Zautomatyzowany, mobilny system zbierania o wysokiej rozdzielczości do analizy izotopowej azotu NOx

Podsumowanie

Poprzednie prace sugerują, że skład izotopowy atmosferycznych tlenków azotu może rozróżniać wpływ różnych źródeł w środowisku. Przedstawiamy zautomatyzowaną, mobilną, opartą na terenie metodę zapewniającą wysoką skuteczność zbierania atmosferycznej analizy izotopowej NO_x dla N w rozdzielczości godzinowej.

Streszczenie

Tlenki azotu (NO_x = NO + NO₂) to rodzina atmosferycznych gazów śladowych, które mają duży wpływ na środowisko. Stężenia NO_x bezpośrednio wpływają na zdolność utleniania atmosfery poprzez interakcje z ozonem i rodnikami hydroksylowymi. Głównym pochłaniaczem NO_x jest tworzenie i odkładanie się kwasu azotowego, składnika kwaśnych deszczy i biodostępnego składnika odżywczego. NO_x jest emitowany z mieszaniny źródeł naturalnych i antropogenicznych, które różnią się w czasie i przestrzeni. Kolokacja wielu źródeł i krótki czas życia NO_x sprawiają, że ilościowe ograniczenie wpływu różnych źródeł emisji i ich wpływu na środowisko jest trudne. Sugeruje się, że izotopy azotu NO_x różnią się w zależności od różnych źródeł, co stanowi potencjalnie potężne narzędzie do zrozumienia źródeł i transportu NO_x. Jednak poprzednie metody zbierania atmosferycznego NO_x integrują się w długich (z tygodnia na miesiąc) przedziałów czasowych i nie są zatwierdzone pod kątem skutecznego zbierania NO_x w odpowiednich, zróżnicowanych warunkach terenowych. Informujemy o nowym, wysoce wydajnym systemie terenowym, który zbiera atmosferyczny NO_x do analizy izotopowej w rozdzielczości czasowej od 30 minut do 2 godzin. Ta metoda zbiera gazowy NO_x w roztworze w postaci azotanu ze 100% wydajnością w różnych warunkach. Przedstawiono protokoły zbierania powietrza w warunkach miejskich zarówno w warunkach stacjonarnych, jak i mobilnych. Szczegółowo opisujemy zalety i ograniczenia metody oraz demonstrujemy jej zastosowanie w terenie. Pokazano, że dane z kilku wdrożeń 1) oceniają skuteczność zbierania w terenie poprzez porównanie z pomiarami stężenia NO_x in situ, 2) testują stabilność przechowywanych roztworów przed przetwarzaniem, 3) określają ilościowo odtwarzalność in situ w różnych warunkach miejskich oraz 4) pokazują zakres izotopów N NO_x wykrywanych w otaczającym powietrzu miejskim i na drogach o dużym natężeniu ruchu.

Wprowadzenie

Tlenki azotu atmosferycznego (NO_x = NO_{+ NO 2}) są ważnymi gatunkami w globalnym reaktywnym cyklu azotowym^1,2. NO_x w atmosferze jest wysoce reaktywny i bezpośrednio przyczynia się do zdolności utleniania atmosfery poprzez interakcje z ozonem (_O3) i rodnikiem hydroksylowym (OH). NO_x jest usuwany z atmosfery w skali godzin do dni w dolnej troposferze poprzez utlenianie do kwasu azotowego (HNO₃) lub azotanu (NO₃^-), które są wysoce rozpuszczalne i mogą być osadzane na sucho na powierzchniach w postaci aerozoli gazowych i cząstek stałych lub osadzane na mokro przez opady atmosferyczne (np. kwaśne deszcze)². NO_x jest emitowany z różnych źródeł, w tym ze spalania paliw kopalnych, spalania biomasy, procesów mikrobiologicznych w glebie i wyładowań atmosferycznych. Podział źródeł ma kluczowe znaczenie dla zrozumienia wpływu poszczególnych źródeł, ale różnorodność źródeł, ich zmienność w czasie i przestrzeni oraz stosunkowo krótkie czasy życia NO_x i HNO₃ sprawiają, że same analizy stężeń są niewystarczającym wskaźnikiem. Stabilne izotopy mogą być użyteczne jako sposób na lepsze śledzenie wzorców przestrzennych i trendów czasowych źródeł oraz chemii NO_x i_{NO 3}^- w środowisku, a także jako sposób na dodanie nowych ograniczeń do modeli atmosferycznych³. Do tej pory sygnatury izotopowe związane z różnymi źródłami NO_x pozostają wysoce niepewne, szczególnie z powodu dużych niepewności związanych z poprzednimi metodami⁴.

Poprzednie badania reprezentują szereg różnych metod aktywnego i pasywnego zbierania i dają duże zakresy w raportowanych wartościach izotopowych, nawet dla tego samego źródła emisji. Fibiger i wsp. stwierdzili, że wcześniej stosowane metody często różniły się znacznie pod względem skuteczności wychwytywania NO_x, przy czym zmiany warunków miały ogromny wpływ na zbieranie danych w terenie (np. temperatura, wilgotność, natężenie przepływu, wiek roztworu)⁴. Nieefektywne wykorzystanie dotychczasowych metod wychwytywania NO i NO₂ może prowadzić do frakcjonowania. Na przykład wyższe tempo utleniania ^{dla 14}N w stosunku do ¹⁵N może powodować niskie odchylenia w δ¹⁵N-NO_x, które nie są reprezentatywne dla wartości atmosferycznych. Oprócz kwestii metodologicznych^4,17 do różnic w zgłaszanych zakresach wartości izotopów związanych z tym samym źródłem może również przyczyniać się wiele różnych rodzajów pobierania próbek powietrza. Na przykład sygnatury izotopowe związane z emisją NO_x przez pojazdy zasugerowano na podstawie zbierania danych w pobliżu dróg⁵, w tunelach drogowych⁶ i bezpośrednio z rur wydechowych pojazdów^7,8. Co więcej, poprzednie metody mają rozdzielczość czasową wynoszącą w najlepszym razie 24 godziny, a znaczące zmiany w stężeniach NO_x w otoczeniu obserwuje się w godzinowych (lub krótszych) skalach czasowych⁹, co potencjalnie ogranicza zastosowanie detekcji izotopowej dla różnych źródeł. Wiele metod zbierania NO_x wymaga bardzo silnych roztworów utleniających zdolnych do utleniania NO_x, ale także innych zebranych reaktywnych form azotu (np. amonu), które z czasem azotują się, potencjalnie przyczyniając się do zakłóceń pomiaru izotopowego. Niektóre poprzednie metody są również ograniczone do zbierania NO₂ w roztworze, który zapewnia tylko ograniczone zrozumienie izotopów NO_x, ponieważ nie zbiera NO (emisja pierwotna). W związku z tym istnieje potrzeba wychwytywania NO_x z różnych źródeł emisji przy użyciu spójnej, zwalidowanej metody, aby lepiej ograniczyć, czy zmienność izotopów NO_x (i NO₃^-) w środowisku można wykorzystać do bezpośredniego śledzenia źródeł i składu chemicznego.

Ten artykuł opisuje technikę zbierania NO_x do analizy izotopowej z wymaganą rozdzielczością czasową, wydajnością zbierania (100%) i odtwarzalnością (≤1,5‰) do zastosowania w wielu środowiskach polowych. Metoda, pierwotnie opisana przez Fibigera i wsp.⁴, jest dalej walidowany poprzez wykazanie jego skuteczności zbierania w zmieniających się warunkach NO_x i warunków meteorologicznych w terenie, badanie stabilności roztworu i zakłóceń amoniaku oraz uzasadnienie jego odtwarzalności w środowisku miejskim. Przestrzenne i czasowe różnice w wartościach izotopowych są badane przy użyciu jednej metody zweryfikowanej laboratoryjnie i w terenie, która może wychwycić NO_x w roztworze z wysoką wydajnością. W artykule przedstawiono zastosowanie tej metody do zbierania danych o powietrzu przydrogowym, drogowym i miejskim w rozdzielczościach czasowych od 30 do 120 minut.

W skrócie, NO_x (NO i NO₂) jest zbierane z atmosfery w roztworze silnie utleniającym jako NO₃^-. Jednocześnie rejestrowane są stężenia NO_x, NO₂ i CO₂ w otoczeniu oraz inne istotne dane, takie jak lokalizacja GPS i czas zbierania. Po pobraniu próbki roztwór jest przetwarzany w laboratorium, co polega na zmniejszeniu roztworu w celu zatrzymania reakcji, a następnie zobojętnieniu pH roztworu w celu przeprowadzenia kolejnych analiz stężenia NO₃^- i izotopów. Stężenie NO₃^- jest tutaj oznaczane w zautomatyzowanym procesie spektrofotometrycznym (tj. kolorymetrycznym). Skład izotopowy azotu określa się metodą denitryfikatora, która ilościowo przekształca NO₃^- w roztworze w gazowy_N2O, który jest następnie mierzony na spektrometrze mas o stosunku izotopów. W ramach zbiorów pobierane i mierzone są również ślepe próby laboratoryjne i terenowe, aby zapewnić integralność próbki. Poniżej znajduje się szczegółowy protokół krok po kroku.

