土壤中重金屬元素的雙脈沖激光誘導(dǎo)擊穿光譜研究*

杜闖 高勛 邵妍 宋曉偉 趙振明 郝作強(qiáng) 林景全

(長(zhǎng)春理工大學(xué)理學(xué)院,長(zhǎng)春 130022)

(2012年6月20日收到;2012年9月19日收到修改稿)

1 引言

土壤是人類賴以生存的自然資源.隨著工業(yè)發(fā)展和人類活動(dòng)范圍擴(kuò)大,大量工業(yè)生產(chǎn)及生活過(guò)程產(chǎn)生的重金屬?gòu)U物嚴(yán)重超出了土壤自身的凈化能力,造成了土壤重金屬污染,而且還可能通過(guò)食物鏈進(jìn)而損害人體健康.土壤重金屬污染元素的探測(cè)常用高效液相色譜法、電感耦合等離子體質(zhì)譜法、X射線熒光法、原子吸收和發(fā)射光譜法以及中子活化法等.1962年,Brech[1]提出以激光為激發(fā)光源誘導(dǎo)產(chǎn)生等離子體的光譜學(xué)方法來(lái)分析樣品中的元素組成與其含量,即激光誘導(dǎo)擊穿光譜技術(shù)(laser-induced breakdown spectroscopy,LIBS).相對(duì)這幾種檢測(cè)方法而言,LIBS方法直接將土壤氣化,避免了將土壤準(zhǔn)備、分離等繁瑣的工序,減小了分析時(shí)間,降低了分析成本,可以分析小尺寸的樣品,并且可進(jìn)行多元素同時(shí)分析.因此LIBS技術(shù)作為簡(jiǎn)單、可靠、快速、原位、在線探測(cè)手段逐漸用于土壤重金屬污染檢測(cè),可對(duì)土壤中的重金屬元素提供定性和定量的分析.Alexande等[2]應(yīng)用激光誘導(dǎo)擊穿光譜技術(shù)成功檢測(cè)到土壤中As,Cd,Cr,Hg,Pb和Zn等重金屬元素.Pandhijia等[3]結(jié)合自由定標(biāo)模型,利用激光誘導(dǎo)擊穿光譜技術(shù)對(duì)北印度區(qū)域城市的土壤進(jìn)行了環(huán)境污染物監(jiān)測(cè)研究,對(duì)城市土壤中的污染毒性重金屬進(jìn)行了定性和定量研究.Aglio等[4]利用LIBS對(duì)土壤中的Cd,Pb等重金屬污染元素進(jìn)行了定量分析,并與誘導(dǎo)耦合等離子-光發(fā)射光譜技術(shù)相對(duì)比,給出了土壤重金屬污染等級(jí)的劃分方法.鄭澤科等[5]理論分析了LIBS的特性,研究譜線信噪比隨激光能量和樣品屬性變化的規(guī)律,對(duì)土壤樣品中的微量Cu元素進(jìn)行實(shí)驗(yàn)測(cè)量有重要意義.盧淵等[6]選擇Pb作為探測(cè)元素,Mn為內(nèi)標(biāo)元素,證實(shí)了采用內(nèi)標(biāo)法對(duì)土壤泥漿中重金屬Pb進(jìn)行LIBS檢測(cè)分析的可行性.魯翠萍等[7]根據(jù)土壤中Cr的LIBS分析譜線,測(cè)定了Cr元素的定標(biāo)曲線.在單脈沖LIBS研究土壤污染元素的研究基礎(chǔ)上,Li等[8]利用電火花輔助方法開展了LIBS技術(shù)用于土壤中的鉻等成分探測(cè),提高LIBS光譜信噪比2—3倍.

由于土壤的基體效應(yīng)較大,SP-LIBS技術(shù)對(duì)土壤中重金屬元素檢測(cè)能力有限.相對(duì)于SP-LIBS技術(shù)而言,DP-LIBS技術(shù)在鋁合金及鋼樣品的微量元素檢測(cè)中顯示出較高的光譜增強(qiáng)效果,光譜增強(qiáng)幾十倍[9,10],譜線的信噪比有明顯的增強(qiáng)[11],檢測(cè)限從10?6降低到10?9量級(jí)[12],而對(duì)土壤中重金屬元素檢測(cè)未見報(bào)道.因此本文利用LIBS技術(shù)對(duì)長(zhǎng)春市區(qū)長(zhǎng)春火車站(灰塵多)、南湖公園(游客流量較少)、凈月潭公園(游客流量較大)及長(zhǎng)春理工大學(xué)植物園等四個(gè)地點(diǎn)的土壤樣品中重金屬元素含量進(jìn)行了定性分析,并給出元素含量差異的原因,并研究了雙脈沖激光預(yù)燒蝕對(duì)土壤重金屬元素的LIBS光譜增強(qiáng)機(jī)理.

