ABSTRAKT Diplomová práce se zabývá v rešeršní části především obsahem cínu ve složkách životního prostředí, jeho koloběhu v nich a možnostmi stanovení cínu v životním prostředí. Shrnuje dostupné informace o vlastnostech cínu a jeho sloučenin, výskytu a koloběhu cínu ve složkách životního prostředí. Dále se zaměřuje na stanovení cínu ve složkách životního prostředí, pozornost je věnována především stanovení celkového obsahu cínu s využitím metody ET-AAS. Experimentální část je zaměřena na optimalizaci metody stanovení na ET-AAS a výběr vhodného extrakčního postupu pro stanovení celkového obsahu cínu v půdách a sedimentu. Nejvhodnější postup stanovení cínu na ET-AAS byl aplikován na vzorky půdy, sedimentu a vody. Jako optimální modifikátor matrice pro byl zvolen roztok Pd(NO3)2 v 5 % kyselině askorbové, optimální pyrolýzní teplota byla 1400 °C a teplota atomizace 2400 °C. Ani jeden z posuzovaných postupů extrakce nebyl shledán jako vhodný postup pro potřeby stanovení cínu v environmentálních vzorcích a je třeba dalších prací, které by optimalizovaly metodu separace.
ABSTRACT This diploma thesis deals with the retrieval of the content of tin in environmental media, the circulation in them and possibilities of the determination of tin in the environment. Summarizes available information on the properties of tin and its compounds, the occurrence and circulation of tin in environmental and determination of tin in environmental media, attention is paid to the determination of total tin content using method of ET-AAS. The experimental part is focused on optimization methods of determination for the ET-AAS and selection of a suitable extraction procedure for determination of total tin content in soils and sediments. The best procedure for the determination of tin in the ET-AAS was applied to samples of soil, sediment and water. As the optimum matrix modifier was chosen the solution of Pd (NO3)2 in 5% ascorbic acid, the optimum pyrolysis temperature was 1400 °C and atomization temperature 2400 ° C. Neither of extraction procedures examined were found to be an appropriate procedure for the determination of tin in environmental samples and further work is necessary to optimize the method of separation.
Klíčová slova Cín, extrakce, atomová absorpční spektrometrie, kvantitativní stanovení, půda, sedimenty, voda.
KEYWORDS Tin, extraction, atomic absorption spectrometry, quantitative determination, soil, sediment, water.
3
BUŠINOVÁ, M. Problematika stanovení cínu v environmentálních matricích. Brno: Vysoké učení technické v Brně, Fakulta chemická, 2012. 51 s. Vedoucí diplomové práce Mgr. Helena Doležalová Weissmannová, Ph.D.
PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem diplomovou práci vypracovala samostatně a že všechny použité literární zdroje jsem správně a úplně citovala. Diplomová práce je z hlediska obsahu majetkem Fakulty chemické VUT v Brně a může být využita ke komerčním účelům jen se souhlasem vedoucího diplomové práce a děkana FCH VUT.
……………………………….. podpis studenta
PODĚKOVÁNÍ Na tomto místě bych ráda poděkovala vedoucí diplomové práce Mgr. Heleně Doležalové Weissmannové, Ph.D. za vedení a konzultace. Ráda bych poděkovala RNDr. Jiřímu Zbíralovi, Ph.D. z Ústředního kontrolního a zkušebního ústavu zemědělského v Brně, který mi poskytl materiál k extrakci cínu z půd a sedimentů. Také bych ráda poděkovala prof. RNDr. Lumíru Sommerovi, DrSc. za konzultaci ohledně extrakce cínu. Dále bych touto cestou chtěla poděkovat Ing. Andree Debnárové a především Ing. Janě Nevrlé za praktické rady a pomoc.
4
1
OBSAH
2 ÚVOD .............................................................................................................. 7 3 TEORETICKÁ ČÁST ................................................................................... 8 3.1 CÍN V ENVIRONMENTÁLNÍCH MATRICÍCH ........................................................... 8 3.1.1 ZÁKLADNÍ CHARAKTERISTIKA CÍNU A JEHO SLOUČENIN .................................................. 8 3.1.1.1 Anorganické sloučeniny cínu ....................................................................................... 8 3.1.1.2 Organické sloučeniny cínu ........................................................................................ 10 3.1.2 CÍN VE SLOŽKÁCH ŽIVOTNÍHO PROSTŘEDÍ ..................................................................... 11 3.1.2.1 Cín ve vodách ............................................................................................................ 12 3.1.2.2 Cín v půdě a sedimentu .............................................................................................. 12 3.1.2.3 Cín v ovzduší .............................................................................................................. 13 3.1.2.4 Cín v biologických materiálech ................................................................................. 13 3.1.3 KOLOBĚH CÍNU V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ ........................................................................ 13 3.1.3.1 Degradace ................................................................................................................. 15 3.1.3.2 Bioakumulace ............................................................................................................ 15 3.1.3.3 Methylace a biomethylace ......................................................................................... 15
3.2 STANOVENÍ CÍNU V ENVIRONMENTÁLNÍCH MATRICÍCH ................................... 16 3.2.1 METODY EXTRAKCE ...................................................................................................... 17 3.2.1.1 Extrakční činidla........................................................................................................ 18 3.2.1.2 Sekvenční extrakce ..................................................................................................... 18 3.2.2 STANOVENÍ CELKOVÉHO OBSAHU CÍNU ATOMOVOU ABSORPČNÍ SPEKTROMETRIÍ S ELEKTROTERMICKOU ATOMIZACÍ ........................................................................................... 20 3.2.2.1 Příprava a extrakce vzorku........................................................................................ 20 3.2.2.2 Interference ................................................................................................................ 21 3.2.2.3 Modifikátory matrice ................................................................................................. 21 3.2.2.4 Teplotní program ....................................................................................................... 24
4 EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST ....................................................................... 25 PŘÍSTROJE A ZAŘÍZENÍ........................................................................................ 25 POUŽITÉ CHEMIKÁLIE......................................................................................... 25 CHARAKTERISTIKA VZORKŮ A ODBĚROVÝCH LOKALIT ................................... 25 PŘÍPRAVA EXTRAKTŮ CERTIFIKOVANÝCH REFERENČNÍCH MATERIÁLŮ PŮDY A SEDIMENTU ................................................................................................................... 30 4.1 4.2 4.3 4.4
4.4.1 KYSELINA DUSIČNÁ ....................................................................................................... 30 4.4.2 LUČAVKA KRÁLOVSKÁ .................................................................................................. 30 4.4.3 SMĚS KYSELINY DUSIČNÉ A PEROXIDU VODÍKU ............................................................. 30
4.5 INSTRUMENTACE ................................................................................................. 31 4.6 KALIBRACE .......................................................................................................... 31 4.7 DEAN-DIXONŮV TEST .......................................................................................... 34 5
4.8 GRUBBSŮV TEST................................................................................................... 35 4.9 MEZ DETEKCE A MEZ STANOVITELNOSTI .......................................................... 35 4.9.1 VÝPOČET DETEKČNÍHO LIMITU PODLE MILLERA ........................................................... 35
4.10 TEST HOMOGENITY ROZPTYLŮ ........................................................................ 36 4.11 TEST LINEARITY ................................................................................................ 37 4.12 TEST SHODNOSTI VÝSLEDKŮ............................................................................. 38
5 VÝSLEDKY A DISKUSE ........................................................................... 39 5.1 OPTIMALIZACE METODY STANOVENÍ NA ET-AAS ........................................... 39 5.1.1 TEPLOTNÍ PROGRAM ...................................................................................................... 39 5.1.2 MODIFIKÁTOR MATRICE ................................................................................................ 40 5.1.3 METODA PRO STANOVENÍ CELKOVÉHO OBSAHU CÍNU.................................................... 40
5.2 EXTRAKCE CÍNU .................................................................................................. 41 5.2.1 5.2.2 5.2.3 5.2.4
MILIQ VODA .................................................................................................................. 41 KYSELINA DUSIČNÁ ....................................................................................................... 42 LUČAVKA KRÁLOVSKÁ .................................................................................................. 43 SMĚS KYSELINY DUSIČNÉ A PEROXIDU VODÍKU ............................................................. 44
5.3 ANALÝZA VODNÝCH VZORKŮ ............................................................................. 46
6 ZÁVĚR .......................................................................................................... 47 7 SEZNAM LITERATURY .......................................................................... 48 8 SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK A SYMBOLŮ ........................... 51
6
2
ÚVOD
V životním prostředí se cín a jeho sloučeniny vyskytují přirozeně i vlivem antropogenní činnosti. Vlivem antropogenní činnosti se sloučeniny cínu dostávají do prostředí svou výrobou, distribucí a použitím. Sloučeniny cínu tak lze nalézt ve všech složkách životního prostředí. Protože se snadno akumulují v tělech vodních živočichů, stávají se tyto organismy cestou vstupu cínu do člověka. Životní prostředí je zatěžováno stále větším množstvím odpadů, z nichž mnohé obsahují cín a jeho sloučeniny. Tyto výrobky se tak stávají zdrojem znečištění při uvolňování ze skládek do vodních ekosystémů či do ovzduší. Tento prvek pak podléhá degradaci, bioakumulaci, methylaci či transmethylaci, čímž v životním prostředí mohou vznikat i látky toxičtější, než byla původní specie. Kvůli svým toxickým účinkům jsou sloučeniny cínu sledovány v různých ekosystémech. Velká pozornost je věnována převážně vodnímu prostředí a následně sedimentu. Přestože se značná část studií zaměřuje hlavně na organické sloučeniny cínu, je potřebná i existence metod, umožňujících stanovit celkový obsah cínu, protože různé specie mohou být transformovány na jiné vlivem degradačních a metylačních procesů. Za určitých podmínek tak dochází k transformaci anorganických sloučenin cínu na organické a naopak, přičemž každý typ sloučeniny vykazuje jiné toxikologické vlastnosti. Přestože se objevují i studie zaměřující se na metody stanovení anorganických sloučenin cínu či celkového obsahu cínu v různých environmentálních vzorcích, chybí dostatek standardizovaných postupů pro stanovení celkového obsahu cínu v environmentálních matricích.
