2014, Vol. 35
2. 中国科学院地质与地球物理研究所兰州油气资源研究中心,兰州 730000
2. Lanzhou Center for Oil and Gas Resources, Institute of Geology and Geophysics, Chinese Academy of Sciences, Lanzhou 730000, China
元素碳(EC)是大气PM2.5的主要成分之一. PM2.5中EC的质量分数在4%以上[1,2,3,4]. 黑碳(BC)气溶胶通过吸收阳光、 影响云的形成等途径对气候产生负面影响. BC是继CO2之后引起全球气候变暖的第二种物质[5,6,7]. 大气中的EC主要来源于煤、 石油等化石燃料，以及生物质的燃烧过程. 2000年全球排放到大气中的BC多达7500 Gg[5]. 作物秸秆露天焚烧现象在全球范围内普遍存在，尤其在发展中国家[8,9,10,11,12]. 中国每年有上亿吨的秸秆被露天焚烧，其中玉米、 小麦、 水稻等作物秸秆所占比例最大. 2000年中国因秸秆露天焚烧而排放的BC占大气中BC总排放量的6.9%～11.2%[13]. 由此可见，秸秆焚烧是大气中BC或EC的重要来源. 目前，主要根据PM2.5中OC、 EC的含量比值等方法来识别EC的来源[1,3,14,15]. 由于大气PM2.5中含碳物质的来源复杂多样,OC/EC比值的大小与燃料种类和燃烧条件等因素有关，有机物又要经历大气光化学反应,这就使得此方法的应有具有一定的局限性[16,17]. EC化学性质稳定，并且在自然环境中不易发生同位素分馏，故经常用其同位素组成来识别古环境的植被类型. 虽然稳定碳同位素比值法在探讨大气中EC的来源方面已经得到了一定的应用[18,19,20,21,22,23]，但是对于生物质烟尘和灰烬中EC的同位素组成所开展的研究却比较少见. 早期仅研究了烟尘中有机碳和灰烬中总碳的同位素组成[24,25,26]，近年来又对烟尘中总碳的同位素组成进行了探讨[27]. Bird等[28]仅对植物材料在热解条件下生成的EC开展过同位素组研究. 这无疑限制了稳定碳同位素技术在识别EC来源方面的应用. 秸秆烟尘中的EC可随烟尘直接排放到大气中，其灰烬中的EC也可以扬尘的形式进入空气. 对水稻、 玉米、 小麦等作物秸秆烟尘和灰烬中的EC开展同位素组成研究，对以碳同位素技术识别大气中此三类秸秆燃烧来源的EC具有参考意义.
2010～2012年，共采集稻草、 玉米秸秆和麦草各6个品种. 稻草分别采自浙江(内2优6、 扬两优6)、 安徽(Ⅱ优279、 宁粳1)和江苏(红粮166、 Ⅱ优728). 玉米秸秆分别采自江苏(东单60、 中甜9、 中科11)、 河南(掖单4、 豫丰3358)和陕西(中单2). 麦草采自江苏(扬麦10、 扬麦16、 烟农10)和河南(矮抗58、 温六、 西农979).
在制备测定总碳同位素用的样品时，取适量完整的秸秆，用剪刀剪至小段，用清水洗去表面的泥土. 将洁净的碎样在50℃烘烤12h,用植物粉碎机粉碎至60目，装入具塞三角烧瓶保存. 对于焚烧用的秸秆，在室内自然风干，临烧前拣去杂物，抖去灰尘.
模拟秸秆的两种田间焚烧方式，即明火燃烧和闷烧，进行室内燃烧试验. 在模拟明火燃烧时，取已制备的秸秆0.5～1.5 kg，自然堆放在一铁盘中点燃. 闷烧时取秸秆0.2～0.3 kg，点燃使之发烟但不产生明火. 用一台小流量大气颗粒物采样器(Andersen，AH-200型)采集排放到室内的烟尘. 采样期间保持门窗关闭. 所用玻璃纤维滤膜在使用前于500℃灼烧2 h. 烟尘样品用铝箔(在500℃灼烧2 h)包裹，冷冻保存. 待秸秆燃烧完毕后，随机采集灰烬20 g，常温下保存.
