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 roztworu

1. Przed pobraniem próbek należy przygotować roztwory, skalibrować analizator NO_x (luminol lub chemiluminescencja) i sprawdzić, czy system działa prawidłowo i czy zainstalowano nowe filtry.
2. Roztwory do pobierania próbek należy przygotować przy użyciu 1 M roztworu podstawowego nadmanganianu potasu (KMnO₄) i 10 M wodorotlenku sodu (NaOH)¹⁰, a następnie rozcieńczyć roztwór wodą ultraczystą do odpowiedniej objętości.
   UWAGA: Kupuj gotowe roztwory, ponieważ mają one tendencję do zawierania niższych "ślepych" stężeń NO₃^- niż inne formy. ⁴
   1. Przygotować 10 M NaOH.
      1. Odważyć 200 g stałego NaOH i przelać go do kolby miarowej o pojemności 500 ml. Dodać ultraczystą wodę (18,2 MΩ·cm w temperaturze 25 °C) do linii menisku kolby miarowej i pozostawić NaOH do rozpuszczenia.
   2. Ponieważ proces ten wydziela ciepło, umieść kolbę miarową w łaźni wodnej o temperaturze pokojowej (~22 °C) i pozwól jej ostygnąć w miarę rozpuszczenia, zwykle zajmuje to 1-2 godziny. Przechowuj 10 M NaOH w plastikowych butelkach o pojemności 500 ml bursztynowej przez okres do 1 miesiąca.
   3. Przygotować roztwór do pobierania próbek 0,25 M KMnO₄ i 0,5 M NaOH w cylindrze miarowym o pojemności 500 ml (objętość roztworu 450 ml).
      1. Dodać 112,5 ml 1 M KMnO₄, a następnie napełnić ultraczystą wodą do 405 ml.
      2. Dodać 22,5 ml 10 M roztworu NaOH przygotowanego w kroku 1.2.1 do cylindra miarowego i napełnić do linii o objętości 450 ml wodą ultraczystą.
   4. Roztwory należy przechowywać w butelkach ze szkła oranżowego o pojemności 500 ml i oznaczyć każdy roztwór datą (należy użyć liter, aby odróżnić każdą butelkę).
   5. Po przygotowaniu roztworu weź ślepą próbę laboratoryjną. Pobrać 25 ml roztworu i zanotować, z której butelki z roztworem pochodzi. Półfabrykaty należy przechowywać w butelkach ze szkła oranżowego o pojemności 60 ml.
      UWAGA: Każda butelka z roztworem powinna zawierać 8-11 próbek (po 35-50 ml każda) i jedną ślepą próbę polową (25 ml) po pobraniu ślepej próby laboratoryjnej.

