態(tài)擾動低，可完全收集生物質(zhì)燃燒短時間內(nèi)釋放的煙氣.燃燒釋放的一定體積煙氣被等速引入稀釋采樣系統(tǒng)，經(jīng)二級稀釋后（稀釋倍數(shù)在10～70倍）采集顆粒相及氣相PAHs（圖1）.

分別模擬農(nóng)村地區(qū)典型秸稈家庭燃燒、秸稈及落葉露天焚燒.共模擬了水稻、玉米、花生、大豆4種秸稈的家庭爐灶燃燒，水稻、玉米、花生3種秸稈和荔枝樹、大葉榕、小葉榕3種落葉野外焚燒過程.其中，農(nóng)作物秸稈收集自江門市，落葉收集自深圳市.燃料成分分析參見文獻［17］.露天焚燒模擬平臺距離地面1.2m，由金屬架支撐，實驗臺頂部為矩形鐵絲網(wǎng)托盤，鐵絲網(wǎng)底部為隔熱材料同時防止燃料掉落.依據(jù)珠江三角洲地區(qū)農(nóng)村廚房實際使用的燒火做飯的柴灶，由江門市當?shù)剞r(nóng)民按照其傳統(tǒng)爐灶設(shè)計和結(jié)構(gòu)，在實驗室內(nèi)搭建了生物質(zhì)燃燒爐灶.爐灶由磚和水泥等砌成，含一口直徑為68cm的鐵鍋（主鍋）和兩口直徑為28cm的鋁鍋（余溫鍋和副鍋）.

圖1 煙塵罩稀釋采樣系統(tǒng)示意Fig.1 Schematic of the hood dilution sampler

燃燒產(chǎn)生的煙氣通過爐灶煙道進入煙塵罩，由采樣頭等速采集部分煙氣進入稀釋采樣系統(tǒng).燃燒過程中，對7個關(guān)鍵點位的溫度進行實時監(jiān)控［16］.記錄實驗開始和結(jié)束時間、燃料類型和重量、采樣流量、燃燒后灰燼重量等參數(shù).煮水實驗過程中，記錄水煮沸時燃料的使用量.

1.1.2 煙氣樣品采集 為使測試具有代表性，必須確定一個和農(nóng)戶實際做飯過程類似的過程.具體實驗過程如下：1）秸稈、落葉開放式燃燒.稱取一定重量秸稈（396～4102g）或落葉（568～3160g），置于實驗臺，分別模擬平鋪燃燒和堆燒.其中，平鋪燃燒燃料的厚度參照調(diào)研獲得的田間實際情況（＜10cm）.2）秸稈爐灶燃燒.依據(jù)Water Boiling Test （WBT） V4.2.1標準開展煮水實驗測試［18］.在主鍋和余溫鍋中分別加入5.0kg和2.5kg常溫水，置入K型熱電偶，記錄初始水溫和燃燒過程中水溫的變化.稱取一定重量秸稈（1864～2698g），通過大火將主鍋的水煮沸后，再繼續(xù)以小火慢煮將主鍋水溫維持在沸點，直至將燃料耗盡.

顆粒物由PM2.5cyclone采集（URG Inc.，USA），煙氣切割速度為16.7L/min，石英濾膜使用前在馬弗爐450℃下灼燒4h.同一管路后置中空鋁制圓桶容器，內(nèi)置兩側(cè)開口玻璃杯用于放置凈化后聚氨基甲酸乙酯泡沫（PUF）（賽福萊博科技，北京）.PUF使用前分別用去離子水、表面活性劑及超純水超聲清洗，40℃以下烘干后采用ASE300快速溶劑萃取儀萃取凈化.采樣完成后，將樣品保存在-20℃待分析.

1.2 PAHs分析

1.2.1 儀器及標樣 GCMS-QP2010Plus氣相色譜質(zhì)譜聯(lián)用儀（Shimadzu，日本）、DB-5ms毛細管色譜柱（60m×0.25mm×0.32μm，J&W Scientific）、ASE 300型加速溶劑萃取儀（DIONEX公司，美國）、凝膠滲透色譜儀（GPC ULTRA 5mL，LCTech公司，德國）、Heidolph旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀（Heidolph公司，德國）.檢測分析所用的16種PAHs混合標樣（2000μg/mL）購自美國AccuStand公司，分別為萘（NaP）、苊烯（Ace）、苊（Acy）、芴（Flu）、菲（Phe）、蒽（Ant）、熒蒽（Flua）、芘（Pyr）、（Chry）、苯并（a）蒽（BaA）、苯并（b）熒蒽（BbF）、苯并（h）熒蒽（BhF）、苯并（a）芘（BaP）、茚并（1，2，3-cd）芘（IcdP）、二苯并（a，h）蒽（DahA）和苯并（ghi）苝（BghiP）.