7
3
TEORETICKÁ ČÁST
3.1 Cín v environmentálních matricích 3.1.1 Základní charakteristika cínu a jeho sloučenin Cín je prvkem 14. skupiny periodické soustavy prvků s chemickou značkou Sn odvozenou od jeho latinského názvu stannum. Je v pořadí 48. nejzastoupenějším prvkem na Zemi a jeho obsah v zemské kůře činí 2,1 g ∙ t-1. Nález cínu ve středověkých bronzových nástrojích či zmínky o cínu, které lze nalézt v prvních knihách Starého zákona, dokládají, že se jedná o jeden z nejstarších kovů, které lidstvo zná. Samotná výroba cínu se datuje do let 3 500 až 3 200 př. Kr. V přírodě se cín vyskytuje pouze ve sloučeninách, a to především ve formě cínovce SnO2 [1,2]. Tento měkký stříbřitý kov se v závislosti na teplotě vyskytuje ve třech krystalických modifikacích. Bílý (β) cín existuje při teplotách mezi 13,2 °C a 161 °C, jako měkký stříbrolesklý kov, který na vzduchu postupně ztrácí lesk díky tvorbě ochranné vrstvičky oxidu cíničitého. Zahříváním této modifikace cínu nad 161 °C vzniká křehký (γ) cín. Šedý (α) cín vzniká skladováním bílého cínu při teplotách pod 13,2 °C, vznik krystalků šedého cínu způsobuje rozpad cínu na prášek. Tento jev se označuje jako cínový mor [1]. Elektronová konfigurace valenční vrstvy cínu je ns2 np2, přičemž na tvorbě σ vazeb se podílí především elektrony umístěné v np orbitalech, protože se stoupajícím protonovým číslem prvků 14. skupiny stoupá jejich kovový charakter a klesá schopnost elektronových párů umístěných v ns orbitalech podílet se na tvorbě vazeb. Anorganický cín se vyskytuje ve čtyřech oxidačních stavech: -II, 0, II a IV. Cín tvoří také organické sloučeniny, které jsou obvykle využívány v různých oblastech průmyslu díky svým biocidním vlastnostem. Zatímco chemie organických sloučenin cínu byla rozsáhle studována z důvodu vysoké toxicity řady těchto sloučenin, anorganickým formám cínu se věnovalo mnohem méně prací, protože tyto formy nejsou obvykle považovány za rizikové. Nicméně existují důvody, které vyžadují lepší znalost chemie anorganických forem cínu a s tím související pochopení a modelování jejich chování. Patří k nim například přítomnost radionuklidu 126Sn v radioaktivním odpadu či metylační proces, ve kterém může být v závislosti na oxidačním stavu cínu vytvořen mono-, di-, tri- či tetramethylcín [3, 4]. 3.1.1.1 Anorganické sloučeniny cínu Cín tvoří hydridy, halogenidy, oxidy, hydroxidy a sulfidy, soli oxokyselin a sloučeniny s vazbou kov-kov. Dále patří mezi anorganické sloučeniny cínu pseudohalogenidy SnIV (kyanidy, azidy, isokyanatany, isoselenokyanatany a alkoxidy). Existují také monomerní sloučeniny, ve kterých atom cínu uplatňuje koordinační číslo 2. Při běžné teplotě je cín odolný vůči působení vzduchu, vody a zředěným roztokům kyselin a zásad. Avšak s vodní parou reaguje za vzniku SnO2 a vodíku. Uvolnění vodíku způsobuje také rozklad cínu silnými kyselinami a hydroxidy. Cín snadno reaguje s chlorem a bromem, za chladu a s fluorem a jodem, při zahřátí, za vzniku SnX4. Přestože jsou reakce s halogenovými ionty známé, vytvořené komplexy existují pouze při koncentraci halogenidů nad 10-3 mol . dm-3 a zároveň při hodnotě pH menší jak 4. Je známo všech 9 sloučenin chalkogenidů. Při zahřátí se sírou či selenem reaguje cín za vzniku chalkogenidů SnII a SnIV dle poměru použitých složek. S telurem reaguje za vzniku SnTe. V přítomnosti chalkogenidů, tvoří velmi stabilní pevnou 8
fázi. Chemické formy rozpuštěného cínu vznikají v závislosti na podmínkách převládajících v médiu, mohou odpovídat Sn (II) nebo Sn (IV). Obě tyto formy mají tendenci v roztoku hydrolyzovat a vytvářet různé vodné specie. V přírodních vodách pak mohou vznikat následující komplexy: SnO(OH)3- při pH ≥ 8 a SnO(OH)20 při pH < 7 pro Sn (IV); pro Sn (II) vzniká Sn(OH)20 při rozsahu pH odpovídajícímu přírodním vodám. Studie hydrolytického chování Sn (II) Sébou a kolektivem ukázala, že hlavními formovanými speciemi jsou SnOH+, Sn(OH)20 a Sn(OH)3-. Pokud je Sn (II) přítomen ve vysoké koncentraci, jsou převažujícími speciemi Sn2(OH)22+ a Sn3(OH)42+ [1, 4]. Lidé používají cín od doby bronzové. Po tisíce let byl cín a jeho slitiny využívány pro výrobu cínového nádobí. Od průmyslové revoluce jsou sloučeniny cínu využívány k různým účelům. Většina cínu je využívána pro pocínování plechovek v potravinářském průmyslu a poté jako součást slitin a anorganických sloučenin. Nejdůležitější anorganickou sloučeninou cínu je SnCl2, který je hojně využíván jako redukční činidlo. Kvůli celosvětovému deficitu cínu se v obalové technice používá již jen pro povrchovou ochranu ocelových konzervových plechů před korozí, od ostatních aplikací, k nimž patřily například fólie či staniol, se již upustilo. V keramickém průmyslu nalezly tyto sloučeniny uplatnění jako kaliva glazur či jako základy žlutých, modrošedých a růžových pigmentů. SnCl4 a oxidy cínu se využívají jako heterogenní katalyzátory. V medicíně a farmacii se používal jemný práškový cín ve směsi s oxidem cínatým jako prostředek proti střevním parazitům. SnCl4 v podobě par slouží při tvrzení čerstvě vyrobených skleněných lahví [1, 5, 6, 7]. Přestože samotný cín není nijak nebezpečný, pouze požití velkého množství cínu vede ke zvracení, některé jeho anorganické sloučeniny vykazují toxické vlastnosti. Akutní toxicita čistého cínu se projevuje podrážděním žaludku, nevolností a zvracením. Anorganické soli cínu jsou trávicím traktem špatně vstřebávány a rychle se vylučují. V experimentech bylo zjištěno, že cínu (II) se absorbuje 2,85% a cínu (IV) 0,64% a toto adsorbované množství bylo později organismem zcela eliminováno močí. Studie Pawliky-Skowronské a kolektivu na planktonních cyanobacterium ukázala, že cínaté sloučeniny jsou toxičtější než sloučeniny cíničité, přičemž přítomnost huminových kyselin snižuje toxicitu cínu [5, 8, 9]. Nicméně existuje několik zpráv, které vypovídají o podráždění žaludku a zvracení, které postihlo lidi konzumující konzervované potraviny či nápoje, a to především kyselé ovocné výrobky, balené v pocínovaných plechovkách s vysokým obsahem cínu. Jídlo, a především jídlo konzervované, je hlavním zdrojem expozice pro lidi, protože značná část cínu je využívána právě pro pocínování plechů k balení potravin. Plech s ochrannou vrstvou cínu se využívá pro svou schopnost uchování potravin bez použití konzervačních látek či jen s jejich minimálním množstvím. V tomto materiálu se uchovávají specifické druhy potravin, jako jsou rajčata a produkty na bázi rajčat, ovoce a některé druhy zeleniny, pivo, nealkoholické nápoje sycené oxidem uhličitým, voda, víno či ovocné šťávy. V důsledku tohoto využití cínu je patrné, že se určité množství cínu rozpustí. Ovšem anorganický cín není v těchto obalech vystaven podmínkám, které by vedly k jeho přeměně na cín organický. Klinické studie ukazují, že požití potravin, ve kterých se vyskytne větší množství cínu, způsobuje gastrointestinální potíže (byla zaznamenána nevolnost a průjmy). Mechanismus těchto účinků se jeví jako lokální a ne systémový v důsledku místního podráždění sliznice gastrointestinálního traktu. Prozatímní přípustný týdenní příjem cínu je 14 mg . kg-1 tělesné hmotnosti, doporučený maximální přípustný obsah cínu je obvykle 250 mg . kg-1 u pevných potravin a 150 mg/kg u nápojů. Cín uvolňovaný z obalového materiálu do potraviny je ve formě Sn (II), přesný charakter dvojmocného cínu v dané konzervované potravině má pak 9
značný vliv na schopnost potraviny způsobit akutní toxikologickou reakci. Přesné druhy sloučenin a distribuce těchto sloučenin jsou pak závislé na jednotlivých typech konzervovaných výrobků, ve kterých hraje významnou roli mnoho faktorů. Jedním z nejvýznamnějších faktorů je pH, dalším významným faktorem pro určení biodostupnosti cínu v konzervovaných potravinách je například schopnost jeho sloučenin adsorbovat na pevné částice či přítomnost oxidačních látek způsobujících korozi. Dále přichází cín touto cestou do kontaktu například se slinami či žaludečními šťávami, kde se mohou odehrávat další reakce. Nejvyšší přípustné množství cínu v poživatinách bylo Světovou zdravotnickou organizací stanoveno na 250 mg . kg-1, v České republice je pro poživatiny stanoveno nejvyšší přípustné množství cínu 25 mg . kg-1. Akutní toxicita některých dvojmocných anorganických sloučenin cínu je uvedena v tabulce č. 1 [9, 10, 11]. Tabulka 1: Akutní toxicita při orálním podání dvojmocných anorganických sloučenin cínu [10]. Sloučenina
Druh
Chlorid cínatý Komplex s kyselinou citrónovou (30 % Sn) Penta fluorostannite sodný (67 % Sn) Chlorid cínatý Chlorid cínatý Penta fluorostannite sodný (67 % Sn) Penta fluorostannite sodný (67 % Sn) Chlorid cínatý
Myš Myš Myš Krysa (na lačno) Krysa (vykrmená) Krysa (na lačno) Krysa (vykrmená) Králík
LD50 [mg · kg-1] 1200 2700 590 2300 3200 220 570 10 000
3.1.1.2 Organické sloučeniny cínu Většinu organocíničitých sloučenin lze považovat za deriváty RnSnIVX4-n, kde n = 1 až 4, sloučeniny SnR2 nebo SnAr2 jsou cyklické oligomery (SnIVR2)x. Alkyl nebo aryl skupiny jsou kovalentně vázány s centrálním atomem cínu. Vzhledem k uhlovodíkovým substituentům, jsou organické sloučeniny cínu hydrofobní, rozsah hydrofobnosti závisí na stupni alkylace či arylace na centrálním atomu cínu. Rozpustnost většiny organických sloučenin cínu ve vodě je nízká a záleží na hodnotě pH, iontové síle a teplotě. Organické sloučeniny cínu lze obecně rozdělit na mono-, di-, tri- a tetraorganocíničité sloučeniny, avšak monomerní organokovové sloučeniny SnII byly prokázány jen ve zcela výjimečných případech a ve všech průmyslově vyrobených organických sloučeninách cínu je atom cínu tetravalentní [1, 3, 5, 12]. Kolem roku 1940 začala průmyslová výroba organických sloučenin cínu, tyto sloučeniny jsou významné díky své rozmanitosti použití. Organocíničité sloučeniny jsou hojně využívány zejména při výrobě PVC jako stabilizátor či vytvrzovací činidla pro vulkanizaci silikonů za normálních teplot. V minulosti byly tyto sloučeniny využívány do antifouligových nátěrů lodí, jako moluskocidy, fungicidy a akaricidy v zemědělství a jako konzervační činidla pro barvy, dřevo, textil, papír, kůže a sklářský průmysl. Tímto použitím došlo ke značné kontaminaci životního prostředí a to především mořských ekosystémů [1, 5, 6, 13]. Organické sloučeniny cínu mají pestrý účinek, který je závislí na povaze a počtu organické skupiny vázané na kation Sn. Inhibují cholinesterázu, inhibují fosforylaci 10
