燃煤污染源排放顆粒物采樣方法實驗室比對研究

武亞鳳，陳建華，鐘連紅

1. 中國環(huán)境科學(xué)研究院環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)研究所, 北京 100012

2. 中國環(huán)境科學(xué)研究院大氣環(huán)境研究所, 北京 100012

3. 北京市環(huán)境保護科學(xué)研究院, 北京 100037

目前我國大氣污染治理處于攻堅期、窗口期，細(xì)顆粒物污染依舊突出，加強細(xì)顆粒物與相關(guān)污染物協(xié)同控制是“十四五”乃至更長時期我國生態(tài)環(huán)境保護主要的工作重點. 國內(nèi)尚未發(fā)布針對燃煤污染源排放細(xì)顆粒物的排放標(biāo)準(zhǔn)及配套標(biāo)準(zhǔn)監(jiān)測方法. 我國適用于固定污染源排氣中顆粒物測定的現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)采樣方法包括《固定污染源排氣中顆粒物測定與氣態(tài)污染物采樣方法》(GB/T 16157-1996)[1]、《固定污染源排氣中顆粒物測定與氣態(tài)污染物采樣方法》(GB/T 16157-1996)修改單[2]以及《固定污染源廢氣 低濃度顆粒物的測定 重量法》(HJ 836-2017)[3]，上述標(biāo)準(zhǔn)采樣方法針對排氣筒等固定污染源排氣中總煙塵的測定進行了規(guī)定，且采集到的顆粒物通常為直接以固態(tài)形式排放出來的可過濾顆粒物，難以準(zhǔn)確反映燃煤污染源對環(huán)境空氣中細(xì)顆粒物的實際貢獻值. 國外雖已推出固定污染源煙氣中PM10、PM2.5的推薦測試方法[4-9]，但僅用于建立PM10、PM2.5排放源清單，以了解燃煤污染源排放的顆粒物對大氣環(huán)境的貢獻值.

近年來，針對燃煤污染源排放的細(xì)顆粒物已開展了大量分級采樣測試. 李小龍等[10]采用DPI顆粒物分粒徑采樣器對6家超低排放燃煤電廠濕法脫硫和濕式電除塵器進出口煙氣開展了顆粒物的分級測試，分析了不同除塵器對不同粒徑段顆粒物的脫除效率.蔣靖坤等[11-15]采用雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器、低壓荷電撞擊器（ELPI）等對燃煤污染源排放煙氣中的顆粒物開展了大量分級測試研究工作，并對固定污染源可凝結(jié)顆粒物的3種測試方法開展了現(xiàn)場比對測試工作. 武亞鳳等[16]采用Dekati ELPI+和DI1000稀釋系統(tǒng)測試研究了某電廠燃煤鍋爐機組在不同燃用煤種、不同煙冷器出口溫度下顆粒物排放數(shù)濃度以及粒徑分布特征. Shin等[17-18]針對燃煤電廠也開展了大量細(xì)顆粒物排放特征研究. Liu等[19]采用DGI研究了京津冀地區(qū)6個燃煤電廠采用濕法脫硫?qū)M2.5濃度粒徑分布的影響規(guī)律，研究表明，濕法脫硫?qū)倯腋☆w粒物的去除率(52.30%)較好；但經(jīng)過濕法脫硫裝置處理后的排氣中PM2.5濃度有所增加，粒徑小于0.2 μm的顆粒物為主要貢獻，周科等[20-21]研究結(jié)果也佐證了該結(jié)論.

