1. IntroductionAir pollution caused

1. Introduction
Air pollution caused by fuels used in vehicles is rising
rapidly with the growing level of motorization aswell as rapid
industrialization. Nitrogen dioxide (NO2), a light brown gas
and one of the important oxides of nitrogen and key
participants in atmospheric chemistry, usually enter the air
as the result of high-temperature combustion processes, such
as those occurring in automobiles and power plants (Sillman,
1999). Home heaters and gas stoves also produce substantial
amounts of NO2. NO2 is water-soluble species and formed
from the oxidation of nitric oxide (NO) and this water-soluble
species becomes an important component of urban haze
(Rabl and Eyre, 1998). It is also removed from the atmosphere
in the form of acidic raindrops (Fontijn et al., 1970; Strand and
Hof, 1996; Lee et al., 1997; Rabl and Eyre, 1998; Sillman, 1999).
Various techniques and methods are available for the
determination of nitrogen dioxide in samples of different
origins e.g. ambient air, flue gases, personal exposure, etc.
The nitrogen dioxide of ambient air has been determined by
chemiluminescence method, in which an alkaline solution of
luminal is reacted with gaseous NOx to produce intensive
chemiluminescence. Intense chemiluminescence is produced
upon reaction of luminal (5-amino-2,3-dihydro-1,4-
phthalazidnieone) with oxidizing agents (ozone) in alkaline
solution in the presence of a metal catalyst. The measurement
relies on the reaction of nitric oxide with ozone to
produce an exited form of NO2. The fluorescent radiation is
emitted when the excited molecule return to its ground state,
the intensity of which is proportional to the concentration of
NO, (Maeda et al., 1980). However, a small interference from
ozone has been observed by Kelly et al. (1990). Besides the
large number of ionic interferences and systematic errors
due to pressure changes in the inlet system and temperature
variations in the reaction chamber, the non-linearities under
1 ppb was found by Hesterberg and Neftel (1993). Plane et al.
(1995) have developed a different optical absorption spectroscopy
(DOAS) based on UV–visible absorption spectroscopy
for the measurement of a wide range of air pollutants. In this
method, the concentration integrated over the length of light
path gives an average concentration. However, the integrated
measurement cannot be directly compared with the limit
values of the air quality objectives; other disadvantage, are
that the calibration may be difficult. A fluorescence method
for ambient nitrogen dioxide assay by a gas expansion with
neodymium laser (Fong and Brune, 1997) and tunable dye
laser (George and O'Brien,1991) is reported. This technique is
specific for the nitrogen dioxide detection. However, the
disadvantages of this kind of laser technique are the
relatively poor sensitivity and potential interferences such
as scattering by particles etc. Another method for the
determination of atmospheric nitrogen dioxide is developed
using the combination of a stripping coil and fluorescence
detection (Chen et al., 2004). This method is based on
quantitative collection through a reaction coil into an
alkaline solution and the fluorescence detection of the
excitation wavelength at 360 nm and the produced emission
wavelength at 405 nm for nitrite ion.
Conversely, the manual absorbing solution method based
on direct Griess reaction during sampling (Saltzman, 1954)
has also been allotted an ISO standard (ISO,1985). The method
is sensitive and more selective than the chemiluminescence
method, but the colour to be measured spectrophotometrically
is developed during sampling, and the measurements
have to be performed immediately after sampling due to the
instability of the colour. The field inter comparison studies has
shown that the Saltzman method fails to detect concentrations
below 1 μg/m3. Other absorbing solutions have been
used in which nitrogen dioxide is absorbed and transformed
to nitrite (EMEP/CHEM 3/77, 1977; EMEP/CCC-Report 3/93,
1993). These methods are generally not sensitive enough in
background areas, and also have the problem of instability of
the exposed absorption solution during transport when the
sunlight and temperature are not controlled. There has also
been considerable uncertainty about the absorption efficiency
of the absorbing solutions, and to which extent this varies
with concentration. The use of experimentally determined
absorption efficiencies has shown to be inadequate. Jacobs
and Hochheiser (1958) have used a 0.1 N NaOH solution as an
absorption solution in presence of a surface active agent viz.
butanol for the enhancement in the absorption efficiency
(Jacobs and Hochheiser, 1958; U. S. Protection Agency, 1971).
This is a multi-step and multi-reagent procedure with the
increased possibility of the experimental error. The interference
due to SO2 also restricts the use of this method.
The ambient nitrogen dioxide has been determined by
using of a passive sampling technique employing triethanolamine
as absorbent (Krochmal and Gbrski, 1991). However,
tedious and time consuming analysis and low sensitivity are
the major drawbacks of the method. Reported methods for
personal monitoring of NO2 involve the use of a triethanolamine
(TEA)-impregnated molecular sieve as a solid sorbent
(Vinjamoori and Ling, 1981; Nishikawa and Taguchi, 1987)
TEA-impregnated glass fibre filters (Sickles et al., 1990) and a
TEA-impregnated passive diffusive sampler (Baek et al., 1997;
Heal and Cape, 1997; Krochmal and Kalina, 1997). The
disadvantage of most of the above methods is that they can only be used at low flow rates, hence requiring long sampling
time.
The present paper describes the development of a new
analytical method for the determination of nitrogen dioxide
in ambient air samples. The corresponding concentration of
nitrogen dioxide in ambient air samples is calculated by
measuring the absorbance, at 1380 cm−1. NaOH–sodium
arsenite solution is used as an absorbing reagent. The
absorbed nitrogen dioxide in the NaOH–sodium arsenite
solution in the form of nitrite were analyzed using diffuse
reflectance Fourier transform infrared spectroscopy (DRSFTIR)
technique with KBr-matrix. This is a very rapid and
precise method for the determination of nitrite.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