a deprimují dýchání, kumulují se v játrech. Předpokládá se, že organocíničité sloučeniny jsou schopny reagovat s buněčnými membránami, což nakonec vede k jejich rozkladu a inhibují tak oxidační a fotochemické procesy. Organocíničité sloučeniny mají vliv i na další biologické procesy, jako je například oxidace lipidů v buňkách. Značná část organických sloučenin cínu je dráždivá pro oči, kůži a dýchací trakt. Kontakt s pokožkou může způsobit akutní popáleniny. Způsob vylučování organocíničitých sloučenin je značně závislý na typu sloučeniny. Monoalkylderiváty cínu jsou jeho nejméně toxické sloučeniny, avšak dialkylderiváty již vyvolávají při jednorázové aplikaci vyšších dávek šok a vedou ke smrti. Triorganocíničité sloučeniny jsou jedovatější než diorganocíničité sloučeniny, působí narkoticky, vyvolávají rychle pokračující slabost a smrt. Triethylcín acetát je pro savce nejtoxičtější organická sloučenina cínu. Tetraorganocíničité sloučeniny se v organismu mění na triorganocíničité sloučeniny, čímž se vysvětluje jejich zpožděný toxický efekt. V tabulce č. 2 jsou uvedeny letální dávky některých organických sloučenin cínu pro krysu [1, 12, 13]. Tabulka 2: Letální dávky některých organických sloučenin cínu pro krysu, podané perorálně [12]. Sloučenina Dimethylcíndichlorid Dibutylcínchlorid Dibutylcínoxid Triethylcínacetát Triethylcínhydrogensulfát Trimethylcínacetát Tripropylcínacetát Tributylcínacetát Tributylcínchlorid Trifenylcínhydroxid Tribenzylcínformát Tribenzylcínchlorid Tetraethylcín
LD50 [mg · kg-1] 160 150 44,9 4 10 9,1 118,3 380,2 129 46 312 175 015,9
3.1.2 Cín ve složkách životního prostředí Během posledních desetiletí značně vzrostla úroveň těžkých kovů, které se pohybují v životním prostředí vlivem lidské průmyslové činnosti. Avšak ve stejnou dobu byl zaznamenán i růst studia sedimentů, protože mohou poskytnout cenné informace o stupni znečištění řek, jezer, ústí řek a dalších vodních ekosystémů. Akumulace polutantů v sedimentu může mít za následek vysokou míru ohrožení zdraví rostlin, zvířat a eventuálně i lidí. Přestože je znečištění vodních ekosystémů sloučeninami cínu, především jeho organickými sloučeninami, značné, vyskytuje se cín vlivem antropogenní činnosti ve všech složkách životního prostředí a kontaminace životního prostředí těmito sloučeninami se stala
11
vážným problémem. Dnes jsou organocíničité sloučeniny pokládány za látky, které způsobují reprodukční selhání v organismech [14, 15]. V životním prostředí se cín vyskytuje v různých chemických formách, které zahrnují Sn (II), Sn (IV), anorganické a organické komplexy a organické sloučeniny cínu. Sloučeniny cínu se vlivem svého lipofilního charakteru mohou akumulovat v sedimentu, planktonu, bentosu a rostlinách. Vstup cínu do člověka probíhá především pomocí potravinového řetězce, výjimku tvoří některé znečištěné průmyslové oblasti, kde je vysoká koncentrace cínu ve vodách. Ke zvýšené úrovní cínu v lidských tělech může vést také používání pocínovaných konzerv a plastových obalových materiálů [6]. Sloučeniny cínu se sice vyskytují v životním prostředí i přirozeně, ale výskyt cínu v zemské kůře je relativně nízký, a proto se tento prvek, vzhledem ke svému užívání v širokém spektru průmyslové výroby, stává potenciálním ukazatelem antropogenního znečištění. Kupříkladu Hirano a kolektiv, použili jako jeden z ukazatelů pro hodnocení životního a pracovního prostředí analýzu lidských vlasů. Celkový obsah cínu v tomto vzorku byl stanovován pomocí ET-AAS. Pro vzorek lidských vlasů byl výsledek přímého stanovení i stanovení po předchozím rozkladu na mokré cestě velice podobný, činil 0,306 mg · kg-1 respektive 0,297 mg · kg-1 [2, 15]. 3.1.2.1 Cín ve vodách V přírodních vodách se cín vyskytuje ve stopovém množství, vyšší koncentrace anorganického cínu jsou spojeny s průmyslovým vypouštěním a použitím tributylcínu. Cín byl identifikován také v podzemních a povrchových vodách. Koncentrace cínu v řekách, v ústí řek a v oceánech je obecně menší než 5 ng . dm-3, avšak použití biocidů může vyprodukovat podstatně vyšší koncentrace. Průzkumy z jezer a řek ukazují různé hodnoty podle vzorkované oblasti. U 80 % vzorků kanadských vod byl nalezen obsah cínu v koncentraci pod 0,1 g . dm-3, povrchové vody z amerických a kanadských řek obsahovaly cín v koncentraci 1,3 – 2,1 g . dm-3 ve 3 vzorcích z 59, v Maine v USA byla průměrná koncentrace cínu 0,038 g . dm-3. Celkový obsah cínu v mořské vodě je asi 0,2 - 3 g . dm-3. U pobřežních vod byla hlášena koncentrace anorganických sloučenin cínu 0,001 - 0,01 g . dm-3, u zdrojů znečištění byla koncentrace až 8 g . dm-3. Obecně se koncentrace cínu pohybuje v rozmezí <0,005 – 0,2 g . dm-3, nicméně stupeň znečištění roste až k 48,7 g . dm-3 v blízkosti zdrojů znečištění. Koncentrace cínu ve veřejné dodávce vody se ve 42 amerických městech pohybuje od 1,1 do 2,2 g . dm-3, v Arizoně se koncentrace pohybuje od 0,8 do 30 g . dm-3. Průměrná koncentrace cínu v obecní dodávce vody v US je 6 g . dm-3 [16, 17]. 3.1.2.2 Cín v půdě a sedimentu Koncentrace anorganických sloučenin cínu v sedimentu se pohybovala až v množství 8 mg . kg-1 sušiny v pobřežních oblastech a až 15,5 mg . kg-1 v řekách a jezerech. Celkový obsah cínu v Antarktickém sedimentu byl v rozmezí 2,1 a 5,1 g . kg-1 sušiny pro frakci < 2 mm a < 63 m. Koncentrace cínu v půdě jsou obecně nízké s výjimkou oblastí s obsahem minerálních látek. Koncentrace cínu v zemské kůře je přibližně 2 - 3 mg . kg-1. 12
Celková koncentrace cínu v půdě se může pohybovat od 1 do 200 mg . kg-1. Ale v oblastech s vysokým výskytem cínu může být až 1000 mg . kg-1 cínu, některá rudná ložiska mohou obsahovat až 50 000 mg . kg-1 cínu [16]. 3.1.2.3 Cín v ovzduší V ovzduší je cín detekován jen zřídka a to při nízkých koncentracích, výjimku tvoří vzorky odebrané z blízkosti průmyslových zdrojů. Hodnota cínu v ovzduší je kolem -3 0,01 - 0,3 g . m v městských oblastech, v blízkosti průmyslových zdrojů emisí je hodnota cínu 5 g . m-3. Atmosférický cín je asociován s pevnými částicemi a nejvyšší koncentrace byly nalezeny na částicích o velikosti 1 – 3 m [16, 17]. 3.1.2.4 Cín v biologických materiálech Celková koncentrace cínu v mořských makrořasách se pohybovala v rozmezí 0,5 - 101 mg . kg-1 sušiny, to dokazuje biokoncentraci cínu z mořské vody většinou druhů mořských rostlin. V člověku jsou anorganické sloučeniny cínu distribuovány hlavně v kostech, ale také v plicích, játrech, ledvinách, slezině, lymfatických uzlinách, jazyku a kůži. Některé údaje naznačují, že cín může mít vyšší afinitu k brzlíku než k jiným orgánům. Studie zaměřující se na obsah cínu v plicích prokazují, že tento s věkem roste. Tato skutečnost je pravděpodobně zapříčiněna znečištěným ovzduším. Studie také ukázala, že koncentrace cínu v plicích je vyšší v USA než v Africe. Přírodní potraviny obsahují stopová množství cínu a lze předpokládat, že průměrná denní dávka se pohybuje v rozmezí 0,2 – 1 mg [5, 16]. 3.1.3 Koloběh cínu v životním prostředí Vlivem antropogenní činnosti se sloučeniny cínu dostávají do životního prostředí. Tento vstup je dán jak využíváním těchto sloučenin pro výrobu, tak přímým použitím těchto sloučenin. Schéma těchto vstupů je zaznamenáno na obrázku č. 1. Produkty, obsahující organické sloučeniny cínu, jsou také využívány v domácnostech a její odpady se pak stávají dalším zdrojem cínu v životním prostředí. Tyto odpady jsou ukládány na skládky, které se stávají zdrojem znečištění pro vodní ekosystémy a ovzduší díky průsaku vody skrz odpadní vrstvy a přechodem těkavějších složek do plynné fáze. Skládky dále představují prostředí s vhodnými podmínkami pro zvýšenou chemickou a biologickou transformaci cínu. Jiným způsobem likvidace těchto odpadů z domácností je jejich spalování, a pokud je cínový odpad spalován, jsou atmosférické emisní faktory v rozmezí 1,0 až 10 g cínu na tunu spáleného komunálního pevného odpadu [18, 19].
13
Obrázek 1: Vstupy cínu do životního prostředí [18]. Značná část kontaminujících látek, které obsahují cín, je asociována s částicemi půdy. Adsorpce na tuto frakci je důležitým kontrolním mechanismem distribuce a osudu organocíničitých sloučenin v životním prostředí. Vliv na toto adsorpční chování mají typy výměnných kationtů, hodnota pH, slanost a mineralogické a chemické složení prostředí a molekulární struktura organických sloučenin cínu. Anorganické sloučeniny cínu se váží na půdu a sediment a jejich vypařování z vody není pravděpodobné [13, 16]. V životním prostředí jsou sloučeniny cínu jen mírně rozpustné ve vodě. Organické sloučeniny cínu ve vodě jsou vázány na rozpuštěný organický materiál z 10 až 70 % v závislosti na hodnotě pH a charakteru organického materiálu. Ve vodě se cín za podmínek životního prostředí vyskytuje v anorganických sloučeninách jako Sn2+ či Sn4+. Tyto kationty jsou obecně v určitém rozsahu absorbovány půdou, a tím se snižuje jejich mobilita. Cín (II) se snadno vysráží ve formě sulfidu či hydroxidu a cín (IV) snadno hydrolyzuje a může vznikat hydroxid cíničitý. Obecně je cín (IV) jedinou stabilní specií ve vodním cyklu tohoto prvku. [13, 16]. Jelikož jsou voda a sediment kontaminovány organickými sloučeninami cínu, a tyto látky mají schopnost akumulovat se v tucích, je ve vodních živočiších zvýšený obsah těchto látek. Odtud se pak mohou tyto sloučeniny dostávat do člověka ve formě kontaminované potravy. V koloběhu anorganických sloučenin cínu jsou důležité mořské rostliny. Makrořasy a rozpadající se rostlinný materiál akumulují anorganické sloučeniny cínu, tím odstraňují cín z vody a uvolňují ho do atmosféry přeměnou na trimethylcín [13, 16]. Iontové druhy organických sloučenin cínu v mořském prostředí se biotransformací mění na těkavé druhy sloučenin. Tyto těkavé druhy sloučenin se tak dostávají do ovzduší, které se stává zdrojem organických sloučenin cínu pro suchozemské ekosystémy. Elementární cín a anorganické sloučeniny cínu nejsou za podmínek životního prostředí těkavé. Sloučeniny cínu však mohou být neseny částicemi ovzduší na velké vzdálenosti, během této přepravy může dojít k jejich fyzikálním a chemickým změnám [16, 20].
14
3.1.3.1 Degradace Anorganické sloučeniny cínu mohou v životním prostředí podstupovat oxidačněredukčním reakcím, výměnu ligandů a srážecím reakcím [16]. Při degradaci organocíničitých sloučenin dochází ke ztrátě organických skupin, které jsou vázané na kation cínu: R4Sn → R3SnX → R2SnX2 → RSnX3 → SnX4 (1) K odstranění těchto organických skupin dochází fotolýzou, biologickým a chemickým štěpením [21]. Nejrychlejším způsobem rozkladu organocíničitých sloučenin ve vodě je fotolýza slunečním svitem, ale fotolytická degradace nebude významná ve větších hloubkách, půdě či sedimentu. K biologické degradaci organocíničitých sloučenin napomáhají bakterie (Pseudomonas aeruginosa, Pseudomonas putida C a Alcaligenes faecalis) a některé druhy řas (Skeletonem costatum). Ovšem tyto organismy napomáhají degradaci jen za určitých podmínek, protože jejich biologická aktivita je omezena toxickou koncentrací organocíničitých sloučenin, dostupností živin, teplotou a světlem. Při chemické degradaci dochází k napadení vazby Sn—C nukleofilními i elektrofilními činidly [13].