基于現(xiàn)有科研測試工作，目前采用的固定污染源顆粒物分級采樣測試方法通常包括直接采樣法和稀釋采樣法，其中，直接采樣法顆粒物分級采樣器包括加熱型PM2.5采樣系統(tǒng)(Dekati重力撞擊采樣器，簡稱“Dekati DGI”)、雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器等，稀釋采樣法顆粒物分級采樣器包括芬蘭Dekati公司生產(chǎn)的低壓荷電撞擊器(ELPI/ELPI+)配備稀釋系統(tǒng)、稀釋型PM2.5采樣系統(tǒng)、部分科研單位自主研發(fā)的細(xì)顆粒物稀釋采樣系統(tǒng)等. 不同采樣方法采樣原理不同，顆粒物粒徑分級區(qū)間也不同. 但目前基于不同采樣原理的固定污染源顆粒物分級采樣方法同步比對測試研究較少，因此該研究采用民用小煤爐排放裝置結(jié)合煙氣采集系統(tǒng)，在實驗室內(nèi)對直接采樣法(雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器、旋風(fēng)采樣器、總煙塵采樣器)和稀釋采樣法〔低壓荷電撞擊器(ELPI)配備稀釋系統(tǒng)〕開展了測試結(jié)果穩(wěn)定性和相關(guān)性分析，以及涉及的4種顆粒物采樣器可操作性分析，研究了不同煤質(zhì)對顆粒物濃度測試結(jié)果的影響，評估了各類采樣方法和采樣器的適用性，以期為我國燃煤污染源顆粒物分級采樣標(biāo)準(zhǔn)方法的制定提供技術(shù)支撐.

1 基于模擬系統(tǒng)的顆粒物采樣比對試驗方法

1.1 顆粒物采集系統(tǒng)的建立

實驗室比對測試流程見圖1. 以民用小煤爐作為煙氣排放源，模擬燃煤污染源. 煙氣采集系統(tǒng)由煙道裝置和各顆粒物采樣器組成. 煙道裝置包括一個呈喇叭狀的煙氣罩和直徑為25 cm的不銹鋼材質(zhì)煙道構(gòu)成. 煙道尾端與抽氣泵連接. 抽氣泵工作時，除了能保證燃煤產(chǎn)生的煙氣全部吸入煙道，還能將周圍環(huán)境中體積數(shù)倍于煙氣的空氣一并吸入，在煙道內(nèi)與熱煙氣進行稀釋混合，以保證煙道內(nèi)煙氣流速的穩(wěn)定.

圖1 采樣系統(tǒng)示意Fig.1 Schematics of sampling system

由于小煤爐的煙道比較細(xì)，且煙氣流速較低，該試驗不是直接在小煤爐的煙道內(nèi)取樣，而是在稀釋后的煙道內(nèi)取樣. 稀釋后的煙道內(nèi)煙氣流速約為9 m/s，稀釋煙道直徑為25 cm，經(jīng)計算煙道內(nèi)煙氣流量約為26 000 L/min. 該研究涉及的4臺顆粒物采樣器總?cè)恿坎蛔?00 L/min，占總煙氣量比例不足1%，從而規(guī)避了各顆粒物采樣器同步采樣時的互相干擾. 另外，為盡可能避免采樣頭對煙氣流動狀態(tài)的擾動，將采樣頭體積較小的顆粒物采樣器放置在煙道前段，并且每兩臺采樣器之間保持一定距離，防止后者采樣嘴置于前者的渦流負(fù)壓區(qū)而采集不到顆粒物. 試驗過程中采樣點的選取盡可能避開煙道彎管處，并確保煙道各連接處氣密性良好.

1.2 試驗設(shè)備

試驗設(shè)備包括民用小煤爐、雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器、旋風(fēng)采樣器、總煙塵采樣器和低壓荷電撞擊器(簡稱“ELPI”)配備稀釋系統(tǒng)(見表1)，其中，總煙塵采樣器的采樣測試以及采樣準(zhǔn)備嚴(yán)格按照GB/T 16157-1996的顆粒物采樣測定技術(shù)要求執(zhí)行，其他顆粒物采樣器參照GB/T 16157-1996相關(guān)要求執(zhí)行.