Protokół

1. Przygotowanie roztworów

1. Przed pobraniem próbek przygotować roztwory, skalibrować analizator NO_x (luminolowy lub chemiluminescencyjny) oraz sprawdzić, czy system działa prawidłowo i czy zainstalowano nowe filtry.
2. Przygotować roztwory do pobierania próbek, wykorzystując roztwór zasadniczy 1 M nadmanganianu potasu (KMnO₄) oraz 10 M wodorotlenku sodu (NaOH)¹⁰, a następnie rozcieńczyć roztwór wodą ultraczystą do odpowiedniej objętości.
   UWAGA: Zaleca się zakup gotowych roztworów, ponieważ zazwyczaj zawierają one niższe stężenia „ślepej próby” NO₃^- niż inne formy.⁴
   1. Przygotować 10 M NaOH.
      1. Odważyć 20 g stałego NaOH i wsypać do kolby miarowej o pojemności 50 ml. Dolać wodę ultraczystą (18,2 MΩ·cm w 25 °C) do linii menisku kolby miarowej i pozwolić NaOH rozpuścić się.
   2. Ponieważ proces ten jest egzotermiczny, umieścić kolbę miarową w kąpieli wodnej o temperaturze pokojowej (~22 °C) i pozwolić jej ostygnąć podczas rozpuszczania, co zazwyczaj trwa od 1 do 2 h. Przechowywać 10 M NaOH w plastikowych butelkach bursztynowych o pojemności 50 ml przez maksymalnie 1 miesiąc.
   3. Przygotować roztwór do pobierania próbek zawierający 0,25 M KMnO₄ oraz 0,5 M NaOH w cylindrze miarowym o pojemności 50 ml (objętość roztworu 450 ml).
      1. Dodać 12,5 ml 1 M KMnO₄, a następnie dopełnić wodą ultraczystą do objętości 405 ml.
      2. Do cylindra miarowego dodać 2,5 ml roztworu 10 M NaOH przygotowanego w punkcie 1.2.1, a następnie dopełnić wodą ultraczystą do linii 450 ml.
   4. Przechowywać roztwory w bursztynowych butelkach szklanych o pojemności 50 ml i oznaczyć każdą butelkę datą (użyć liter w celu rozróżnienia poszczególnych butelek).
   5. Po przygotowaniu roztworu pobrać laboratoryjną próbę ślepą. Odlać 25 ml roztworu i odnotować, z której butelki pochodzi. Próbki ślepe przechowywać w bursztynowych butelkach szklanych o pojemności 60 ml.
      UWAGA: Z każdej butelki z roztworem powinno wynikać od 8 do 1 próbek (po 35–50 ml każda) oraz jedna terenowa próba ślepa (25 ml) po pobraniu laboratoryjnej próby ślepej.

2. Przygotowanie w terenie

1. Wybierz miejsce pobierania próbek (np. dach budynku) i zainstaluj system (w przypadku korzystania z systemu stacjonarnego). W przypadku laboratorium mobilnego zapakuj wszystkie urządzenia pomiarowe do typowego samochodu osobowego. Patrz Rysunek 1 dla schematu systemu zautomatyzowanego.
2. Wymień wszystkie filtry oznaczone jako Rysunek 1 przed pobraniem próbek, aby upewnić się, że działają one w sposób najbardziej efektywny i wydajny.
   UWAGA: W systemie znajdują się trzy rodzaje filtrów: filtr cząstek PTFE (1.0 µm; 47 lub 25 mm – w przypadku bardziej zanieczyszczonego powietrza należy zastosować większą powierzchnię), aby usunąć cząstki, które mogą zawierać NO₃^-, nylonowy filtr membranowy (1.0 µm) do usunięcia HNO₃ gaz oraz filtr hydrofobowy (10.0 µm) w celu ochrony pompy próżniowej i krytycznego otworu przed kroplami roztworu. Przy zastosowaniu nowych filtrów na początku okresu próbkowania, filtr cząstek oraz NO₃ Filtr nie będzie wymagał wymiany przez kilka dni, chyba że panują warunki silnego zanieczyszczenia lub duże zapylenie. Filtr hydrofobowy należy wymieniać co 4–6 godzin przez cały czas trwania ciągłego pobierania próbek.
3. W celu instalacji systemu należy połączyć system i urządzenia rurkami z politetrafluoroetylenu (PTFE) (średnica zewnętrzna 1/4 cala), a wlot, również wykonany z rurek PTFE, skierować w stronę miejsca planowanego poboru powietrza.
   UWAGA: Laboratorium mobilne służy do wykonywania pomiarów drogowych, natomiast laboratorium stacjonarne służy do pomiarów powietrza miejskiego oraz pomiarów w pobliżu dróg.
4. Przygotuj „mobilne laboratorium”, składające się z NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} system zbierający, NO_{Proszę podać tekst źródłowy do przetłumaczenia.} pojemnik, CO₂ analizator, urządzenie systemu pozycjonowania satelitarnego (GPS) oraz akumulator okrętowy.
   1. Zapakuj system oraz całą aparaturę do samochodu. Zasilaj system za pomocą morskiego akumulatora głębokiego rozładowania 12 V przez około 12 godzin, co odpowiada maksymalnemu czasowi trwania jednego dnia pomiarów mobilnych. Na koniec dnia pobierania próbek naładuj akumulator, aby przygotować go na kolejny dzień.
      UWAGA: Należy użyć osobnej baterii, aby uniknąć konieczności bezpośredniego podłączenia do akumulatora samochodu oraz potrzeby pozostawienia uruchomionego silnika podczas wykonywania pomiarów. W przypadku pobierania próbek przez czas bliski lub przekraczający 12 godzin należy użyć dwóch baterii, aby uniknąć wielogodzinnych przerw na ich ładowanie.
   2. Podłącz instrumenty do rurki wlotowej z PTFE bliżej wlotu niż systemu pobierania próbek, ponieważ pompa próżniowa systemu pracuje przy natężeniu przepływu wynoszącym 3–5 l/min, co jest wartością znacznie większą niż natężenie przepływu dla NO._{Proszę podać tekst do tłumaczenia.} pojemnik (~1,5 l/min) lub CO₂/H₂analizator tlenku węgla (//O analyzer)<1 l/min).
   3. Przymocuj wlotową rurkę PTFE do przedniej części dachu samochodu, kierując ją w stronę przodu pojazdu, w pozycji zapewniającej najdłuższą możliwą odległość od rury wydechowej, aby uniknąć pobierania emisji pochodzących z układu wydechowego samochodu. Na przykład w mobilnym laboratorium z wykorzystaniem średniej wielkości samochodu typu SUV wlot znajdował się na dachu samochodu, 2 stopy od drzwi kierowcy, co sytuowało go 1,6 metra nad drogą i 2,54 metra od tylnego zderzaka.
      1. Alternatywnie należy użyć pojazdu elektrycznego lub innego pojazdu zeroemisyjnego.
   4. Rejestruj dane o geolokalizacji i prędkości pojazdu co sekundę za pomocą urządzenia GPS (jeśli dane te są interesujące). Zsynchronizuj komputer przenośny rejestrujący NO_{Proszę podać tekst źródłowy do przetłumaczenia.} oraz CO₂ dane z czasem GPS przed pomiarami.
   5. Włącz aparaturę na początku dnia pobierania próbek, a wyłącz ją pod koniec tego dnia, nawet jeśli system pobierania nie pracuje (instrumenty wymagają czasu rozgrzewania, dlatego należy pozostawić je włączone przez cały dzień, aby uniknąć wielokrotnego rozgrzewania).
   6. Napełnij urządzenie do pomiaru NOx roztworem luminolu po jego włączeniu na początku dnia pobierania próbek, a następnie, zgodnie z instrukcją producenta, przepłucz je wodą pod koniec dnia, przed wyłączeniem instrumentu. Przechowuj luminol i próbki roztworów w chłodziarce w laboratorium mobilnym, aby zapobiec degradacji roztworów. Roztwór luminolu przechowuj w urządzeniu chłodniczym przez noc.
   7. Kalibracja NO_{Przykładowy tekst wejściowy nie został dostarczony. Proszę o podanie treści do tłumaczenia.} box-a NO oparty na luminolu₂analizator NO¹¹ oraz różnicowy, niedyspersyjny detektor podczerwieni (NDIR) do pomiaru CO₂/H₂Analizator NO przy użyciu komercyjnego kalibratora rozcieńczania gazów, zgodnie z instrukcjami producenta. NO_{Proszę podać tekst źródłowy do przetłumaczenia.} urządzenie posiada czas odpowiedzi wynoszący ok. 5 s, co pozwala na lepszą rozdzielczość pomiaru NO w warunkach drogowych_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} pióropusze emisji.
5. Przygotuj „stacjonarne laboratorium”, składające się z NO_x systemy zbierania i chemiluminescencyjny pomiar NO_{Proszę o wprowadzenie tekstu źródłowego do przetłumaczenia.} analizator stężenia
   1. Przymocuj rurkę z PTFE do powierzchni i skieruj ją w stronę powietrza, które ma zostać zebrane.
   2. Rozdziel rurkę PTFE na wlocie za pomocą trójnika, aby podłączyć oba kanały NO_{Proszę podać tekst do tłumaczenia.} analizator i zautomatyzowany system pobierania próbek.
   3. Podłącz system stacjonarny do gniazda zasilającego (120 V prądu przemiennego).
   4. Przeprowadź oznaczenie NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} analizator stężenia w sposób ciągły przez cały okres próbkowania, nawet gdy system pobierania jest wyłączony lub przełącza próbki. Należy użyć zaworu wbudowanego w system pobierania, aby odizolować go w tym czasie, tak aby NO_{Proszę dostarczyć tekst źródłowy do tłumaczenia.} analizator pobiera próbkę powietrza otaczającego.
   5. Kalibracja chemiluminescencyjnego pomiaru NO_{Proszę podać tekst do tłumaczenia.} analizator stężenia. Jest on wykorzystywany do pomiarów stacjonarnych, ponieważ charakteryzuje się dłuższym czasem odpowiedzi (>30 s), co jest korzystniejsze w przypadku pomiarów powietrza otoczenia.
      1. Przeprowadzić kalibrację zgodnie z instrukcjami producenta, używając kalibratora rozcieńczania gazów. Rozcieńczyć wzorzec NO o stężeniu 25 ppmv w N2₂ przy użyciu czystego powietrza w celu uzyskania około siedmiu punktów kalibracyjnych w zakresie 0–20 ppbv NO. Następnie, używając tytratora ozonu, skalibrować NO₂ stężenia w tym samym zakresie (0-200 ppbv NO₂).
   6. W przypadku korzystania z mobilnego laboratorium należy skalibrować NO_x box-a NO oparty na luminolu₂analizator NO¹¹ oraz różnicowy, niedyspersyjny detektor podczerwieni (NDIR) do pomiaru CO₂/H₂Analizator przy użyciu komercyjnego kalibratora rozcieńczania gazów zgodnie z instrukcjami producenta. NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} urządzenie ma czas odpowiedzi wynoszący ok. 5 s, co pozwala na lepszą rozdzielczość pomiarów NO w warunkach drogowych_x pióropusze emisji.