3.1.3.2 Bioakumulace Sloučeniny cínu se do organismu mohou dostávat příjmem přes povrch těla z vody či sedimentu, takzvanou bioakumulací, další cestou je příjem přes potravní řetězec. Výsledkem těchto procesů je akumulace, která je často přímo úměrná koncentraci sloučeniny v životním prostředí. Rozsah bioakumulace ovlivňuje biologický rozklad a vylučovací mechanismus daného organismu, dále mají na bioakumulační faktor vliv podmínky životního prostředí a klasifikační úroveň organismu [5]. Lipofilní charakter organocíničitých sloučenin je příčinou jejich schopnosti setrvat v prostředí. Protože je tributylcín extrémně toxický pro více organismů, je většina studií zaměřena právě na tuto sloučeninu. Obecně se biologická dostupnost vychytáváním přes vodní fázi ukazuje významnější než biologická dostupnost organických sloučenin cínu prostřednictvím potravního řetězce. Biokoncentrační faktory anorganických sloučenin cínu se odhadují na 100, 1000 a 3000 pro mořské a sladkovodní rostliny, bezobratlé a ryby [5, 13, 16].
3.1.3.3 Methylace a biomethylace Pokud jsou přítomni vhodní dárci methylových skupin, dostává se methylcín do životního prostředí nejen antropogenní činností, ale i biomethylačními procesy. Biomethylace byla prokázaná v čistých bakteriálních kulturách, sedimentu a rozkládajícím se rostlinném materiálu. Produktem tohoto procesu byl mono-, di-, tri- a tetramethylcín. Na druhou stranu může být methylcín postupně demethylován fotolýzou na anorganické sloučeniny cínu. Přeměna anorganických sloučenin cínu na různé druhy methylcínu probíhá pomocí biotických a abiotických činidel [13, 16]. 15
Velký ekologický význam má transmethylace methylcínu s jinými těžkými kovy, protože některé methylované kovy mají vyšší toxicitu pro vodní organismy než anorganické kovy [13].
3.2 Stanovení cínu v environmentálních matricích Cín se snadno měří ve vzorcích vzduchu, vody a pevného odpadu pomocí ICP – AES. Emisní spektrometrie se využívá pro stanovení obsahu cínu v ovzduší, ve vodě, potravinách, ovoci a zelenině a v biologických vzorcích, a umožňuje jeho stanovení společně s dalšími kovy. Pro stanovení cínu ve vodě se využívají standardní metody F AAS nebo ET-AAS, dále lze využívat ICP-MS, ačkoli ve standardní metodě není cín vysloveně uveden jako analyt, ve většině případů má tato metoda nižší detekční limity. Ostatní vzorky jako jsou podzemní vody, průmyslové odpady, půdy, sedimenty, kaly a jiné pevné odpady, vyžadují rozklad před samotnou analýzou. F AAS a ET-AAS se využívá také pro stanovení celkového obsahu cínu, přičemž metoda ET-AAS je citlivější. Další metodou pro stanovení cínu je hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem, nízké koncentrační úrovně lze stanovovat pomocí generování hydridů spojeným s atomovou absorpční spektrometrií či s ICP-MS. Pevné vzorky lze analyzovat přímo X-ray fluorescenční spektrometrií. Pro geologické materiály se nejvíce používá neutronová aktivační analýza. Organické sloučeniny cínu jsou většinou analyzovány po extrakci či rozkladu Grignardovou metodou nebo ethylborátovou metodou. Výsledné deriváty z obou metod jsou nestálé a lze je analyzovat plynovou chromatografií a detekovat atomovou emisní spektrometrií či hmotnostní spektrometrií. V tabulce č. 3 jsou uvedeny některé příklady použití uvedených analytických metod pro stanovení obsahu cínu [5, 11, 16, 17]. Tabulka 3: Použití některých analytických metod pro stanovení obsahu cínu [16, 22]. Matrice vzorku Voda
Metoda přípravy Okyselení HNO3
Voda
Přímé stanovení
Voda Biologický materiál Biologický materiál Biologický materiál Sediment Sediment Sediment Sediment
Okyselení HNO3 Rozklad směsí kyselin Rozklad v kyselině Rozklad směsí kyselin Rozklad směsí kyselin Rozklad směsí kyselin Rozklad směsí kyselin Rozklad v kyselině
Analytická metoda ICP-MS HG-AAS ET-AAS ID ICP-MS ICP-MS HG ET-AAS ET-AAS HG ET-AAS ID ICP-MS ICP-MS
16
Detekční limit 0,05 – 0,1 ng . g-1 0,02 g . dm-3 0,5 g . dm-3 5 g . dm-3 0,012 g . g-1 25 – 50 ng . g-1 0,018g . g-1 0,9g . g-1 0,36g . g-1 0,09g . g-1 25 – 50 ng . g-1
3.2.1 Metody extrakce V biologických materiálech dochází k nerovnoměrné distribuci stopových prvků. Proto je třeba volit způsob izolace a frakcionace s ohledem na tuto skutečnost. Vhodný speciační postup analýzy se volí podle charakteru vzorku. U řady biologických materiálů se k frakcionaci využívá sekvenční či paralelní extrakce vodou, za kterou následuje chromatografické dělení. Pro izolaci lipidového podílu a oddělení organokovových sloučenin se využívá extrakce organickými rozpouštědly [23]. Pevné vzorky se většinou stanovují, po rozpuštění či rozkladu, v kapalném skupenství. Cílem extrakce je stanovení kontaminantu ve výluhu, a z toho pramenící zjištění o chování analytu v daném prostředí. Tímto způsobem lze odvodit, za jakých podmínek se kontaminant z pevného materiálu uvolňuje, jak je mobilní, v jakých se vyskytuje formách a následně zhodnotit nebezpečí pro biotu a člověka [24, 25]. Mezi experimentálně nejjednodušší metody patří jednoduchá extrakce z pevné fáze do roztoku, která se používá zejména pro zhodnocení množství snadno uvolnitelných kovů z kontaminovaných půd či sedimentů. Druhým typem extrakční techniky je sekvenční extrakce založená na postupném působení loužicích činidel se vzrůstající extrakční silou. Vybrané standardizované jednoduché a sekvenční extrakční procedury používané pro půdy a sedimenty jsou znázorněny na obrázku č. 2 [25].
Obrázek 2: Vybrané standardizované extrakční procedury [25]. 17
3.2.1.1 Extrakční činidla Používanými extrakčními činidly pro stanovení kovů v půdě a sedimentu jsou buď roztoky neutrálních solí (CaCl2 nebo MgCl2), acetátové či oxalátové tlumivé roztoky, chelatační činidla (EDTA nebo DTPA), redukční činidla (NH2OH ∙ HC1), silné kyseliny a oxidační činidla (HCl, HNO3, HC1O4, HF, H2O2) nebo roztoky alkálií (NaOH, Na2CO3) [23]. K extrakci půd pro stanovení celkového obsahu cínu se využívá lučavky královské či kyseliny dusičné. Dále je možné použít směs kyseliny dusičné a peroxidu vodíku, jde o postup standardizovaný pro stanovení thallia v půdách metodou ET-AAS, ale je použitelný i jako náhrada extrakce půd lučavkou královskou, vzorek se upravuje za varu. Sturgeon a kolektiv s úspěchem extrahoval sediment pro stanovení celkového obsahu cínu směsí kyseliny dusičné, kyseliny fluorovodíkové a kyseliny chloristé [26, 27]. 3.2.1.2 Sekvenční extrakce Sekvenční extrakce řadou extrakčních činidel o rostoucí účinnosti se používá pro speciační analýzu. Tyto metody se osvědčily při studiu pohybu esenciálních a toxických prvků v půdě, dále při studiu schopnosti těchto prvků přecházet z půdy do rostlin a z toho vyplývající odhad mobility prvku. Nejčastější postup sekvenční extrakce je dle Tessiera. S použitím tohoto nebo mírně modifikovaného postupu byla úspěšně získána data o distribuci řady prvků. Krom extrakce dle Tessiera existují i další postupy, které rozlišují přibližně stejné kategorie vazeb kovů v půdách a sedimentech nebo umožňují podrobnější rozlišení. [23, 28]. Extrakce dle Tessiera umožňuje rozlišení pěti frakcí, které jsou znázorněny v tabulce č. 4. Výměnná frakce je frakce kovů, které jsou volně adsorbovány na půdní sorpční komplex. Tyto kovy lze vyloužit neutrálním činidlem jako je roztok MgCl2. Podíl vázaný na uhličitany je frakce kovů, která se rozpustí v mírně kyselých podmínkách (pH = 5), které simulují interakci s dešťovou vodou. Cílem je rozpuštění uhličitanové frakce, aby se uvolnila případná stopová množství těžkých kovů. Frakce vázaná na oxidy Mn a Fe představuje kovy, které jsou pevněji vázány a tím méně dostupné pro živé organismy. Tyto kovy se uvolní z půdy či sedimentu v kyselých redukčních podmínkách důsledkem rozpuštění oxidů a hydroxidů Fe a Mn. Podíl vázaný na organické látky a sulfidy představuje kovy, k jejichž uvolnění dojde při totálním rozkladu organické hmoty v silně oxických podmínkách. Zároveň dochází k rozpuštění sulfidické frakce. Poslední frakcí je zbytkový podíl, ve kterém jsou kovy vázány v silikátové matrici. K uvolnění těchto kovů dojde po rozpuštění silikátového rezidua ve směsi silných kyselin [25]. Tabulk 4: Sekvenční extrakce stopových prvků ze vzorků půd a sedimentů podle Tessiera [23]. Krok 1 2 3 4 5
Izolovaná frakce Iontově výměnný podíl Podíl vázaný na uhličitany Podíl vázaný na oxidy Mn a Fe Podíl vázaný na organické látky a sulfidy Zbytkový podíl (vázaný v silikátové matrici)
18
Extrakční činidlo 1 mol ∙ l-1 MgCl2, pH = 7 1 mol ∙ l-1 NaOAc + HOAc, pH = 5 0,04 1 mol ∙ l-1 NH2OH∙HC1 v 25 % HOAc 30 % H2O2 + HNO3, pH = 2 / NH4OAC rozklad HF + HCIO4 (2:1)
Pod záštitou Evropské komise organizací Standard Measurement and Testing Programme byla navržena metoda sekvenční extrakce pro stanovení těžkých kovů v sedimentu BCR EUR 14763 EN, která je znázorněna v tabulce č. 5. Jedná se o metodu kompromisní, jejímž cílem je sjednotit a maximálně zjednodušit postupy používané v rámci Evropské unie. Tato metoda tedy podává jen základní informaci o frakcionaci jednotlivých prvků. Výluh pomocí lučavky královské není součástí této sekvenční extrakce, ale doporučuje se provést jak na residuální frakci, tak na čerstvém vzorku [25, 28]. Tabulka 5: BCR EUR 14763 EN [25]. Krok
Popis frakce
Cílová fáze Rozpustné a vyměnitelné kationty, kationty vázané na karbonáty
1
Vyměnitelná frakce a frakce vodou rozpustná a kyselinou rozpustná
2
Redukovatelná frakce
Oxidy a hydroxidy Fe a Mn
3
Oxidovatelná frakce
Organická hmota a sulfidy
4
Residuální frakce
19
Extrakční činidlo 0,11 mol l-1 CH3COOH 0,51 mol l-1 CH3COOH Při pH 1,5 H2O2 (85 °C), poté 1 mol l-1 H3COONH4 Lučavka královská
3.2.2 Stanovení celkového obsahu cínu atomovou absorpční spektrometrií s elektrotermickou atomizací 3.2.2.1 Příprava a extrakce vzorku Konvenční praxe ET-AAS vyžaduje úplné rozpuštění pevných vzorků. Metodám extrakce je věnována kapitola 3.2.1, v tabulce č. 6 jsou uvedena některá extrakční činidla používaná pro různé typy matrice při stanovení celkového obsahu cínu metodou ET-AAS [22]. Tabulka 6: Některá extrakční činidla užívaná pro stanovení celkového obsahu cínu [29, 27, 26, 30]. Matrice vzorku
Extrakční činidlo
Půda
Lučavka královská
Půda Půda
2 M HNO3 HNO3 / H202
Půda
HNO3 / HCl (1:1)
Biologický materiál
methylisobutylketon
Sediment
toluen/tropolon
Sediment
HNO3 / HF / HClO4
Mořský sediment
6M HCl
Poznámka Chloridové ionty jsou intrferentem při analýze kovů v ET-AAS.