表1 固定污染源顆粒物采樣方法和采樣器的基本情況Table 1 The information of particle sampling methods and samplers for stationary sources

該研究采用4種顆粒物采樣器同步比對采樣測試共計18次，其中同步有效數(shù)據(jù)共計14組，6組為燃用蜂窩煤排放煙氣中不同粒徑段顆粒物濃度，8組為燃用煙煤排放煙氣中不同粒徑段顆粒物濃度. 燃用煙煤時同步采樣時間為210～240 min，燃用蜂窩煤時同步采樣時間為360～390 min. 4種采樣器均為等速采樣.

雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器將采集到的顆粒物分為3級，分別為Da (顆粒物空氣動力學(xué)直徑)＞10 μm、2.5 μm≤Da≤10 μm、Da＜2.5 μm，分級后的顆粒物分別采集到收口內(nèi)對應(yīng)的直徑為37 mm特氟龍濾膜上，采樣器為恒流量采樣，室溫下流量為25 L/min.

旋風(fēng)采樣器將采集到的顆粒物分為3級，分別為PM2.5、PM2.5-10、PM10+，其中Da＜2.5 μm顆粒物被捕集于后置的47 mm特氟龍濾膜上，少部分殘留在膜托上部旋風(fēng)出氣管路壁上；Da＞10 μm和2.5 μm≤Da≤10 μm的顆粒物附著在相應(yīng)灰斗和錐體表面，采用丙酮清洗收集. 試驗中旋風(fēng)采樣器流量控制計計前壓差為2英寸汞柱(6.773 kPa). 采樣流量通過控制壓差為13.4～14毫米水柱(1毫米水柱=9.8 Pa)來實現(xiàn).

總煙塵采樣器采用玻璃纖維濾筒進行采樣，濾筒外徑×高度×壁厚的規(guī)格為28 mm×70 mm×1 mm. 采樣器采樣流量為(16.7±0.25) L/min.

低壓荷電撞擊器(ELPI)使用的采樣膜為涂有Apiezon-L的25 mm鋁膜. 通過控制ELPI調(diào)節(jié)閥門壓力為100 mbar (1 mbar=100 Pa)，采樣流量控制在10 L/min. 根據(jù)ELPI各收集板顆粒物粒徑范圍和幾何中值，其1～10級鋁膜采集的顆粒物質(zhì)量累計為PM2.5的質(zhì)量，1～12級鋁膜采集的顆粒物質(zhì)量累計為PM10的質(zhì)量.

1.3 模擬試驗用煤煤質(zhì)

模擬試驗燃用的煤種包括無煙煤(蜂窩煤)和煙煤，二者煤質(zhì)分析結(jié)果如表2所示.

表2 蜂窩煤和煙煤煤質(zhì)的分析結(jié)果Table 2 Analysis result of honeycomb briquette and bituminous coal

1.4 試驗質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

1.4.1 樣品采集的質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

a） 濾膜使用前均進行了檢查，保證不得有任何破損，并于恒溫恒濕環(huán)境中恒質(zhì)量48 h，稱量時需要先消除靜電的影響，并進行非連續(xù)稱量3次，稱量結(jié)果誤差在±0.000 04 g內(nèi)，將3次稱量結(jié)果取平均值作為該濾膜的原始質(zhì)量. 稱量后的濾膜均放入用去離子水超聲清洗過的膜盒中，并用保鮮膜密封保存，備用.采樣后所有濾膜均恒質(zhì)量24～48 h后進行稱量.

b） 玻璃纖維濾筒于105～110 ℃烘箱中烘烤1 h，取出放入干燥器中冷卻至室溫并恒質(zhì)量48 h，稱量時需要先消除靜電的影響，并進行非連續(xù)稱重3次，稱量結(jié)果誤差在±0.000 04 g內(nèi). 采樣后恒質(zhì)量，在105～110 ℃烘箱中烘烤0.5 h，冷卻稱量，以減少濾筒本身失重帶來的系統(tǒng)誤差.

c） 每次試驗前檢查儀器和采樣頭氣密性. 安裝儀器時，所有連接口均加上密封圈，螺紋處纏生料帶，保證試驗氣密性良好.

d） 每次試驗前所有顆粒物采樣頭使用95%乙醇擦洗干凈，再進行下一次采樣.