为了去除有机碳(OC)，对采集的灰烬和烟尘进行净化处理. 用两阶段加热法除去样品中的OC. 称取100 mg灰烬或取1张已采样的滤膜，以灼烧过的铝箔包裹灰烬，用石英舟将其载入玻璃净化系统. 在高纯氦(纯度≥99.99%)环境下于550℃恒温加热10 min使OC气化. 然后把加热炉温度升至840℃，在氦气中恒温10 min，以除去焦化的OC. 净化完毕的样品用铝箔包裹保存.
将制备系统的氧化炉温度升至400℃，对氧化系统抽真空2 min，通入高纯氧(含量≥99.99%). 取2 mg已粉碎的秸秆、 已净化处理的灰烬或烟尘样品，用石英舟载入填充了氧化铜的石英燃烧管中. 待氧化炉温度升至800℃后，将样品移入氧化炉恒温氧化10 min. 用液态氮和酒精-液态氮冷阱收集、 净化二氧化碳，及时将其导入质谱计(Finnigan MAT-252型)测定稳定碳同位素比值. 每个CO2样品连续自动测定4次，仪器的分析标准偏差小于0.3‰.
在6种稻草明火燃烧排放的烟尘中，EC的同位素组成(δ13 CEC)不尽相同(表1). 其分布范围为-27.5‰～-29.5‰，平均值为-28.3‰. 红粮166的EC最富集13 C,扬两优6的EC最亏损13 C. 二者的 δ13 CEC值之差 达2 ‰. 稻草明火烟尘中EC的同位素组成普遍比对应的秸秆轻，而且不同品种间的差别较大. 从内2优6到Ⅱ优728，两者之差(Δ)有明显缩小的趋势(图1). 该Δ值的变化区间是-0.5‰～-5.2‰，平均值为-2.7‰. 各品种稻草闷烧烟尘的δ13 CEC值比较接近，其变化区间是-27.6‰～-29.4‰，平均值为-28.6‰. 闷烧烟尘中EC的同位素组成也轻于对应的稻草总碳. 从内2优6到Ⅱ优728，不同品种之间的差异逐渐缩小(图1). Δ值在-1.1‰～-5.4‰之间变化，其平均值为-3.0‰. 在同种稻草的明火烟尘和闷烧烟尘之间，EC的同位素组成存在一定差异. 扬两优6的闷烧烟尘中的EC比明火烟尘重0.4‰. 其他5种稻草的闷烧烟尘内的EC均比明火烟尘轻0.1‰～1.2‰，平均亏损0.4‰.
 | 表1 秸秆总碳、 烟尘和灰烬元素碳的同位素组成 1)(PDB)/‰ Table 1 Isotopic composition of TC in straws and EC in straw smoke and ash (PDB)/‰ |
5种麦草明火烟尘中EC的同位素组成存在一定差异. 其δ13 CEC值分布于-26.9‰～-29.9‰之间，平均为-28.5‰. EC与对应麦草总碳的Δ值为-0.2‰～0.9‰. 扬麦10、 扬麦16、 温六等3个品种的EC比麦草碳同位素组成重，但矮抗58和西农979的EC比麦草略微偏轻(图1).
 | 图1 秸秆烟尘中EC的同位素比值变化趋势 Fig. 1 Variability of isotope ratios for EC in straw smoke |
麦草闷烧烟尘的δ13 CEC值分布于-25.4‰～-29.4‰之间，其平均值为-28.0‰. 与麦草相比，只有温六的EC同位素组成比之轻0.4‰，其他5种麦草闷烧烟尘的δ13 CEC值均大于或等于麦秸的值. 其Δ值为0.0‰～0.8‰，平均为0.5‰. 在同种麦草的明火烟尘和闷烧烟尘之间，除了温六闷烧烟尘的EC同位素组成比明火轻1.3‰之外，矮抗58、 西农979、 扬麦10、 扬麦16等品种的闷烧EC同位素组成均比明火重(图1). 其Δ值为0.3‰～0.5‰.
玉米秸秆闷烧烟尘的δ13 CEC值分布于-13.0‰～-13.9‰之间，平均为-13.6‰. 与秸秆总碳的同位素组成相比，东单60的闷烧EC重1.0‰，其余3种秸秆的闷烧EC轻-0.3‰～-1.1‰. 后三者的Δ平均值为-0.6‰. 对同一种玉米秸秆而言，闷烧烟尘中的EC均比明火烟尘的EC显著富集13 C. 依中科11、 东单60、 豫丰3358、 掖单4等品种的次序，这种差异逐渐缩小(图1). 该Δ值的变化区间是1.1‰～8.8‰，平均值为4.0‰.