Chloridové ionty jsou intrferentem při analýze kovů v ET-AAS. Vzorek je před extrakcí rozložen směsí HNO3 / HClO4/ HCl. Analyt je před extrakcí oxidován kyselinou sírovou a rozpuštěn H2SO4 s přídavkem HBr.
Po rozkladu je většina HCl odpařena (kvůli interferencím Cl-) a odparek je rozpuštěn v 1% HNO3.
Alternativou k úplnému rozpuštění pevných vzorků je použití metodiky, která využívá suspenzi připravenou z jemně rozemletého vzorku, který se zavádí do elektrotermického atomizátoru. Jde o dnes již široce přijímaný postup, který poskytuje výhodu v různých analytických situacích. Tato metoda je vhodná pro vzorky s malou velikostí částic nebo pro vzorky, jejichž velikost částic lze snížit prostým broušením. Jedná se tedy o vzorky půd a sedimentů. Tato metoda umožňuje rychlé stanovení cínu v půdách, sedimentu a kalech rozptýlením vzorku v roztoku kyseliny fluorovodíkové. Tato metoda byla hodnocena analýzou referenčních materiálů půdy, říčního sedimentu a domácího kalu a pěti dalších vzorků zcela odlišného geologického původu. K rozemletému vzorku se kromě 25% HF přidával také 7 % dihydrogenfosforečnan amonný jako modifikátor matrice. Takto připravené vzorky se zaváděly do elektrotermického atomizátoru. Vhodnost metody byla porovnávána s konvenčním postupem zahrnujícím mineralizaci vzorku a výsledky ukazují, že na hladině významnosti 95% nebyly žádné významné rozdíly. Tento alternativní postup přípravy vzorku má tedy výhodu především ve zvýšené reprodukovatelnosti [22]. Obtíže vykazuje i přímé stanovení cínu v mořské vodě pomocí ET-AAS, protože se zde vyskytují interference způsobené vysokým obsahem chloridových a síranových iontů. Chamsaz a Winefordner měřili obsah cínu v mořské vodě za použití různých modifikátorů 20
matrice a zjistili, že pouze kyselina dusičná redukuje pozaďové hodnoty absorpce natolik, že je takto možno stanovit anorganické sloučeniny cínu, ale organické sloučeniny nemají měřitelný signál při koncentraci pod 0,1 mg . dm-3. Síranové ionty výrazně potlačují signál cínu, proto je třeba kombinovat metodu ET-AAS se separačními metodami. Přímé stanovení cínu v mořské vodě metodou ET-AAS je možné pouze kombinací použití vrstvy wolframu na grafitové trubici a Pd jako chemického modifikátoru. Vrstva wolframu na grafitové trubici se vytvoří nástřikem roztoku tohoto prvku do grafitové trubice a jejím zahříváním dle teplotního programu. Detekční limit této metody je 0,08 ng [31].
3.2.2.2 Interference Protože interference způsobují zvýšení či snížení signálu, je důležitým faktorem poměr mezi koncentrací analytu a koncentrací matrice. Interferencí matrice rozumíme efekt rozdílné velikosti signálu, kterou získáme pro stejnou koncentraci analytu v čistém standardu a za přítomnosti doprovodných složek. Přičemž matricí rozumíme složky vzorku, které nejsou analytem. Interference rozdělujeme na spektrální, kam řadíme například nedokonalou izolaci absorpčního signálu analytu od absorpčního signálu interferentu nebo absorpci pozadí, a nespektrální, které jsou způsobené dalšími vlivy matrice. Pro cín jako analyt, jsou běžně používanými modifikátory matrice HNO3 ve směsi s NH4OH (dosažená teplota pyrolýzy je 1000 °C) nebo Pd (dosažená teplota pyrolýzy je 1300 °C). Spektrální interference s využitím Zeemanovy korekce pozadí jsou pro cín při vlnové délce 300,9 nm a 303,4 nm, jedná se o interference Ca a Cr a lze je odstranit vhodnou volbou vlnové délky při optimalizaci metody [32, 33]. 3.2.2.3 Modifikátory matrice V důsledku trvalého zlepšení přístrojového vybavení moderní atomové absorpční spektrometrie s elektrotermickou atomizací, došlo ke zlepšení citlivosti měření prvků. Avšak vývoj techniky je omezen zejména nepříznivým vlivem matrice na stanovení analytu, protože prakticky všechny prvky touto technikou stanovované vstupují do probíhajících analytických procesů či v jejich průběhu tvoří větší počet sloučenin. Tyto sloučeniny se zásadně liší svými fyzikálními či fyzikálně chemickými vlastnostmi, což je příčinou vzniku interferencí matrice. Důležitým krokem pro zlepšování selektivity stanovení ET-AAS je stabilizování teploty, jedná se o koncept, který tvoří základ moderních ET-AAS, a zahrnuje: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.
odpařování vzorku z povrchu platformy grafitové kyvety; použití grafitových atomizátorů potažených pyrolytickým grafitem; využití korekce neselektivní absorpce; atomizace v zastaveném průtoku inertního plynu; využití rychlého elektronického zařízení pro záznam analytického signálu; výpočet koncentrací z plochy analytického signálu, nikoli z jeho výšky; použití chemických modifikátorů [34, 35].
21
Využití prvních šesti bodů tohoto konceptu vede ke zlepšení spolehlivosti metody ET-AAS a snižuje požadavky na dovednost pracovníků. Avšak jeden z nejdůležitějších prvků tohoto konceptu je užití chemických modifikátorů. Chemické modifikátory jsou sloučeniny, které jsou zaváděny do přístroje společně se vzorkem a významnou měrou tak snižují účinky matrice, protože zajišťují shodné formy analytu či matrice reálných vzorků a kalibračních standardů. Mechanismus účinku většiny modifikátorů matrice spočívá v odstranění matrice ze vzorku ve fázi pyrolýzy, přičemž sloučeniny analytu zůstanou v atomizátoru. Modifikátor tedy ovlivňuje těkavost matrice, kterou převádí na těkavé sloučeniny, nebo ovlivňuje analyt tak, že snižuje volatilitu jeho sloučenin. Modifikátory matrice jsou tedy schopné ovlivnit fázi sušení, termické úpravy či vlastní atomizační mechanismus [34, 35]. Výběr optimálního chemického modifikátoru je však jeden z hlavních problémů v moderních ET-AAS, protože použití nevhodného modifikátoru matrice nevylučuje vliv matrice, ale dokonce může působit jako jejich zdroj. Kromě toho mechanismy působení stejného chemického modifikátoru mohou být kvalitativně odlišné při užití zastaralého zařízení [34]. Existuje mnoho sloučenin, které se používají jako chemické modifikátory. Nicméně nejvíce efektivní a univerzální chemické modifikátory lze rozdělit do následujících skupin: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7.
kyselina dusičná a šťavelová a jejich amonné soli; nitráty kovů (vyjma platinové skupiny kovů); amonné fosfáty; termicky stabilní karbidy; organické sloučeniny (především kyselina askorbová, EDTA a její soli); ionty přechodných kovů s vyšším oxidačním číslem (soli W (VI), Mo (VI), atd.); sloučeniny platinové skupiny kovů (vyjma osmia) [34].