1.2.2 樣品前處理及分析 采用加速溶劑萃?。ˋSE）法處理樣品.調(diào)節(jié)氮氣壓力為1.1MPa，萃取前清洗系統(tǒng)管路、萃取池、接收瓶.裝入待分析的樣品，加入適量替代物后開始萃取.萃取條件為：丙酮與正己烷（1：1）為萃取溶劑，溫度100℃，壓力10.3MPa，預(yù)加熱3min，加熱5min，靜態(tài)萃取5min，30%溶劑沖洗，70s吹脫，循環(huán)2次.提取液轉(zhuǎn)移至旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)瓶，2～3mL正己烷清洗瓶口亦轉(zhuǎn)移至旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)瓶.旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)至15mL，氮吹至1mL時用正己烷淋洗內(nèi)壁2～3次，氮吹至1mL.

采用比色管定容的10mL正己烷活化硅膠小柱.活化后小柱下端放入雞心瓶，并立即用滴管將濃縮液轉(zhuǎn)移至硅膠小柱，保證硅膠小柱上端浸于液面.上樣完畢后，吸取正己烷清洗瓶口，一并轉(zhuǎn)移至硅膠小柱，重復(fù)5次.用正己烷與二氯甲烷（體積比7：3）混合溶劑20mL淋洗.層析完成后，先在氮吹儀上預(yù)濃縮至10～15mL，用注射器吸取雞心瓶中的溶液，過針頭過濾器，轉(zhuǎn)移至另一雞心瓶中.氮吹至1mL時用正己烷淋洗內(nèi)壁2～3次，最后吹至1mL以下.待冷卻后，定容至1mL，轉(zhuǎn)移至樣品瓶待分析.

氣相色譜條件為：進樣口溫度300℃；柱壓68.7kPa；柱溫45℃；程序升溫條件：45℃（1min），40℃/min升溫至130℃，12℃/min升溫至180℃，7℃/min升溫至240℃，12℃/min升溫至320℃（13min）；載氣為氦氣；流速控制模式：線流速控制模式，柱流速：1.66mL/min、線流速2.33mL/min；進樣量1.0μL、不分流.質(zhì)譜條件為：離子源溫度200℃；傳輸溫度280℃；掃描方式：SIM模式，電離源為電子轟擊電離（EI）；溶劑延遲時間為5min.調(diào)諧方式：DFTPP.

1.3 質(zhì)量控制和質(zhì)量保證（QA/QC）

定期采用皂膜流量計（Gilian Gilibrator-2，美國）校準質(zhì)量流量控制器（七星華創(chuàng)，北京）.對各接頭部分進行檢漏，滿足總進、出氣流量差值在5%以內(nèi).每次采樣過程結(jié)束后系統(tǒng)抽空1～2h，防止燃燒源樣品交叉污染.檢測零氣中PAHs的含量，作為背景值剔除.每隔10次采樣進行1次穿透實驗，即在1個PUF后串聯(lián)1/2個PUF，采樣后分別進行分析和定量.樣品分析過程中，標準曲線相關(guān)系數(shù)R2在0.998以上，16種PAHs的檢出限在0.0002～0.0007μg/mL之間，回收率在75.2%～104.6%之間.

1.4 計算方法

秸稈、落葉等的開放式燃燒過程大致可以分為明火和燜燒2種狀態(tài)，常用的量化區(qū)分指標為修正燃燒效率值（MCE）［19］，見公式1，其中Cx表示X物種中碳的質(zhì)量.完整的燃燒過程一般既有顯著地明火和燜燒階段，還包括明火和燜燒共存階段.一般認為，MCE值小于0.9可將這次燃燒過程視為燜燒，反之MCE值大于等于0.9，則該次過程以明火燃燒為主［19］.