在稻草明火燃烧产生的灰烬中，δ13 CEC值分布于-26.6‰～-29.6‰之间，其平均值为-27.5‰. 6个品种中仅有Ⅱ优728的EC同位素组成比相应稻草的总碳重0.9‰，其他5种的灰烬EC均比秸秆亏损13 C. 其Δ值的变化范围为-0.7‰～-5.7‰，平均值为-2.3‰. 在稻草的闷烧灰烬中，EC的δ13 CEC值为-25.9‰～-28.6‰，平均值为-27.3‰. 在6个品种的灰烬中，只有宁粳1的EC同位素组成比稻草重0.4‰，其他5种的EC均比稻草轻. 其Δ值分布于-0.1‰～-4.7‰之间，平均值为-2.0‰. 在明火灰烬和闷烧灰烬中，EC的δ13 CEC值变化趋势基本一致(图2). Ⅱ优279和Ⅱ优728的闷烧灰烬EC比明火灰烬分别轻0.4‰和1.0‰，其他4种的闷烧灰烬EC比明火灰烬重0.2‰～1.1‰. 后四者的Δ平均值为0.6‰.
 | 图2 秸秆灰烬中EC同位素比值的变化趋势 Fig. 2 Variability of isotope ratios for EC in straw ash |
麦草明火灰烬中EC的碳同位素比值为-26.0‰～-29.7‰，平均值是-27.4‰. 不同品种间EC同位素的变化趋势与麦草总碳的完全一致(图2). 该图显示，每种麦草的明火灰烬EC均比对应的秸秆总碳富集13 C. 二者的Δ值处于0.2‰～2.0‰之间，其平均值为0.9‰.
在麦秸的闷烧灰烬中，δ13 CEC值的变化趋势与麦草总碳和明火灰烬EC的类似，但变化幅度比明火灰烬的大(图2). 其分布范围是-22.5‰～-29.2‰，平均值为-26.0‰. 每种麦草的闷烧灰烬EC均比麦草富集13 C. 其Δ值在0.9‰～3.7‰间变化，Δ平均为2.4‰. 此外，除了扬麦16的两种灰烬的δ13 CEC值基本相同之外，其他5种麦草的闷烧灰烬EC的同位素组成均比对应明火灰烬的重. 其Δ的分布范围是0.5‰～3.6‰，平均值为1.8‰.
在玉米秸秆明火燃烧生成的灰烬中，δ13 CEC值的变化幅度较小(图2). 其分布范围是-14.4‰～-15.6‰，平均值为-15.0‰. 明火灰烬的δ13 CEC值变化趋势与秸秆总碳有一定的差异. 与玉米秸秆相比，中甜9的明火灰烬EC的碳同位素组成偏重，两者的Δ值为1.4‰，而其他5个品种的偏轻. 后5个品种明火灰烬的Δ值变化范围是-0.5‰～-3.4‰，平均值为-1.8‰.
在玉米秸秆的闷烧灰烬中，δ13 CEC值的变化幅度比明火灰烬大. 其变化区间为-12.3‰～-18.9‰，平均值为-14.8‰. 闷烧灰烬中EC同位素比值的变化趋势与秸秆不完全一致. 中甜9和掖单4的闷烧灰烬EC分别比相应秸秆重1.5‰和1.3‰. 其余4种比秸秆轻0.2‰～6.7‰，其Δ平均值为-2.2‰. 与明火灰烬中的EC相比，中单2的闷烧灰烬EC相对轻3.3‰，其余5种相对重0.1‰～3.1‰. 后五者的Δ平均值为1.0‰.
概括而言，稻草烟尘和灰烬的δ13 CEC平均值分别为-28.3‰～-28.7‰、 -27.3‰～-27.5‰，分别比稻草总碳同位素平均组成轻2.7‰～3.0‰、 1.6‰～1.8‰. 麦草烟尘和灰烬的δ13 CEC平均值分别为-28.0‰～-28.5‰、 -26.0‰～-27.4‰，与麦草总碳同位素平均比值之差分别达到-0.2‰～0.4‰、 0.9‰～2.4‰. 玉米秸秆烟尘和灰烬的δ13 CEC平均值分别为-13.6‰～-17.2‰、 -14.8‰～-15.0‰，与秸秆总碳同位素平均比值分别相差-3.5‰～0.2‰、 -1.0‰～-1.3‰. 总之，稻草烟尘中EC的13 C亏损最严重，而麦草烟尘中的EC仅发生了轻微的亏损或富集. 玉米秸秆烟尘中EC的同位素分馏程度与稻草烟尘类似. 对于灰烬中的EC而言，稻草和玉米秸秆的亏损程度比烟尘有所下降，而麦草的富集程度却有所提高.