Spolu s touto klasifikací chemického složení se modifikátory rozdělují do dvou skupin podle postupu jejich použití. Konvenční chemické modifikátory jsou zakotveny do atomizátoru spolu se vzorkem. Modifikátory dlouhodobého působení, takzvané stálé modifikátory, jsou ve velkém množství zavedeny do atomizátoru na počátku jeho provozu nebo je modifikátor aplikován na jeho povrch např. elektrolýzou. Permanentní modifikátory jsou netěkavé sloučeniny IV. a VII. skupiny prvků [34]. Při stanovení cínu jsou jedním z problémů interference způsobené vysokým obsahem chloridů, zejména v důsledku předchozího rozkladu vzorku pomocí lučavky královské. Pro stanovení cínu se užívá jako modifikátor matrice HNO3 + NH4OH či Pd, z výše uvedených chemických modifikátorů se dále používají amonné fosfáty, termicky stabilní karbidy, nitráty kovů a organické sloučeniny [34, 35, 36]. Amonné fosfáty se kromě stanovení cínu používají také pro stanovení olova, kadmia a zinku. Mechanismus působení je založen na skutečnosti, že mnohé kovy stanovitelné na ET-AAS snadno tvoří nerozpustné permanentní fosfáty. Zvyšováním teploty vzniká tepelně stabilní pyrofosfát, a proto lze pro analýzu zvýšit pyrolýzní teplotu a tím odstranit vzorek matrice. Amonné kationty, přítomné v modifikátoru, usnadňují odstranění chlóru z atomizátoru při pyrolýzní teplotě. Hlavní nevýhodou užití termicky stabilních fosfátů jako modifikátoru matrice je výrazné zvýšení absorpce pozadí, avšak tento jev může být eliminován moderními korektory s vysokou rychlostí odečtu signálu. Lindberg a Bergmark srovnávali několik chemických modifikátorů při stanovení cínu v geologických materiálech. 22
Jako modifikátor matrice vybrali roztok amoniaku, protože použití disubstituovaného fosforečnanu amonného vedlo k velkému nárůstu pohlcování světla. Takeo a kol. srovnávali amonné soli jako chemické modifikátory pro stanovení cínu v biologických vzorcích. Použitím šťavelanu amonného dosáhl zvýšení citlivosti a téměř žádného vlivu na absorpci pozadí. Tsalev a kol. navrhli nový přístup k užití fosfátových modifikátorů, ten spočívá v jejich použití v kombinaci s trvalými modifikátory (iridium a termicky stabilní wolfram a karbid zirkonia). Bylo zjištěno, že ammonium hydrogen fosfáty jsou tepelně stabilizovány na modifikovaném grafitovém povrchu. To umožňuje používat tyto modifikátory v relativně malém množství, což výrazně snižuje hodnotu slepého pokusu a neselektivní absorpce způsobené modifikátorem. Tento postup byl použit pro stanovení olova a kadmia v biologickém materiálu. Pro stanovení cínu v půdách, sedimentech a kalech použili López-García a kolektiv 7 % (w/v) dihydrogenfosforečnan amonný [34, 35, 22]. Termicky stabilní karbidy se užívají pro úpravu atomizátorů, protože tato modifikace zvyšuje citlivost stanovení některých prvků, zvyšuje životnost grafitové kyvety až 50 x a drasticky snižují neselektivní absorpce a ostatní efekty matrice. Výhodou těchto modifikátorů matrice je, že jediné ošetření atomizátoru je dostačující pro celý jeho život, což vede ke zjednodušení a urychlení stanovení. Upravené grafitové kyvety jsou slibným postupem nejen pro stanovení cínu, ale také pro stanovení B, Ge, P, Li, Pb, Ga, In a Tl. Pro modifikaci kyvet a platforem se používají karbidy kovů, solí atd. Jejich fyzikální a chemické vlastnosti jsou značně odlišné. Zejména teploty tání těchto karbidů se značně liší, pohybují se v rozsahu 3500 °C pro B4C až nad 5000 °C pro NbC a TaC. Ga, In, Tl a Ge, Sn a Pb tvoří při atomizační teplotě relativně stabilní oxidy a použití termicky stabilního karbidu jako modifikátoru matrice výrazně zvyšuje citlivost stanovení až 20 x [34]. Palladium je velmi často používaným modifikátorem matrice a základním principem jeho funkce je tvorba tuhých roztoků a intermetalických sloučenin. Tento modifikátor lze aplikovat ve dvou formách, ve formě dusičnanu či v redukované formě. Redukovaná forma je považována za účinnější a lze ji získat několika způsoby. Prvním způsobem je samostatné dávkování do atomizátoru, který je následně zahřán na teplotu 900 – 1000 °C. Další postupy tolik nekomplikují vlastní analýzu. Jedná se o přechod na redukovanou formu použitím vodíku v ochranné atmosféře či přídavkem kyseliny askorbové, která uvolňuje vodík během svého rozkladu. Sturgeon a kolektiv použili pro stanovení cínu metodou ET-AAS jako modifikátor matrice roztok Pd v HCl. Pd v 1M HCl použili jako modifikátor matrice také Hirano a kolektiv při přímém stanovení cínu v lidských vlasech, dávkovali tento modifikátor o objemu 20 l v koncentraci 30 mg/l [35, 26, 15]. Skupina modifikátorů nitrátů kovů zahrnuje dusičnany Ni, Mg, Ca, vzácných zemin a některých dalších kovů. Z dostupných dat lze soudit, že mechanismus účinku těchto modifikátorů matrice zahrnuje dva kroky. Prvním je přesunutí matrice chloru z atomizační fáze do pyrolýzní v důsledku substituční reakce matrice s modifikátorem. Druhým krokem je stabilizování směsi prvků v atomizéru v důsledku jejich interakce s oxidy modifikátoru. Oxid hořečnatý absorbuje na svém povrchu sloučeniny analytu a uchovává je až do poměrně vysokých pyrolýzních teplot. Loskotová uvedla ve své práci „Stanovení stopových koncentrací Sn a Sb v ocelích metodou ET-AAS“ použití Mg(NO3)2 v koncentraci 0,1 % jako modifikátoru matrice pro stanovení cínu v oceli metodou ET-AAS. Černohorský a kolektiv uvedli jako optimální modifikátor matrice pro stanovení cínu v ocelích směs 0.02 g . dm-3 Pd, 0.125 g . dm-3 Mg(NO3)2 a 1 g.l-1 Li v 5 % kys. askorbové. Gardea-Torresdey a kolektiv pracovali na vývoji metody pro stanovení cínu v mořských sedimentech metodou ET-AAS, 23
studovali několik druhů modifikátorů matrice a optimálního analytického signálu dosáhli s použitím NH4H2PO4 ve směsi s Mg(NO3)2 či s použitím samotného Mg(NO3)2 [34, 36, 29]. Jako univerzální modifikátor matrici se používá dusičnan hořečnatý ve směsi s dusičnanem paladnatým. Tento směsný modifikátor lze použít pro stanovení širokého spektra prvků. Vykazuje vysokou schopnost potlačení vlivu matrice a pro stanovení cínu odpadá i jeho nevýhoda pro stanovení většiny prvků, kterou je zvýšená absorpce pozadí. Při srovnání s redukovaným palladiem, dosahuje tento směsný modifikátor stejných stabilizačních teplot, avšak lepšího potlačení vlivu matrice [34, 35]. V současnosti se jako organické modifikátory matrice používají kyselina askorbová, sodné a amonné soli EDTA a kyseliny citrónové. Ve srovnání se sloučeninami platinové skupiny kovů jsou organické sloučeniny méně univerzální, avšak tyto organické sloučeniny jsou účinným řešením některých analytických problémů. Matsusaki a kol. ukázali, že H4EDTA a její soli efektivně odstraňují vlivy velkého množství chloridových iontů a sulfátů na stanovení širokého počtu prvků. Ovšem postup výrazně komplikuje nutnost úpravy pH vzorku, která zvyšuje možnost kontaminace. V atomizační fázi tvoří Sn, Ga, In, Tl a Pb poměrně stabilní oxidy, organické modifikátory výrazně zvyšují citlivost jejich stanovení. Podle údajů Gonga a kolektivu z roku 1997 je kyselina askorbová neefektivní pro analýzu organocíničitých sloučenin. Snížení interferencí matrice užitím organického modifikátoru je často způsobeno jejich selektivní interakcí s analytem a / nebo vzorkem matrice. Bylo zjištěno, že pro stanovení cínu je kyselina askorbová v roztoku obsahujícím až 0,2 M kyseliny borité efektivnějším modifikátorem než palladium. V tomto případě chemický modifikátor významněji reaguje se vzorkem matrice než analytu, proto může být kyselina askorbová doporučena jako modifikátor pro určení stopových prvků v přítomnosti vysokých koncentrací sloučenin bóru [34]. 3.2.2.4 Teplotní program Nejkritičtějším krokem při stanovení cínu metodou ET-AAS je pyrolýzní a atomizační fáze, protože může dojít ke ztrátě analytu kvůli nedostatečné kontrole teploty. Zatímco optimální teplota atomizace pro stanovení cínu metodou ET-AAS je 2400 °C, optimální hodnota pyrolýzní teploty se mění v závislosti na použitém modifikátoru matrice. V tabulce č. 7 jsou uvedeny optimální teploty pyrolýzy pro vybrané druhy modifikátorů matrice [32]. Tabulka 7: Optimální teploty pyrolýzy [29, 32, 33] Teplota pyrolýzy [°C] 800 1200 1000 1300 1100
Modifikátor matrice Žádný Pd / Mg HNO3 / NH4OH Pd Pd(NO3)2 / Mg(NO3)2
24
4
EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST
4.1 Přístroje a zařízení
Atomový absorpční spektrometr AAS ZEEnit 60 s elektrotermickou atomizací, Zeemanovou korekcí pozadí a autosamplerem klasické konstrukce; Analytik Jena AG Grafitová kyveta s platformou, Chromspec spol. s r.o. Výbojka s dutou katodou, Varian Filtrační zařízení Sartorius pro vakuovou filtraci Membránové filtry Pragopor 6 o velikosti pórů 0,4 m, Pragochema spol. s r.o. Analytické váhy Denver instrument Třepačka LT 2 Tlaková láhev s argonem (čistota 5.0), SIAD Czech spol. s r.o. Pipety Laboratorní sklo
4.2 Použité chemikálie
Kalibrační standardní roztok cínu o koncentraci 1,000 ± 0,002 g.l-1, Astasol Kyselina askorbová Kyselina dusičná p. a. (65%), Lachema, a.s. Kyselina chlorovodíková p. a. (35%), Lachema, a.s. METRANALTM 1: říční sediment (Materiál pro kontrolu jakosti), ANALYTIKA, spol. s.r.o., Praha METRANALTM 22: kontaminovaná průmyslová zemina (Materiál pro kontrolu jakosti), ANALYTIKA, spol. s r.o., Praha MiliQ voda Modifikátor matrice pro ET-AAS Mg(NO3)2 o koncentraci 1000 mg.l-1, ANALYTIKA, spol. s r.o., Praha Modifikátor matrice pro ET-AAS Pd(NO3)2 o koncentraci 1000 mg.l-1, ANALYTIKA, spol. s r.o., Praha Peroxid vodíku pro stopovou analýzu (30%), ANALYTIKA, spol. s r.o., Praha
4.3 Charakteristika vzorků a odběrových lokalit V devíti různých lokalitách na Moravě bylo odebráno 27 vzorků vody, přičemž na každé lokalitě byly vykonány tři odběry. Vzorkování probíhalo od druhé poloviny února do první poloviny dubna. Pro odběr vzorků vody bylo vybráno 5 lokalit na území města Brna, dvě lokality v obci Dobronín (okres Jihlava), jedna lokalita na území města Břeclav a jedna lokalita na Vranovské přehradě. Přesná data odběru a lokality jsou zaznamenány v tabulce č. 8.
25
Tabulka 8: Odběrová místa a data vzorkování v jednotlivých lokalitách. Odběrová místa Vzorek 1.
Brněnská přehrada
Vzorek 2. Vzorek 3. Vzorek 4. Vzorek 5. Vzorek 6. Vzorek 7. Vzorek 8.
Mariánské údolí, Brno-Líšeň Svratka, Brno-Modřice Svratka, Brno-Jundrov Voda ze studny, Dobronín Přítok ČOV, Dobronín Vodní nádrž Vranov Přítok ČOV, Břeclav
Datum 7. 3. 2012, 15. 3. 2012 15. 3. 2012 15. 3. 2012 15. 3. 2012 15. 3. 2012 15. 3. 2012 8. 4. 2012 27. – 28. 2. 2012
GPS souřadnice 49°13'44.76"N, 16°30'48.41"E 49°12'32.30"N, 16°42'49.37"E 49°07'58.94"N, 16°37'39.14"E 49°12'35.26"N, 16°33'29.49"E 49°28'40.61"N, 15°39'13.88"E 49°28'53.76"N, 15°38'58.45"E 48°55'51.24"N, 15°47'12.94"E 48°44'47.34"N, 16°53'32.06"E
Vzorek 1. pochází z Brněnské přehrady, která leží na okraji Brna severozápadně od jeho středu, místo odběru je znázorněno na obrázku č. 3. V této lokalitě probíhá lodní doprava od roku 1946. Vzorek 2. Byl odebrán v Mariánském údolí, které je dolní částí údolí Říčky v jižní části Moravského krasu. Mariánské údolí se nachází na východním okraji katastrálního území brněnské městské části Brno-Líšeň. Údolím protéká potok Říčka, na které bylo vybudováno 5 údolních nádrží. Místo odběru je znázorněno na obrázku č. 4 [37]. Vzorek 3. a 4. byl odebrán z řeky Svratky, na dvou různých místech. Vzorek 3. Pochází z městské části Brno – Modřice, která leží v blízkosti nákupního centra Olympia. Vzorek 4. pochází z městské části Brno – Jundrov. Místa odběru jsou znázorněna na obrázku č. 3 a 5. Vzorek 5. je voda ze studny v obci Dobronín (okres Jihlava). Vzorek vody byl odebrán pomocí vodovodu v domě. V těsné blízkosti odběrového místa je zemědělský podnik. Místo odběru je vyznačeno na obrázku č. 6. Vzorek 6. představuje voda odebraná na přítoku ČOV v Dobroníně (okres Jihlava). Místo odběru je vyznačeno na obrázku č. 6. Vzorek 7. Pochází z vodní nádrže Vranov, která je vybudována na řece Dyji v blízkosti Vranova nad Dyjí. Tato vodní nádrž slouží k rekreaci, energetickým a vodárenským účelům. Zahájení lodní dopravy na přehradě se datuje do roku 1934, tento provoz byl ukončen roku 1992 a navázalo se na něj až roku 2006, lodní doprava v této lokalitě trvá dodnes. Vzorek vody byl odebrán v ochranném pásmu II. stupně v blízkosti ochranného pásma I. stupně, které je v okolí čerpací stanice vody pro pitné účely. Na obrázku č. 7 je vyznačeno místo odběru [38]. Vzorek 8. představuje voda odebraná na přítoku ČOV v Břeclavi. Místo odběru je vyznačeno na obrázku č. 8.
