Аналитические методы атомной спектроскопии

Атомная спектроскопия — метод определения элементного состава вещества по его электромагнитному или изотопному спектру. Существуют разные аналитические методы (табл. 13.2.1), и выбор наиболее подходящего метода является ключом к получению правильных, надежных и объективных результатов.

Механизмы возбуждения и возвращение в основное состояние в атомной абсорбции, атомной эмиссии и флуоресценции схематически показаны на рис. 13.2.1.

Таблица 13.2.1

Классификация методов атомной спектроскопии.

Окончание табл. 13.2.1

Рис. 13.2.1. Механизмы возбуждения атомов

Исследование загрязнения Мирового океана

Поскольку три четверти населения Земли проживают в прибрежной зоне, Мировой океан страдает от последствий деятельности человека и масштабного загрязнения. В последние годы одним из основных продуктов загрязнения поверхности водоемов, как небольших, так и всего Мирового океана, являются обломки пластмасс в виде сырья, изделий и упаковки. Мусор в различных формах попадает в водную среду, где переносится, деградирует и накапливается на определенных уровнях экосистемы.

Морские воды загрязняются в результате захоронения различных отходов, выброса мусора и нечистот с кораблей, и, к сожалению, частых аварий. В Мировой океан с дождями ежегодно осаждается свыше 150 тыс. т свинца, попадающего в воздух с выхлопными газами автомобилей. Способности воды к самоочищению порой оказывается недостаточной, чтобы справиться с постоянно увеличивающимся количеством сбрасываемых отходов. Под влиянием течений загрязнения перемешиваются и очень быстро распространяются, оказывая вредное воздействие на зоны, богатые животными и растительностью, нанося серьезный ущерб состоянию морских экосистем. В моря и океаны через реки, непосредственно с суши, а также с судов и барж попадают жидкие и твердые бытовые отходы. Кроме растворенных веществ, сточные воды несут взвеси, которые могут быть как активными, так и пассивными примесями (т. е. иметь плотность, близкую к воде, двигаться вместе с ее частицами, всплывать или осаждаться и т. д.)^[1]. Присутствие взвесей в воде вызывает изменение оптических свойств, а также температуры воды. Часть этих загрязнений оседает в прибрежной зоне, а часть под влиянием морских течений и ветра рассеивается в разных направлениях. Бытовые отбросы очень опасны, так как являются переносчиками болезней человека: брюшного тифа, дизентерии, холеры. Они также содержат значительное количество кислородопоглощающих веществ. Твердые бытовые отбросы являются причиной аварий в судоходстве, опутывая гребные винты судов, засоряя трубопроводы систем охлаждения двигателей. Известны случаи гибели крупных морских млекопитающих из-за механической закупорки легких кусками синтетической упаковки.

В настоящее время большую опасность представляют разливы нефти и продуктов ее переработки, объем аварийных сбросов которых непрерывно растет и достигает критических значений в техногенных катастрофах (аварии на нефтепромыслах, разрывы трубопроводов). Современные требования к обеспечению безопасности морской транспортировки нефти более строги, чем 20 лет назад. Их ужесточение связано с авариями нескольких крупнотоннажных танкеров (Prestige, Exxon Valdez, Atlantic Empress и Aegean Captain), сопровождавшимися масштабными утечками нефти, в результате которых помимо прямых издержек экосистемы обширных районов Мирового океана были частично уничтожены.

Наиболее существенное деструктивное влияние на экосистемы оказывают разливы нефти на акватории, непосредственно прилегающей к береговой линии, — последствия сказываются не только на гидробионтах, но также и на флоре и фауне прибрежной зоны. Восстановление биоценозов на таких территориях требует длительного времени (десятилетий) и больших финансовых вложений.

Потери нефти и нефтепродуктов только в России за счет аварийных ситуаций и несоблюдения технологической дисциплины достигают 4,8 млн т ежегодно; 30% загрязнений нефтью приходится на бытовые и промышленные отходы, 27% — на суда, 12% — на аварии танкеров и нефтяных платформ, 7% — на атмосферные осадки, 24% загрязнений поступает со дна океана из естественных источников.

Загрязнение Мирового океана приводит к постепенному снижению первичной биологической продукции. По оценкам ученых, к настоящему времени она сократилась на 10%. Соответственно этому снижается и ежегодный прирост других обитателей моря.