2 實(shí)驗(yàn)裝置及原理

用于土壤重金屬元素探測(cè)的正交預(yù)燒蝕DPLIBS實(shí)驗(yàn)裝置如圖1所示.激光器1(Power8000,美國(guó)Continuum,脈寬10 ns)輸出1064 nm的激光脈沖經(jīng)石英透鏡L1(焦距250 mm)燒蝕土壤樣品.激光器2(Compact400,德國(guó)Innolas,脈寬5 ns)輸出532 nm的激光脈沖作為預(yù)燒蝕脈沖,與1064 nm激光脈沖正交經(jīng)石英透鏡L2(焦距100 mm)聚焦于樣品表面前的空氣,532 nm脈沖預(yù)燒蝕電離擊穿樣品表面前方的空氣,經(jīng)一定延時(shí)后1064 nm激光脈沖燒蝕土壤樣品表面.通過(guò)數(shù)字脈沖延時(shí)發(fā)生器(DG645,美國(guó)Stanford)同步控制1064和532 nm兩臺(tái)激光器工作以及兩脈沖之間的延時(shí),工作頻率為10 Hz.通過(guò)優(yōu)化532 nm脈沖相對(duì)于1064 nm激光脈沖的聚焦位置及1064 nm聚焦點(diǎn)距離樣品表面位置,獲得較大的LIBS光譜信號(hào).土壤樣品產(chǎn)生的LIBS光譜信號(hào)經(jīng)探測(cè)角度為45°放置的熔石英透鏡L3(焦距75 mm)1:1成像,經(jīng)光纖耦合至配有ICCD(1024×256像素)探測(cè)器的光譜儀(Spectra Pro500i,美國(guó)PI公司),利用波長(zhǎng)1064 nm的Nd:YAG激光器的調(diào)Q信號(hào)同步觸發(fā)ICCD進(jìn)行LIBS信號(hào)采集,延時(shí)和門寬由光譜儀的操作軟件設(shè)置.土壤樣品置于旋轉(zhuǎn)速度為5 r/min步進(jìn)電機(jī)上,保證不同的激光脈沖對(duì)應(yīng)土壤樣品表面新的作用點(diǎn),保證實(shí)驗(yàn)條件相同.實(shí)驗(yàn)環(huán)境為1個(gè)標(biāo)準(zhǔn)大氣壓、室溫22°C,相對(duì)濕度為5%.

分別采集長(zhǎng)春火車站、南湖公園、凈月潭公園及長(zhǎng)春理工大學(xué)植物園等附近的地表土壤(大樹下面)作為實(shí)驗(yàn)樣品.土壤樣品在室內(nèi)風(fēng)干,去除雜質(zhì),分別經(jīng)孔徑為1,0.5和0.075 mm細(xì)篩后得到土壤粉末,放入模具利用機(jī)械壓片機(jī)施加30 MPa壓力,持續(xù)30 min.壓制成直徑30 mm,厚度4 mm的用于LIBS的土壤薄片.

在土壤的DP-LIBS實(shí)驗(yàn)中,1064 nm激光脈沖能量為100 mJ,532 nm脈沖能量為70 mJ.

根據(jù)激光等離子體發(fā)光機(jī)理,譜線強(qiáng)度與樣品中被激發(fā)元素原子數(shù)濃度之間的關(guān)系為[7]

其中α是實(shí)驗(yàn)常數(shù),與激光能量、樣品的均勻性及集合特性、實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)的光學(xué)效率等有關(guān);b是激發(fā)元素濃度的函數(shù),b=b(C),取值一般為0.5—1.若等離子體發(fā)射光譜不存在自吸收現(xiàn)象時(shí),即薄等離子體時(shí),可取b=1,即譜線強(qiáng)度與元素濃度成正比.

圖1 土壤重金屬元素探測(cè)的雙脈沖LIBS實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)

3 實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論

脈沖能量為100 mJ的1064 nm激光經(jīng)透鏡L1聚焦至土壤樣品表面內(nèi)3 mm,相對(duì)于1064 nm激光脈沖到達(dá)土壤樣品表面而言,ICCD開門時(shí)間延時(shí)3μs,門寬5μs,得到一個(gè)典型土壤SP-LIBS光譜圖如圖2所示.當(dāng)激光能量從50 mJ增加到150 mJ,未出現(xiàn)譜線自吸收現(xiàn)象,SP-LIBS光譜強(qiáng)度逐漸增加.MnI406.4nm光譜隨激光能量的變化見圖3所示.