3. Pobieranie próbek

1. Przeprowadzić testy systemu, aby upewnić się, że przepływomierz, pompa strzykawkową, oprogramowanie komputerowe oraz pompa próżniowa działają poprawnie. Włączyć każdy komponent i sprawdzić jego funkcjonowanie. Korzystając z oprogramowania komputerowego, przeprowadzić protokół pobierania próbek raz lub dwa razy, aby potwierdzić prawidłowe działanie całego układu.
2. Uruchomić system w taki sposób, aby powietrze bąbelkowało w roztworze i aby pęcherzyki były widoczne.
   UWAGA: Program komputerowy automatyzuje przemieszczanie roztworów w systemie, natomiast pompa membranowa i pompa próżniowa są obsługiwane ręcznie. Użytkownik musi wybrać czas pobierania próbki (od 30 do 120 min), który pozwoli na zgromadzenie wystarczającej ilości NO_x, tak aby stężenie próbki przekroczyło stężenie azotanów w roztworze ślepym. Atmosferyczne stężenia NO_x rzędu 50-10 ppbv w pobliżu źródeł, takich jak pojazdy, wymagają czasu pobierania wynoszącego zaledwie 30 min. W przypadku miejskich stężeń NO_x w powietrzu (5-30 ppbv) próbki powinny być zbierane przez maksymalnie 120 min. Korzystając z równań podanych w krokach 6.5 i 6.5.1, użytkownik może obliczyć czas pobierania potrzebny do osiągnięcia pożądanego stężenia próbki w roztworze.
   1. Użyć systemu zbierającego z pompą strzykawkową, aby automatycznie przetłaczać roztwór z rezerwuarów do butelki do płukania gazów, a z butelki do płukania gazów do odpadów. Cztery zawory sterowane elektronicznie oraz pompa strzykawkowa są kontrolowane przez program komputerowy napisany specjalnie dla systemu zbierającego, który posiada cztery tryby: 1) dozowanie nowego roztworu, 2) czyszczenie przewodów, 3) pobieranie próbki oraz 4) czyszczenie butelki do płukania gazów, zgodnie z poniższym opisem:
   2. Aby automatycznie dozować nowy roztwór, zassać 35 ml roztworu (V_S) do pompy strzykawkowej z rezerwuaru z roztworem i wprowadzić go do butelki do płukania gazów. Fritta w butelce do płukania gazów powoduje bąbelkowanie roztworu po włączeniu pompy próżniowej i wprowadzeniu próbki gazu.
      UWAGA: Należy wybrać objętość roztworu w zakresie 25-35 ml w zależności od pobieranych stężeń NO_x oraz pożądanego czasu pobierania.
   3. Wyczyścić przewody między pompą strzykawkową a butelką do płukania gazów, automatycznie wciągając pozostały w rurce roztwór z powrotem do strzykawki i odprowadzając go do pojemnika na odpady.
   4. Gdy roztwór do pobierania próbek znajdzie się w butelce do płukania gazów, ręcznie włączyć pompę. Po upływie pożądanego czasu pobierania ręcznie wyłączyć pompę.
   5. Po zakończeniu pobierania zebrać roztwór, otwierając automatyczny zawór pod butelką do płukania gazów, aby spuścić roztwór grawitacyjnie do fiolki zbiorczej i ją zamknąć. Po zakończeniu zbierania NO_x zebrać roztwór do 60 ml bursztynowej butelki szklanej i ręcznie ją wyjąć. Program czeka ok. 2 min, aż roztwór całkowicie spłynie, a następnie automatycznie przechodzi do następnego kroku.
   6. Po całkowitym spłynięciu próbki automatycznie zamknąć zawór i wyczyścić butelkę do płukania gazów, zasysając wodę ultraczystą do pompy strzykawkowej i rozpylając ją w butelce za pomocą dyszy natryskowej w celu oczyszczenia ścianek. Odessać tę wodę odpływową z butelki do płukania gazów, zasysając ją do pompy strzykawkowej, i przelać do rezerwuaru z odpadami. Przechowywać frittę w 25 ml wody nanopure.
   7. Powtórzyć kroki od 3.2.2 do 3.2.6, aby dozować kolejną próbkę roztworu.
3. Pobrać ślepe próby terenowe podczas zbierania każdej butelki z roztworem (oznaczonej literami A-Z przed rozpoczęciem pobierania), przepuszczając 25 ml roztworu przez system bez włączania pompy próżniowej do pobierania powietrza. Zebrać roztwór niezwłocznie po wprowadzeniu go do systemu.
4. Rejestrować objętościowy przepływ co 5 min za pomocą przepływomierza podczas każdego pobierania, wraz z temperaturą (T) i ciśnieniem (P) na przepływomierzu, aby wyznaczyć standardowy przepływ. Przepływy rzędu 3-5 L/min uzyskuje się za pomocą pompy membranowej (wydajność 30 L/min) i kryzy dławiącej w celu redukcji natężenia przepływu.
   1. Ustawić przepływ na początku pobierania tak, aby pomiar przepływu odbywał się w przybliżeniu co 1 s. Po 5-10 s zmienić częstotliwość pomiaru przepływu na 5 min.
   2. Zbierać dane dotyczące przepływu co 5 min przez cały okres pobierania.
      UWAGA: Jeśli przepływ znacząco spadnie, próbkę należy zbierać dłużej, niż początkowo zakładano. Należy spodziewać się niewielkich zmian (<25%) w początkowym przepływie. Należy sprawdzić, czy filtr hydrofobowy nie jest tak zabrudzony, że stał się zapchany.
   3. Przed zatrzymaniem pobierania powrócić do pomiarów przepływu co 1 s i zbierać dane o przepływie przez 5-10 s przed wyłączeniem próbkowania.
      UWAGA: Roztwory można przechowywać maksymalnie przez siedem dni przed wykonaniem kroku 4.

4. Redukcja próbki

UWAGA: Przeprowadź redukcję próbek w celu usunięcia KMnO₄ w ciągu 7 dni od momentu pobrania. Metoda oryginalna⁴ sugeruje, że czynność ta musi zostać wykonana w ciągu 24 h od pobrania próbek. Poniżej przedstawiono wyniki wskazujące, że próbki mogą być przechowywane do siedmiu dni przed redukcją.