1. บทนำมลพิษทางอากาศที่เกิดจากเชื้อเพลิงที่ใช้ในยานพาหนะขึ้นอย่างรวดเร็วกับการเติบโตระดับของ motorization aswell เป็นอย่างรวดเร็วทวีความรุนแรงมากขึ้น ไนโตรเจนไดออกไซด์ (NO2), เป็นก๊าซสีน้ำตาลอ่อนและออกไซด์ที่สำคัญของไนโตรเจนและคีย์อย่างใดอย่างหนึ่งผู้เรียนในวิชาเคมีบรรยากาศ มักจะป้อนอากาศเป็นผลลัพธ์ของกระบวนการเผาไหม้อุณหภูมิสูง เช่นที่เกิดขึ้นในรถยนต์และพลังงานพืช (Sillmanปี 1999) . บ้านเครื่องทำความร้อนและแก๊สปิ้งยังผลิตพบจำนวน NO2 เป็นชนิดที่ละลายใน NO2 และเกิดจากออกซิเดชันของไนตริกออกไซด์ (NO) และที่ละลายในนี้พันธุ์กลายเป็น ส่วนประกอบสำคัญของเมฆหมอกเมือง(Rabl แล้วแอร์ 1998) นอกจากนี้ยังมีการเอาออกจากบรรยากาศในรูปของฝนกรด (Fontijn et al., 1970 สาระ และฮอฟ 1996 ลีและ al., 1997 Rabl และแอร์ 1998 Sillman, 1999)เทคนิคและวิธีการต่าง ๆความมุ่งมั่นของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ในตัวอย่างต่าง ๆกำเนิดเช่นสภาวะอากาศ ก๊าซชำระล้างกรด ถ่ายภาพส่วนตัว ฯลฯก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ของสภาวะอากาศได้ตามวิธี chemiluminescence ที่ละลายด่างของluminal เป็นปฏิกิริยาที่เกิดขึ้นกับโรงแรมน็อกซ์เป็นต้นในการผลิตเร่งรัดchemiluminescence ผลิต chemiluminescence รุนแรงเมื่อปฏิกิริยาของ luminal (5-อะมิโน-2,3- - 1,4 - dihydrophthalazidnieone) กับตัวแทน (โอโซน) ในด่างรับอิเล็กตรอนโซลูชันในต่อหน้าของเศษโลหะ การประเมินอาศัยปฏิกิริยาของไนตริกออกไซด์ด้วยโอโซนผลิตแบบ exited ของ NO2 คือรังสีเรืองแสงปล่อยออกเมื่อโมเลกุลตื่นเต้นกลับสู่สถานะพื้นดินความเข้มซึ่งเป็นสัดส่วนกับความเข้มข้นของไม่มี, (มาเอดะ et al., 1980) อย่างไรก็ตาม รบกวนเล็กจากโอโซนได้ถูกตรวจสอบโดย Kelly et al. (1990) สำรองห้องพักจำนวน ionic interferences และข้อผิดพลาดระบบเนื่องจากการเปลี่ยนแปลงความดันทางเข้าของระบบและอุณหภูมิรูปแบบในห้องปฏิกิริยา ที่ไม่ใช่-linearities ภายใต้1 ppb พบ โดย Hesterberg และ Neftel (1993) เครื่องบิน et al(1995) ได้พัฒนากดูดซึมแสงที่แตกต่างกัน(DOAS) ตาม UV – เห็นดูดซึมกสำหรับการวัดสารมลพิษอากาศที่หลากหลาย ในที่นี้วิธี ความเข้มข้นรวมช่วงของแสงเส้นทางให้มีความเข้มข้นเฉลี่ย อย่างไรก็ตาม การรวมวัดไม่ได้โดยตรงเมื่อเทียบกับขีดจำกัดค่าของวัตถุประสงค์คุณภาพอากาศ ข้อเสียอื่น ๆ มีให้ปรับเทียบได้ยาก วิธี fluorescenceการวิเคราะห์สภาวะไนโตรเจนไดออกไซด์โดยก๊าซขยายตัวด้วยเลเซอร์นีโอดิเมียม (ฟงและ Brune, 1997) และย้อม tunableเลเซอร์ (จอร์จและโอไบรอัน 1991) มีรายงาน เทคนิคนี้เป็นเฉพาะสำหรับการตรวจพบก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ อย่างไรก็ตาม การข้อเสียของเทคนิคเลเซอร์ชนิดนี้มีการความไวค่อนข้างต่ำและมีศักยภาพดังกล่าว interferencesเป็น scattering โดยอนุภาคเป็นต้น วิธีอื่นในการพัฒนาเรื่องของบรรยากาศไนโตรเจนไดออกไซด์โดยใช้ชุดของขดลวดและ fluorescence strippingตรวจสอบ (Chen et al., 2004) วิธีการนี้จะขึ้นอยู่กับคอลเลกชันเชิงปริมาณผ่านขดปฏิกิริยาในการละลายด่างและการตรวจพบ fluorescenceความยาวคลื่นในการกระตุ้นที่ 360 nm และมลพิษผลิตความยาวคลื่นที่ 405 nm สำหรับไนไตรต์ไอออนในทางกลับกัน คู่มือวิธีการแก้ปัญหาโดยการดูดซับแรงกระแทกในทางตรง Griess ปฏิกิริยาระหว่างการสุ่มตัวอย่าง (Saltzman, 1954)ได้นอกจากนี้ยังได้จัดสรรการมาตรฐาน ISO (ISO, 1985) วิธีการเป็นสำคัญ และใช้มากขึ้นกว่า chemiluminescence ที่วิธี แต่สีจะวัด spectrophotometricallyพัฒนาระหว่างการสุ่มตัวอย่าง และการประเมินต้องดำเนินการทันทีหลังจากสุ่มตัวอย่างเนื่องในความไม่แน่นอนของสี ฟิลด์อินเตอร์ศึกษาเปรียบเทียบได้แสดงว่า วิธี Saltzman ล้มเหลวในการตรวจหาความเข้มข้นด้านล่าง 1 μg m3 โซลูชั่นอื่น ๆ ดูดซับได้ใช้ก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ที่ถูกดูดซึม และเปลี่ยนการไนไตรต์ (EMEP/เคมี 3/77, 1977 EMEP ซีซีซีรายงาน 3/931993) ด้วยวิธีการเหล่านี้มักจะไม่ละเอียดอ่อนเพียงพอในพื้นที่พื้นหลัง และยัง มีปัญหาของความไม่แน่นอนของการแก้ปัญหาการดูดซึมที่สัมผัสระหว่างการขนส่งเมื่อการแสงแดดและอุณหภูมิที่ควบคุมไม่ นอกจากนี้ยังมีการลอกมากประสิทธิภาพการดูดซึมโซลูชั่นดูดซับ และขอบเขตที่นี้แตกต่างกันไปมีความเข้มข้น ใช้กำหนด experimentallyมีแสดงประสิทธิภาพการดูดซึมจะไม่เพียงพอ เจคอปส์และ Hochheiser (1958) ได้ใช้ 0.1 N NaOH โซลูชันเป็นการดูดซึมแก้ปัญหาในสถานะของตัวแทนผิวงาน vizบิวทานอสำหรับเพิ่มประสิทธิภาพการดูดซึมอย่างมีประสิทธิภาพ(เจคอปส์และ Hochheiser, 1958 ประเทศ S. ป้องกันหน่วย 1971)เป็นขั้นตอนหลายขั้น และรีเอเจนต์ที่หลายมีการสามารถเพิ่มข้อผิดพลาดทดลอง รบกวนจาก SO2 ยังจำกัดการใช้วิธีนี้ก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์แวดล้อมถูกกำหนดโดยใช้เทคนิคการสุ่มตัวอย่างแฝงใช้ triethanolamineเป็นดูดซับ (Krochmal และ Gbrski, 1991) อย่างไรก็ตามวิเคราะห์น่าเบื่อ และใช้เวลานานและความไวต่ำข้อเสียหลักของวิธีการ วิธีรายงานตรวจสอบบุคคลของ NO2 เกี่ยวข้องกับการใช้ของ triethanolamine เป็น(ชา) -impregnated ตะแกรงโมเลกุลเป็นของแข็งที่ดูดซับ(Vinjamoori และหลิง 1981 Nishikawa และ Taguchi, 1987)แก้วชา impregnated ใยกรอง (๒๘ และ al., 1990) และชา impregnated แฝง diffusive sampler (Baek et al., 1997รักษา และ แหลม 1997 Krochmal กโคา 1997) ที่ข้อเสียของวิธีการข้างต้นเป็นที่พวกเขาใช้เฉพาะกระแสต่ำราคา ดังนั้น ต้องสุ่มตัวอย่างยาวนานเวลากระดาษนำเสนออธิบายถึงการพัฒนาของใหม่วิธีวิเคราะห์สำหรับการกำหนดของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ในตัวอย่างอากาศแวดล้อมด้วย ความเข้มข้นที่สอดคล้องกันของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ในอากาศแวดล้อมตัวอย่างตามวัด absorbance ที่ 1380 cm−1 NaOH – โซเดียมใช้โซลูชัน arsenite เป็นรีเอเจนต์การดูดซับ ที่ดูดซึมไนโตรเจนไดออกไซด์ใน arsenite NaOH – โซเดียมโซลูชั่นในรูปแบบของไนไตรต์ได้วิเคราะห์โดยใช้กระจายกอินฟราเรด (DRSFTIR) แปลงฟูรีเยแบบสะท้อนแสงเทคนิคกับ KBr เมทริกซ์ เป็นอย่างรวดเร็วมาก และวิธีที่แม่นยำในการกำหนดการไนไตรต์