圖2 土壤的單脈沖LIBS光譜

圖3 不同激光能量的Mn406.4nm光譜

將圖2中的土壤LIBS譜線波長(zhǎng)與美國(guó)原子光譜數(shù)據(jù)庫(kù)(NIST)對(duì)比,確定土壤中所含的幾種元素如表1所示(沒有全部列出).從表1及圖2可以看出,土壤樣品中所含元素種類很多,除了植物生長(zhǎng)必須的Ca,Fe,Mg,Si,Zn,Ti,Mo,Al等,還包含了一些重金屬元素如Mn,Cr,Cu,Pb以及Ba,Sr等稀土元素.

單脈沖1064nm激光分別作用于長(zhǎng)春四個(gè)地理區(qū)域的土壤樣品得到的重金屬元素Cr 407.836nm,Cu518.41nm,Pb283.296nm,Mn 406.4nm的譜線如圖4所示.從圖4可知,等離子體發(fā)射譜線不存在自吸收現(xiàn)象,因此(1)式中取b=1,即等離子體發(fā)射譜線強(qiáng)度與重金屬元素濃度成正比,可根據(jù)LIBS譜線強(qiáng)度定性分析重金屬元素濃度大小.

比較長(zhǎng)春四個(gè)地理區(qū)域土壤中的重金屬元素LIBS譜線Cr407.836nm,Cu518.41nm,Pb 283.296nm,Mn406.4nm光譜線強(qiáng)度,可知火車站附近的土壤中重金屬含量普遍高于其他三個(gè)地理區(qū)域的土壤樣品,而長(zhǎng)春理工大學(xué)的土壤重金屬元素含量相對(duì)較少.對(duì)于土壤中的Cr和Pb元素含量,火車站附近的土壤高于其他三個(gè)地方,對(duì)于Cu則是凈月潭區(qū)域的土壤含量最高,對(duì)Mn元素含量四個(gè)地方差別不太大.其原因主要是由于火車站是長(zhǎng)春交通樞紐,貨物塵埃和車輛排放物沉積在土壤表面,增加了土壤中的重金屬元素污染的可能.凈月和南湖地區(qū)本身為旅游景點(diǎn),到節(jié)假日期間人員流動(dòng)頻繁,生活廢棄物和車輛的排放物沉寂在土壤表面,再加上時(shí)常施工美化,噴灑農(nóng)藥或者除蟲害藥,從而導(dǎo)致土壤的重金屬含量偏高.

表1 樣品中所含元素及其對(duì)應(yīng)的波長(zhǎng)

在土壤SP-LIBS的研究基礎(chǔ)上,優(yōu)化預(yù)燒蝕532nm激光脈沖經(jīng)透鏡L2聚焦位于土壤樣品(長(zhǎng)理工)表面上方1mm的位置,并且聚焦焦點(diǎn)偏離1064nm激光脈沖0.5mm距離(如圖1所示),此時(shí)得到的DP-LIBS譜線增強(qiáng)效果最佳.

近年來(lái),研究DP-LIBS過(guò)程中,發(fā)現(xiàn)兩脈沖間的時(shí)間延時(shí)對(duì)LIBS譜線增強(qiáng)程度有一定的影響[13].在532和1064nm激光脈沖能量分別為70和100mJ的條件下,改變532和1064nm激光脈沖間的延時(shí),土壤DP-LIBS的MnI406.4nm譜線強(qiáng)度和SP-LIBS譜線強(qiáng)度如圖5所示,兩脈沖間的延時(shí)分別為15,20和25μs,用不同的實(shí)虛線來(lái)表征.DP-LIPS探測(cè)實(shí)驗(yàn)參數(shù)和SP-LIBS一樣,固定ICCD門寬為5μs,相對(duì)于1064nm激光脈沖的時(shí)間延時(shí)3μs.從圖5可以看出,532nm預(yù)燒蝕脈沖對(duì)LIBS譜線強(qiáng)度有明顯的增強(qiáng)效應(yīng),并且信背比也比SP-LIBS的譜線高;兩脈沖之間的延時(shí)不同,譜線增強(qiáng)效果也不同,相比延時(shí)為15和25μs條件下,延時(shí)為20μs時(shí)譜線強(qiáng)度最高.

圖4 四個(gè)地區(qū)土壤重金屬元素Cr,Cu,Pb,Mn譜線強(qiáng)度

圖5 Mn 406.4 nm的單雙脈沖LIBS譜線

DP-LIBS的Mn I 406.4 nm譜線強(qiáng)度與SPLIBS譜線強(qiáng)度的比值(即光譜增強(qiáng))與兩脈沖間延時(shí)(延時(shí)為負(fù)值表示激光脈沖532 nm相對(duì)1064 nm先到達(dá))的關(guān)系如圖6所示.從圖6可知,延時(shí)從2μs到200μs變化,光譜增強(qiáng)隨延時(shí)增加而增加,達(dá)到一定值后,隨延時(shí)增加而下降.在延時(shí)小于10μs時(shí)增強(qiáng)小于1,在20μs時(shí)達(dá)到最高2.75,之后快速下降,在30μs附近出現(xiàn)第二個(gè)尖峰,光譜增強(qiáng)為2.31,然后快速下降,但在100μs出現(xiàn)一個(gè)小幅度的上升后平緩下降,延時(shí)大于200μs光譜強(qiáng)度與SP-LIBS接近,預(yù)燒蝕532 nm脈沖對(duì)1064 nm激光脈沖的影響可以忽略.

在雙脈沖間延時(shí)小于10μs時(shí)光譜增強(qiáng)小于1是由于預(yù)燒蝕532 nm激光脈沖擊穿空氣產(chǎn)生的等離子體,吸收后到達(dá)的1064 nm激光脈沖能量,使其到土壤樣品表面時(shí)激光能量低于單脈沖作用時(shí)的能量,則誘導(dǎo)產(chǎn)生等離子體發(fā)射光譜強(qiáng)度變低.

圖6 光譜增強(qiáng)與脈沖延時(shí)的關(guān)系

當(dāng)延時(shí)大于10μs后,預(yù)燒蝕532 nm激光脈沖擊穿空氣產(chǎn)生沖擊波傳播后造成土壤樣品表面的空氣壓強(qiáng)減小[14],減少空氣環(huán)境對(duì)1064 nm激光產(chǎn)生的土壤等離子體的束縛,增強(qiáng)了土壤等離子體發(fā)射光譜.另一方面,532 nm激光產(chǎn)生的空氣等離子體對(duì)1064 nm激光產(chǎn)生的土壤等離子體存在再激發(fā)作用,從而使土壤等離子體發(fā)射光譜強(qiáng)度變大.因此在兩脈沖延時(shí)為20μs時(shí),LIBS光譜增強(qiáng)達(dá)到最高位2.75.隨著脈沖延時(shí)繼續(xù)增大,空氣沖擊波傳播后,樣品周圍空氣流向低氣壓區(qū),表面空氣壓強(qiáng)逐漸恢復(fù),使得增強(qiáng)作用下降.預(yù)燒蝕532 nm激光脈沖擊穿空氣形成向垂直樣品表面的沖擊波遇到土壤樣品表面時(shí)反射,土壤樣品表面對(duì)空氣沖擊波存在空間束縛作用[15,16],沖擊波對(duì)土壤等離子體有兩次激勵(lì),而沖擊波傳播具有一定的速度,因此在延時(shí)為30μs時(shí)光譜增強(qiáng)出現(xiàn)第二個(gè)尖峰,增強(qiáng)為2.4.當(dāng)延時(shí)繼續(xù)增加,預(yù)燒蝕532 nm激光脈沖產(chǎn)生的空氣等離子體和沖擊波對(duì)土壤等離子體的作用減弱,則光譜增強(qiáng)作用降低,延時(shí)大于100μs后光譜增強(qiáng)接近于1,表明預(yù)燒蝕532 nm脈沖對(duì)1064 nm激光脈沖的影響可以忽略.

4 總結(jié)

本文開展了土壤重金屬元素的雙脈沖激光誘導(dǎo)擊穿光譜研究,定性分析長(zhǎng)春不同區(qū)域土壤重金屬元素濃度,對(duì)正交預(yù)燒蝕DP-LIBS光譜增強(qiáng)機(jī)理進(jìn)行了分析.基于LIBS技術(shù)對(duì)長(zhǎng)春火車站、理工大學(xué)校園、南湖岸邊以及凈月潭四個(gè)地區(qū)的土壤樣品進(jìn)行了物質(zhì)元素標(biāo)定,通過(guò)對(duì)比四個(gè)地區(qū)元素譜線強(qiáng)度定性分析了重金屬元素Mn,Cr,Cu,Pb的含量,發(fā)現(xiàn)長(zhǎng)春火車站附近的土壤重金屬元素含量最高,而長(zhǎng)春理工大學(xué)土壤樣品中重金屬元素含量最小.在532和1064 nm激光脈沖能量分別為70和100 mJ的條件下的正交預(yù)燒蝕DP-LIBS分析土壤樣品,在雙脈沖延時(shí)20μs時(shí),最高M(jìn)n I 406.4 nm光譜增強(qiáng)達(dá)到2.75,在延時(shí)為30μs時(shí)出現(xiàn)第二個(gè)尖峰,增強(qiáng)為2.4,而延時(shí)大于100μs時(shí),預(yù)燒蝕532 nm脈沖對(duì)1064 nm激光脈沖的影響可以忽略.正交預(yù)燒蝕DP-LIBS光譜增強(qiáng)的原因主要源于預(yù)燒蝕532 nm激光脈沖產(chǎn)生的空氣等離子體對(duì)土壤等離子體的再激勵(lì),以及土壤樣品對(duì)空氣沖擊波的束縛作用對(duì)土壤等離子體的激勵(lì).

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