Метод регистрации собственного теплового излучения микроволновым радиометром позволяет определять толщину пленок d (при d > > 100 мкм) путем измерения двух или более частот и может применяться в любое время суток и при любых погодных условиях. Основное ограничение связано с влиянием волнения моря. Использование активной радиолокации для обнаружения нефтяных загрязнений основано на эффекте изменения рассеянного сигнала нефтяной пленкой по сравнению с чистой водой.

Методика на базе отраженного лазерного излучения является весьма перспективной, поскольку, как показали исследования, при использовании С02-лазера, генерирующего на длине волны 10,6 мкм, контраст в отражательной способности воды, покрытой пленкой нефтепродуктов толщиной менее 30—40 мкм, и чистой водой составляет 4,7— 4,9^х. Соленость морской воды и изменение температуры поверхности в интервале 10—50°С практически не влияет на отражательную способность пленки. Более того, пена и волнение моря в пределах 5—6 баллов также не влияют на контраст.

Обнаружение нефтяных загрязнений можно осуществлять и с помощью Не—Ne-лазера на длине волны, А = 633 нм, лазера на GaAs (А = 900 нм), лазера на рубине (А = 690 нм) и неодиме (А = 1,06 мкм). Однако для этих длин волн контраст меньше (~ 2). Эксперименты проводились, в частности, на пленках дизельного топлива и автола на спокойной и взволнованной морской поверхности в различное время суток. Установлено, что пленки дизельного топлива увеличивают отражательную способность на длине волны, А ~ 900 нм в зависимости от толщины пленки и состояния поверхности акватории. Для d ~ 0,07—0,1 мм и поверхности с рябью 3—5 см отражательная способность г (по отношению к отражательной способности чистой воды) равна ~ 3,5—4; при d ~ 0,2 мм г| — 1; при d > 0,7 мм остается практически постоянной — т ~ 2,5.

На спокойной морской поверхности при толщине пленки d < 0,1 мм г ~ 5—7, с увеличением толщины значение г падает и, начиная с d ~ 0,15 мм, становится ниже, чем для чистой воды. Для автола при^[2]

d ~ 0,05—0,12 мм на взволнованной поверхности r ~ 2—3, с ростом толщины падает, но остается больше единицы. Для спокойной водной поверхности при d ~ 0,2 мм ц ~ 7,5.

Согласно экспериментальным данным наибольший контраст яркостей «нефтяная пленка — вода» имеет место в спектральных областях 700—800 нм, 1 мкм и 10 мкм, причем в области 10 мкм величина контраста максимальна. При проектировании аппаратуры по методике отражения следует ориентироваться на С02-лазер (А = 10,6 мкм).

При учете ослабления лазерного излучения в атмосфере и волнения моря имеет место следующее соотношение для расчетной высоты над уровнем моря, на которой возможно дистанционное обнаружение нефтяных пленок методом отражения:

где Р — мощность сигнала, приходящего на приемную антенну, Р₀ — мощность излучения лазера, S₀ — площадь антенны, q = гТ² — геофизический фактор (г — коэффициент яркости моря, Т — функция пропускания атмосферы), h — высота точки измерения над уровнем моря, 0 — угол визирования. Условие наблюдения сигнала на высоте определяется соотношением h/P)Q, где Q — пороговая чувствительность системы.

Коэффициент отражения от пленки R_H зависит от ее средней толщины d, показателя преломления п, поглощения А нефти (нефтепродукта) и от длины волны, А зондирующего излучения. Установлено, что независимо от параметров распределения пленки по толщине сохраняется зависимость:

где R_B — коэффициент отражения от воды.

Для, А = 10 мкм этот интервал соответствует толщинам пленок 0,1 мкм. Используя зависимость R_0TH = /(d), можно оценивать толщину пленки.

Согласно экспериментальным результатам при постоянной скорости дрейфа пленки и отсутствии резких неоднородностей толщина пленки изменяется по закону L^-1, где L — расстояние от источника вдоль трассы. По такому же закону изменяется мощность и отраженного сигнала, согласно эксперименту это имеет место при L ~ 600 м от источника. В максимуме сигнала R_0TH = 50 это соответствует d ~ 2 км. Таким образом, можно оценивать толщину пленки по всей поверхности загрязнения.