1. Permanganian w roztworze jest silnym utleniaczem. Zredukuj próbkę, aby zatrzymać reakcję utleniania permanganianem tlenku azotu (NO) obecnego w otoczeniu._{Podaj tekst źródłowy do tłumaczenia.} lub z innymi gatunkami azotu, które w przypadku utlenienia do azotanu mogłyby potencjalnie prowadzić do interferencji⁴.
2. Oznacz dwie zlewki o pojemności 40 ml, jedną dla roztworów ślepych, a drugą dla próbek. Przygotuj dwie szklane bagietki, po jednej do każdej zlewki. Przygotuj również 50 do 5,000 µl pipeta i końcówki do pipet.
3. Zważ każdą butelkę z próbką zawierającą roztwór i zapisz masę pełnej butelki szklanej. Po przelaniu roztworu do zlewki zważ pustą butelkę szklaną.
4. Wlej roztwór z jednej próbki do zlewki na próbkę, a jeden roztwór ślepy do zlewki na próbę ślepą.
5. Do zlewki z próbką powoli wlej 10 ml nadtlenku wodoru (H₂O₂) w porcjach po 5 ml do próbki, intensywnie mieszając podczas dodawania każdej porcji 5 ml H₂O₂Objętość ta jest przeznaczona dla roztworów próbek o objętości 35 ml. Do każdych 25 ml roztworu próbnego (ślepej próby lub próbki) należy dodać 5 ml H₂O₂Zaleca się dodanie pełnych 5 ml w przypadku objętości roztworu próbki mniejszej niż 25 ml, aby zapewnić pełną konwersję; dodanie większej ilości H₂O₂ doprowadzi jedynie do rozcieńczenia roztworu.
   1. Wprowadź pierwsze 5 ml H₂O₂ nad zlewką, w taki sposób, aby końcówka nie dotykała zlewki, pręta szklanego ani roztworu.
   2. Dodaj drugą partię do ścianek zlewki i wzdłuż ich obwodu w miarę dodawania kolejnych porcji, aby opłukać ścianki zlewki, zapewniając zredukowanie całego roztworu próbki. Jeśli dodano więcej niż 5 ml H₂O₂ dodaje się, należy wykonać ten krok przy ostatnich 5 ml wprowadzania H₂O₂ oraz należy postępować zgodnie z krokiem 4.5.1 w przypadku wprowadzania produktów pośrednich H₂O₂.
   3. Wymień końcówkę pipety po każdej zmianie próbki, aby uniknąć kontaminacji krzyżowej.
6. Do zlewki z roztworem ślepym należy dodać tylko 5 ml H₂O₂Dodaj około połowy powyższego roztworu, a następnie wlej drugą połowę po ściankach zlewki. Wymień końcówkę po każdej próbce ślepej.
7. Należy sprawdzić, czy roztwór nad osadem jest klarowny lub ma bladożółty kolor. Jeśli nadal widoczny jest kolor fioletowy lub niebieski, należy dodać więcej H₂O₂ aby zweryfikować, czy jest ono całkowicie zredukowane.
8. Przelej całą zawartość z zlewki, zarówno ciecz, jak i powstały brązowy osad, do probówek wirnikowych o pojemności 50 ml, które zostały oznakowane zgodnie z numerem lub literą próbki lub próbki ślepej.
9. Gdy wszystkie roztwory zostaną zredukowane (H₂O₂ (dodaje się), ładuj wirówkę partiami po 20 probówek, dbając o to, aby wirówka była wyważona. Wirówka stołowa zazwyczaj pozwala na jednorazowe umieszczenie 20 probówek wirówkowych.
   1. Wirować każdą partię probówek w wirówce przy 3 20 x g przez 15 min.
10. Podczas wirowania odważ puste szklane butelki i zapisz ich masy. Dodatkowo opisz bursztynowe plastikowe butelki o pojemności 60 ml (wcześniej oczyszczone poprzez płukanie wodą ultrapure) i odważ puste plastikowe butelki. Zapisz również ich masy.
11. Po zakończeniu wirowania przelać ciecz nadosadu do bursztynowej plastikowej butelki (pozostawiając osad w probówce), a następnie w odpowiedni sposób zutylizować probówkę do wirowania.
12. Zważ wypełnione butelki z próbkami i zapisz ich masy.

5. Neutralizacja próbek

UWAGA: Przeprowadź neutralizację próbek i prób białych (reprodukowane tutaj z pracy Fibiger et al.⁴ z aktualizacjami). Należy pamiętać, że krok ten jest wymagany do kolorymetrycznego oznaczenia stężenia azotanów w roztworze; może on nie być konieczny przy zastosowaniu innych technik oznaczania stężenia.

1. Przeprowadzić neutralizację ręcznie lub za pomocą automatycznego miareczkownika.
2. Do neutralizacji ręcznej należy użyć 12,1 M kwasu solnego (HCl), który należy wprowadzić do bursztynowej plastikowej butelki z roztworem za pomocą pipety. Należy zachować szczególną ostrożność (okulary ochronne, fartuch laboratoryjny, dygestorium, itp.) podczas pracy z HCl, szczególnie w stężeniu 12,1 M.
   1. Oblicz objętość 12,1 M HCl, którą należy dodać do roztworu próbki w celu jego zneutralizowania, korzystając z następującego równania:
      
      gdzie V_HCl czy objętość dodanego HCl, masa_{pełna szklana butelka} czy masa szklanej butelki, w której zebrano roztwór, obejmuje masę z roztworem, oraz masa_{pusta szklana butelka} jest masa szklanej butelki, w której zebrano roztwór, bez roztworu. Przyjmij gęstość roztworów wynoszącą 1,00 g/cm³³, ponieważ są to roztwory rozcieńczone.
      UWAGA: Najpierw dodać 85% tej objętości w przyrostach po 0,20 ml. W zależności od pobieranego próbki powietrza, inne zgromadzone gatunki mogą obniżyć pH pierwotnego roztworu i zmienić jego reakcję na dodanie kwasu.
   2. Dodaj 85% objętości HCl do butelki za pomocą pipety i jednorazowego końcówki, dozując roztwór w przyrostach 0,2 ml. Po każdym dodaniu 0,2 ml zakręć butelkę i wstrząśnij nią, aby zapewnić wymieszanie kwasu z roztworem. Sprawdź pH za pomocą papierka lakmusowego, wyjmując 20 µl roztworu i naniesienie go pipetą na papier lakmusowy.
   3. Jeśli pH znajduje się w zakresie od 4 do 10, należy oznaczyć próbkę jako zneutralizowaną i zapisać wartość pH. Powtórz kroki 4.2.1 i 4.2.2 dla wszystkich pozostałych przetwarzanych próbek. Choć kolorymetryczna analiza stężenia może być przeprowadzona na próbkach o pH od 4 do 10, należy dążyć do uzyskania wartości jak najbliższej 7, aby zapewnić najlepsze wyniki.
   4. Jeśli po dodaniu 85% objętości pH nadal przekracza 10, należy dodawać HCl w mniejszych ilościach niż 0,2 ml (0,10 lub 0,05 ml), wstrząsnąć butelką w celu homogenizacji, a następnie sprawdzić pH za pomocą papierka lakmusowego i 20 µl roztworu po każdym dodaniu HCl.
   5. Po osiągnięciu pożądanego zakresu pH należy oznaczyć próbkę jako zneutralizowaną w taki sam sposób jak poprzednio i odstawić ją.
   6. Jeśli pH jest niższe niż 4, należy użyć 10 M NaOH, aby podnieść pH do odpowiedniego zakresu. Dodawać coraz mniejsze ilości NaOH i sprawdzać pH po każdym dodaniu za pomocą papierka lakmusowego, stosując tę samą metodę co poprzednio.
   7. Odnotuj ilość HCl (V_HCl) oraz NaOH (w razie potrzeby) dodane do każdej butelki z próbką, wraz z końcowym pH.
3. W przypadku metody z użyciem automatycznego titratora należy zastosować titrator automatyczny.
   1. Rozcieńczyć HCl o stężeniu 12,1 M do stężenia 4 M za pomocą wody ultrapure i wprowadzić do miareczkownika (możliwe jest użycie od 0 do 25 ml kwasu solnego) zgodnie z instrukcją obsługi urządzenia. Stężenie 4 M zapewnia wystarczającą precyzję miareczkownika bez dodawania do próbek dużych objętości.
   2. Ustaw automatyczny miareczkownik tak, aby miareczkować do osiągnięcia pH 7.
   3. Zapisz końcowe pH oraz objętość dodanego HCl. Oznacz próbkę jako zneutralizowaną i zapisz końcowe pH.
   4. Do każdego miareczkowania należy używać tego samego zlewki. Po każdym badaniu próbki zlewkę, sondę pH oraz mieszadło należy przemyć wodą ultrapure co najmniej 3 razy i osuszyć.

6. Pomiar próbek

1. Zmierz stężenie każdej z próbek (C_B lub C_S) przy użyciu spektrofotometrycznego analizatora składników odżywczych, który wykorzystuje chemię kolorymetryczną do pomiarów stężenia.
2. Przygotować próbki i umieścić je w urządzeniu zgodnie z instrukcjami producenta.
3. Wygeneruj standardową krzywą kalibracyjną w zakresie 0-15 µM azotany (7 punktów kalibracyjnych) z 30 µM roztwór zapasu KNO₃ roztwór
4. Przygotuj i wykonaj kontrole jakości dla 8 i 10 µM azotan wraz z próbkami. Oblicz wspólne odchylenie standardowe próbek kontrolnych (QC) z wielu serii pomiarowych, aby oszacować niepewność stężenia. Typowe wspólne odchylenia standardowe wynoszą ±0.4 µM zaobserwowano (w ramach 7 serii, N = 27 punktów danych).
   1. Konwertuj NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} stężenie wyznaczone za pomocą kolorymetrycznego analizatora stężeń z μM do ppbv, korzystając z następującego równania stosunku mieszania:
      
      gdzie MR_{tlenki azotu} czy stosunek mieszania NO_{Proszę podać tekst do tłumaczenia.} (wartość podana w ppbv), n_{tlenki azotu} liczba nmol NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} zebrany, R jest uniwersalną stałą gazową w , T to temperatura (w kelwinach), P to ciśnienie atmosferyczne (w atm), a V to objętość zebranego powietrza (w L). Całkowita objętość pobranego gazu jest wyznaczana poprzez całkowkę numeryczną szeregów czasowych natężenia przepływu (co odpowiada polu pod krzywą natężenia przepływu w funkcji czasu).
   2. Obliczyć liczbę moli NO_x korzystując z następującego zestawu równań:
      
      dla próbki,
      
      dla próbnej próbki kontrolnej (blank) oraz
      
      gdzie C_S czy stężenie próbki mierzone kolorymetrycznym analizatorem stężenia, w µmol; V_S jest objętością próbki, wyrażoną w ml; C_B czy stężenie próbki ślepej, w µmol; V_B objętość próbki ślepej, w ml; V_alikwot jest objętością zneutralizowanej substancji, w ml (zazwyczaj całkowitą objętością roztworu); oraz V_HCl objętość HCl dodanego w celu neutralizacji alikwotu, w ml.