1.4.2 樣品收集的質(zhì)量保證與質(zhì)量控制

附著在旋風(fēng)采樣器相應(yīng)灰斗和錐體表面的顆粒物，其清洗方式以及后續(xù)清洗液的收集方法都會引入一定的試驗誤差. 為使試驗誤差降至最小，開展了大量不同純度、不同收集方法的定量空白丙酮浸漬試驗，結(jié)果如表3～5所示. 由表3可見，石英膜的適應(yīng)性較差，干凈的47 mm石英膜經(jīng)定量空白丙酮潤濕浸漬并待丙酮完全揮發(fā)恒質(zhì)量后，多數(shù)較浸漬前質(zhì)量增加0.1～0.2 mg，部分較丙酮浸漬前質(zhì)量減少約0.1 mg，與空白丙酮純度無顯著相關(guān)性.

表3 丙酮浸漬石英膜的空白試驗Table 3 Acetone blank test of quartz membrane

將自制漏斗狀鋁箔容器恒質(zhì)量48 h后，加入不同體積、不同純度的丙酮. 由表4可見，空白試驗前、后鋁箔容器的質(zhì)量差值在十萬分之一天平測量誤差范圍(±0.04 mg)內(nèi).

表4 丙酮浸漬鋁箔容器的空白試驗Table 4 Acetone blank test of aluminum foil

表5 丙酮浸漬特氟龍膜的空白試驗Table 5 Acetone blank test of teflon membrane

由表4、5可見，無論分析純丙酮還是色譜純丙酮，空白試驗后待丙酮完全揮發(fā)，恒質(zhì)量后的特氟龍濾膜和自制鋁箔容器質(zhì)量變化均在誤差范圍內(nèi)，試驗效果相對較好. 綜合考慮，使用自制鋁箔容器進行后續(xù)清洗液的收集，可使試驗誤差降至最低，提高測試結(jié)果的正確度. 基于上述研究，該研究采用色譜純丙酮對附著在旋風(fēng)采樣器相應(yīng)灰斗和錐體表面的顆粒物分別進行清洗和收集，具體操作方法：將旋風(fēng)采樣頭PM10+和PM2.5-10的灰斗旋開，用適量色譜純丙酮清洗內(nèi)壁3次，將洗液直接轉(zhuǎn)移至對應(yīng)標(biāo)記的漏斗狀鋁箔容器內(nèi)，放在干燥器中保持干燥器蓋子略微敞開，在通風(fēng)櫥內(nèi)直至丙酮完全揮發(fā)，用鑷子收集并恒質(zhì)量.

2 結(jié)果與討論

2.1 顆粒物采樣器測試結(jié)果穩(wěn)定性驗證

ELPI測試結(jié)果擬合情況如圖2所示. 由圖2可見，采用ELPI顆粒物分級采樣系統(tǒng)，15次試驗測試結(jié)果中PM10和PM2.5濃度數(shù)據(jù)擬合的決定系數(shù)（R2）為0.976，斜率為1.055±0.044，數(shù)據(jù)殘差平方和為1.05. 旋風(fēng)采樣器測試結(jié)果擬合情況如圖3所示. 由圖3可見：采用旋風(fēng)采樣器，13次試驗測試結(jié)果中PM10和PM2.5濃度數(shù)據(jù)擬合的R2為0.999，斜率為1.006±0.006，數(shù)據(jù)殘差平方和為0.01；TSP和PM2.5濃度數(shù)據(jù)擬合的R2為0.996，斜率為1.008±0.02，數(shù)據(jù)殘差平方和為0.12. 雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器測試結(jié)果擬合情況如圖4所示. 由圖4可見：采用雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器，18次試驗測試結(jié)果中PM10和PM2.5濃度數(shù)據(jù)擬合的R2為0.999，斜率為1.005±0.005，數(shù)據(jù)殘差平方和為0.014；TSP和PM2.5濃度數(shù)據(jù)擬合的R2為0.998，斜率為1.012±0.009，數(shù)據(jù)殘差平方和為0.05.