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

1. บทนำมลพิษทางอากาศที่เกิดจากการใช้เชื้อเพลิงในยานพาหนะจะเพิ่มขึ้นอย่างรวดเร็วในระดับที่เพิ่มขึ้นของเครื่องยนต์อย่างรวดเร็วเช่นกันเป็นอุตสาหกรรม ก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ (NO2) ซึ่งเป็นก๊าซสีน้ำตาลอ่อนและเป็นหนึ่งในออกไซด์ที่สำคัญของไนโตรเจนและที่สำคัญผู้เข้าร่วมในเคมีบรรยากาศมักจะป้อนอากาศเป็นผลมาจากกระบวนการเผาไหม้ที่อุณหภูมิสูงเช่นเป็นผู้ที่เกิดขึ้นในรถยนต์และโรงไฟฟ้า(Sillman , 1999) เครื่องทำความร้อนที่บ้านและเตาก๊าซยังผลิตที่สำคัญปริมาณของ NO2 NO2 เป็นสายพันธุ์ที่ละลายน้ำได้และที่เกิดขึ้นจากการเกิดออกซิเดชันของไนตริกออกไซด์ (NO) และละลายน้ำได้นี้สายพันธุ์กลายเป็นองค์ประกอบที่สำคัญของหมอกควันในเมือง(Rabl และแอร์ 1998) มันจะถูกลบออกจากบรรยากาศในรูปแบบของเม็ดฝนที่เป็นกรด (Fontijn et al, 1970;. Strand และฮอฟ, 1996; Lee et al, 1997;. Rabl และแอร์ 1998; Sillman, 1999). เทคนิคต่างๆและวิธีการ สำหรับการตัดสินใจของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ในตัวอย่างที่แตกต่างกันต้นกำเนิดเช่นอากาศก๊าซเรือนไฟสัมผัสส่วนบุคคลฯลฯก๊าซไนโตรเจนจากอากาศโดยรอบได้รับการกำหนดโดยวิธีการ chemiluminescence ซึ่งในสารละลายด่างของ luminal จะทำปฏิกิริยากับก๊าซ NOx ไป ผลิตอย่างเข้มข้นchemiluminescence chemiluminescence เข้มข้นผลิตเมื่อปฏิกิริยาของluminal (5 อะมิโน-2,3-dihydro-1,4- phthalazidnieone) กับตัวแทนออกซิไดซ์ (โอโซน) อัลคาไลน์ในการแก้ปัญหาในการปรากฏตัวของตัวเร่งปฏิกิริยาโลหะ การวัดต้องอาศัยปฏิกิริยาของไนตริกออกไซด์ที่มีโอโซนในการผลิตรูปแบบออกของNO2 รังสีเรืองแสงจะถูกปล่อยออกมาเมื่อกลับมารู้สึกตื่นเต้นที่จะโมเลกุลสภาพพื้นดินของความเข้มของการที่เป็นสัดส่วนกับความเข้มข้นของNO (มาเอดะ et al., 1980) อย่างไรก็ตามการรบกวนขนาดเล็กจากโอโซนได้รับการปฏิบัติโดยเคลลี่, et al (1990) นอกจากนี้จำนวนมากของการรบกวนอิออนและข้อผิดพลาดระบบเนื่องจากมีการเปลี่ยนแปลงความดันในระบบท่อและอุณหภูมิที่เปลี่ยนแปลงในห้องปฏิกิริยาที่linearities ที่ไม่ต่ำกว่า1 ppb ถูกพบโดย Hesterberg และ Neftel (1993) เครื่องบิน et al. (1995) ได้มีการพัฒนาสเปกโทรสโกดูดกลืนแสงที่แตกต่างกัน(DOAS) ตามสเปคโทรดูดซึมรังสียูวีที่มองเห็นสำหรับการวัดที่หลากหลายของสารมลพิษในอากาศ ในการนี้วิธีการแบบบูรณาการความเข้มข้นมากกว่าความยาวของแสงเส้นทางให้ค่าเฉลี่ยความเข้มข้น แต่แบบบูรณาการการวัดไม่สามารถเทียบโดยตรงกับวงเงินค่าของวัตถุประสงค์คุณภาพอากาศ; ข้อเสียอื่น ๆ ที่ว่าการสอบเทียบอาจจะยาก วิธีการเรืองแสงสำหรับการทดสอบก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์โดยรอบโดยการขยายตัวของก๊าซธรรมชาติกับนีโอไดเมียเลเซอร์(ฟงและ Brune, 1997) และสีย้อมพริ้งเลเซอร์(จอร์จและโอไบรอัน, 1991) มีรายงาน เทคนิคนี้เป็นที่เฉพาะเจาะจงสำหรับการตรวจจับก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ อย่างไรก็ตามข้อเสียของชนิดของเทคนิคเลเซอร์นี้มีความไวค่อนข้างยากจนและการรบกวนที่อาจเกิดขึ้นดังกล่าวเป็นกระเจิงจากอนุภาคอื่นๆ อีกวิธีหนึ่งสำหรับการตัดสินใจของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ในชั้นบรรยากาศได้รับการพัฒนาโดยใช้การรวมกันของขดลวดลอกและเรืองแสงการตรวจสอบ(Chen et al, ., 