26
Obrázek 3: Mapa oblasti vzorkování, Brno [39]
Obrázek 4: Mapa oblasti vzorkování, Brno - Líšeň [39]
27
Obrázek 5: Mapa oblasti vzorkování, Brno - Modřice [39]
Obrázek 6: Mapa oblasti vzorkování, Dobronín [39]
28
Obrázek 7: Mapa oblasti vzorkování, Vodní nádrž Vranov [39]
Obrázek 8: Mapa oblasti vzorkování, Břeclav [39] 29
Vzorky vody byly před analýzou okyseleny 65% HNO3 p.a. (1 ml . dm-3) a v případě potřeby ředěny MiliQ vodou.
4.4 Příprava extraktů certifikovaných referenčních materiálů půdy a sedimentu 4.4.1 Kyselina dusičná Pro přípravu extraktu byla použita 2 M kyselina dusičná. Navážené množství asi 1g certifikovaného referenčního materiálu sedimentu a průmyslové zeminy (Metranal) bylo převedeno do polyethylenové nádobky o objemu 100 ml a zalito 50 ml 2 M kyseliny dusičné. Takto připravené nádobky byly ručně protřepány a nechaly se 16 hodin stát – extrahovat. Poté byly nádobky umístěny do třepacího zařízení a proces třepání trval 1 hodinu. Po uplynutí této doby byl obsah nádobky zfiltrován pomocí filtračního zařízení Sartorius přes membránový filtr Pragopor 6. Filtrát byl poté uchováván v polyethylenové nádobce a před samotným měřením byl 10x zředěn MiliQ vodou, další ředění probíhalo v závislosti na obsahu analytu ve vzorku. 4.4.2 Lučavka královská Pro přípravu extraktu byla použita směs 65 % kyseliny dusičné p.a. a 35 % kyseliny chlorovodíkové p.a. v poměru 1:3 (lučavka královská). Navážené množství asi 1g certifikovaného referenčního materiálu sedimentu a průmyslové zeminy (Metranal) bylo převedeno do polyethylenové nádobky o objemu 100 ml a zalito 25 ml lučavky královské. Takto připravené nádobky byly ručně protřepány a nechaly se 16 hodin stát - extrahovat. Po uplynutí této doby byl obsah nádobky zfiltrován pomocí filtračního zařízení Sartorius přes membránový filtr Pragopor 6 a filtr byl promyt 3 ml zředěné kyseliny dusičné (35 ml 65 % HNO3 na 1 l roztoku). Filtrát byl poté doplněn MiliQ vodou na objem 50 ml a uchováván v polyethylenové nádobce a před samotným měřením byl 10x zředěn MiliQ vodou, další ředění probíhalo v závislosti na obsahu analytu ve vzorku. 4.4.3 Směs kyseliny dusičné a peroxidu vodíku Navážené množství asi 1g certifikovaného referenčního materiálu sedimentu a průmyslové zeminy (Metranal) bylo převedeno do polyethylenové nádobky o objemu 100 ml a zalito 8 ml 65 % kyseliny dusičné p.a.. Takto připravené nádobky byly ručně protřepány a nechaly se 16 hodin stát – extrahovat. Poté bylo do nádobky přilito 16 ml 30 % peroxidu vodíku a nádobky byly umístěny do třepacího zařízení, proces třepání trval 1 hodinu. Po uplynutí této doby byl obsah nádobky zfiltrován pomocí filtračního zařízení Sartorius přes membránový filtr Pragopor 6 a filtr byl promyt 5 ml zředěné kyseliny dusičné (35 ml 65 % HNO3 na 1 l roztoku). Filtrát byl poté doplněn MiliQ vodou na objem 50 ml a uchováván v polyethylenové nádobce a před samotným měřením byl 10x zředěn MiliQ vodou, další ředění probíhalo v závislosti na obsahu analytu ve vzorku. 30
4.5 Instrumentace Pro stanovení celkového obsahu cínu v certifikovaném referenčním materiálu půdy a sedimentu a pro stanovení celkového obsahu cínu ve vodných vzorcích bylo použito atomového absorpčního spektrometru AAS ZEEnit 60 s elektrotermickou atomizací a Zeemanovou korekcí pozadí. Před samotným měřením byl otevřen přívod argonu a zapnut odtah, následně byl spuštěn přístroj a poté počítač obsahující software pro ovládání přístroje. Po spuštění softwaru byl zvolen měřený prvek a nastaven autosampler. Poté byly vybrány optimální parametry k měření celkového obsahu cínu, které zahrnovaly velikost štěrbiny, teplotní program a zvolení vhodného modifikátoru matrice. Parametry byly uloženy v software pro ovládání přístroje. Pro zvolení optimální velikosti štěrbiny byl používán roztok cínu o koncentraci 100 l . dm-3, který byl připraven z kalibračního standardního roztoku cínu o koncentraci 1,000 ± 0,002 g . dm-3. Sledována byla kvalita výsledného píku a za optimální velikost štěrbiny byla zvolena šířka 0,8 nm. Ostatní parametry jsou zahrnuty v tabulce č. 9. Tabulka 9: Parametry nastavené pro měření Sn pomocí ET-AAS Prvek Sn
I 6,0 mA
Vlnová délka 224,6 nm
Nástřik vzorku 20 l
Nástřik modifikátoru matrice 5 l
4.6 Kalibrace Z kalibračního standardního roztoku cínu o koncentraci 1,000 ± 0,002 g . dm-3 byla vytvořena kalibrační řada odpovídající svým obsahem kyselin a peroxidu vodíku desetkrát zředěnému extraktu. Pro roztok v MiliQ vodě byla kalibrační řada 0; 7; 10; 15; 20; 50 a 100 g . dm-3. Pro roztok kyseliny dusičné a pro roztok lučavky královské byla kalibrační řada 0; 7; 11; 13; 15; 18 a 20 g . dm-3. Pro směs kyseliny dusičné a peroxidu vodíku byla použita kalibrační řada 0; 7; 9; 11; 13; 18 a 20 g . dm-3 [40]. Lineární regresi kalibrační přímky těchto roztoků lze vyjádřit rovnicí: y a bx . Kalibrační křivky popisují závislost absorbance y na koncentraci x a hodnoty a a b jsou koeficienty vyjadřující posunutí (a) a směrnici (b) [40].
x y x x y 2 i
a
b
i
i
i
n x ( xi ) 2 i
n x i y i xi
y
n x ( xi ) 2 i
2
i
1 ( y i b xi ) n
i
(1)
(2)
2
Závislost mezi proměnnými určuje korelační koeficient r, čím je jeho hodnota bližší jedné, tím více se tato závislost blíží přímce. Pro přímou závislost nabývá korelační koeficient kladných hodnot [40].
31
r
n x
n xi y i xi 2 i
y
i
(3)
( xi ) 2 n yi2 ( yi ) 2
Pro každou hodnotu x existuje interval spolehlivosti, který pokrývá skutečnou hodnotu y. Krajní body intervalu spolehlivosti leží na dvou hyperbolických obloucích, které představují meze tohoto intervalu, mezi nimiž se s určitou pravděpodobností nachází kalibrační funkce. Tato pravděpodobnost je dána úrovní významnosti , která se určí pomocí kvantilu t-rozdělení dle Studenta. Horní (UCL) a dolní (LCL) mez intervalu spolehlivosti se určí dle rovnic (4) a (5) , kde t je kvantil t-rozdělení podle Studenta. Kalibrační křivky a jejich intervaly spolehlivosti jsou znázorněny na obrázku č. 9 až 12 [41].
y a s y1 t 1 1 ( y y) UCL N b b N n b 2 ( xi x ) 2 i 1
(4)
y a s y1 t 1 1 ( y y) LCL N b b N n b 2 ( xi x ) 2 i 1
(5)
0,06
y = 0,0005x + 0,0063 2
R = 0,9889
A
0,04
Data
0,02
UCL LCL
0,00 -20
0
20
40
60
80
100
120
-3
c (g.dm )
Obrázek 9: Kalibrační křivka pro stanovení celkového obsahu cínu – MiliQ voda
32
140
0,0400
0,0350 y = 0,0014x + 0,0065 R2 = 0,9927
A
0,0300
0,0250 Data 0,0200
UCL LCL
0,0150
0,0100 0
5
10
15
20
25
-3
c (g.dm )
Obrázek 10: Kalibrační křivka pro stanovení celkového obsahu cínu – HNO3
0,030
A
0,025
y = 0,0009x + 0,0089 R2 = 0,8347
0,020
Data UCL
0,015
LCL
0,010 -5
0
5
10
15
20
25
-3
c (g.dm )
Obrázek 11: Kalibrační křivka pro stanovení celkového obsahu cínu – lučavka královská.
33
0,030
y = 0,001x + 0,0067 R2 = 0,9524
A
0,025
0,020 Data UCL 0,015
LCL
0,010 5
10
15
20
25
-3
c (g.dm )
Obrázek 12: Kalibrační křivka pro stanovení celkového obsahu cínu – HNO3 + H2O2
4.7 Dean-Dixonův test Dean-Dixonův test na hrubou chybu je vhodný pro soubor o malém počtu paralelních stanovení, umožňuje vyloučit ze souboru odlehlý výsledek. Pro vyloučení odlehlého výsledku ze souboru dat je třeba seřadit všechny výsledky od nejnižší hodnoty po nejvyšší. Nejnižší (x1) a nejvyšší (xn) hodnotu ve vytvořené posloupnosti dále testujeme podle níže uvedených vztahů. Vypočtená hodnota se následně porovnává s kritickou tabelovanou hodnotou podle statistické významnosti = 0,05, která odpovídá pravděpodobnosti 95 %. Pomocí Dean-Dixonova testu se testují dva sousední výsledky v posloupnosti hodnot. Vypočtené veličiny Q1 a Qn se porovnávají s kritickou hodnotou Q, která je tabelovaná pro danou hladinu významnosti. Výsledek je odlehlý, pokud je Q1 či Qn ≥ Q [40].
x2 x1 a R x xn 1 Qn n , R
Q1
(6) (7)
kde R xmax xmin
(8)
34
4.8 Grubbsův test Grubbsův test na hrubou chybu se obvykle používá při větším počtu paralelních stanovení, umožňuje vyloučit ze souboru odlehlý výsledek. Pro vyloučení odlehlého výsledku ze souboru dat je třeba seřadit všechny výsledky od nejnižší hodnoty po nejvyšší. Nejnižší (x1) a nejvyšší (xn) hodnotu ve vytvořené posloupnosti dále testujeme podle níže uvedených vztahů. Vypočtená hodnota se následně porovnává s kritickou tabelovanou hodnotou podle statistické významnosti = 0,05, která odpovídá pravděpodobnosti 95 %. Vypočtené veličiny T1 a Tn se porovnávají s kritickou hodnotou T, která je tabelovaná pro danou hladinu významnosti. Výsledek je odlehlý, pokud je T1 či Tn ≥ T [40].
x x1 a S x x Tn n , S
T1
kde S
(9) (10)
1 n ( xi x ) 2 n i 1
(11)
4.9 Mez detekce a mez stanovitelnosti Mez detekce (LOD, limit of detection) je takové množství analytu, které způsobí změnu měřeného signálu odpovídající trojnásobku velikosti šumu. Mez stanovitelnosti (LOQ, limit of quantification) je hodnota odpovídající desetinásobku velikosti šumu. Mez detekce a mez stanovitelnosti jsou hodnoty závislé především na chybě měření a citlivosti metody. Mez stanovitelnosti představuje nejnižší množství analytu ve vzorku, které lze stanovit jako exaktní hodnotu se stanovenou nejistotou.