圖2 ELPI采樣器測試結(jié)果的擬合情況Fig.2 Fitting degree of test results from ELPI sampler

圖3 旋風(fēng)采樣器測試結(jié)果的擬合情況Fig.3 Fitting degree of test results from cyclone sampler

圖4 雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器測試結(jié)果的擬合情況Fig.4 Fitting degree of test results from virtual impactor

數(shù)理統(tǒng)計擬合優(yōu)度分析中，決定系數(shù)（R2）和殘差平方和可協(xié)同對數(shù)據(jù)擬合結(jié)果作出定量判定，其中決定系數(shù)通常取值在0～1之間，越接近1表示擬合效果越好，同時殘差平方和越小表示擬合效果越好[22]. 可見，稀釋采樣法測試結(jié)果自身擬合性較直接采樣法差，實測數(shù)據(jù)點相對分散，95%置信帶較寬. 主要影響因素包括以下3個方面：①為保證模擬煙氣流速穩(wěn)定，采樣器采樣位置為稀釋后的煙道內(nèi)，因此當(dāng)燃用顆粒態(tài)物質(zhì)排放量較低的蜂窩煤時，采用稀釋采樣分級測試的方法時即使增加采樣時間，ELPI各級采樣膜稱量誤差仍較大，經(jīng)累計求和導(dǎo)致其測試結(jié)果誤差疊加，并經(jīng)稀釋倍數(shù)成倍擴大. ②ELPI均為普通的撞擊收集板，存在顆粒物反彈和再懸浮現(xiàn)象，使收集到上一級收集板的大顆粒隨氣流向下運動，導(dǎo)致顆粒物切割效率穩(wěn)定性降低. ③ELPI對顆粒物的荷電效率與顆粒物粒徑具有一定相關(guān)性，對粒徑小于2 μm的顆粒物荷電效率較高[23]，即荷電過程中大顆粒物荷電誤差較大，與ELPI說明書[24]表述一致.

與ELPI測試結(jié)果相比，旋風(fēng)采樣器和雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器的測試結(jié)果數(shù)據(jù)擬合殘差平方和降低了1～2數(shù)量級，可見在操作誤差范圍內(nèi)包括旋風(fēng)采樣器和雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器在內(nèi)的直接采樣法測試結(jié)果的穩(wěn)定性更高. 一方面，旋風(fēng)采樣器和雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器積塵表面積均遠(yuǎn)大于普通慣性撞擊分級收集板；另一方面，直接采樣法樣品采集影響因子較稀釋采樣法少，主要與煙氣中一次可過濾顆粒物有關(guān). 旋風(fēng)采樣器多次測試所得PM10濃度和TSP濃度均與PM2.5濃度的擬合度較高，特別是PM10濃度與PM2.5濃度擬合度高達(dá)0.999，可見采用該研究確定的附著在灰斗和錐體表面顆粒物的清洗和收集方式，其測試結(jié)果準(zhǔn)確性和穩(wěn)定性較高，但鑒于旋風(fēng)采樣器樣品清洗收集操作復(fù)雜，其污染源現(xiàn)場采樣測試可操作性會受到一定影響.

2.2 顆粒物采樣器測試結(jié)果相關(guān)性研究

對于煙氣中不同粒徑段顆粒物，相應(yīng)顆粒物采樣器測試結(jié)果之間的相關(guān)性如表6～8所示. 由表6～8可見，在α=0.01顯著性水平上，對于煙氣中同一粒徑段顆粒物，各顆粒物采樣器測試結(jié)果之間顯著相關(guān). 對比Pearson相關(guān)系數(shù)(見表6～8)可知：稀釋采樣法與直接采樣法測試結(jié)果相關(guān)性略低，不足0.9；而直接采樣法測試結(jié)果之間相關(guān)性均在0.99以上，呈高度相關(guān). 原因可能為稀釋采樣法測定顆粒物濃度的影響因子較直接采樣法多，不僅與燃煤排放的一次可過濾顆粒物濃度有關(guān)，而且與煙氣溫度、相對濕度、煙氣中半揮發(fā)性物質(zhì)的含量以及稀釋比、稀釋空氣溫度密切相關(guān).