2. Ustawienia pola

1. Wybierz miejsce pobierania próbek (np. dach) i zainstaluj system (w przypadku korzystania z systemu stacjonarnego). W przypadku mobilnego laboratorium należy zapakować całe oprzyrządowanie do typowego pojazdu osobowego. Na rysunku 1 przedstawiono schemat zautomatyzowanego systemu.
2. Przed pobraniem próbki należy wymienić wszystkie filtry oznaczone na rysunku 1, aby upewnić się, że działają one najskuteczniej i wydajniej.
   UWAGA: W systemie znajdują się trzy rodzaje filtrów: filtr cząstek PTFE (1,0 μm; 47 lub 25 mm wykorzystuje większą powierzchnię w bardziej zanieczyszczonym powietrzu) do usuwania cząstek, które mogą zawierać NO₃^-, nylonowy filtr membranowy (1,0 μm) do usuwania gazu HNO₃ oraz filtr hydrofobowy (10,0 μm) do ochrony pompy próżniowej i krytycznego otworu przed kropelkami roztworu. W przypadku nowych filtrów na początku okresu pobierania próbek, filtr cząstek stałych i filtr NO₃ nie będą musiały być wymieniane przez kilka dni, z wyjątkiem warunków silnego zanieczyszczenia lub zapylenia. Filtr hydrofobowy należy wymieniać co 4-6 godzin, tak długo, jak długo pobieranie próbek jest wykonywane w sposób ciągły.
3. W celu zainstalowania systemu podłącz system i przyrządy do rurki z politetrafluoroetylenu (PTFE) (średnica zewnętrzna 1/4 cala) i skieruj wlot, również rurkę PTFE, w kierunku żądanego zbierania powietrza.
   UWAGA: Laboratorium mobilne służy do wykonywania pomiarów drogowych, natomiast laboratorium stacjonarne służy do wykonywania pomiarów powietrza atmosferycznego w miastach i w pobliżu dróg.
4. Skonfiguruj "mobilne laboratorium" składające się z systemu zbierania NO_x, skrzynki NO_x, analizatora CO₂ , jednostki globalnego systemu pozycjonowania (GPS) i baterii morskiej.
   1. Zapakuj system i całe oprzyrządowanie do samochodu. Zasilaj system za pomocą morskiego akumulatora o głębokim cyklu 12 V przez ~12 godzin, podobnie jak maksymalny czas trwania jednego dnia pomiarów mobilnych. Naładuj baterię pod koniec dnia pobierania próbek, aby przygotować się na następny dzień.
      UWAGA: Użyj oddzielnej baterii, aby nie było potrzeby podłączania na stałe do akumulatora samochodowego ani utrzymywania samochodu w ruchu w celu dokonania pomiarów. Użyj dwóch baterii, jeśli próbkowanie będzie trwało blisko lub dłużej niż 12 godzin, aby uniknąć zatrzymywania się na kilka godzin w celu naładowania baterii.
   2. Podłącz przyrządy do rurki wlotowej PTFE bliżej wlotu niż do systemu zbierania, ponieważ pompa próżniowa systemu działa z natężeniem przepływu 3-5 l/min, znacznie większym niż natężenie przepływu dla skrzynki NO_x (~1,5 l/min) lub analizatora CO₂/H₂O (<1 L/min).
   3. Przymocuj rurkę wlotową z PTFE z przodu samochodu na dachu, skierowaną w stronę przodu samochodu, w pozycji, która jest najdłuższą możliwą odległością od rury wydechowej, aby uniknąć wychwytywania własnych emisji z rury wydechowej samochodu. Na przykład w mobilnym laboratorium, w którym użyto średniej wielkości samochodu sportowo-użytkowego, wlot znajdował się na dachu samochodu, 2 stopy od drzwi po stronie kierowcy, umieszczając go 1,6 metra nad drogą i 2,54 metra od tylnego zderzaka.
      1. Alternatywnie możesz skorzystać z pojazdu elektrycznego lub innego pojazdu o zerowej emisji.
   4. Rejestruj dane geolokalizacyjne i dane o prędkości pojazdu co sekundę za pomocą urządzenia GPS (jeśli te dane są interesujące). Zsynchronizuj laptop rejestrujący dane NO_x i CO₂ z czasem GPS przed pomiarami.
   5. Włącz oprzyrządowanie na początku dnia pobierania próbek i wyłącz je na koniec dnia pobierania próbek, nawet jeśli system pobierania próbek nie jest uruchomiony (instrumenty wymagają czasu rozgrzewania, więc pozostaw je włączone przez cały dzień, aby uniknąć wielokrotnych czasów nagrzewania).
   6. Naładować pojemnik NOx roztworem luminolu, gdy jest włączony na początku dnia pobierania próbek, a następnie przepłukać go wodą pod koniec dnia, zanim przyrząd zostanie wyłączony, zgodnie z zaleceniami producenta. Próbki luminolu i roztworu należy przechowywać w chłodziarce w mobilnym laboratorium, aby uniknąć degradacji roztworów. Roztwór luminolu należy przechowywać przez noc w lodówce.
   7. Skalibruj NO_x box-analizator NO₂/NO¹¹ na bazie luminolu i różnicowy, niedyspersyjny analizator CO₂/H₂O w podczerwieni (NDIR) za pomocą dostępnego w handlu kalibratora rozcieńczania gazu i postępując zgodnie z instrukcjami producenta. Skrzynka NO_x ma czas reakcji ~5 sekund, co jest lepiej przystosowane do rozwiązywania problemów z smugami emisji NO_x na drodze.
5. Utworzenie "laboratorium stacjonarnego" składającego się z systemu zbierania NO_x i chemiluminescencyjnego analizatora stężenia NO_x.
   1. Przymocuj rurkę PTFE do powierzchni i skieruj ją w kierunku, w którym ma być zbierane powietrze.
   2. Podziel rurkę PTFE na wlocie za pomocą trójnika, aby połączyć zarówno analizator NO_x, jak i automatyczny system zbierania.
   3. Podłącz system stacjonarny do gniazdka elektrycznego (prąd przemienny 120 V).
   4. Analizator stężenia NO_x należy uruchamiać w sposób ciągły przez cały okres pobierania próbek, nawet gdy system pobierania próbek jest wyłączony lub zmienia próbki. Użyj zaworu wbudowanego w system zbierania, aby odizolować go w tym czasie, tak aby analizator NO_x pobierał próbki powietrza z otoczenia.
   5. Skalibrować analizator stężenia chemiluminescencji NO_x. Jest to używane do pomiarów stacjonarnych, ponieważ ma wolniejszy czas reakcji (>30 sekund), co jest lepsze w przypadku pomiarów powietrza otoczenia.
      1. Kalibrację należy przeprowadzić zgodnie z instrukcjami producenta za pomocą kalibratora rozcieńczania gazu. Rozcieńczyć wzorzec 25 ppmv NO w N₂ zerowym powietrzem, aby uzyskać około siedmiu punktów kalibracji w zakresie 0-200 ppbv NO. Za pomocą titratora ozonu skalibrować stężenia NO₂ w tym samym zakresie (0-200 ppbv NO₂).
   6. W przypadku korzystania z mobilnego laboratorium należy skalibrować NO_x box-analizator NO₂/NO¹¹ na bazie luminolu i różnicowy, niedyspersyjny analizator CO₂/H₂O w podczerwieni (NDIR) przy użyciu dostępnego w handlu kalibratora rozcieńczania gazu i postępując zgodnie z instrukcjami producenta. Skrzynka NO_x ma czas reakcji ~5 sekund, co jest lepiej przystosowane do rozwiązywania problemów z smugami emisji NO_x na drodze.