2004) วิธีการนี้จะขึ้นอยู่กับคอลเลกชันเชิงปริมาณผ่านขดลวดปฏิกิริยาเป็นสารละลายด่างและการตรวจสอบการเรืองแสงของความยาวคลื่นกระตุ้นที่360 นาโนเมตรและการปล่อยก๊าซที่ผลิตความยาวคลื่นที่405 นาโนเมตรสำหรับไอออนไนไตรท์. ตรงกันข้ามวิธีการแก้ปัญหาคู่มือการดูดซับขึ้นอยู่กับปฏิกิริยา Griess โดยตรง ในระหว่างการสุ่มตัวอย่าง (Saltzman, 1954) ยังได้รับการจัดสรรมาตรฐาน ISO (ISO 1985) วิธีการที่มีความสำคัญและเลือกมากกว่า chemiluminescence วิธี แต่สีที่จะวัด spectrophotometrically ได้รับการพัฒนาในช่วงการสุ่มตัวอย่างและการวัดจะต้องมีการดำเนินการทันทีหลังจากที่การเก็บตัวอย่างอันเนื่องมาจากความไม่แน่นอนของสี การศึกษาเปรียบเทียบระหว่างสาขาได้แสดงให้เห็นว่าวิธีการ Saltzman ล้มเหลวในการตรวจสอบความเข้มข้นต่ำกว่า1 ไมโครกรัม / m3 การแก้ปัญหาการดูดซับอื่น ๆ ได้รับการใช้ในก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ซึ่งจะถูกดูดซึมและเปลี่ยนเป็นไนไตรท์(EMEP / CHEM 3/77, 1977; EMEP / CCC-รายงาน 3/93, 1993) วิธีการเหล่านี้มักจะมีความละเอียดอ่อนพอที่ไม่ได้อยู่ในพื้นที่ที่มีพื้นหลังและยังมีปัญหาของความไม่แน่นอนของการแก้ปัญหาการดูดซึมสัมผัสในระหว่างการขนส่งเมื่อแสงแดดและอุณหภูมิที่ไม่ได้ควบคุม มียังได้รับความไม่แน่นอนอย่างมากเกี่ยวกับประสิทธิภาพในการดูดซึมของการแก้ปัญหาการดูดซับและที่มีขอบเขตนี้แตกต่างกันที่มีความเข้มข้น การใช้กำหนดทดลองประสิทธิภาพการดูดซึมได้แสดงให้เห็นว่าไม่เพียงพอ จาคอบส์และ Hochheiser มา (1958) ได้ใช้ 0.1 ยังไม่มีการแก้ปัญหา NaOH เป็นวิธีการแก้ปัญหาการดูดซึมในที่ที่มีพื้นผิวได้แก่ ตัวแทนงาน. บิวทานอสำหรับการเพิ่มประสิทธิภาพในประสิทธิภาพการดูดซึมที่(จาคอบส์และ Hochheiser 1958; หน่วยงานคุ้มครองสหรัฐ 1971). นี้เป็น ขั้นตอนหลายขั้นตอนและหลายสารที่มีความเป็นไปได้ที่เพิ่มขึ้นของข้อผิดพลาดในการทดลอง รบกวนเนื่องจากการ SO2 ยัง จำกัด การใช้วิธีการนี้. ก๊าซไนโตรเจนโดยรอบได้รับการพิจารณาโดยใช้เทคนิคการสุ่มตัวอย่างแบบพาสซีฟจ้าง triethanolamine เป็นดูดซับ (Krochmal และ Gbrski, 1991) อย่างไรก็ตามการบริโภคที่น่าเบื่อและเวลาการวิเคราะห์และความไวต่ำข้อบกพร่องที่สำคัญของวิธีการ วิธีการรายงานการตรวจสอบบุคคลของ NO2 เกี่ยวข้องกับการใช้ของ triethanolamine (TEA) -impregnated ตะแกรงโมเลกุลเป็นตัวดูดซับของแข็ง(Vinjamoori และหลิง, 1981; Nishikawa และ Taguchi, 1987). แก้วชาชุบกรองไฟเบอร์ (เคียว et al, 1990 ) และชาชุบตัวอย่างdiffusive เรื่อย ๆ (Baek, et al, 1997;. รักษาและเคป 1997; Krochmal และ Kalina, 1997) ข้อเสียของมากที่สุดของวิธีการดังกล่าวคือการที่พวกเขาสามารถนำมาใช้เฉพาะที่อัตราการไหลต่ำจึงต้องมีการสุ่มตัวอย่างยาวเวลา. กระดาษในปัจจุบันอธิบายถึงการพัฒนาของใหม่วิธีการวิเคราะห์หาปริมาณก๊าซไนโตรเจนในตัวอย่างอากาศแวดล้อม ความเข้มข้นที่สอดคล้องกันของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ในตัวอย่างอากาศโดยรอบจะถูกคำนวณโดยการวัดการดูดกลืนแสงที่1380 ซม-1 NaOH โซเดียมแก้ปัญหาarsenite ใช้เป็นสารดูดซับ ก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ดูดซึมใน arsenite NaOH โซเดียมวิธีการแก้ปัญหาในรูปแบบของไนไตรท์ได้รับการวิเคราะห์โดยใช้กระจายฟูริเยร์สะท้อนเปลี่ยนอินฟราเรด(DRSFTIR) เทคนิคกับ KBr แมทริกซ์ นี้เป็นอย่างมากอย่างรวดเร็วและมีวิธีการที่ถูกต้องสำหรับการวัดค่าไนไตรท์