表6 各采樣器PM2.5濃度測試結(jié)果的相關(guān)性分析Table 6 Correlations of PM2.5 mass concentrations from different particle samplers

2.3 煤質(zhì)對顆粒物排放特征測試結(jié)果的影響

在燃用蜂窩煤和煙煤的工況下，采用ELPI、旋風(fēng)采樣器、雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器和總煙塵采樣器分別進行了多顆粒物采樣器同步采樣，測試結(jié)果如圖5所示. 試驗中，燃用蜂窩煤的小煤爐排放煙氣經(jīng)煙氣罩內(nèi)環(huán)境空氣大量稀釋，待測混合煙氣溫度基本接近周圍環(huán)境溫度(介于30～35 ℃之間)；而燃用熱值相對較高的煙煤時，產(chǎn)生的熱煙氣經(jīng)煙氣罩內(nèi)環(huán)境空氣稀釋，混合煙氣溫度仍高于周圍環(huán)境溫度，介于40～45 ℃之間.

燃用蜂窩煤同步采樣測試結(jié)果(見圖5)顯示，同一粒徑段顆粒物各直接采樣法的濃度測試結(jié)果處于同一數(shù)量級，采用ELPI稀釋采樣分級測試所得的PM2.5濃度為直接采樣法的9～18倍；按GB/T 16157-1996的顆粒物采樣測定技術(shù)要求，總煙塵采樣器的TSP濃度測試值僅為(0.33±0.166) mg/m3，推測燃用蜂窩煤稀釋煙道中煙氣的PM2.5濃度實際值在0.33 mg/m3以下. 可見，對于顆粒物濃度較低的煙氣，通過增加采樣時間無法有效控制各級濾膜稱量誤差的疊加效應(yīng)，因此針對常溫且顆粒物濃度較低的煙氣，不宜采用ELPI配備稀釋系統(tǒng)的采樣測試方法監(jiān)測煙氣中PM2.5和PM10濃度，建議采用直接采樣法.

表7 各采樣器PM10濃度測試結(jié)果的相關(guān)性分析Table 7 Correlations of PM10 mass concentrations from different particle samplers

通常民用小煤爐爐膛內(nèi)燃燒溫度相對較低，燃煤停留時間相對較短，煤質(zhì)非揮發(fā)性有機物質(zhì)燃燒效率較低，極易以碳質(zhì)組分顆粒物排出. 煙煤不同于蜂窩煤，其揮發(fā)分含量、全硫含量、發(fā)熱量均較高. 筆者研究中同等模擬工況下燃用煙煤總顆粒物平均排放濃度約為無煙煤(蜂窩煤)的11～23倍. 煤質(zhì)分析結(jié)果表明，筆者試驗中燃用的煙煤其揮發(fā)分和硫含量均較高，而硫酸鹽顆粒是細(xì)顆粒物的重要組成部分，推測其為燃用煙煤煙氣中顆粒物濃度較高的主要因素之一. 此外，碳質(zhì)組分是民用煤燃燒煙氣中PM2.5的主要成分，通常煙煤的碳質(zhì)組分最高，從而可大幅增加燃燒過程中顆粒物的生成[25]. Li等[26-27]研究表明，燃用揮發(fā)分含量較高的煙煤排放的煙氣中碳質(zhì)組分顆粒物濃度相對較高. Butcher等[28]研究表明，燃用煙煤顆粒物平均排放因子約為無煙煤的20倍. Lu等[29]研究結(jié)果也表明，燃用煙煤的細(xì)顆粒物排放因子高于無煙煤. 此外，如圖5所示，燃用煙煤時，各采樣器對煙氣中的PM10和PM2.5濃度測試結(jié)果(3～4 mg/m3)在一個數(shù)量級，因此高顆粒物濃度煙氣可以有效降低濾膜稱量誤差對測試結(jié)果的影響. 采用ELPI配備稀釋系統(tǒng)對PM2.5和PM10濃度的測試結(jié)果比直接采樣法測試結(jié)果高約1 mg/m3，推測主要影響因素為高溫?zé)煔庠谙♂尳禍剡^程中隨著溫度和壓力的變化，部分半揮發(fā)性前體物經(jīng)均相或非均相成核形成可凝結(jié)顆粒物.Yang等[30]研究結(jié)果也表明，隨著排氣溫度的升高，可凝結(jié)顆粒物含量增加.