3. Pobieranie próbek

1. Wykonaj testy systemu, aby upewnić się, że przepływomierz, pompa strzykawkowa, oprogramowanie komputerowe i pompa próżniowa działają. Włącz każdy komponent i sprawdź, czy działa poprawnie. Za pomocą oprogramowania komputerowego wypełnij protokół pobierania próbek raz lub dwa razy, aby upewnić się, że wszystko działa poprawnie.
2. Włącz system tak, aby powietrze bulgotało przez roztwór i widoczne były pęcherzyki.
   UWAGA: Program komputerowy automatyzuje ruch roztworów w całym systemie, ale pompa membranowa i pompa próżniowa są obsługiwane ręcznie. Użytkownik musi wybrać czas pobierania próbki (od 30 do 120 minut), w którym zbiera się wystarczająca ilość NO_x, aby stężenie próbki było wyższe od stężenia azotanów w ślepej próbie roztworu. Stężenia NO_x w atmosferze wynoszące 50-100 ppbv w pobliżu źródeł takich jak pojazdy wymagają tylko 30 minut zbierania danych. W przypadku stężeń NO_x w otoczeniu mieszkańców miast (5–30 ppbv) próbki należy pobierać przez okres do 120 minut. Korzystając z równań podanych w krokach 6.5 i 6.5.1, użytkownik może obliczyć wstecznie czas pobierania, aby osiągnąć pożądane stężenie próbki w roztworze.
   1. Użyj systemu zbierania z pompą strzykawkową, aby automatycznie przenieść roztwór ze zbiorników do butelki do mycia gazem i z butelki do mycia gazem do odpadów. Cztery elektronicznie uruchamiane zawory i pompa strzykawkowa są sterowane przez program komputerowy napisany specjalnie dla systemu pobierania, który ma cztery tryby: 1) dozowanie nowego roztworu, 2) czyszczenie przewodów, 3) pobieranie próbki i 4) czyszczenie butelki do mycia gazem w następujący sposób:
   2. Aby automatycznie dozować nowy roztwór, należy zassać 35 ml roztworu (V_S) do pompy strzykawkowej ze zbiornika roztworu i dozować go do butelki do płukania gazem. Fryta butelki do mycia gazem powoduje bąbelkowanie roztworu po włączeniu pompy próżniowej i wprowadzeniu próbki gazu.
      UWAGA: Wybrać objętość roztworu w zakresie 25-35 ml w oparciu o pobrane próbki stężenia NO_x i żądany czas pobierania.
   3. Wyczyść rurkę między pompą strzykawkową a butelką do mycia gazem, automatycznie wciągając pozostały roztwór z rurki z powrotem do strzykawki i umieszczając go w pojemniku na odpady.
   4. Gdy roztwór do pobierania próbek znajdzie się w butelce do mycia gazem, ręcznie włącz pompę. Po osiągnięciu żądanego czasu na pobranie próbek należy ręcznie wyłączyć pompę.
   5. Po pobraniu próbki należy pobrać roztwór, otwierając automatyczny zawór pod butelką do mycia gazem, aby spuścić roztwór do fiolki zbiorczej i nakrętki grawitacyjnej. Gdy próbka zakończy zbieranie NO_x, zebrać roztwór do butelki ze szkła oranżowego o pojemności 60 ml i ręcznie wyjąć butelkę. Program czeka ~2 minuty, aż roztwór całkowicie spłynie, a następnie automatycznie przechodzi do następnego kroku.
   6. Po zakończeniu opróżniania próbki automatycznie zamknij zawór i wyczyść butelkę do mycia gazem, zasysając ultraczystą wodę do pompy strzykawkowej i dozując ją do butelki do mycia gazem za pomocą dyszy rozpylającej, aby wyczyścić boki butelki do mycia gazem. Usunąć te ścieki z butelki do mycia gazem, zasysając je do pompy strzykawkowej i wyrzucić do zbiornika na odpady. Przechowywać frytę w 25 ml wody o czystości nanoczystej.
   7. Powtórzyć kroki od 3.2.2 do 3.2.6, aby dozować następną próbkę roztworu.
3. Podczas pobierania należy pobrać ślepe fragmenty pola dla każdej butelki z roztworem (oznaczonej literami A-Z przed rozpoczęciem zbierania), która jest używana poprzez przepuszczenie 25 ml roztworu przez system bez włączania pompy próżniowej w celu zebrania powietrza. Roztwór należy zebrać natychmiast po jego wprowadzeniu do systemu.
4. Rejestruj objętościowe natężenie przepływu co 5 minut za pomocą przepływomierza podczas każdego zbierania, wraz z temperaturą powietrza (T) i ciśnieniem (P) na przepływomierzu, aby uzyskać standardowe natężenie przepływu. Natężenia przepływu 3-5 l/min osiąga się za pomocą pompy membranowej (wydajność 30 l/min) i krytycznego otworu w celu zmniejszenia natężenia przepływu.
   1. Ustaw natężenie przepływu na początku pobierania próbek, aby mierzyć przepływ co około 1 sekundę. Po 5-10 sekundach zmień częstotliwość pomiaru przepływu na 5 min.
   2. Dane dotyczące natężenia przepływu należy zbierać co 5 minut przez cały okres pobierania próbek.
      UWAGA: Jeśli natężenie przepływu znacznie spadnie, próbkę należy pobierać dłużej niż początkowo oczekiwano. Należy spodziewać się niewielkich zmian (<25%) w początkowym natężeniu przepływu. Należy sprawdzić, czy filtr hydrofobowy nie jest pokryty do tego stopnia, że jest zatkany.
   3. Przed zatrzymaniem pobierania próbek należy powrócić do pomiarów natężenia przepływu trwających 1 sekundę i zbierać dane o przepływie przez 5-10 sekund przed wyłączeniem próbki.
      UWAGA: Roztwory mogą być przechowywane przez (maksymalnie) siedem dni przed wykonaniem kroku 4.

4. Redukcja próbki

UWAGA: Zmniejsz próbki, aby usunąć KMnO₄ w ciągu 7 dni od pobrania. Pierwotna metoda⁴ sugeruje, że należy to zrobić w ciągu 24 godzin od pobrania próbki. Poniżej znajdują się wyniki, które sugerują, że próbki mogą być przechowywane do siedmiu dni przed redukcją.