В качестве демонстрации в табл. 13.4.1 приведены расчетные значения высот, с которых производится локация пятна на примере С0₂-лазера (А =10,6 мкм) при следующих параметрах: Р₀ = 2 Вт,.

Q = 10^-6 Вт, S₀ =1200 см² и r| = — 5 • 10⁹. Расчеты выполнены для двух углов визирования 0 = 0° и 0 = 20°.

Из табл. 13.3.1 следует, что при 0 = 0° условия регистрации выполняются для высот 200 и 500 м, а для д = 20° — только для значения h = = 200 м. Поскольку отражение от нефтяной пленки в 5 раз выше, чем от чистой поверхности моря, то полученные оценки будут справедливы и в случае нефти и нефтепродуктов. Большим недостатком метода отражения является ограниченность угла приема отраженного сигнала¹.

Таблица 13.3.1

Значения расчетных высот, на которых надежно принимается нормированный сигнал отражения лазерного излучения от чистой поверхности моря при указанных геофизических факторах.

Огромную роль в мониторинге природных вод играют флуоресцентные методы, позволяющие in situ и экспрессно фиксировать количественные и качественные изменения загрязняющих веществ, находящихся в водной среде.

Задача определения флуоресцентных параметров нефтяных загрязнений осложняется неизменным присутствием в воде растворенных гуминовых веществ (ГВ). Спектр флуоресценции ГВ представляет собой широкую (порядка 100 нм на полувысоте) бесструктурную полосу и является «флуоресцентным фоном», на который накладывается спектр флуоресценции нефти и нефтепродуктов (вообще, нефтяных углеводородов — НУ). Для выделения сигнала флуоресценции НУ на фоне ГВ необходимо располагать информацией о флуоресцентных свойствах, как нефтепродуктов, так и гуминовых веществ.

Проведено исследование взаимодействия растворенных в воде гуминовых веществ с наиболее распространенным классом загрязняющих веществ — нефтяными углеводородами (нефтью и нефтепродуктами) флуоресцентным методом². Результаты, полученные в экспериментах по лазерной флуориметрии, показали, что взаимодействие ГВ с ПАУ (на примере пирена) приводит к изменению фотофизических параметров ГВ. Результаты экспериментов позволили сделать предположе- ^{1 2[3][4]}

ние, что молекулы ПАУ, переходя из свободного состояния в связанное, перестают флуоресцировать, но участвуют в процессах переноса энергии внутри молекулярных комплексов гуминовых веществ, что влечет за собой изменение величин фотофизических параметров ГВ.

Методов обнаружения поверхностных нефтяных загрязнений гидросферы на основе тех или иных аномалий довольно много, что отмечалось выше. Однако ни один из этих методов не может конкурировать с люминесцентным методом. Более того, только методы, основанные на флуоресценции и комбинационном рассеянии, позволяют классифицировать тип нефти. Результаты исследования 29 проб сырой нефти показали, что каждую пробу можно однозначно охарактеризовать, измеряя длину волны максимума испускания, время жизни и квантовый выход флуоресценции. Кроме того, эффективность люминесценции вполне достаточна для того, чтобы проводить измерения с борта летательного аппарата (~ 0,5—1 км). Для характеристики «пятна» используются спектральные и временные (время жизни спектральных компонент) характеристики принятого сигнала.

Особо следует подчеркнуть, что метод флуоресценции является весьма эффективным для выявления сточных вод, органических природных веществ, в частности определения изменения наличия хлорофилла с высоты 100 м при использовании Не—Ne-лазера с импульсной мощностью 20 кВт. Лазерные локаторы позволяют в реальном масштабе времени определять распространения загрязняющих веществ.

Одними из уникальных космических средств для обнаружения нефтяных разливов являются радиолокаторы с синтезированной апертурой, которые формируют радиолокационные изображения поверхности моря. В настоящее время подобные радиолокаторы используются на европейских спутниках ERS-2 и Envisat и канадском Radarsat. С их помощью при любой погоде и освещенности можно получать практически мгновенную картину пространственного распределения нефтяных загрязнений и отслеживать ее трансформацию во времени (рис. 13.3.1)¹.