7. Przygotowanie do pomiaru stosunku izotopów azotu

UWAGA: Ilościowe oznaczenie składu izotopowego azotu należy przeprowadzić metodą denitryfikacyjną. Szczegóły tej metody zostały opublikowane w całości w innych źródłach i użytkownicy powinni zapoznać się z tymi publikacjami w celu uzyskania pełnych instrukcji dotyczących metody^12,13. Metoda ta wykorzystuje bakterie denitryfikacyjne do konwersji ciekłych próbek NO₃^- w gazowy podtlenek azotu (N₂O) w celu oznaczenia izotopowego. Użytkownicy, którzy nie mają przygotowanej metody denitryfikacyjnej, mogą zlecić analizę składu izotopowego próbek zewnętrznym placówkom. Użytkownicy powinni skonsultować się z tymi placówkami, aby upewnić się, że odpowiednie korekty danych są spójne z korektami opisanymi w kroku 8.

1. Na podstawie stężenia określonego dla każdej próbki i próbki ślepej, wstrzyknij odpowiednie objętości do wcześniej przygotowanych, zamkniętych fiolek z bakteriami^12,13. Wyznacz konkretną ilość do wstrzyknięcia, dzieląc docelową wartość, np. 20 nmol N, przez stężenie (µmol/L) próbki lub próbki ślepej, aby określić liczbę ml do wstrzyknięcia do każdej fiolki za pomocą strzykawki.
   1. Wstrzyknij materiały wzorcowe azotanów (np. IAEA-NO-3 i USGS34) co najmniej w trzech powtórzeniach wraz z każdym zestawem próbek analizowanych pod kątem izotopów. Materiały wzorcowe te służą do korygowania końcowych danych do ustandaryzowanych, międzynarodowo uznanych wartości¹⁴.
   2. Napełnij dwa zlewki wodą ultrapurystyczną do płukania strzykawek pomiędzy wstrzykiwaniem próbek a materiałów wzorcowych. Przygotuj pustą butelkę na roztwór odpadowy.
   3. Zanurz końcówkę strzykawki używanej do wstrzykiwania w pierwszej zlewce z wodą i osusz ją. Przepłucz całą objętość strzykawki wodą ultrapurystyczną i wylej wodę do odpadów. Powtórz czynność trzy razy.
   4. Postępując analogicznie do kroku 3.2.3, napełnij strzykawkę niewielką ilością próbki, aby wstępnie ją przepłukać. Wylej ją do odpadów. Ponownie napełnij strzykawkę próbką i delikatnie opukaj, aby usunąć pęcherzyki powietrza, zapewniając pomiar dokładnej objętości.
   5. Wstrzyknij próbkę do fiolki z próbką.
      1. Jeśli wstrzykiwana objętość próbki przekracza 3 ml, użyj drugiej igły „odpowietrzającej”, aby zmniejszyć ciśnienie w fiolce. Wprowadź strzykawkę z próbką przez gumową septę i zacznij wstrzykiwać próbkę. Po wstrzyknięciu 0,5 ml próbki wprowadź drugą igłę „odpowietrzającą”. Pozostaw igłę „odpowietrzającą” do momentu, gdy do wstrzyknięcia pozostanie 1 ml, a następnie ją wyjmij. Kontynuuj wstrzykiwanie pozostałej części próbki.
   6. Przechowuj fiolki przez noc w ciepłym miejscu (~24 °C). Następnego dnia rano wstrzyknij 0,1 do 0,2 ml 10 M NaOH do każdej próbki, aby zlizować bakterie.

8. Wyznaczanie stosunku izotopów

UWAGA: Po lizie bakterii próbki są gotowe do analizy za pomocą spektrometru mas stosunków izotopowych (IRMS).

1. Do każdej próbki należy wstrzyknąć od trzech do czterech kropli odpieniacza przed ich przygotowaniem do analizy na spektrometrze masowym.
2. Wyznacz skład izotopowy za pomocą spektrometrii mas z pomiarem stosunku jonów. Należy użyć spektrometru mas połączonego z modyfikowanym systemem do zautomatyzowanej ekstrakcji, oczyszczania (usuwania CO₂ oraz H₂O) oraz analiza izotopowa N₂O at m/z 4, 45 i 46^{12, 13}.
3. Na początku każdego pomiaru należy wykonać próbę ślepą, stosując w fiolce wyłącznie roztwór medium, bez próbki.
4. Skalibrować surowe stosunki izotopowe z spektrometru mas przy użyciu materiałów odniesienia (np. IAEA-NO-3 oraz USGS 34) traktowane w ten sam sposób co próbki, zgodnie ze schematem korekcji według Kaisera i wsp. (2007)¹⁵Dzięki temu przyjmują one formę umożliwiającą porównywanie danych z innymi laboratoriami w społeczności biogeochemii izotopu N.
5. Ze względu na wątpliwości dotyczące liniowości wartości spektrometru mas, jeżeli powierzchnia sygnału wstrzykniętej próbki wykracza poza zakres ±10% powierzchni docelowej, należy skorygować stężenie zgodnie z tym procentem i ponownie wstrzyknąć próbkę, postępując zgodnie z powyższą procedurą.
   1. Aby sfinalizować dane próbek dla δ¹⁵Liczba NO_x (notacja delta jest zdefiniowana za pomocą następującego równania dla δ¹⁵N: („delta 15-N”): δ¹⁵N = [(¹⁵N/¹⁴N_próbka/¹⁵N/A¹⁴N_standardowy) - 1] x 1,0‰, a standardem użytym dla próbek azotu jest atmosferyczny N2₂ gaz), skoryguj wartość δ¹⁵N dla udziału próbnego azotanów, który znajduje się w KMnO₄ roztwór:
      
      gdzie δ¹⁵N_{całkowita, zmierzona} czy wartość wyznaczona dla próbki z pomiaru spektrometrycznego mas, δ¹⁵N_{próba ślepa, zmierzony} jest wartością wyznaczoną dla próby ślepej, a stężenia próbki i próby ślepej (Sample and Blank Concentrations) są wartościami wyznaczonymi z analiz kolorymetrycznych. Równanie to eliminuje wpływ próby ślepej na stosunek izotopowy, dzięki czemu stosunek izotopowy jest teraz reprezentatywny dla NO_{Proszę o podanie tekstu źródłowego do tłumaczenia.} zebrane in situ.
      UWAGA: Skład izotopowy i stężenie azotanu w roztworze ślepym są pomierzane dla każdej partii użytego roztworu. Próbka ślepa ta różni się od jakiejkolwiek potencjalnej próbki ślepej, która może wystąpić w samej metodzie denitryfikacyjnej (która jest również ilościowo określana przy każdym przebiegu). Każda próbka ślepa związana z metodą denitryfikacyjną jest wspólna dla wszystkich próbek i materiałów odniesienia; natomiast próbka ślepa roztworu nadmanganianu dotyczy wyłącznie próbek, w związku z czym musi być ona oddzielnie określona ilościowo i skorygowana (poprzez bilans masy).

Wyniki

W pierwotnych pracach nad opracowaniem metody przeprowadzonych przez Fibiger et al., metoda pobierania NO_x została rygorystycznie przetestowana w warunkach laboratoryjnych przy różnych parametrach⁴. Niniejsza praca skupia się na aktualizacjach metody oraz jej zastosowaniach terenowych w zróżnicowanych warunkach środowiskowych. Wyniki odnoszą się do (1) efektywności pobierania w terenie, (2) stabilności roztworu próbki w czasie przed redukcją próbki oraz wrażliwości na wysokie stężenia amonu (NH₄⁺) w roztworze oraz (3) powtarzalności pomiarów w terenie. Wszechstronność metody wykazano w jej zastosowaniu do pomiarów powietrza otoczenia, pomiarów przy drogowych oraz pomiarów na drogach.