1. Nadmanganian w roztworze jest silnym utleniaczem. Zredukować próbkę, aby zatrzymać reakcję utleniania nadmanganianu z otaczającym NO_x lub z innymi gatunkami N, które mogą potencjalnie prowadzić do zakłóceń, jeśli zostaną utlenione do azotanu⁴.
2. Oznaczyć dwie zlewki o pojemności 400 ml, jedną dla roztworów ślepych i jedną dla próbek. Zdobądź dwa pręty mieszające, po jednym na każdą zlewkę. Należy również zaopatrzyć się w pipetę o pojemności od 500 do 5 000 μl i końcówki do pipet.
3. Zważyć każdą butelkę z próbką, gdy zawiera ona roztwór, i zanotować masę pełnej szklanej butelki. Po przelaniu roztworu do zlewki zważyć pustą szklaną butelkę.
4. Wlać roztwór z jednej próbki do zlewki na próbkę, a następnie jeden roztwór próby ślepej do zlewki zerowej.
5. Do zlewki na próbkę powoli wprowadzić 10 ml nadtlenku wodoru (_H2O2) w partiach po 5 ml do próbki, energicznie mieszając, dodając każde 5 ml_H2O2. Objętość ta przeznaczona jest dla roztworów próbek o objętości 35 ml. Na każde 25 ml roztworu do pobierania próbek (ślepej próby lub próbki) dodać 5 ml_H2O2. Dodanie pełnych 5 ml na mniej niż 25 ml roztworu próbki jest zalecane w celu zapewnienia pełnej konwersji, a dodanie większej ilości_H2O2spowoduje jedynie rozcieńczenie roztworu.
   1. Wprowadzić pierwsze 5 ml_H2O2powyżej zlewki, tak aby końcówka nie dotykała zlewki, mieszadła ani roztworu.
   2. Dodać drugą partię z boku zlewki i wokół boku, w miarę dodawania większej ilości, w celu wytarcia boków zlewki, upewniając się, że cały roztwór próbki został zredukowany. Jeżeli dodaje się więcej niż 5 ml_H2O2, należy wykonać ten krok na ostatnim wprowadzeniu_H2O2i postępować zgodnie z krokiem 4.5.1 dla pośredniego wprowadzenia_H2O2
   .
   3. Wymieniaj końcówkę pipety po każdej wymianie próbki, aby uniknąć zanieczyszczenia krzyżowego.
6. Do zlewki z roztworem ślepej próby dodać tylko 5 ml_H2O2. Dodaj mniej więcej połowę powyższego roztworu, a drugą połowę dodaj wokół boków zlewki. Zmień końcówkę po każdym półmurze.
7. Sprawdź, czy roztwór powyżej osadu jest klarowny lub bladożółty. Jeśli pozostaną kolory fioletowy lub niebieski, dodaj więcej_H2O2, aby sprawdzić, czy jest całkowicie zredukowany.
8. Wlać całą zawartość zlewki, zarówno płyn, jak i brązowy osad, który tworzy się w probówki wirówkowe o pojemności 50 ml, które zostały oznaczone zgodnie z próbką lub pustą cyfrą lub literą.
9. Po zredukowaniu wszystkich roztworów (dodanie_H2O2) załaduj wirówkę partiami po 20 sztuk, upewniając się, że wirówka jest zrównoważona. Wirówka stołowa może zazwyczaj pomieścić jednocześnie 20 probówek wirówkowych.
   1. Uruchomić wirówkę przy 3 220 x g przez 15 minut z każdą partią probówek wirówkowych.
10. Podczas pracy wirówki zważ puste szklane butelki i zapisz ich masę. Dodatkowo oznacz bursztynowe butelki plastikowe o pojemności 60 ml (uprzednio oczyszczone przez ługowanie w ultraczystej wodzie) i zważ puste butelki plastikowe. Nagraj również ich msze.
11. Po zakończeniu wirowania wlej ciecz sklarowaną nad osadem do bursztynowej plastikowej butelki (pozostawiając ciało stałe w probówce) i odpowiednio zutylizuj probówkę wirówkową.
12. Zważyć butelki z próbkami, teraz pełne, i zapisać ich masę.

5. Neutralizacja próbki

UWAGA: Wykonaj neutralizację próbek i ślepych prób (odtworzonych tutaj przez Fibiger et al.⁴ z aktualizacjami). Należy zauważyć, że ten etap jest wymagany do kolorymetrycznego oznaczania ilościowego stężenia azotanów w roztworze; Może to nie być konieczne w przypadku innych technik koncentracji.

1. Neutralizację należy przeprowadzić ręcznie lub za pomocą titratora automatycznego.
2. Do ręcznej neutralizacji użyj 12,1 M kwasu solnego (HCl) i wprowadź go do bursztynowej plastikowej butelki z roztworem za pomocą pipety. Należy zachować szczególną ostrożność (okulary, fartuch laboratoryjny, wyciąg itp.) podczas obchodzenia się z HCl, szczególnie przy stężeniu 12,1 M.
   1. Obliczyć objętość 12,1 M HCl, którą należy dodać do roztworu próbki w celu jego zneutralizowania, stosując następujące równanie:
      
      gdzie V_HCl jest objętością dodanego HCl, masa_{pełnej szklanej butelki} jest masą szklanej butelki, w której zebrano roztwór z roztworem, a_{masa pustej szklanej butelki} jest masą szklanej butelki, w której zebrano roztwór bez roztworu. Załóżmy, że gęstości roztworów wynoszą 1,00 g/^cm3, ponieważ są to roztwory rozcieńczone.
      UWAGA: Najpierw dodaj 85% tej objętości w odstępach co 0,20 ml. W zależności od powietrza, z którego pobierana jest próbka, inne zbierane gatunki mogą obniżać pH pierwotnego roztworu i zmieniać jego reakcję na dodanie kwasu.
   2. Dodawać 85% objętości HCl do butelki za pomocą pipety i jednorazowej końcówki w odstępach co 0,2 ml. Zakręć i potrząśnij butelką między każdym dodatkiem 0,2 ml, aby upewnić się, że kwas zmieszał się z roztworem. Sprawdź pH za pomocą papierka lakmusowego, usuwając 20 μl roztworu i pipetując go na papierek lakmusowy.
   3. Jeśli pH wynosi od 4 do 10, oznacz próbkę jako zneutralizowaną i zapisz pH. Powtórzyć kroki 4.2.1 i 4.2.2 dla wszystkich pozostałych próbek poddawanych obróbce. Podczas gdy analiza stężeń kolorymetrycznych może być kontynuowana w przypadku próbek o pH tak niskim, jak 4 lub tak wysokim jak 10, zbliż się do 7, aby uzyskać najlepsze wyniki.
   4. Jeśli pH jest nadal wyższe niż 10 po dodaniu 85% objętości, dodawać HCl w mniejszych odstępach niż 0,2 ml HCl (0,10 lub 0,05 ml), wstrząsnąć butelką w celu homogenizacji i sprawdzić pH papierkiem lakmusowym i 20 μl roztworu po każdym dodaniu HCl.
   5. Gdy pH znajdzie się w pożądanym zakresie, oznacz próbkę jako zneutralizowaną w taki sam sposób jak wcześniej i odłóż ją na bok.
   6. Jeśli pH jest poniżej 4, użyj 10 M NaOH, aby doprowadzić pH do prawidłowego zakresu. Dodawaj coraz mniejsze ilości NaOH i sprawdzaj pH po każdym dodaniu za pomocą papierka lakmusowego i tą samą metodą co poprzednio.
   7. Zapisać ilość HCl (V_HCl) i NaOH (w razie potrzeby) dodanych do każdej butelki z próbką, wraz z końcowym pH.
3. W przypadku metody titratora automatycznego należy użyć titratora automatycznego.
   1. Rozcieńczyć 12,1 M HCl do 4 M ultraczystą wodą i wprowadzić do titratora (możliwe jest 0-25 ml kwasu solnego) zgodnie z instrukcją urządzenia. 4 M pozwala na uzyskanie wystarczającej precyzji titratora bez dodawania dużych objętości do próbek.
   2. Ustaw titrator automatyczny tak, aby miareczkował do pH 7.
   3. Zanotować końcowe pH i objętość dodanego HCl. Oznaczyć próbkę jako zneutralizowaną i zapisać końcowe pH.
   4. Do każdego miareczkowania należy używać tej samej zlewki. Pomiędzy każdą próbką umyć zlewkę, sondę pH i mieszadło ultraczystą wodą co najmniej 3 razy i wysuszyć.