根據(jù)采樣系統(tǒng)的稀釋倍數(shù)以及燃料的燃燒量，計算出各污染物種的排放因子.

式中：EFi為物種i排放因子；Δmdry燃料干重；mi為i物種的排放量；Qt為單位時間t內(nèi)未稀釋煙氣采樣量；Q0為單位時間t內(nèi)煙道內(nèi)總煙氣量；DR1和DR2分別為一級和二級稀釋通道的稀釋比；v0為煙道內(nèi)風(fēng)速，10m/s；D0為煙道直徑，0.155m.

2 結(jié)果和討論

2.1 排放因子

秸稈和落葉野外焚燒中，水稻秸稈和落葉焚燒MCE值在0.81～0.89之間，以燜燒為主；玉米和花生秸稈焚燒MCE值在0.92～0.95之間，以明火為主.秸稈的家庭爐灶燃燒MCE值在0.89～0.95之間，明火燃燒占主導(dǎo).

表1、表2可見，秸稈野外焚燒PAHs氣相、顆粒相的排放因子分別為10.4～20.5mg/kg、3.7～7.3mg/kg；落葉野外焚燒相應(yīng)的排放因子分別為7.4～18.6mg/kg、3.8～7.0mg/kg；秸稈爐灶燃燒的分別為32.8～117.8mg/kg、10.9～110.8mg/kg.

表1 秸稈等野外焚燒PAHs排放因子（mg/kg）*Table 1 EFs of PAHs from biomass open burnings （mg/kg）

本研究水稻秸稈的野外焚燒模擬實驗16種優(yōu)控PAHs總排放因子顯著高于已有部分研究結(jié)果［15］，略高于部分排放清單中使用值［9］.除段小麗等［20］構(gòu)建的清單外，本研究獲得的3種秸稈的平均PAHs排放因子高于已有清單中使用的國外文獻報道值.因此，現(xiàn)有清單可能低估了中國來自生物質(zhì)野外焚燒的實際排放量.

與已有實驗室反應(yīng)箱模擬研究結(jié)果（4～76mg/kg）相比，本研究測得的秸稈室內(nèi)爐灶燃燒PAHs排放因子偏高［21-24］，與近期報道的部分結(jié)果相近［11］，顯著低于Zhang等［9］實驗?zāi)M值.本研究采用的為搭建本土化爐灶，完全模擬實際燃燒狀態(tài)，相比反應(yīng)箱模擬等結(jié)果更為可靠，且與其他采用爐灶測試獲得的結(jié)果相近［11］.而現(xiàn)有清單構(gòu)建中部分選用了秸稈室內(nèi)爐灶燃燒較小的排放因子［7-8］，部分選用了極高的排放因子［9，20］，因此已有清單可能低估或高估了來自生物質(zhì)家庭燃用的實際排放量.

表2 秸稈家庭爐灶燃燒PAHs排放因子（mg/kg）*Table 2 EFs of PAHs from cook stove burnings of crop straw （mg/kg）

圖2 生物質(zhì)燃燒排放的PAHs譜分布Fig.2 Spectral distribution of PAHs from biomass burning

圖3 生物質(zhì)燃燒排放的PAHs氣固分配Fig.3 Gas-particle partitioning of PAHs emitted from biomass burning

已有研究表明，PAHs中不同環(huán)的分子占氣相和顆粒相PAHs的比重可以反映其來源［25］.由表3可見，本研究生物質(zhì)燃燒排放的16種優(yōu)控PAHs中，中高環(huán)（4環(huán)到6環(huán)）物種占總PAHs的22.2%～28.8%，與已有秸稈燃燒排放研究結(jié)果相近［11-12，14-15，26］，明顯低于民用燃煤源［27］.由于煤炭燃燒溫度相比生物質(zhì)燃燒溫度更高，而中高環(huán)PAHs則主要產(chǎn)生于高溫燃燒過程.

2.3 氣固分配

歸一化后的顆粒相與氣相PAHs占總PAHs的質(zhì)量比例如圖3所示.結(jié)果表明，3類生物質(zhì)燃燒源的PAHs氣固分配規(guī)律基本一致，低環(huán)PAHs揮發(fā)性較強，主要富集在氣相，中高環(huán)PAHs主要富集在顆粒相.