Średnie stężenia zebrane w roztworze porównano ze stężeniami NO_x mierzonymi w interwałach 1 min za pomocą chemiluminescencyjnego analizatora NO_x podczas dwudniowego badania dobowego w miejskim powietrzu zewnętrznym w Providence, RI. Rysunek 2 szczegółowo przedstawia wydajność zbierania w okresie, w którym stężenia zmieniały się w szerokim zakresie, od ~2,5-18 ppbv NO_x. Rysunek 2A ukazuje bezpośrednie porównanie median stężeń NO_x z analizatora NO_x ze stężeniami obliczonymi na podstawie pomiarów roztworu i przepływu, co wskazuje, że średnio stężenia w roztworze stanowią 92% median stężeń in situ. Wynik ten mieści się w oczekiwanym zakresie niepewności ±10%, jednak różnica ta prawdopodobnie odzwierciedla zmienne stężenia w okresach zbierania (Rysunek 2B). Na podstawie analizy percentyli rozkładu danych stężeń NO_x w interwałach 1-minutowych stwierdzono, że stężenia NO_x w roztworze mieszczą się w obrębie rozkładu dla każdego przedziału czasowego zbierania (Rysunek 2B).

Zaleca się przeprowadzenie redukcji próbek pobranych w terenie w ciągu 1 dnia od zakończenia pobierania (t.j. całkowite wykonanie kroku 3). Cel ten zaproponowano, aby zmniejszyć potencjalne zakłócenia wynikające z pobrania innych rozpuszczalnych form azotu, takich jak NH₃, które z czasem mogłyby zostać przekształcone w azotany w silnie utleniającym roztworze KMnO₄/NaOH. Aby przetestować to bardziej szczegółowo, w maju i lipcu 2015 roku w Providence, RI, na kampusie Uniwersytetu Brown, pobrano próbki przy rampie rozładunkowej znajdującej się w pobliżu często uczęszczanej drogi lokalnej, gdzie dostawcze ciężarówki z silnikami diesla regularnie pracują na biegu jałowym podczas rozładunku. Po pobraniu próbek alikwoty zostały rozdzielone i poddane redukcji w różnych odstępach czasu (1 dzień, 4-7 dni oraz 13-15 dni) po pobraniu próbki (Rysunek 3A). Próbki na Rysunku 3B również pobrano w maju i lipcu, ale przygotowano je poprzez dodanie 5 ml 10 mM chlorku amonu do 450 ml roztworu. Uzyskano w ten sposób stężenie 11 µM NH₄⁺ w roztworze, co odpowiada pobraniu 20 ppbv NH₃ z powietrza, przy założeniu, że pobrano wyłącznie NH₃. Stężenia te stanowią maksimum spodziewane podczas pomiarów drogowych w pobliżu pojazdowych źródeł NH₃¹⁶. Niezależnie od dodania NH₄⁺, próbki zredukowane w ciągu 7 dni od pobrania wykazały spójne stosunki izotopowe w porównaniu z pierwszą redukcją (w ciągu 1 dnia od pobrania), a wszystkie mieściły się w oczekiwanym zakresie niepewności ±1,5% (Rysunek 3A i 3B). Należy zauważyć, że niepewność ±1,5% jest reprezentatywna dla oznaczeń izotopowych powtórnych pobrań NO_x⁴ z tanka. Niepewność związana z samymi powtórnymi pomiarami materiałów referencyjnych izotopowych wynosi zazwyczaj 0,3%. Jednak po dwóch tygodniach próbki z dodatkiem NH₄⁺ lub bez niego nie byłykoniecznie stabilne. Choć w niektórych przypadkach wartości izotopowe nadal wydają się spójne (np. Rysunek 3A), próbki wykazały niewielkie wzrosty stężenia NO₃^- (<1 µM) w porównaniu z pierwszą redukcją, a w niektórych przypadkach spadki stężeń NO₃^-. Przy dodaniu NH₄⁺ można było spodziewać się, że stężenie NO₃^- będzie wzrastać z czasem powyżej oczekiwanego zakresu niepewności pomiaru stężenia (~0,8 µM), co sugeruje, że nawet po dwóch tygodniach NH₄⁺ nie był źródłem zakłóceń. Aby lepiej zrozumieć źródło tej niestabilności, konieczne są dalsze eksperymenty, choć zauważono, że nieobrobione roztwory ślepe pozostawione w tym samym czasie konsekwentnie nie wykazywały zmian lub wykazywały niewielkie wzrosty stężeń, a zatem niestabilność musi być powodowana obecnością innych związków występujących w miejskim powietrzu zewnętrznym. Do czasu rozwiązania tej kwestii zaleca się redukcję roztworów z próbek w ciągu 7 dni od momentu pobrania.

Rysunek 4 szczegółowo przedstawia pobieranie próbek za pomocą mobilnego zestawu podczas różnych kampanii terenowych w środowiskach miejskich, przy drogach oraz na drogach. Zakres stężeń NO_x obejmuje trzy rzędy wielkości, a stosunki izotopowe wahają się od -1 do -13‰. Ten zestaw próbek obejmuje 51 próbek pobranych na drogach w ciągu 52 hr, na dystansie ponad 4 0 km i w niezliczonych warunkach jazdy (np. od ciężkiego ruchu z częstymi zatrzymaniami po bardzo lekki ruch przy dużych prędkościach na autostradzie). Pobieranie próbek odbywało się na drogach w obrębie i pomiędzy 6 głównymi miastami, w tym Providence (RI), Philadelphia i Pittsburgh (PA) oraz Cleveland, Columbus i Cincinnati (OH). Średnie prędkości pojazdów wahały się od 12,4 km/hr do 19,7 km/hr. Próbki pobrane w pobliżu dróg (N = 27) uzyskano w punkcie monitoringu przy I-95 w Providence (RI). Próbki miejskiego powietrza otoczenia (N = 4 próbki pobrane w ciągu 17,5 hr) pobrano z dwóch lokalizacji na dachach budynków w Providence (RI), z których jedna znajdowała się w pobliżu węzła I-95 i I-195, a druga 75 metrów od miejsca węzła. Reprezentuje to pierwsze kroki w kierunku budowania nowych możliwości rozróżniania zakresów sygnatur izotopowych źródeł NOx, w tym przypadku emisji pojazdów i miejskich źródeł otoczenia. Zmienność dziennego δ¹⁵N-NOx na drogach i przy drogach (Rysunek 4) nie była skorelowana ze zmianami warunków jazdy i występowała przy stosunkowo stałej liczbie pojazdów w podziale na klasy paliwa. Bardziej szczegółowa dyskusja na temat zmienności sygnatur izotopowych w zależności od rodzajów paliwa pojazdowych jest przedmiotem innego manuskryptu (Miller, D.J., et al. 2016. J. Geophys. Atmos. Submitted).

Na koniec w Tabeli 1 szczegółowo przedstawiono pobory terenowe i laboratoryjne, podczas których w tym samym czasie zastosowano dwa systemy poboru w celu przetestowania powtarzalności. Porównania wykazują doskonałą zgodność danych izotopowych, określoną tutaj jako odchylenie bezwzględne między dwoma punktami danych dla każdego okresu poboru. Przedstawione dane pochodzą z poborów powietrza miejskiego z lokalizacji na dachu w Providence, RI; poborów w pobliżu drogi w Providence, RI; oraz z poborów w laboratoryjnej komorze smogowej na University of Massachusetts, Amherst.

Rycina 1: Schemat i obraz procesu pobierania. (A) Schemat zautomatyzowanego NO_x System pobierania próbek. Kolor szary oznacza przepływ powietrza, niebieski przepływ wody/roztworu, zielony połączenia elektroniczne, żółty frit, a fioletowy roztwór nadmanganianu. Pompa strzykawkowa służy do dodawania i usuwania roztworu płuczącego (wody ultraczystej) oraz do dodawania nowego roztworu na początku pobierania próbek (pompa strzykawkowa to dostępna w sprzedaży pompa sterowana silnikiem krokowym z 50 ml strzykawką, 5-portowym zaworem rozdzielczym oraz płytkami sterującymi/sterownikami wyposażonymi w interfejs szeregowy RS-232). Próbka jest pobierana ręcznie za pomocą czarnego zaworu znajdującego się na dole butli do płukania gazów.B) Zdjęcie NO_{Ponieważ nie podano tekstu źródłowego do przetłumaczenia, proszę o dostarczenie treści, którą należy przełożyć na język polski.} systemy zbierania i NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} pojemnik w laboratorium mobilnym. Prosimy kliknąć tutaj, aby wyświetlić powiększoną wersję tego rysunku.

Rysunek 2: Wydajność zbierania zautomatyzowanego systemu pobierania. (A) Tlenek azotu (NO)_{Przykładowy tekst źródłowy nie został dostarczony. Proszę o wprowadzenie tekstu do przetłumaczenia.} stężenia obliczone na podstawie NO₃^- stężenia zmierzone w roztworze oraz dane dotyczące przepływu porównano z medianą stężenia zmierzoną za pomocą chemiluminescencyjnego detektora NO_{Proszę o dostarczenie tekstu źródłowego do przetłumaczenia.} analizator stężenia zlokalizowany na dachu budynku w Providence, RI. Słupki błędów przedstawiają odchylenie standardowe (±1σ) szacunków stosunku molowego NOx w roztworze, wyznaczonych z propagacji błędów połączonych odchyleń standardowych kontroli jakości (0.4 µM) pomiędzy seriami pomiarów kolorymetrycznych stężenia a niepewnością natężenia przepływu (±1%). NO_x niepewności pomiaru stężenia analizatora wynoszą ±5%. (B) Szereg czasowy NO_{Proszę podać tekst źródłowy do tłumaczenia.} rozkłady stężeń podczas pomiarów dobowych w punkcie pomiarowym na dachu budynku w Providence, RI. Pudełka reprezentują 25^th, 50^th, oraz 75^th percentyle. Wąsy reprezentują wartości ekstremalne bez wartości odstających. Aby wyświetlić powiększoną wersję tej figury, kliknij tutaj.