6. Pomiar próbki

1. Zmierz stężenie każdej z próbek (C_{, B} lub C_{, S}) za pomocą spektrofotometrycznego analizatora składników odżywczych, który wykorzystuje chemię kolorymetryczną do pomiarów stężenia.
2. Przygotuj próbki i umieść je w przyrządzie zgodnie z instrukcjami producenta.
3. Wygeneruj standardową krzywą kalibracyjną z 0-15 μM azotanu (7 punktów kalibracji) z 30 μM podstawowego roztworu KNO₃.
4. Przygotowanie i przeprowadzenie kontroli jakości azotanów o stężeniu 8 i 10 μM wraz z próbkami. Obliczyć łączne odchylenie standardowe QC w wielu przebiegach, aby oszacować niepewność stężenia. Obserwuje się typowe łączne odchylenia standardowe wynoszące ±0,4 μM (w 7 przebiegach, N = 27 punktów danych).
   1. Przelicz stężenie NO_x oznaczone przez kolorymetryczny analizator stężeń z μM na ppbv, korzystając z następującego równania proporcji mieszania:
      
      gdzie_{MR NOx} jest stosunkiem mieszania NO_x (wartość podawana w ppbv), n_NOx jest liczbą nmol zebranego NO_x, R jest idealną stałą gazu w , T to temperatura (w kelwinach), P to ciśnienie atmosferyczne (w atm), a V to objętość zebranego powietrza (w L). Całkowitą objętość pobranego gazu wyznacza się przez całkowanie numeryczne szeregów czasowych natężenia przepływu (równoważnych powierzchni pod krzywą natężenia przepływu w funkcji czasu).
   2. Oblicz liczbę moli NO_x, korzystając z następującego zestawu równań:
      
      dla próbki,
      
      dla ślepej próby i
      
      gdzie C_S jest stężeniem próbki mierzonym przez kolorymetryczny analizator stężeń, w μmol; V_S jest objętością próbki w ml; C_B jest stężeniem ślepej próby w μmol; V_B oznacza objętość ślepej próby w ml; _{Podwielokrotność} V jest objętością tego, co zostało zobojętnione, w ml (zazwyczaj cała objętość roztworu); a V_HCl jest objętością HCl dodaną w celu zobojętnienia podwielokrotności, w ml.

7. Przygotowanie proporcji izotopów azotu

UWAGA: Określ ilościowo skład izotopowy azotu na podstawie metody denitryfikatora. Szczegóły dotyczące tej metody są publikowane w całości w innym miejscu, a użytkownicy powinni zapoznać się z tymi publikacjami, aby uzyskać pełne instrukcje^{dotyczące metody 12,13}. Metoda wykorzystuje bakterie denitryfikacyjne do przekształcania ciekłych próbek NO₃^- w gazowy podtlenek azotu (_N2O) w celu oznaczenia izotopowego. Użytkownicy, którzy nie mają łatwo skonfigurowanej metody denitryfikatora, mogą zlecić analizę próbek pod kątem składu izotopowego przez urządzenia zewnętrzne. Użytkownicy powinni zapoznać się z tymi funkcjami, aby upewnić się, że odpowiednie poprawki danych są zgodne z tymi w kroku 8.

1. Na podstawie stężenia oznaczonego dla każdej próbki i próby ślepej, wstrzyknąć odpowiednie objętości do wcześniej przygotowanych, zasklepionych fiolek z bakteriami^12,13. Określić określoną wielkość do wstrzyknięcia, dzieląc wielkość docelową, np. 20 nmol N, przez stężenie (μmol/l) próbki lub próby ślepej w celu określenia liczby ml do wstrzyknięcia do każdej fiolki za pomocą strzykawki.
   1. Wstrzyknąć materiały odniesienia azotanów (np. MAEA-NO-3 i USGS34) co najmniej w trzech egzemplarzach z każdym zestawem próbek, które mają być badane na obecność izotopów. Te materiały referencyjne służą do korygowania danych końcowych do znormalizowanych, akceptowanych na całym świecie wartości¹⁴.
   2. Napełnić dwie zlewki ultraczystą wodą w celu przepłukania strzykawek między wstrzyknięciami próbek i materiałów odniesienia. Zaopatrzyć się w pustą butelkę na roztwór odpadowy.
   3. Zanurzyć końcówkę strzykawki używanej do wstrzykiwań w pierwszej zlewce z wodą i osuszyć ją. Przepłukać całą objętość strzykawki ultraczystą wodą i wyrzucić wodę jako odpad. Powtórz trzy razy.
   4. Postępując zgodnie z procedurą podobną do kroku 3.2.3, napełnić strzykawkę niewielką ilością próbki w celu wstępnego wypłukania strzykawki. Wyrzuć go jako odpad. Napełnić strzykawkę próbką i delikatnie stuknąć, aby usunąć wszelkie pęcherzyki powietrza, tak aby odmierzona była dokładna objętość.
   5. Wstrzyknąć próbkę do fiolki z próbką.
      1. Jeśli do próbki wstrzykiwane jest więcej niż 3 ml, należy użyć drugiej igły "odpowietrzającej" w celu zmniejszenia ciśnienia w fiolce. Wepchnąć strzykawkę z próbką do gumowej przegrody i rozpocząć wstrzykiwanie próbki. Po wstrzyknięciu 0,5 ml próbki wprowadzić drugą igłę "odpowietrzającą". Pozostawić igłę "odpowietrzającą" do momentu, gdy pozostanie 1 ml do wstrzyknięcia, a następnie wyjąć igłę "odpowietrzającą". Kontynuować wstrzykiwanie ostatniej części próbki.
   6. Przechowywać fiolki przez noc w ciepłym (~24 °C) miejscu. Następnego ranka wstrzyknąć od 0,1 do 0,2 ml 10 M NaOH do każdej próbki w celu lizy bakterii.