作物秸秆主要由纤维素、 半纤维素和木质素组成. 稻草中这3种组分的含量分别为30%、 25%、 12%[29]. 麦秸中此3种组分的含量分别高达36%、 31%和20%[30]. 玉米秆及其叶片中纤维素/半纤维素和木质素形式的碳分别占总碳的60.9%～69.1%、 14.2%～17%[31]. 生物质的燃烧过程一般可分为干燥气化、 有焰燃烧和无焰燃烧等3个阶段. 在第一阶段，生物质中的游离态水分发生汽化，纤维素、 半纤维素和木质素等发生热解，并转变为气态物质. 在第二阶段，由热解产生的气态物质被燃烧氧化. 在第三阶段，炭化物发生无焰燃烧. 实际上，灰烬炭和烟尘炭的形成过程並不相同. 灰烬炭是纤维素等物质发生脱水、 脱羰基、 脱羧基等化学变化之后形成的. 烟尘炭是凝结的挥发分及其裂解产物焦化的结果[29]. 生物质燃烧过程中发生的热解反应是上述3种主要组分共同参与的结果[32]. 前述秸秆的明火燃烧过程包括了全部3个燃烧阶段，但闷烧过程则没有发生有焰燃烧.
从前述测定结果可知， 3种秸秆明火烟尘中元素碳的同位素组成总体上比闷烧烟尘的轻； 明火灰烬和闷烧灰烬中元素碳的同位素组成也是如此. 对于同一品种的秸秆，无论是明火燃烧还是闷烧，其所产生烟尘中EC的同位素组成总体上都比灰烬的轻. 两类烟尘中EC的同位素组成均轻于两类灰烬. 这种趋势对于麦草和稻草尤为明显(图3). 在生物质燃烧排放的烟尘中，左旋葡聚糖的碳同位素组成比燃料中的综纤维素母体轻1.9‰[33]. 说明在纤维素发生热解生成挥发份的过程中发生了显著的同位素分馏. 其中12C倾向于在挥发份中富集，而13 C倾向于保留在母体中. 据此认为，上述3类秸秆的烟尘和灰烬中EC在同位素组成上的趋势性差别，也是秸秆在燃烧过程中主要组分在热解、 炭化的同时，也发生了碳同位素分馏的结果. 由于在生成烟尘炭和灰烬炭的前驱物之间已经发生了碳同位素分馏，这导致了同种秸秆在同样燃烧条件下生成的烟尘EC比灰烬EC在同位素组成上偏轻. 燃烧温度上的差别是造成同种秸秆在不同燃烧条件下所形成的烟尘EC之间、 灰烬EC之间，存在上述同位素组成差异的主要原因. 明火燃烧的温度较高，更有利于生物质发生热解和碳同位素分馏. 闷燃的温度较低，更有利于生物质炭化，但不利于碳同位素分馏作用的发生. 生物质燃烧过程中发生了一系列复杂的化学反应，其中有些燃烧化学问题有待进一步研究. 因此，有关EC的同位素分馏机制也需要更深入地探讨.
 | 图3 秸秆烟尘和灰烬中EC同位素组成对比 Fig. 3 Comparison of isotope ratios for EC in straw smoke and ash |
秸秆烟尘和灰烬中EC同位素比值的变化趋势(图1、 图2)说明，EC虽然在很大程度上继承了秸秆中总碳的同位素组成特点，但也发生了明显的同位素分馏. 麦草和稻草同属于C3植物，但与各自的总碳同位素组成相比，其烟尘和灰烬中EC的同位素分馏趋势却截然相反. 稻草烟尘和灰烬中的EC总体上均趋向于严重亏损13 C， 而麦草相应的EC却趋向于轻微富集13 C(表1). 玉米秸秆属于C4植物，其δ13 CEC值的变化趋势与稻草类似. 这说明秸秆成分对EC的同位素组成能够产生显著的影响.