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

1 . บทนำ
มลพิษทางอากาศ ที่เกิดจากเชื้อเพลิงที่ใช้ในยานยนต์เพิ่มขึ้น
อย่างรวดเร็วกับการเติบโตระดับของเครื่องยนต์และอุตสาหกรรมอย่างรวดเร็ว

ไนโตรเจนไดออกไซด์ ( NO2 ) , สีน้ำตาลอ่อนแก๊ส
และเป็นหนึ่งในแหล่งที่สำคัญของไนโตรเจนและผู้มีส่วนร่วม
ในเคมีบรรยากาศ มักจะระบุอากาศ
เป็นผลของกระบวนการเผาไหม้ที่อุณหภูมิสูง เช่น
เช่นเดียวกับที่เกิดขึ้นในรถยนต์และโรงไฟฟ้า ( sillman
, 1999 ) บ้าน heaters และเตาก๊าซผลิตจํานวนมาก
NO2 . เป็นชนิดที่ละลายน้ำและเกิด NO2
จากปฏิกิริยาออกซิเดชันของไนตริกออกไซด์ ( NO ) และละลาย
ชนิดนี้เป็นส่วนประกอบสำคัญของเมืองหมอก
( rabl และแอร์ , 1998 ) มันก็ลบออกจากบรรยากาศ
ในรูปแบบของเม็ดฝนที่เป็นกรด ( fontijn et al . , 1970 ; เกลียวและ
Hof , 1996 ; ลี et al . , 1997 ; rabl และแอร์ , 1998 ; sillman , 1999 ) .
เทคนิคต่างๆและวิธีการที่ใช้ได้สำหรับการหาปริมาณไนโตรเจนไดออกไซด์ในตัวอย่าง