2.4 排放特征比值

野外實驗表明，不同環(huán)數(shù)的PAHs分子進入大氣后降解速率不同，但FLA、PYR、IcdP和BghiP等降解速率差別不大，相應(yīng)的特征比值在大氣顆粒物中的變化幅度較?。?8-29］.因此，在PAHs的源解析研究中，可通過比較源排放和環(huán)境樣品中的PAHs異構(gòu)體的比值來判斷PAHs的來源［29-32］.

表3 不同環(huán)的組分占總PAHs的比重 （%）Table 3 Proportion of different ring-number PAHs （%）

表4 生物質(zhì)燃燒排放的PAHs異構(gòu)體特征比值Table 4 Summary of PAHs diagnostic ratios for biomass burning emissions

本研究采用的PAHs特征異構(gòu)體有6組，分別為 ANT/（ANT+PHE）、FLA/（FLA+PYR）、BaA/（BaA+CHR）、IcdP/（IcdP+BghiP）、BbF/（BbF+BkF）和BaP/（BaP+BghiP）.表4中，秸稈焚燒的這6組 PAHs異構(gòu)體比值分別在0.12～0.20、0.33～0.42、0.37～0.43、0.13～0.36、0.60～0.83和0.23～0.40之間.落葉焚燒的6組PAHs異構(gòu)體比值范圍分別為0.15～0.18、0.42～ 0.55、0.48～0.50、0.30～0.43、0.79～0.82、0.35～0.48.秸稈爐灶燃燒排放的這6組PAHs異構(gòu)體比值范圍分別是0.12～0.15、0.46～0.55、0.45～0.51、0.39～0.43、0.80～0.83、0.43～0.56.總體上，這些特征比值具有較小的變異系數(shù).格拉布斯檢驗（Grubbs' test）表明，3類燃料特征比值均值沒有顯著差別.實際上，在源解析研究中，這3者經(jīng)常被歸為同一大類燃燒源.

一般認為生物質(zhì)和煤炭燃燒排放的PAHs中，F(xiàn)LA/（FLA+PYR）大于0.5，而石油和機動車等其它源排放的PAHs中，其比值小于0.5［30］.本研究中落葉野外焚燒和秸稈爐灶燃燒排放該比值在0.48～0.54之間，但秸稈野外燃燒該特征比值為0.39.一般認為，生物質(zhì)和煤炭燃燒排放的PAHs中，IcdP/（IcdP+BghiP）比值大于0.5，而石油燃燒排放的PAHs中該比值小于0.5［30］.本研究中，3類燃料燃燒排放的PAHs中，IcdP/（IcdP+BghiP）比值在0.24～0.41之間.

進一步考察水稻、玉米、大豆等單一類型秸稈燃燒排放，本研究ANT/（ANT+PHE）值與已有研究結(jié)果接近（表5），略大于Lu等［14］的研究.本研究IcdP/（IcdP+BghiP）和BaP/（BaP+ BghiP）值略低于已有文獻報道值，F(xiàn)LA/（FLA+ PYR）、BaA/（BaA+CHR）處于已有研究結(jié)果之間，而BbF/（BbF+BkF）值則高于大部分文獻報道值［23-24，26，31-32］.

不同物種的降解速率差異會導(dǎo)致特征比值的顯著波動，如ANT、BaA和BaP等明顯比其他同系物降解迅速，使特征比值在受體處與源處有較大的變化.研究表明，玉米秸稈燃燒釋放的PAHs，F(xiàn)LA/（FLA+PYR）和IcdP/（IcdP+BghiP）值在老化過程中比值波動較小，而BaA的降解速率高于CHR， BaA/（BaA+CHR）值隨時間推移比值急劇下降，最低降至0.2，落入石油來源比值范圍［12］.在中國臺灣水稻秸稈野外焚燒季節(jié)，剔除村落背景大氣PAHs濃度，得到BaA/（BaA+CHR）值為0.19［5］.因此，生物質(zhì)燃燒源BaA/（BaA+CHR）比值在環(huán)境介質(zhì)中顯著低于源排放，與國外的研究結(jié)果一致［30］.表5總結(jié)的已有秸稈燃燒排放研究中，部分BaA/（BaA+CHR）比值在0.12～0.24之間，推測可能是由于源排放樣品老化時間較長導(dǎo)致.各類秸稈燃燒FLA/（FLA+PYR）比值穩(wěn)定在0.50左右，IcdP/（IcdP+BghiP）值均在0.3以上，但研究表明隨著老化時間延長，前者有上升趨勢，而后者在0.3～0.7之間波動［12］.