8. Wyznaczanie proporcji izotopów

UWAGA: Gdy bakterie są już zlizowane, próbki są gotowe do badania na spektrometrze masowym (IRMS).

1. Wstrzyknąć do każdej próbki trzy do czterech kropli środka przeciwpieniącego przed ustawieniem ich do pracy na spektrometrze masowym.
2. Określić skład izotopowy za pomocą spektrometrii mas ze stosunkiem jonów. Użyć spektrometru mas połączonego ze zmodyfikowanym systemem do automatycznej ekstrakcji, oczyszczania (usuwania CO₂ i_H2O) i analizy izotopowej N₂O przy m/z 44, 45 i 46^{12, 13}.
3. Uruchomić ślepą próbę z samym roztworem pożywki i bez próbki w fiolce na początku każdego przebiegu.
4. Skalibrować proporcje izotopów surowych ze spektrometru mas przy użyciu materiałów referencyjnych (np. MAEA-NO-3 i USGS 34) traktowanych w taki sam sposób jak próbki, w oparciu o schemat korekcji w Kaiser et al. (2007)¹⁵. To umieszcza je w formie, która jest użyteczna do porównań danych z innymi laboratoriami w społeczności biogeochemii izotopów N.
5. Ze względu na obawy dotyczące liniowości wartości spektrometru masowego, jeżeli obszar wstrzykiwanej próbki znajduje się poza ±10% obszaru docelowego, należy skorygować stężenie przy użyciu tego procentu i ponownie wstrzyknąć próbkę, postępując zgodnie z powyższą procedurą.
   1. W celu sfinalizowania danych próbki dla δ¹⁵N z NO_x x (zapis delta jest zdefiniowany za pomocą następującego równania dla δ¹⁵N: ("delta 15-N"): δ¹⁵N = [(¹⁵N/¹⁴N_próbka/¹⁵N/¹⁴N_wzorzec) - 1] x 1 000‰, a wzorcem stosowanym do próbek azotu jest atmosferyczny gaz_N2), skorygować δ¹⁵N dla udziału ślepej próby azotanowej, która znajduje się w roztworze KMnO₄:
      
      gdzie δ_{15 N ogółem, mierzona} jest wartością wyznaczoną dla próbki z serii spektrometru mas, δ¹⁵N_{podczas próby ślepej, zmierzoną jest wartością} oznaczoną dla ślepej próby, a stężenie próbki i ślepej próby są wartościami wyznaczonymi na podstawie analiz kolorymetrycznych. Równanie to usuwa wpływ ślepej próby ze stosunku izotopowego, tak że stosunek izotopowy jest teraz reprezentatywny dla NO_x zebranego in situ.
      UWAGA: Skład izotopowy i stężenie azotanu w roztworze próby ślepej mierzy się dla każdej użytej partii roztworu. Ta ślepa próba różni się od wszelkich potencjalnych ślepych prób, które można napotkać przy użyciu samej metody denitryfikatora (która jest również określana ilościowo przy każdym przebiegu). Każda ślepa próba związana z metodą denitryfikatora jest prawdziwa dla wszystkich próbek i materiałów odniesienia; Jednakże ślepa próba roztworu nadmanganianu ma zastosowanie tylko do próbek i dlatego musi być oddzielnie oznaczona ilościowo i skorygowana (za pomocą bilansu masowego).

Wyniki

W pierwotnym dziele rozwoju metody Fibiger et al., metoda zbierania NO_x została rygorystycznie przetestowana w laboratorium w różnych warunkach⁴. W tym przypadku nacisk kładziony jest na aktualizacje metody i zastosowań terenowych w różnych warunkach środowiskowych. Podano wyniki dotyczące (1) skuteczności zbierania w terenie, (2) stabilności roztworu próbki pod względem czasu przed redukcją próbki i wrażliwości na wysokie stężenia amonu (NH₄⁺) w roztworze oraz (3) odtwarzalności w terenie. Wszechstronność tej metody przejawia się w jej zastosowaniu do pomiarów powietrza atmosferycznego, w pobliżu dróg i na drogach.

Średnie stężenia zebrane w roztworze zostały porównane z tymi z 1 min stężeń NO_x z analizatora chemiluminescencji NO_x podczas dwudniowego badania dobowego w otaczającym powietrzu miejskim w Providence, RI. Rysunek 2 przedstawia szczegółowo skuteczność zbierania w okresie, gdy stężenia wahały się w dużym zakresie, od ~2,5 do 18 ppbv NO_x. Rysunek 2A przedstawia bezpośrednie porównanie mediany stężeń NO_x z analizatora NO_x w porównaniu ze stężeniami obliczonymi na podstawie pomiarów roztworu i przepływu, co wskazuje, że średnio stężenia roztworu wynoszą 92% średnich stężeń in situ. Mieści się to w oczekiwanym zakresie niepewności wynoszącym ±10%, ale różnica prawdopodobnie odzwierciedla różne stężenia w okresach zbierania (rysunek 2B). Na podstawie badania percentyli rozkładu danych o stężeniu NO_x w ciągu 1 minuty, stężenia NO_x w roztworze mieszczą się w rozkładzie dla każdego interwału zbierania (rysunek 2B).