ที่มาแตกต่างกันเช่นอากาศก๊าซ , จากการสัมผัสส่วนบุคคล ฯลฯ
ไนโตรเจนไดออกไซด์จากอากาศที่ถูกกำหนดโดยวิธีเคมีลูมิเนสเซนต์
,ซึ่งในสารละลายด่างของ
+ จะทำปฏิกิริยากับก๊าซเพื่อผลิตนโยบายแรงงานเข้มข้นน๊

เข้มนโยบายแรงงานผลิต
เมื่อปฏิกิริยาของลูมินอล ( 5-amino-2,3-dihydro-1,4 -
phthalazidnieone ) กับตัวแทนออกซิไดซ์ ( โอโซน ) ในสารละลายด่าง
เมื่อมีตัวเร่งปฏิกิริยาโลหะ การวัด
อาศัยปฏิกิริยาของไนตริกออกไซด์ด้วยโอโซน

ผลิตออกมาในรูปแบบของ NO2 . รังสีที่ปล่อยออกมาเมื่อ Fluorescent
ตื่นเต้นโมเลกุลกลับสู่สภาพพื้นดินของ
เข้มซึ่งเป็นสัดส่วนกับปริมาณ
ไม่ ( มาเอดะ et al . , 1980 ) อย่างไรก็ตาม การรบกวนจาก
โอโซนขนาดเล็กได้รับการตรวจสอบโดย Kelly et al . ( 1990 ) นอกจาก
จำนวนมากของการแทรกแซงและข้อผิดพลาด
ระบบไอออนเนื่องจากการเปลี่ยนแปลงความดันในระบบท่อ และอุณหภูมิการเปลี่ยนแปลงในปฏิกิริยา
ห้องไม่ linearities ภายใต้
1 ppb และถูกพบโดย hesterberg neftel ( 1993 ) เครื่องบิน et al .
( 1995 ) ได้มีการพัฒนาที่แตกต่างกัน การดูดซึมแสงสเปกโทรสโกปี
( doas ) จาก UV –มองเห็นการดูดซึมสเปกโทรสโกปี
สำหรับการวัดของหลากหลายของมลพิษอากาศ ในวิธีนี้
,ความเข้มข้นรวมมากกว่าความยาวของทางเดินแสง
ให้ความเข้มข้นเฉลี่ย อย่างไรก็ตาม การบูรณาการ
วัดไม่สามารถโดยตรงเมื่อเทียบกับวงเงิน
ค่าคุณภาพอากาศวัตถุประสงค์ ; ข้อเสียอื่น ๆ ,
ที่สอบเทียบอาจเป็นเรื่องยาก เรืองวิธีการ
ต่อด้วยการขยายตัวของก๊าซไนโตรเจนไดออกไซด์ แวดล้อมด้วยเลเซอร์ ( ฟง และ บรูน
นีโอดีเมียม ,1997 ) และวงจรสี
เลเซอร์ ( จอร์จ และ โอไบรอัน , 1991 ) รายงาน เทคนิคนี้
ที่เฉพาะเจาะจงสำหรับไนโตรเจนไดออกไซด์การตรวจหา อย่างไรก็ตาม ข้อเสียของแบบนี้

เทคนิคเลเซอร์ความไวค่อนข้างยากจนและศักยภาพการรบเช่น
เป็นกระจายอนุภาคโดยฯลฯ อีกวิธีสำหรับการหาปริมาณไนโตรเจนไดออกไซด์ในบรรยากาศ

คือการพัฒนาการรวมกันของการปอก และตรวจจับการเรืองแสง
ม้วน ( Chen et al . , 2004 ) วิธีการนี้จะขึ้นอยู่กับ
คอลเลกชันเชิงปริมาณผ่านปฏิกิริยาขดลงในสารละลายด่างและสาร

แบบตรวจจับความยาวคลื่น 360 nm และการสร้างคลื่นที่ 405 nm สำหรับ

ไนไตรต์ไอออน ในทางกลับกัน คู่มือ การใช้วิธี
วิธีในปฏิกิริยา griess โดยตรงในตัวอย่าง ( ซัลซ์แมน , 1954 )
ยังได้รับจัดสรรมาตรฐาน ISO ( ISO , 1985 ) วิธี
อ่อนไหวและเลือกมากกว่านโยบายแรงงาน
วิธี แต่สีเป็นวัดพัฒนาตัวอย่างในนี้