Использование естественных компонентов экосистемы в качестве индикаторов ее состояния является наиболее современной стратегией экологического мониторинга. Фотосинтезирующие организмы благодаря высокой чувствительности их физиологического состояния к изменениям в окружающей среде — присутствию загрязнителей, климатическим изменениям, изменению светового режима и т. д. предоставляют большие возможности для биоиндикации^[5][6].

Рис. 13.3.1. Радиолокационные изображения района аварии танкера «Престиж» у берегов Испании (ноябрь 2002 г.) (а); многочисленные пятна грифонного происхождения в юго-западной части Каспийского моря на радиолокационном изображении спутника ERS-1 (б).

Белыми кружками показаны места всплытия/аккумуляции нефти на поверхности моря В настоящее время все большее внимание привлекает возможность использования флуоресценции в качестве средства получения экспрессинформации об изменении состояния фитопланктона под действием факторов среды. Классические методы флуоресцентной спектроскопии фотосинтезирующих организмов позволяют определять фотофизические характеристики фотосистемы в целом, в то время как методы лазерной флуориметрии¹ позволяют получать информацию об объекте на молекулярном уровне.

В работе Т. С. Гостева и соавторов предлагается объединить эти два подхода, чтобы в комплексе значительно увеличить возможности флуоресцентной спектроскопии применительно к диагностике состояния фитопланктона и его использованию в качестве флуоресцентного биоиндикатора присутствия экотоксикантов в природных водах^[7][8]. В качестве одного из первых шагов в реализации этой идеи должно быть сравнение чувствительности биосенсоров на основе фитопланктона при использовании классических (линейных) и лазерных методов флуориметрии.

Метод нелинейной флуориметрии, используемый в работе Т. С. Гостева и соавторов^[9], состоит в следующем. Регистрируется нелинейная зависимость числа фотонов флуоресценции Ыд от плотности потока фотонов в возбуждающем излучении F. Основными эффектами, ответственными за насыщение флуоресценции, являются синглет-синглетная аннигиляция возбужденных состояний молекул хлорофилла и динамическое обеднение их основного состояния. Эти процессы проявляются только при достаточно большой плотности потока фотонов возбуждающего излучения (F > 10²¹ см^-с-¹) и определяются значениями молекулярных фотофизических параметров флуорофоров и их локального окружения. В клетках фотосинтезирующих организмов скорости указанных процессов в большой мере зависят от состояния фотосинтетического аппарата. Фотофизические параметры определяют вид экспериментальной кривой насыщения и могут быть определены из нее в результате решения обратной задачи.

Малопараметрическая модель флуоресцентного отклика фитопланктона на импульсное лазерное возбуждение включает четыре обобщенных фотофизических параметра¹:

• • а — сечение возбуждения молекул хлорофилла а, учитывающее как прямое поглощение света, так и перенос энергии со вспомогательных пигментов;
• • т — время жизни возбужденного состояния молекул хлорофилла а, учитывающее все каналы дезактивации, за исключением синглетсинглетной аннигиляции;
• • уп₀ — максимальная скорость синглет-синглетной аннигиляции возбужденнных состояний молекул хлорофилла
• • Ф₀ — нормированная интенсивность флуоресценции в отсутствие эффекта насыщения.

Экспериментально определено два параметра: Ф₀ (ненасыщенный флуоресцентный параметр, пропорциональный концентрации хлорофилла а) и А = ат^По — параметр насыщения, свертку фотофизических параметров используемой модели. Показано, что параметр насыщения обладает высокой чувствительностью к состоянию фотосинтетического аппарата и таксономической принадлежности исследуемой водоросли. Также был предложен алгоритм раздельного определения указанных выше фотофизических параметров молекул хлорофилла а, основанный на том, что вклад различных процессов, отвечающих за насыщение флуоресценции, меняется в зависимости от выбранного участка кривой насыщения (диапазона плотностей потока фотонов лазерного возбуждения F)^[10][11]. Это позволило при решении обратной задачи не учитывать вклады одних процессов в эффект насыщения по сравнению с другими для заданного участка кривой насыщения. При этом появилась возможность разделить четырехпараметрическую обратную задачу на две двухпараметрические, решаемые на более широком по сравнению с предыдущими реализациями диапазоне изменений F.