竹子(C3)和甘蔗(C4)等植物经热解产生的EC，其同位素组成比植物总碳轻0～1.6‰[28]. 与之相比，上述稻草和玉米秆燃烧生成的EC比原植物更加亏损13 C，而麦草源EC的同位素分馏方向却恰恰相反. 对桉树等C3、 C4植物叶片的研究结果表明，C3植物灰烬中总碳(近似当作EC)的同位素比值比叶片总碳的大，而C4植物灰烬中的总碳比叶片总体上要轻[25]. C4草本植物灰烬总碳有的比原植物总碳轻(0.1‰～3.5‰),有的却比之重(＜1‰)，而C3草本植物的灰烬总碳却没有发生明显的同位素分馏[26]. 这均与上述研究结果不完全一致. 表明不同种类生物质燃烧产生的EC，其同位素组成很可能存在一定的差异. 这与光合作用途径是否相同没有直接的关系.
杭州市区汽油机动车(小轿车)和柴油机动车(大巴)烟灰的δ13 CEC平均值分别为-25.8‰和-26.5‰. 日本秋田市的对应值均是-24.4‰(表2). 玉米秸秆烟尘的δ13 CEC平均值与之相差8.8‰~10.9‰，稻草和麦草烟尘的δ13 CEC平均值与之相差约-2.0‰～-4.1‰. 显然，两类来源的EC的同位素组成相差较大. 煤中EC、 煤及煤烟灰中总碳的δ13 C值均分布于-22‰～-27‰之间[35,36,37]. 如果忽略煤烟中EC的同位素分馏，那么玉米、 稻草/麦草等秸秆烟尘的δ13 CEC平均值与之分别至少相差6.4‰、 -1.2‰. 土壤与3类秸秆烟尘的δ13 CEC值也相差悬殊. 总之，3类秸秆烟尘中EC的同位素组成与其他几种来源存在明显的差别.
| 表2 大气PM2.5及其污染源的碳同位素比值(PDB) /‰ Table 2 δ13 C values for ambient PM2.5 and relative pollutants (PDB)/‰ |
在不同城市大气的PM2.5中，EC的同位素组成存在一定的差异. 在我国的14座城市中，δ13 CEC的平均值为-26.6‰~-23.3‰[20]. 杭州市和日本秋田市的δ13 CEC平均值分别为-26.5‰和-24.3‰. 表明不同城市的EC在来源上存在差别. 对于同一座城市，δ13 CEC还随季节而变化[19,20,21]. 说明不同污染源对大气EC的贡献也存在季节性差异. 显然，在秸秆烟尘和城市大气PM2.5之间，EC的同位素组成也有一定的差别.
秸秆大规模露天焚烧通常发生在夏季和秋季. 麦秸在夏季焚烧，而玉米秆和稻草在秋季焚烧. 在此季节，只要测得被烧秸秆烟尘、 煤烟灰、 燃油机动车烟灰等污染物的δ13 CEC值，以及受污染地区大气PM2.5的δ13 CEC比值，就可利用稳定碳同位素组成来识别大气中EC的主要来源. 此外，还可利用同位素质量平衡方法估算秸秆燃烧对特定区域内大气PM2.5中EC的贡献[38].
(1)稻草、 麦草和玉米秸秆燃烧生成的EC均发生了不同程度的同位素分馏. 稻草烟尘中EC的13 C亏损最严重，而麦草烟尘EC仅发生了轻微的亏损或富集. 玉米秸秆烟尘中EC的分馏程度与稻草烟尘类似. 稻草闷烧烟尘中EC的同位素组成总体上略轻于明火烟尘，而麦草和玉米秸秆闷烧烟尘中EC的同位素组成却明显趋于比明火烟尘的重.
(2)稻草和玉米秸秆灰烬中EC的同位素组成总体上轻于相应秸秆的总碳，而麦草灰烬中EC的同位素组成比总碳重. 3类秸秆闷烧灰烬中EC的同位素组成具有比明火灰烬偏重的趋势. 稻草和玉米秸秆灰烬中EC的13 C亏损程度比烟尘有所下降，而麦草灰烬中EC的13 C富集程度却有所提高.