และวัดต้องดำเนินการทันทีหลังจากการสุ่มตัวอย่างเนื่องจาก
ความไม่แน่นอนของสีด้านการศึกษา มีการเปรียบเทียบระหว่าง
แสดงว่าวิธีการล้มเหลวในการตรวจหาซัลซ์แมน (
1 μ g / m3 อื่น ๆบริการโซลูชั่นได้รับ
ใช้ซึ่งไนโตรเจนไดออกไซด์ถูกดูดซึมและแปลง
กับไนไตรท์ ( emep / เคมี 3 / 77 , 1977 ; emep / CCC รายงาน 3 / 93
1993 ) วิธีเหล่านี้โดยทั่วไปจะไม่ไวพอใน
พื้นที่พื้นหลัง และยังมีปัญหาความไม่มั่นคงของ
หลังจากการดูดซึมสารละลายระหว่างการขนส่งเมื่อ
แสงแดดและอุณหภูมิจะไม่ควบคุม นอกจากนี้ ยังถูกมาก

ความไม่แน่นอนเกี่ยวกับประสิทธิภาพการดูดซึมของการแก้ไขปัญหา และที่จะมีขอบเขตที่แตกต่างกัน
ที่มีความเข้มข้น การใช้ประสิทธิภาพได้แสดงการทดลอง
การดูดซึมจะไม่เพียงพอ . และเจคอบ
hochheiser ( 1958 ) ได้ใช้ 01 N NaOH เป็น
การดูดซึมสารละลายโซลูชั่นในการแสดงตนของพื้นผิวที่ใช้งานตัวแทน ได้แก่
บิวทานอลเพื่อส่งเสริมประสิทธิภาพในการดูดซึม
( Jacobs และ hochheiser , 1958 ; สหรัฐหน่วยงานคุ้มครอง 2514 ) .
นี้เป็นหลายขั้นตอนและกระบวนการที่ใช้กับ
เพิ่มขึ้นหลายความเป็นไปได้ของข้อผิดพลาดโปรแกรม รบกวน
เนื่องจาก SO2 ยังห้ามใช้วิธีนี้
.และไนโตรเจนไดออกไซด์ , ถูกกำหนดโดยการใช้ Passive Sampling )

เป็นตัวดูดซับโดยใช้ไตรเ ทาโนลามีน ( krochmal และ gbrski , 1991 ) อย่างไรก็ตาม
น่าเบื่อและเวลาและการวิเคราะห์ความไวต่ำการบริโภคเป็นหลัก
ข้อเสียของวิธีการ . รายงานวิธีการ
ติดตามส่วนบุคคลของ NO2 เกี่ยวข้องกับการใช้ของ
ไตรเ ทาโนลามีน( ชา ) - ชุบตะแกรงโมเลกุลเป็น
ดูดซับของแข็ง ( และ vinjamoori หลิง , 1981 ; และ นิชิคาวะทา , 1987 )
ชาชุบกรองใยแก้ว ( เคียว et al . , 1990 ) และ
ชาชุบเรื่อยๆการแพร่ตัวอย่าง ( แบค et al . , 1997 ;
รักษาและแหลม , 1997 ; krochmal และ คาลิน่า , 1997 )
ข้อเสียที่สุดของวิธีการข้างต้นก็คือพวกเขาสามารถจะใช้เพียงในอัตราการไหลต่ำดังนั้น เวลาที่ต้องการคน

ปัจจุบัน กระดาษยาว อธิบายถึงการพัฒนาวิธีวิเคราะห์ใหม่

สำหรับการหาปริมาณไนโตรเจนไดออกไซด์ในตัวอย่างอากาศแวดล้อม ความเข้มข้นของไนโตรเจนไดออกไซด์ ในตัวอย่างที่

อากาศคำนวณโดยการวัดการดูดกลืนแสงที่ 0 cm − 1 โซเดียมไฮดรอกไซด์โซเดียม arsenite )
โซลูชั่นใช้กับสารเคมีที่เป็น
ดูดซึมไนโตรเจนไดออกไซด์ใน NaOH โซเดียม arsenite
–โซลูชั่นในรูปแบบของไนไตรท์ วิเคราะห์ข้อมูลโดยใช้ค่าการสะท้อนกระจาย
ฟูเรียร์ทรานฟอร์มอินฟราเรดสเปกโทรสโกปี ( drsftir )
เทคนิคกับ KBR เมทริกซ์ นี้เป็นอย่างรวดเร็วมากและ
วิธีการที่แม่นยำสำหรับการหาปริมาณไนไตรท์ .