Zaleca się zakończenie redukcji próbek pobranych w terenie w ciągu 1 dnia po zakończeniu pobierania (tj. wykonanie wszystkich kroków 3). Zasugerowano, że cel ten ma na celu zmniejszenie potencjału zakłóceń spowodowanych zbieraniem innych rozpuszczalnych form azotu, takich jak NH₃, które z czasem mogą zostać przekształcone w azotan w wysoce utleniającym roztworze KMnO₄/NaOH. Aby to dokładniej zbadać, próbki zostały pobrane w maju i lipcu 2015 r. w Providence, RI na terenie kampusu Uniwersytetu Browna, w doku załadunkowym, który znajduje się w pobliżu regularnie uczęszczanej lokalnej drogi, na której ciężarówki dostawcze z silnikiem Diesla regularnie pracują na biegu jałowym w celu rozładunku. Próbki pobrano, a następnie podwielokrotności próbek oddzielono i zredukowano w różnym czasie (1 dzień, 4-7 dni i 13-15 dni) po pobraniu próbki (ryc. 3A). Próbki przedstawione na rysunku 3B zostały również pobrane w maju i lipcu, ale zostały przygotowane przez dodanie 5 ml 10 mM chlorku amonu do 450 ml roztworu. W ten sposób uzyskano stężenie 111 μM NH₄⁺ w roztworze, co odpowiada zebraniu 220 ppbv NH₃ w powietrzu, jeśli zebrano tylko NH₃. Stężenia te są maksymalnymi dopuszczalnymi wartościami oczekiwanymi podczas pomiarów w warunkach drogowych w pobliżu źródeł NH₃ ¹⁶ pojazdu. Z dodatkiem NH₄⁺ lub bez niego, próbki zmniejszone w ciągu 7 dni po pobraniu miały spójne proporcje izotopów w porównaniu z pierwszą redukcją (w ciągu 1 dnia pobrania), przy czym wszystkie mieściły się w oczekiwanym zakresie niepewności ±1,5% (ryc. 3A i 3B). Należy zauważyć, że niepewność ±1,5% jest reprezentatywna dla oznaczeń izotopowych powtarzających się zbiorów zbiornika NO_x⁴. Niepewność związana z wielokrotnymi pomiarami samych izotopowych materiałów referencyjnych wynosi zwykle 0,3%. Jednak po dwóch tygodniach próbki z dodatkiem NH₄⁺ lub bez niego niekoniecznie były stabilne. Podczas gdy w niektórych przypadkach wartości izotopów nadal wydają się być spójne (np. rysunek 3A), próbki wykazywały niewielki wzrost stężenia NO₃^- (<1 μM) w porównaniu z pierwszą redukcją, a w niektórych przypadkach spadki stężeń NO₃^-. Po dodaniu NH₄ ⁺ można by się spodziewać, że stężenie NO₃^- wzrośnie z czasem powyżej oczekiwanego zakresu niepewności (~ 0,8 μM) dla pomiarów stężenia, co sugeruje, że nawet po dwóch tygodniach NH₄ ⁺ nie był źródłem zakłóceń. Potrzebne są dalsze eksperymenty, aby lepiej zrozumieć źródło tej niestabilności, chociaż należy zauważyć, że roztwory ślepej próby pozostawione niepoddane działaniu substancji w tym samym czasie konsekwentnie nie wykazywały żadnych zmian lub nieznaczny wzrost stężeń, a zatem niestabilność musi być spowodowana obecnością innych gatunków znalezionych w otaczającym powietrzu miejskim. Do czasu rozwiązania tego problemu zaleca się zmniejszenie ilości roztworów próbek w ciągu 7 dni od momentu pobrania.

Rysunek 4 przedstawia szczegółowo zbieranie próbek za pomocą konfiguracji mobilnej podczas różnych kampanii terenowych w miastach, przy drogach i drogach. Zakres stężenia NO_x obejmuje trzy rzędy wielkości, a stosunki izotopów wahają się od -1 do -13‰. Ten zestaw próbek zawiera 51 próbek drogowych pobranych w ciągu 52 godzin, obejmujących ponad 4 000 km i w niezliczonych warunkach jazdy (np. od intensywnego ruchu drogowego po bardzo małym ruchu przy dużych prędkościach na autostradzie). Pobieranie próbek odbyło się na drogach w i pomiędzy 6 dużymi miastami, w tym Providence, RI, Filadelfią i Pittsburghiem, PA oraz Cleveland, Columbus i Cincinnati, OH. Średnia prędkość pojazdu wahała się od 12,4 km/h do 119,7 km/h. Próbki pobrane w pobliżu drogi (N = 27) uzyskano w punkcie monitorowania przy I-95 w Providence, RI. Próbki otaczającego powietrza miejskiego (N = 44 próbki pobrane w ciągu 117,5 godziny) zostały pobrane z dwóch lokalizacji na dachach w Providence, RI, jednej w pobliżu węzła I-95, I-195 i jednej 775 metrów od miejsca przesiadki. Jest to pierwszy krok w kierunku zbudowania nowych zdolności do określania zakresów sygnatur izotopowych ze źródeł NOx, w tym przypadku emisji z pojazdów i otaczających źródeł miejskich. Różnice w dziennym ruchu drogowym i drogowym δ¹⁵N-NOx w ciągu dnia (rys. 4) nie były skorelowane ze zmianami warunków jazdy i występowały przy stosunkowo stałym natężeniu ruchu pojazdów w poszczególnych klasach paliwa. Bardziej szczegółowa dyskusja na temat różnic w sygnaturach izotopowych w zależności od rodzaju paliwa samochodowego jest przedmiotem innego manuskryptu (Miller, D.J., et al. 2016. J. Geofizyka. Atmos. Złożone).

Na koniec, Tabela 1 szczegółowo opisuje kolekcje terenowe i laboratoryjne, w których dwa systemy zbierania zostały wdrożone w tym samym czasie w celu przetestowania odtwarzalności. Porównania wykazują doskonałą zgodność w odniesieniu do danych izotopowych, określonych tutaj ilościowo jako bezwzględne odchylenie między dwoma punktami danych dla każdego okresu zbierania. Dane są wyświetlane z miejskich zbiorów powietrza w lokalizacji na dachu w Providence, RI; zbiórki przydrożne w Providence, RI; oraz ze zbiorów w laboratoryjnej komorze smogowej na Uniwersytecie Massachusetts w Amherst.