(3)3类秸秆烟尘中EC的同位素比值，对识别和估算秸秆焚烧季节大气中此类生物质燃烧来源的EC具有潜在的应用价值.
| [1] | Dan M, Zhuang G S, Li X X, et al. The characteristics of carbonaceous species and their sources in PM2.5 in Beijing [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38 (21): 3443-3452. |
| [2] | Lonati G, Giugliano M, Butelli P, et al. Major chemical components of PM2.5 in Milan (Italy) [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39 (10): 1925-1934. |
| [3] | Giugliano M, Lonati G, Butelli P, et al. Fine particulate (PM2.5-PM1) at urban sites with different traffic exposure [J]. Atmospheric Environment, 2005, 39 (13): 2421-2431. |
| [4] | Vecchi R, Marcazzan G, Valli G, et al. The role of atmospheric dispersion in the seasonal variation of PM1 and PM2.5 concentration and composition in the urban area of Milan (Italy) [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38 (27): 4437-4446. |
| [5] | Bond T C, Doherty S J, Fahey D W, et al. Bounding the role of black carbon in the climate system: A scientific assessment [J]. Journal of Geophysical Research: Atmospheres, 2013, 118 (11): 5380-5552. |
| [6] | Ramanathan V, Carmichael G. Global and regional climate changes due to black carbon [J]. Nature Geoscience, 2008, 1 : 221-227. |
| [7] | Shindell D, Faluvegi G. Climate response to regional radiative forcing during the twentieth century [J]. Nature Geoscience, 2009, 2 : 294-300. |
| [8] | Sahai S, Sharma C, Singh D P, et al. A study for development of emission factors for trace gases and carbonaceous particulate species from in situ burning of wheat straw in agricultural fields in India [J]. Atmospheric Environment, 2007, 41 (39): 9173-9186. |
| [9] | Hammapala R D, Claiborn C, Jimenez J, et al. Emission factors of PAHs, methoxyphenols, levoglucosan, elemental carbon and organic carbon from simulated wheat and Kentucky bluegrass stubble burns [J]. Atmospheric Environment, 2007, 41 (12): 2660-2669. |
| [10] | Keshtkar H, Ashbaugh L L. Size distribution of polycyclic aromatic hydrocarbon particulate emission factors from agricultural burning [J]. Atmospheric Environment, 2007, 41 (13): 2729-2739. |
| [11] | Cheng M, Horng C, Su Y, et al. Particulate matter characteristics during agricultural waste burning in Taichung City, Taiwan [J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 165 (1-3): 187-192. |
| [12] | Viana M, López J M, Querol X, et al. Tracers and impact of open burning of rice straw residues on PM in Eastern Spain [J]. Atmospheric Environment, 2008, 42 (8): 1941-1957. |
| [13] | 曹国良, 张小曳, 王亚强, 等. 中国区域农田秸秆露天焚烧排放量的估算[J]. 科学通报, 2007, 52 (15): 1826-1831. |
| [14] | 黄虹, 李顺诚, 曹军骥, 等. 广州市夏季室内外PM2.5中有机碳、元素碳的分布特征[J]. 环境科学学报, 2005, 25 (9): 1242-1249. |
| [15] | Querol X, Alastuey A, Ruiz C R, et al. Speciation and origin of PM10 and PM2.5 in selected European cities [J]. Atmospheric Environment, 2004, 38 (38): 6547-6555. |
| [16] | Schmidl C, Bauer H, Dattler A, et al. Chemical characterization of particle emissions from burning leaves[J]. Atmospheric Environment, 2008, 42 (40): 9070-9079. |
| [17] | Mazzoleni L R, Zielinska B, Moosmüller Ⅱ. Emissions of levoglucosan, methoxy phenols, and organic acids from prescribed burns, laboratory combustion of wildland fuels, and residential wood combustion[J]. Environmental Science and Technology, 2007, 41 (7): 2115-2122. |
| [18] | Huang L, Brook J R, Zhang W, et al. Stable isotope measurements of carbon fractions (OC/EC) in airborne particulate: A new dimension for source characterization and apportionment [J]. Atmospheric Environment, 2006, 40 (15): 2690-2705. |