Rycina 3: Porównanie czasów redukcji NO_{Proszę podać tekst źródłowy do przetłumaczenia.} próbki pobrane na Uniwersytecie Brown w maju i lipcu 2015 roku. (A) Wyniki zapisano jako odchylenia od pierwszej redukcji, przeprowadzonej w ciągu 1 doby od pobrania próbek. Próbki majowe przedstawiono w formie trójkątów, a próbki lipcowe w formie kół, przy czym kolory oznaczają różne okresy pobierania. Próbki w (B) zostały poddane wstępnej obróbce chlorkiem amonu przed pobraniem powietrza w celu zbadania wpływu interferencji NH₄⁺ w roztworze w czasie. Linie przerywane reprezentują oczekiwaną całkowitą precyzję metody gromadzenia izotopów, wyrażoną jako odchylenie standardowe wynoszące ±1,5%. Proszę kliknąć tutaj, aby wyświetlić powiększoną wersję tej figury.

Rysunek 4: The δ¹⁵tlenek azotu (NO)_{Proszę podać tekst źródłowy do przetłumaczenia.} (‰) i NO_{Proszę podać tekst źródłowy do przetłumaczenia.} stężenie próbek pobranych z miejskiego powietrza otoczenia, z miejsc przyjezdnych oraz w pobliżu dróg. Rodzaje próbek są odróżnione różnymi kolorami i reprezentują szereg warunków (patrz tekst) oraz NO_{Wprowadź tekst do przetłumaczenia.} stężenia Kliknij tutaj, aby wyświetlić powiększoną wersję tej figury.

 

Nazwa próbki	Numer systemu	Data pobrania	Godziny pobierania próbek	Temperatura (ºC)	[NO3-] (µM)	Próba ślepa/całkowite N	δ 15N (‰)	Odchylenie δ 15N (%)
Urban Air PVD 1	1	10/8/2013 - 10/9/2013	6.75	15.8	14.43	0.3	-0.6	0.7
	2				16.78	0.26	-1.3
Urban Air PVD 2	1	11/6/2013 - 11/7/2013	2.5*	17.1	30.86	0.2	-7.7	1
	2		5.25		37.05	0.17	-6.7
Urban Air PVD 3	1	11/20/2013 - 11/21/2013	8.9	3.28	44.29	0.14	-7.1	0.4
	2				29.66	0.21	-6.7
W pobliżu drogi 1	1	8/14/2014 - 8/15/2014	29	19.2	13.3	0.37	-9.47	0.69
	2				16.4	0.3	-10.16
W pobliżu drogi 2	1	8/17/2014 - 8/18/2014	30	21.85	9.4	0.68	-8.95	1.56
	2				11.6	0.55	-7.39
W pobliżu pobocza 3	1	5/25/2015	3.5	20	6.86	0.51	-7.67	0.86
	2				9.49	0.42	-8.53
W pobliżu drogi 4	1	5/26/2015	2.75	25.56	6.07	0.656	-8.7	1.57
	2				6.49	0.61	-7.13
Komora smogowa 1	1	8/26/2014 - 8/27/2014	24.4	21	24.392	0.27	-12.28	0.33
	2				33.2	0.2	-12.61
Komora smogowa 2	1	8/27/2014 - 8/28/2014	19.8	21	10.96	0.54	-10.22	1.25
	1				14.245	0.41	-11.47
Komora smogowa 3	1	8/28/2014 - 8/29/2014	24.2	21	7.476	0.8	-5.86	1.27

Tabela 1: Powtarzalność próbek pobranych w tym samym czasie przy użyciu dwóch identycznych systemów poboru. *Pobór próbek musiał zostać przerwany z powodu zapchania filtra. Urban Air PVD (PVD = Providence, RI) 1-3 zostały opublikowane wcześniej⁴. Near Roadside reprezentuje pobory próbek przy drodze w Providence, RI; Smog chamber reprezentuje próbki pobrane z powietrza wewnątrz komory smogowej na Uniwersytecie Massachusetts w Amherst⁴.

Dyskusja

Powyższy protokół szczegółowo opisuje związane z tym kroki, od polowego pobierania próbek powietrza w roztworze do laboratoryjnego przetwarzania tych roztworów, w celu uzyskania wyników stężenia i izotopów. Krytyczne kroki w tym protokole obejmują porównanie pomiarów analizatora NO_x, minimalizując czas przed redukcją roztworów. i utrzymanie stabilnych natężeń przepływu. W przypadku bezpośredniego porównywania roztworów z pomiarami in situ stężeń NO_x bardzo ważne jest, aby analizator NO_x był skalibrowany dla zakresów istotnych dla wybranego środowiska oraz aby krótkoterminowa zmienność stężeń NO_x była rozumiana w kontekście dłuższych zbiorów czasowych dla roztworów. Ważne jest również dokładne oznaczanie stężeń roztworu NO₃^-, zarówno dla obliczenia stężeń NO_x w powietrzu, jak i dla określenia dokładnych objętości iniekcji metodą denitryfikatora izotopowego. Okres stabilności roztworu przed redukcją próbki jest ważny dla zapewnienia stałych proporcji izotopów. Ze względu na potencjał utleniający roztworu, możliwe jest utlenianie w roztworze innych reaktywnych form azotu, w szczególności NH₃, ponieważ może on występować w wystarczająco wysokich stężeniach w niektórych obszarach, aby potencjalnie wpływać na stężenie NO₃^- w roztworze. Oczekuje się, że utlenianie NH₄⁺ do NO₃^- będzie trwało dłużej niż utlenianie NO_x do NO₃^-, dlatego zalecono zmniejszenie próbek (a tym samym zatrzymanie reakcji) w ciągu 1 dnia od pobrania próbki. Biorąc pod uwagę, że warunki polowe mogą skutkować koniecznością dłuższego przechowywania roztworu, stabilność roztworów badano, badając roztwory z dodatkiem amonu i bez niego. Z dodatkiem chlorku amonu i bez niego, wartości stężenia i izotopów były stabilne w zakresie niepewności 1σ (1,5‰) przez okres do jednego tygodnia (ryc. 3). Po dwóch tygodniach od pobrania próbek roztwory z dodatkiem lub bez dodatku NH₄ ⁺ nie były stabilne, ponieważ w niektórych przypadkach nie zaobserwowano spadku stężenia₃^, a poprawki ślepej próby nie były już solidne. Chociaż spodziewano się, że NO₃^- może wzrosnąć z czasem z powodu utleniania NH₄ ⁺, w niektórych przypadkach zaobserwowano spadek stężenia, co sugeruje, że nawet po dwóch tygodniach interferencja NH₄ ⁺ nie powoduje niestabilności. W związku z tym roztwory należy zmniejszyć w ciągu jednego tygodnia, szczególnie jeśli pobieranie próbek odbywa się w środowisku o wysokich stężeniach NH₃ (np. >200 ppbv). Wreszcie, bardzo ważne jest również rejestrowanie natężenia przepływu podczas zbierania danych w terenie. Stwierdzono, że natężenie przepływu mierzone na wlocie różni się znacznie i jest trudne do kontrolowania, nawet przy krytycznym otworze w systemie, ponieważ może na nie wpływać zatkanie filtrów hydrofobowych i/lub fryty. Zaleca się okresowe rejestrowanie natężenia przepływu (np. w odstępach 5-minutowych) przez cały okres poboru, tak aby można było dokładnie określić objętość powietrza zebranego w czasie dla każdej próbki (patrz krok 5).

Istnieje kilka alternatyw lub możliwych modyfikacji przedstawionych protokołów. Na przykład ważną zaletą metody denitryfikatora jest wymóg małej wielkości próbki^12,13. Można jednak stosować inne metody izotopowe. Podobnie używamy kolorymetrycznego oznaczania stężenia, ale inne metody mogą dać dokładne wyniki stężenia NO₃^- .

Skuteczność zbierania w terenie, jak pokazano na rysunku 2, wynosi 92 ± 10%. Ma to kluczowe znaczenie dla zapewnienia, że podczas procesu zbierania nie dochodzi do frakcjonowania. Przy skuteczności zbierania mniejszej niż 100% może dojść do frakcjonowania w procesie zbierania, co zaburza zmierzone proporcje izotopowe. Wykazano skuteczność tej nowej metody zbierania w różnych warunkach w powietrzu miejskim. W tabeli 1 przedstawiono liczne testy, które przeprowadzono w warunkach pobierania próbek z powietrza atmosferycznego, w pobliżu dróg i w komorze smogowej w celu określenia odtwarzalności metody. Wszystkie różnice w stosunku izotopów między układami wynoszą <1,57‰. Dowodzi to powtarzalności tej metody w wielu różnych warunkach pobierania próbek. Metoda oparta na polu ma precyzję i odtwarzalność znacznie lepszą niż zmiany stosunku izotopów ~12‰ obserwowane w środowisku (ryc. 4).