表5 本研究異構(gòu)體比值與已有研究結(jié)果的比較Table 5 Comparison of PAHs diagnostic ratios with results from literatures

因此，運用單一特征比值法解析PAHs來源具有較大不確定性：1）不同源排放的PAHs特征比值可能相近，同一源在不同燃燒條件下排放的PAHs特征比值波動可能較大，需結(jié)合當?shù)睾蛥^(qū)域源排放清單、氣流軌跡等手段進一步判斷來源；2）一次源排放的新鮮氣溶膠中，PAHs異構(gòu)體老化和降解過程的差別會引起特征比值的變化，如采用BaA/（BaA+CHR）比值用作生物質(zhì)燃燒源特征比值不確定性較大.

3 結(jié)論

3.1 基于改進的煙氣稀釋采樣系統(tǒng)，通過一次燃燒更多的生物質(zhì)，使模擬燃燒測試接近家庭或野外的實際燃燒情況，獲得的PAHs排放因子更接近實際排放.在估算排放量時，秸稈的野外焚燒和家庭燃用排放因子差別較大，須區(qū)分其活動水平.本研究獲得的秸稈野外焚燒排放因子較已有研究高，表明已有清單可能低估了PAHs的實際排放量.

3.2 譜分布結(jié)果表明，生物質(zhì)燃燒排放的16種優(yōu)控PAHs中，中高環(huán)（4環(huán)到6環(huán)）物種占總PAHs的22.2%～28.8%，明顯低于民用燃煤源.

3.3 采用某單一異構(gòu)體比值作為生物質(zhì)燃燒源PAHs特征比的取值，并將其運用于PAHs的來源解析可能會造成顯著偏差.

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Emission characteristics of PAHs from open and residential biomass burning.

ZHANG Yi-sheng1， ZHANG Hou-yong2，LUAN Sheng-ji1，3， ZENG Li-wu1， HE Ling-yan1， HUANG Xiao-feng1， WU Jian-sheng1，4*
（1.Key Laboratory for Urban Habitat Environmental Science and Technology， Peking University Shenzhen Graduate School， Shenzhen 518055， China；2.Jinan Academy of Environmental Sciences， Jinan 250014， China；3. Key Laboratory of Environmental Simulation and Pollution Control， PKU-HUST Shenzhen-Hong Kong Institution， Shenzhen 518057；4.College of Urban and Environmental Sciences， Peking University， Beijing 100871， China）.

China Environmental Science， 2015，35（2）：387～395

Biomass burning are typical combustion sources of PAHs in rural China. In this study， emissions of gaseous and particulate PAHs from typical biomass burning types were measured by laboratory simulations using a self-designed dilution chamber system under real combustion conditions. Rice straw， corn stalk， peanut stem and soybean stalk were burned in a cook stove to simulate water boiling tests. Rice straw， corn stalk， peanut stem， litchi leaves， and leaves from Ficus virens and Ficus microcarpa were burned in an open platform to simulate field burning activities. Emission factors of three typical burning types， including crop residues open burning， foliage open burning and indoor crop residue combustion were higher than previously reported values， respectively. Spectral distributions of emitted PAHs from above burning types were similar. Medium to high-ring PAHs accounted for 22.2% to 28.8% of total PAHs emitted from biomass burning. PAHs diagnostic ratios as indicators of certain pollutants sources may introduce significant uncertainty， when they were adopted in source apportionments of atmospheric PAHs.

biomass burning；PAHs；emission factor；spectral distribution；source apportionment

X511

A

1000-6923（2015）02-0387-09

張宜升（1982-），男，山東濰坊人，助理研究員，博士，主要從事大氣環(huán)境化學(xué)、大氣污染源排放特征、有毒有害物質(zhì)等研究.發(fā)表論文10余篇.

2014-06-02

國家自然科學(xué)基金（U1301234，41405114）；環(huán)境模擬與污染控制國家重點聯(lián)合實驗室專項經(jīng)費資助（14K04ESPCP）；中國博士后基金面上資助（2014M560854）；深圳市科技計劃

* 責任作者， 教授， wujs@pkusz.edu.cn