| [19] | Liu G, Zhang X, Teng W, et al. Isotopic composition of organic carbon and elemental carbon in PM2.5 in Hangzhou [J]. Chinese Science Bulletin, 2007, 52 (17): 2435-2437. |
| [20] | Cao J, Chow J C, Tao J, et al. Stable carbon isotopes in aerosols from Chinese cities: Influence of fossil fuels [J]. Atmospheric Environment, 2011, 45 (6): 1359-1363. |
| [21] | Kawashima H, Haneishi Y. Effects of combustion emissions from the Eurasian continent in winter on seasonal δ13C of elemental carbon in aerosols in Japan [J]. Atmospheric Environment, 2012, 46 : 568-579. |
| [22] | Nishikawa M, Matsui I, Batdorj D, et al. Chemical composition of urban airborne particulate matter in Ulaanbaatar[J]. Atmospheric Environment, 2011, 45 (32): 5710-5715. |
| [23] | Ho K F, Lee S C, Cao J J, et al. Variability of organic and elemental carbon, water soluble organic carbon, and isotopes in Hong Kong [J]. Atmospheric Chemistry and Physics Discussions, 2006, 6 (3): 4579-4600. |
| [24] | Cachier H, Buat-Ménard P, Fontugne M, et al. Source terms and source strengths of carbonaceous aerosol in the tropics [J]. Journal of Atmospheric Chemistry, 1985, 3 (4): 469-489. |
| [25] | Turekian V C, Macko S, Ballentine D, et al. Causes of bulk carbon and nitrogen isotopic fractionations in the products of vegetation burns: laboratory studies [J]. Chemical Geology, 1998, 152 (1-2): 181-192. |
| [26] | Das O, Wang Y, Hsieh Y. Chemical and carbon isotopic characteristics of ash and smoke derived from burning of C3 and C4 grasses [J]. Organic Geochemistry, 2010, 41 (3): 263-269. |
| [27] | Kundu S, Kawamura K, Andreae T W, et al. Diurnal variation in the water-soluble inorganic ions, organic carbon and isotopic compositions of total carbon and nitrogen in biomass burning aerosols from the LBA-SMOCC campaign in Rondnia, Brazil [J]. Journal of Aerosol Science, 2010, 41 (1): 118-133. |
| [28] | Bird M I, Darren R G. Determination of the abundance and carbon isotope composition of elemental carbon in sediments [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1997, 61 (16): 3413-3423. |
| [29] | Sullivan A L, Ball R. Thermal decomposition and combustion chemistry of cellulosic biomass [J]. Atmospheric Environment, 2012, 47 : 133-141. |
| [30] | 陈春梅, 谢祖彬, 朱建国, 等. CO2浓度升高对小麦秸秆性质、数量及其分解的影响[J]. 中国生态农业学报, 2007, 15 (6): 1-5. |
| [31] | Dignac M F, Bahri H, Rumpel C, et al. Carbon-13 natural abundance as a tool to study the dynamics of lignin monomers in soil: an appraisal at the Closeaux experimental field (France) [J]. Geoderma, 2005, 128 (1-2): 3-17. |
| [32] | Güllü D, Demirbas A. Biomass to methanol via pyrolysis process [J]. Energy Conversion and Management, 2001, 42 (11): 1349-1356. |
| [33] | Sang X F, Gensch I, Laumer W, et al. Stable carbon isotope ratio analysis of anhydrosugars in biomass burning aerosol particles from source samples [J]. Environmental Science and Technology, 2012, 46 (6): 3312-3318. |
| [34] | 刘刚, 姚祁芳, 杨辉. 汽车尾气烟尘中有机碳和元素碳的稳定同位素组成[J]. 环境与健康杂志, 2008, 25 (9): 822-823. |
| [35] | Whiticar M J. Stable isotope geochemistry of coals, humic kerogens and related natural gases [J]. International Journal of Coal Geology, 1996, 32 (1-4): 191-215. |
| [36] | Bechtel A, Markic M, Sachsenhofer R F, et al. Paleoenvironment of the upper Oligocene Trbovlje coal seam (Slovenia) [J]. International Journal of Coal Geology, 2004, 57 (1): 23-48. |
| [37] | Rimmer S M, Rowe H D, Taulbee D N, et al. Influence of maceral content on δ13C and δ15N in a Middle Pennsylvanian coal [J]. Chemical Geology, 2006, 225 (1-2): 77-90. |
| [38] | López-Veneroni D. The stable carbon isotope composition of PM2.5 and PM10 in Mexico City Metropolitan Area air [J]. Atmospheric Environment, 2009, 43 (29): 4491-4502. |