Rysunek 1: Schemat kolekcji i obraz. a) Schemat zautomatyzowanego systemu zbierania NO_x. Szary to przepływ powietrza, niebieski to przepływ wody/roztworu, zielony to połączenia elektroniczne, żółty to fryta, a fioletowy to roztwór nadmanganianu. Pompa strzykawkowa służy do dodawania i usuwania roztworu płuczącego (woda ultraczysta) oraz do dodawania nowego roztworu w celu rozpoczęcia pobierania próbki (pompa strzykawkowa jest dostępną na rynku pompą strzykawkową z silnikiem krokowym ze strzykawką o pojemności 50 ml, 5-portowym zaworem dystrybucyjnym i sterownikiem/tablicami sterującymi wyposażonymi w interfejs szeregowy RS-232). Próbkę pobiera się ręcznie za pomocą czarnego zaworu znajdującego się na dnie butelki z gazem. (B) Zdjęcie systemu pobierania NO_x i skrzynki NO_x w mobilnym laboratorium. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większą wersję tego rysunku.

Rysunek 2: Skuteczność zbierania przez automatyczny system zbiórki. (A) Stężenia NO_x obliczone na podstawie stężeń NO₃^- zmierzonych w roztworze oraz dane dotyczące przepływu porównane z medianą stężenia zmierzoną za pomocą chemiluminescencyjnego analizatora stężenia NO_x na dachu w Providence, RI. Słupki błędu są odchyleniem standardowym (±1σ) oszacowanych proporcji mieszania NOx na podstawie roztworu, uzyskanymi na podstawie błędów propagowanych łącznych odchyleń standardowych kontroli jakości (0,4 μM) w różnych przebiegach pomiaru stężenia kolorymetrycznego oraz niepewności natężenia przepływu (±1%). Niepewności stężenia analizatora NO_x wynoszą ±5%. (B) Szereg czasowy rozkładów stężeń NO_x podczas pomiarów dobowych na dachu w Providence, RI. Pola reprezentują 25., 50. i 75^{. percentyl}. Wąsy reprezentują skrajności bez wartości odstających. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większą wersję tego rysunku.

Rysunek 3: Porównanie czasów redukcji dla próbek NO_x pobranych na Uniwersytecie Browna w maju i lipcu 2015 r. (A) Wyniki są rejestrowane jako odchylenia od pierwszej redukcji, wykonane w ciągu 1 dnia od pobrania próbki. Próbki majowe są wyświetlane jako trójkąty, a próbki lipcowe jako koła, z kolorami oznaczającymi różne okresy zbierania. Próbki w (B) poddano wstępnej obróbce chlorkiem amonu przed pobraniem powietrza w celu zbadania interferencji NH₄ ⁺ w roztworze w czasie. Linie przerywane reprezentują oczekiwaną ogólną precyzję metody zbierania izotopów, wyrażoną jako odchylenie standardowe ±1,5%. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większą wersję tego rysunku.

Rysunek 4: δ ¹⁵Stężenie N-NO_x (‰) i NO_x próbek pobranych w otaczającym powietrzu miejskim, na drogach i w pobliżu dróg. Rodzaje próbek są oznaczone różnymi kolorami i reprezentują szereg warunków (patrz tekst) oraz stężenia NO_x. Kliknij tutaj, aby zobaczyć większą wersję tego rysunku.

 

pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. zł pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. zł pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt. pkt.

Przykładowa nazwa	Numer systemu	Data odbioru	Godziny odbioru	Temperatura (ºC)	[NIE3-] (μM)	Ślepa próba/całkowita N	δ 15N (‰)	Odchylenie δ 15N (%)
Powietrze miejskie PVD 1	1	2013-10-08 - 2013-10-09	6.75	15.8	godz. 14.43	0,3	-0,6	0.7
	cyfra arabska				godz. 16.78	0,26	-1,3 jezdnego
Miejski klimat PVD 2	1	2013-11-06 - 2013-11-07	2,5*	17.1	Rejon 30,86	0,2	-7,7	1
	cyfra arabska		Godzina 5,25		Godzina 37.05	0,17	-6,7
Powietrze miejskie PVD 3	1	20.11.2013 - 21.11.2013	8.9	3.28	Z dnia 44,29	0,14	-7,1	0.4
	cyfra arabska				Godzina 29,66	0,21	-6,7
W pobliżu drogi 1	1	2014-08-14 - 2014-08-15	29	19.2	13,3	0,37	-9,47	0.69
	cyfra arabska				Rozdział 16,4	0,3	-10,16
W pobliżu Roadside 2	1	2014-08-17 - 2014-08-18	30	21.85	Pytanie 9,4	0,68	-8,95	1.56
	cyfra arabska				Rozdział 11,6	0,55	-7,39
W pobliżu drogi 3	1	25.05.2015	3.5	20	6,86	0,51	-7,67	0.86
	cyfra arabska				Godzina 9,49	0,42	-8,53
W pobliżu drogi 4	1	26.05.2015	2.75	25.56	6.07	0,656	-8,7	1.57
	cyfra arabska				Lokal 6,49	0,61	-7,13
Komora smogowa 1	1	26.08.2014 - 27.08.2014	24.4	21	Z dnia 24 392	0,27	-12,28	0.33
	cyfra arabska				33,2	0,2	-12,61
Komora smogowa 2	1	27.08.2014 - 28.08.2014	19.8	21	Godzina 10,96	0,54	-10,22	1.25
	1				Rozdział 14.245	0,41	-11,47
Komora Smogowa 3	1	2014-08-28 - 2014-8-29	24,2	21	7,476	0,8	-5,86	Pytanie 1,27

Tabela 1: Powtarzalność próbek pobranych w tym samym czasie przy użyciu dwóch identycznych systemów pobierania. *Pobieranie musiało zostać przerwane z powodu zatkanego filtra. Urban Air PVD (PVD = Providence, RI) 1-3 zostały wcześniej opublikowane⁴. Near Roadside reprezentuje przydrożne zbiórki w Providence, RI; Komora smogowa to próbki pobrane z powietrza wewnątrz komory smogowej na Uniwersytecie Massachusetts, 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