Поскольку измерение абсолютного числа фотонов флуоресценции Ыд затруднительно, используется нормировка флуоресцентного отклика на сигнал в реперном канале N_r, который линейно зависит от мощности возбуждающего излучения, например, сигнал комбинационного рассеяния воды. Таким образом, экспериментальные результаты представляются в форме N^(F)/N_r(F).

Чувствительность метода биоиндикации с использованием указанных четырех фотофизических параметров фитопланктона исследована в лабораторных экспериментах с микроводорослью Chlorella pyrenoidosa в различных функциональных состояниях: для нативного образца, в присутствии гербицида диурона (DCMU) и в присутствии ионов меди Си²⁺. Перед экспериментом образцы проходили темновую адаптацию в течение 30 мин, использовались концентрации каждого из экотоксикантов на порядок ниже предельно допустимых.

Результаты определения фотофизических параметров из экспериментальных данных в ходе решения обратной задачи приведены в табл. 13.3.2.

Таблица 13.3.2

Экспериментально определенные значения параметров микроводоросли Chlorella pyrenoidosa в различных состояниях: нативный образец (контроль), в присутствии ионов меди Си2+ и диурона (DCMU).

Полученные результаты показали, что фотофизические параметры молекул хлорофилла а зависят от физиологического состояния фитопланктона и их изменение коррелирует с наличием различных загрязняющих веществ: присутствие ионов меди в воде, даже в столь низкой концентрации, заметно сказывается на величине скорости синглет-синглетной аннигиляции, но лишь немного меняет значения двух остальных параметров; диурон вызывает сильное изменение как времени жизни возбужденного состояния хлорофилла а (что является известным фактом, имеющим установившуюся трактовку), так и скорости синглет-синглетной аннигиляции.

Таким образом, фитопланктон является перспективным материалом в качестве флуоресцентного биосенсора для определения присутствия в воде ионов тяжелых металлов и гербицидов в концентрациях ниже предельно допустимых, если информационными характеристиками являются молекулярные фотофизические параметры, определяемые методом лазерной флуориметрии; при этом возможна биоиндикация и в дистанционном режиме.

Рассмотрена возможность лазерного зондирования поверхностного микрослоя водной среды (ПМС) и предложен вариант осуществления такого зондирования¹.

Используемые в настоящее время средства отбора проб воды из ПМС (в том числе и лучший из них — капиллярный пробоотборник Лапшина) не обеспечивают измерение вертикальных профилей характеристик водной среды, разрешение которых в ПМС должно, по-видимому, составлять 1 мкм и меньше. Кроме того, механический отбор пробы разрушает структуру микрослоя, «уничтожает» ценную информацию об особенностях фотофизических процессов в связанных молекулах воды и примесях, в том числе таких, которые диагностируются методами флуоресцентной спектроскопии (гуминовых веществах, водорослях, белках, нефтяных углеводородах и других органических соединениях). Поэтому развитие техники лазерного зондирования ПМС крайне важно как для натурных, так и для модельных исследований.

Была проведена лазерная флуоресцентная диагностика приповерхностного слоя воды от границы раздела «вода — воздух» до глубины 1 см, с разрешением 1 мкм, достаточным для выявления ПМС и определения его толщины. Для одновременного получения наибольшего количества информации выбрали способ регистрации, позволяющий снимать двумерное распределение интенсивности сигнала в зависимости от длины волны и от пространственной координаты протяженного объекта. Лазерный луч направлялся перпендикулярно поверхности исследуемого объема воды, объектом исследования являлся вертикальный столб жидкости, в котором возбуждается флуоресценция растворенных гуминовых веществ. При таком способе зондирования можно регистрировать одновременно спектры флуоресценции как из поверхностного микрослоя, так и из приповерхностного объема воды^[12][13].

В качестве источника излучения использовался NdiYAG-лазер со светодиодной накачкой. После каскадного преобразования во вторую и четвертую гармоники на выходе фильтром выделялось излучение с длиной волны 266 нм. Исследуемый объем воды заливался в кварцевую кювету (рис. 13.3.2).

В качестве проб использовалась водопроводная вода, которая содержит достаточное для чувствительности метода флуоресцентной спектроскопии количество растворенных гуминовых веществ. Пробы разбавлялись в различном соотношении дистиллированной водой и помещались в исследуемую кювету.

Рис. 13.3.2. Схема эксперимента по лазерному зондированию ПМС.