Najważniejszym ograniczeniem metody jest ślepa próba NO₃^- lub tło związane z roztworem KMnO₄ . Przetestowano różne typy KMnO₄ (np. kryształy, proszki i roztwory podstawowe)⁴ i wszystkie zawierały NO₃^- przed wystawieniem na działanie NO_x w powietrzu. W rezultacie konieczne jest zebranie wystarczającej ilości NO_x jako NO₃^- w roztworze, aby osiągnąć stężenie powyżej ślepej próby. Obecnie prowadzone są dalsze badania mające na celu ilościowe określenie poziomu, przy którym próbka powinna przekraczać stężenie próby ślepej, aby uzyskać jak najdokładniejsze wyniki. Przy bardzo niskich stężeniach NO_x w otoczeniu może być konieczna modyfikacja warunków pobierania w celu maksymalizacji stężenia próbki. Na przykład natężenie przepływu można zwiększyć, aby zebrać więcej powietrza w krótszym czasie lub zmniejszyć objętość roztworu, aby zwiększyć objętość powietrza do roztworu i skoncentrować zbieranie powietrza. W każdym przypadku roztwór musi pozostać powyżej fryty w naczyniu zbiorczym, aby utrzymać bulgotanie powietrza przez roztwór.

Ta metoda zbierania NO_x do analizy izotopowej jest wyjątkowa wśród istniejących metod (np. próbników^{pasywnych 6,17} i roztworu kwasu siarkowego i nadtlenku wodoru⁸), ponieważ została zweryfikowana laboratoryjnie i w terenie pod względem możliwości zastosowania w terenie, odtwarzalności, stabilności roztworu próbki i skuteczności pobierania w różnych warunkach polowych. Ta nowatorska metoda jest wyjątkowa pod względem możliwości aktywnego zbierania NO_x w środowiskach terenowych w celu analizy izotopowej w stężeniach otoczenia z rozdzielczością 30-120 minut. Zbiera NO_x z wydajnością bliską 100% i wielokrotnie wykazano, że jest odtwarzalny w zakresie niepewności metody. Roztwory próbek zebrane w terenie pozostają stabilne do 1 tygodnia, zanim będą musiały zostać zredukowane. Metoda ta umożliwia pobieranie próbek w różnych stężeniach i proporcjach izotopów i okazuje się odtwarzalna od pobrania do pobrania. Technika ta może być stosowana do pobierania próbek w różnych warunkach, w tym w warunkach drogowych, przy użyciu mobilnego podejścia laboratoryjnego opisanego w protokole. Interpretacja czasoprzestrzennej zmienności emisji NO_x w pojazdach jest przedmiotem odrębnego manuskryptu, w przygotowaniu (Miller, D.J., et al. 2016. J. Geofizyka. Atmos. Złożone).

Przyszłe pobieranie próbek obejmuje zastosowanie tej metody do innych rodzajów emisji NO_x (np. emisji wytwarzanych mikrobiologicznie w glebie i pożarów biomasy). Izotopy są potencjalnym sposobem śledzenia źródeł NO_x , ale tylko wtedy, gdy można określić ilościowo i zrozumieć różne sygnatury źródłowe. Nasza nowa metoda umożliwia ilościowe określenie składu izotopowego NO_x z różnych źródeł emisji NO_x oraz bezpośrednie sprawdzenie, czy wpływ emisji na środowisko można śledzić bezpośrednio i ilościowo.

Materiały

Lista materiałów użytych w tym artykule

Nazwa	Firma	Numer katalogowy	Komentarze
Butelka			Używany niestandardowy projekt, wiele firm sprzedaje inne butelki do mycia gazu. W butelce musi znajdować się fryta.
Pompa strzykawkowa	Kloehn	Kloehn Versa Pump 6, 55
		002-00170-900	Zarówno 2 trójdrogowe, jak i podwójne dwudrogowe normalnie zamknięte, elektronicznie uruchamiane zawory
Rurki teflonowe do obsługi gazu	McMaster Carr	5033K31	Ćwierć cala średnicy zewnętrznej, ósma calowa średnica wewnętrzna, rurka PTFE
Rurka Tygon do obsługi cieczy	McMaster Carr	5103K32	Ćwierć cala średnicy zewnętrznej, ósma cala średnica wewnętrzna, rurka PTFE Złączki
gazów sprężających i zawory kulowe (różne)	Swagelok	Mieszany
kalibrator przepływu	MesaLabs	Defender 520
Złączki kompresyjne PFA	Cole Parmer	Różne	Obsługa gazów i cieczy
Akwizycji Danych National	Instruments	NI USB-6001	Używany do przełączania zaworów
Przekaźnik półprzewodnikowy	Crydom	DC60S5	Używany do przełączania zaworów
Jednostopniowy zespół filtra	Savillex	401-21-25-50-21-2	Użyj uchwytów o średnicy 25 mm i 47 mm
Nylonowy filtr membranowy	Pall Corporation	66509	1 μ m filtr, zarówno o średnicy 25 mm, jak i 47 mm
Hydrofobowy filtr membranowy	Millipore	LCWP04700	10,0 μ Filtry o średnicy m, 25 mm i 47 mm
Filtry membranowe	Millipore	FALP04700	1 μ Filtr M, zarówno filtry o średnicy 25 mm, jak i 47 mm
Mini pompa membranowa	KNF	UN 816.1.2 KTP	Używana do stacjonarnego laboratorium
Mini pompa membranowa	KNF	PJ 26078-811	Używana do mobilnego laboratorium
Aluminium	Onlinemetals.com	6061-T6	Przycięte na wymiar do systemu
Deep Cycle Power Battery	EverStart	24DC
MilliQ Water	Milipore	ZMQSP0DE1
Nadmanganian potasu 1 N Roztwór	Fischer Scientific	SP282-1
Granulki wodorotlenku sodu	Fischer Scientific	S318-1
Ohaus Waga stołowa	Pioneer	EX224N
4 uncje Bursztynowe szklane butelki	Butelki Qorpak	GLC-01926	(butelki 60 ml i WM 125 ml)
Bursztynowe butelki HDPE	Fischerbrand	300751	Numer części podany dla butelek z wąskimi otworami o pojemności 125 ml, Dwie odmiany (125 z szerokimi otworami i wąskimi ustami o pewnej objętości)
Wstępnie oczyszczona butelka EPA Bursztynowa z szerokim otworem, 500 ml	Cole Parmer	EW-99540-55
Nadtlenek wodoru 30%	Fischer Chemical	H325-500	korozyjna
5810 R	Eppendorf	5821020010
50 ml polipropylenowa rurka stożkowa	Falcon	14-432-22
12 N Kwas solny	Fischer Scientific A114SI212
kolorymetryczny analizator składników odżywczych	Westco Scientific Instruments	SmartChem 170	Kupując kolorymetryczny analizator składników odżywczych, jest on dostarczany z, roztworami czyszczącymi, roztworami płuczącymi i roztworami do uruchamiania urządzenia, w tym roztworami umożliwiającymi Aktywować kolumnę kadmu w przyrządzie do analizy azotanów.
Automatyczny titrator	Hanna Instruments	HI 901
20 ml Clr Headspace Vial	Microleter, firma WHEATON	W225283	Wymienione informacje   dotyczą fiolek 20 ml. Fiolki o pojemności 50 ml można również kupić u wymienionego sprzedawcy.
Septa, 20 mm szary	mikroleter butylowy, uszczelka WHEATON Company	20-0025
aluminiowy 20 mm	, firma WHEATON	20-0000AS
25 G x 1 1/2 BD Igła PrecisionGlide	BD	305127
26 G x 1/2 BD Igła PrecisionGlide	BD	305111
Helium		05078-536	Można zamówić z wielu różnych soures
Zaciskarka/Odklinacz	WHEATON	61010-1
Isopropanol	Fischer Chemical	A459-1
Strzykawki o różnych rozmiarach do masowego wstrzykiwania	BD	Różni się w zależności od wielkości
Emulsja przeciwpieniąca B	Sigma-Aldrich	A5757-500ML
IRMS	ThermoFischer Scientific	IQLAAMGAATFADEMBHW	Rzeczywisty spektrometr mas stosunku izotopów jest wymieniony tutaj. W naszym zestawie znajduje się również ławka gazowa i automatyczny podajnik próbek.
Stanowisko gazowe II	ThermoFischer Scientific	IQLAAEGAATFAETMAGD
TriPlus RSH™ Autosampler	ThermoFischer Scientific	1R77010-0200	Wybierz produkt do iniekcji przestrzeni nad głową
Analizator stężenia NOx 42i	ThermoFischer Scientific	101350-00
NOx Box	Drummond Technologies	LMA-3D/LNC-3D
Analizator CO2	Licor 7000	7000
GPS	Garmin	010-00321-31
Model 146i Dynamiczny kalibrator gazu	ThermoFischer Scientific	102482-00
Model 111 Zerowy dopływ powietrza	ThermoFischer Scientific	7734
50,2 ppm NO w N2 Standardowy gaz	Praxis Air	Będzie się różnić w zależności od zakupionego

do mycia gazu Zawory odcinające PTFE Parker do ze stali nierdzewnej Rada ds. Wirówka , standardowy mikroleter zbiornika standardowego powietrza