由圖5可見，無論燃用蜂窩煤或煙煤，直接采樣法中旋風(fēng)采樣器對TSP濃度的測試值更接近GB/T 16157-1996規(guī)定的總煙塵采樣法測試結(jié)果，特別燃用煙煤時旋風(fēng)采樣器對TSP的測試結(jié)果與總煙塵采樣器的測試結(jié)果相對偏差不足0.7%. 可見，通過1.4.2節(jié)確定的顆粒物清洗和收集方式，旋風(fēng)采樣器對粒徑大于2.5 μm顆粒物的損失率小于雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器對粒徑大于20 μm顆粒物的損失率，但旋風(fēng)采樣系統(tǒng)的便攜性與全流程操作性較差.

由圖6可見，在水閥打開同等工況下燃用熱值較高的煙煤時，ELPI配備稀釋系統(tǒng)、旋風(fēng)采樣器、雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器對PM10/PM2.5（濃度比，下同）的測試結(jié)果分別為0.86±0.07、0.95±0.03、0.98±0.004，高于燃用蜂窩煤時的相應(yīng)測試值. 結(jié)合對應(yīng)粒徑段顆粒物濃度排放水平(見圖5、6)發(fā)現(xiàn)，相對于燃用無煙煤(如蜂窩煤)，燃用煙煤產(chǎn)生的煙氣中顆粒物濃度相對較高，且PM2.5占比較高，與Chen等[31-32]研究結(jié)果一致.

圖6 煤質(zhì)對顆粒物分級采樣器測試結(jié)果的影響Fig.6 Influences of coal quality on the test results from particles-classified samplers

3 結(jié)論

a) 從決定系數(shù)(R2)和殘差平方和角度分析，稀釋采樣法測試結(jié)果自身擬合性較直接采樣法差，實測數(shù)據(jù)點相對分散，95%置信帶較寬.

b) 直接采樣法中，基于該研究確定的清洗和收集方式，旋風(fēng)采樣器測試得到的PM10和PM2.5濃度擬合度高達(dá)0.999；雙級虛擬撞擊PM10/PM2.5采樣器測試結(jié)果穩(wěn)定性也較高，其測試得到的PM10和PM2.5濃度擬合度亦為0.999.

c) 不同顆粒物采樣器對煙氣中PM2.5、PM10、TSP的濃度測試結(jié)果均表明，稀釋采樣法與直接采樣法測試結(jié)果相關(guān)性較低；而各直接采樣法之間呈高度相關(guān)，Pearson相關(guān)系數(shù)為0.993～0.999.

d) 燃用蜂窩煤時，采用ELPI配備稀釋系統(tǒng)進行分級測試，各級濾膜稱量誤差的疊加效應(yīng)占主導(dǎo)地位. 針對常溫且顆粒物濃度較低的煙氣，建議采用直接采樣法，顆粒物濃度較高的煙氣可以有效降低濾膜稱量誤差對測試結(jié)果的影響. 針對高溫?zé)煔?，稀釋采樣法可捕集稀釋降溫過程形成的可凝結(jié)顆粒物.

e) 各采樣方法測試結(jié)果均表明，相對于燃用無煙煤(如蜂窩煤)，燃用煙煤產(chǎn)生的煙氣中顆粒物濃度相對較高，且PM2.5占比較高.