На рис. 13.3.3 приведены спектры эхо-сигналов, полученных из слоев толщиной около 50 мкм; приведены спектры эхо-сигналов, полученных из слоев толщиной около 50 мкм, расположенных на разной глубине. Спектры нормированы так, что интенсивность в максимуме полосы КР воды была одинаковой для всех спектров.

Рис. 13.3.3. Спектры эхо-сигналов из слоев толщиной около 1 мкм из ПМС:

• 1 — слой на границе «вода — воздух»; 2 — слой на глубине 150 мкм; 3 — слой на глубине 250 мкм; 4 — слой на глубине 350 мкм; 5 — слой на глубине 450 мкм;
• 6 — слой на глубине 600 мкм

На рис. 13.3.4 представлена зависимость флуоресцентного параметра Ф0 от вертикальной координаты. Видно, что сигнал флуоресценции максимален на поверхности. Толщину слоя, в котором наблюдается резкое возрастание сигнала, можно оценить как 200—300 мкм.

Рис. 13.3.4. Зависимость интенсивности флуоресценции, нормированной на интенсивность КР воды от глубины горизонта.

Результатами такого исследования могло бы быть создание основы для дистанционного лазерного зондирования ПМС в моностатической схеме (в частности, с борта судна). Зная, как меняются характеристики флуоресценции ГВ по глубине (в микронном масштабе), можно решать обратную задачу, входными данными в которой будет зарегистрированный спектр эхо-сигнала, а выходными — толщина ПМС.

• [1] Иванов В. А., Показеев К. В., Совга Е. Е. Загрязнение Мирового Океана: учеб, пособие. М.: Макс-Пресс, 2006.
• [2] Коротков П. А. Состояние и перспективы КР-лидарной диагностики // Квантоваяэлектроника. 2003. Вып. 43. С. 99—111.
• [3] Коротков П. А. Состояние и перспективы КР-лидарной диагностики.
• [4] Исследование взаимодействия нефтяных углеводородов и гуминовых веществв воде методами классической и лазерной флуориметрии / П. А. Волков [и др.] // Физические проблемы экологии. 2008. № 15.
• [5] Williams A., Huntley A. Oil from space — detecting the sleeping giants of the deep-waterCaspian by satellite // Proc. PETEX-98 Conference. London. 1998.
• [6] Mishra S., Agrawal S. Effects of supplemental ultraviolet-B and cadmium on growth, antioxidants and yield of Pisum sativum L. // Ecotoxicology and environmental safety. 2009.Vol. 72 (2).
• [7] Fadeev V., Dolenko Т, Filippova Е., Chubarov V. Saturation spectroscopy as a methodfor determining the photophysical parameters of complicated organic compounds // OpticsCommunications. 1999. Vol. 166. P. 25—33; Fadeev V. Non-linear fluorimetry as diagnosticsmethod for natural organic complexes // EARSeL Advances in Remote Sensing. 1998. Vol. 5.P. 96—103; Matrix method in laser fluorimetry of organic compounds / V. Fadeev [et al.] //Proc. of SPIE, Opto Ireland, Optical Sensing and Spectroscopy. 2005. Vol. 5826. P. 44—55.
• [8] Фитопланктон как флуоресцентный биосенсор экотоксикантов в природныхводах" / Т. С. Гостев [и др.] // Физические проблемы экологии. 2008. № 15.
• [9] Фитопланктон как флуоресцентный биосенсор экотоксикантов в природныхводах" / Т. С. Гостев [и др.].
• [10] Маслов Д. В., Бурыков С. А., Литвинов П. Н. Трехпараметрическая модель формирования флуоресцентного отклика фитопланктона — шаг к созданию метода биоиндикации качества воды in situ // Физические проблемы экологии. 2002. № 9.
• [11] Maslov D., Fadeev V., Ostroumov Е., Burikov S. Non-linear fluorimetry for diagnostics ofthe phytoplankton // EARSeL e-Proceedings. 2004. Vol. 3. № 3. P. 306—315.
• [12] Волков П. А., Кравцов В. А., Фадеев В. В. Лазерная диагностика поверхностногомикрослоя водных сред // Физические проблемы экологии. 2007. № 15.
• [13] Волков П. А., Кравцов В. А., Фадеев В. В. Лазерная диагностика поверхностногомикрослоя водных сред.