LOD
3 sB a S
(12)
LOQ
10 s B , S
(13)
kde sB je ustálená hodnota signálu šumu nebo směrodatná odchylka signálu získaná měřením blanku, S je směrnice kalibrační závislosti (citlivost) [42, 43]. 4.9.1 Výpočet detekčního limitu podle Millera Tento způsob výpočtu detekčního limitu využívá informace získané z kalibrace bez dalších doplňujících měření. Z kalibrační křivky se vypočte regresní rovnice, z které se následně odečte úsek (yB), který kalibrační křivka vytíná na ose y. K odečtenému úseku se poté přičte trojnásobek směrodatné odchylky (sy/x) rozptylu bodů kolem kalibrační křivky [44]. 35
(y
sy/ x
i
yi )
n2
.
(14)
Úsek na ose y se získá ze vztahu (15) a poté se dosadí zpět do regresní rovnice. Detekční limit příslušné metody se vypočte po vyjádření x [44]. y y B 3 s y / x
(15)
LOD a LOQ a mez detekce dle Millera (Xm) pro použitá extrakční činidla jsou uvedena v tabulce č. 10. Tabulka 10: Mez detekce a mez stanovitelnosti metodou ET-AAS. Extrakční činidlo MiliQ voda 2M HNO3 Lučavka královská Směs HNO3 a H2O2
LOD [g . dm-3] 1,097 1,115
LOQ [g . dm-3] 3,656 3,717
1,472
4,908
0,821
2,736
Xm [g . dm-3] 12,144 2,130 6,480 3,241
4.10 Test homogenity rozptylů Desetkrát opakované měření pro nejnižší a nejvyšší koncentraci pracovního rozsahu x1 a x10 bylo použito pro ověření homogenity rozptylů. Pro koncentrace x byly naměřeny odpovídající hodnoty absorbance (yi,j), které byly následně použity k výpočtu hodnot rozptylů s12 a s22: 10
si2
(y j 1
i, j
yi ) 2
ni 1
,
(16)
kde n je počet opakování měření a y i průměr naměřených hodnot, vyjádřený vztahem (17): 10
yi
y j 1
ni
i, j
, pro i = 1, nebo 10.
(17)
Ke zjištění významnosti odchylky rozptylu v mezních hodnotách pracovního rozsahu se používá F-test. S tabelovanými hodnotami F-rozdělení se porovnává testovaná hodnota PG1:
36
2 s10 PG1 2 pro s102 > s12 s1
(18)
s12 pro s12 > s102 2 s10
(19)
PG1
Je-li PG1 F f 1, f 2;0,99 , není rozdíl mezi rozptyly s12 a s 22 významný. Je-li PG1 > F f 1, f 2;0,99 , je rozdíl mezi rozptyly s12 a s 22 významný [41].
4.11 Test linearity Porovnáním reziduálních směrodatných odchylek lineární i nelineární kalibrační funkce ČSN ISO 8466-2 byla testována linearita kalibrační závislosti. Testování linearity probíhalo pomocí rozdílu hodnot rozptylů DS2 [41].
DS 2 PG 2 2 DS 2 ( N 2) s y21 ( N 3) s y22 , s y2
(20)
kde N je počet bodů kalibrační křivky.
Reziduální směrodatná odchylka lineární kalibrační funkce sy1 a nelineární kalibrační funkce sy2 se získá ze vztahů (21) a (22): N
s y1
y i 1
(21)
N 2
y N
s y2
(a bxi )
2
i
i 1
i
(a bxi cx i2 )
2
(22)
N 3
Testovaná hodnota PG2 se vypočte ze vztahu (23) a následně je porovnána s tabelovanými hodnotami F-testu:
PG 2
DS 2 s y22
(23)
Je-li PG2 F2 , nevede nelineární kalibrační funkce k významně lepší těsnosti, kalibrační funkci lze považovat za lineární. Je-li PG2 > F2, vede nelineární kalibrační funkce k významně lepší těsnosti. V takovém případě je třeba zúžit pracovní rozsah nebo naměřené hodnoty hodnotit nelineární kalibrační funkcí [41]. 37
4.12 Test shodnosti výsledků Pro testování shodnosti dvou analytických souborů se stejným počtem paralelních stanovení se používá Studentův t-test a Lordův u-test (nA = nB = n). Vypočtené hodnoty t a u se porovnávají s kritickou hodnotou tči uk, která je tabelovaná pro danou hladinu významnosti. Rozdíl výsledků je statisticky významný, pokud je t ≥ tči u ≥ uk [40]. t
x A xB n 1 s A2 s B2
,
(24)
kde sA a sB je směrodatná odchylka
s
u
1 n ( xi x ) 2 n 1 i 1
x A xB R A RB
a
(25)
,
(26)
kde RA / B x A / B max x A / B min
(27)
38
5
VÝSLEDKY A DISKUSE
Celkový analytický postup lze rozdělit na dvě základní části, které představuje extrakční metoda a parametry řídící provoz na ET-AAS. Studovanými proměnnými tedy byly atomizační a pyrolýzní teplota, modifikátor matrice, extrakční metoda. Dále bylo provedeno posouzení shodnosti výsledků na 2 sériích vzorků, které byly zajištěny opakovaným postupem celého analytického procesu (extrakce a stanovení na ET-AAS).
5.1 Optimalizace metody stanovení na ET-AAS 5.1.1 Teplotní program Pro zvolení optimálního teplotního programu byl používán roztok cínu o koncentraci 100 l . dm-3, který byl připraven z kalibračního standardního roztoku cínu o koncentraci 1,000 ± 0,002 g . dm-3. Optimalizace teplotního programu probíhala pro měření bez použití modifikátoru matrice i za použití modifikátoru matrice. Jako modifikátory matrice byly použity roztoky namíchané z modifikátoru matrice pro ET-AAS Pd(NO3)2 o koncentraci 1000 mg . dm-3 a Mg(NO3)2 o koncentraci 1000 mg . dm-3. Směsný modifikátor obsahoval 0,005 mg . dm-3 Pd(NO3)2 a 0,003 mg . dm-3 Mg(NO3)2. Jako druhý modifikátor byl použit roztok Pd(NO3)2 v 5 % kyselině askorbové, který obsahoval 0,02 g . dm-3 Pd. Protože nejdůležitějšími kroky pro analýzu cínu pomocí metody ET-AAS jsou pyrolýza a atomizace, byla věnována značná pozornost výběru pyrolýzní a atomizační teploty, aby nedocházelo v těchto krocích ke ztrátám analytu. Software pro ovládání přístroje umožňuje měnit hodnotu teploty těchto parametrů při současném zachování ostatních parametrů nastavení pece. Software dále umožňuje sledovat nejen hodnotu absorbance, ale také graf znázorňující jednotlivé píky, odpovídající daným parametrům. Na základě hodnoty absorbance a kvality výsledného píku byl následně zvolen optimální teplotní program. V tabulce č. 11 a č. 12 jsou uvedeny hodnoty absorbance při různých pyrolýzních a atomizačních teplotách. Tyto údaje ukazují, že při postupu bez užití modifikátoru matrice je maximální absorbance při pyrolýzní teplotě 900 °C a atomizační teplotě 2100 °C. Při použití směsného modifikátoru je optimální pyrolýzní teplota 1100 °C. Přestože je hodnota absorbance u atomizační teploty 2 300 °C nižší než u teplot 2200 °C a 2400 °C, byla zvolena tato atomizační teplota, protože kvalita píku u ostatních teplot byla značně snížená. Pro Pd v 5 % kyselině askorbové byla optimální pyrolýzní teplota 1400 °C a atomizační teplota 2400 °C, protože při těchto teplotách byla hodnota absorbance nejvyšší. Tabulka 11: Optimalizace nastavení pyrolýzní teploty. Bez modifikátoru Teplota [°C] Absorbance 700 0,01452 800 0,01594 900 0,01834 1000 0,01715 -
Směsný modifikátor Teplota [°C] Absorbance 1000 0,02252 1100 0,02312 1200 0,01070 -
39
Pd v kyselině askorbové Teplota [°C] Absorbance 1100 0,05169 1200 0,04928 1300 0,05010 1400 0,05264 1500 0,04934
Tabulka 12: Optimalizace nastavení atomizační teploty. Bez modifikátoru Teplota [°C] Absorbance 2100 0,01834 2200 0,01670 -
Směsný modifikátor Teplota [°C] Absorbance 2200 0,02471 2300 0,02211 2400 0,02312
Pd v kyselině askorbové Teplota [°C] Absorbance 2300 0,04299 2400 0,05264 -
5.1.2 Modifikátor matrice Pro zvolení modifikátoru matrice, který poskytuje optimální signál, byl používán roztok cínu o koncentraci 100 l . dm-3, který byl připraven z kalibračního standardního roztoku cínu o koncentraci 1,000 ± 0,002 g . dm-3. Měření probíhalo bez použití modifikátoru matrice a následně za použití dvou různých modifikátorů matrice. Směsný modifikátor obsahoval 0,005 mg . dm-3 Pd(NO3)2 a 0,003 mg . dm-3 Mg(NO3)2. Jako druhý modifikátor byl použit roztok Pd(NO3)2 v 5 % kyselině askorbové, který obsahoval 0,02 g . dm-3 Pd. Teplotní program byl volen v závislosti na používaném modifikátoru matrice (podrobněji v kapitole 4.1.1). V tabulce č. 13 jsou uvedeny hodnoty absorbance pro různé modifikátory matrice a extrakční činidla. Vliv extrakčního činidla byl zohledněn přídavkem kyseliny, směsí kyselin či směsí kyseliny dusičné a peroxidu vodíku do MiliQ vody, užívané k přípravě zkušebního roztoku cínu v takovém množství, aby výsledná koncentrace v analyzovaném roztoku odpovídala 10 x zředěnému extraktu. Za těchto podmínek je z naměřených dat patrné, že pro stanovení celkového obsahu cínu pro všechna posuzovaná extrakční činidla je optimálním modifikátorem matrice roztok Pd(NO3)2 v 5 % kyselině askorbové, který obsahuje 0,02 g . dm-3 Pd. Tabulka 13: Porovnání vhodnosti modifikátorů matrice pro stanovení celkového obsahu cínu. Absorbance Extrakční činidlo 2 M HNO3 Lučavka královská HNO3 + H2O2
Bez modifikátoru
Směsný modifikátor
0,00994 0,00393 0,00489
0,02441 0,02553 0,01546
Pd v kyselině askorbové 0,05312 0,05682 0,04385
5.1.3 Metoda pro stanovení celkového obsahu cínu Pro stanovení celkového obsahu cínu v extraktech certifikovaných referenčních materiálů sedimentu a průmyslové zeminy (Metranal) a pro stanovení celkového obsahu cínu ve vzorcích vody byl jako modifikátor matrice zvolen Pd(NO3)2 (0,02 g . dm-3 Pd) v 5 % kyselině askorbové. Teplotní program je zaznamenán v tabulce č. 14 a respektuje výsledky, kterých bylo dosaženo při optimalizaci metody stanovení celkového obsahu cínu metodou ET-AAS. 40
Tabulka 14: Teplotní program ET-AAS pro stanovení celkového obsahu cínu (* auto zero). Číslo
Proces
1 2 3 4 5 6 7
Sušení Sušení Sušení Pyrolýza AZ* Atomizace Čištění
Teplota [°C] 90 105 110 1400 1400 2400 2500
Čas zdržení [s] 20 20 10 10 5 4 4
Rampa [°C.s-1] 5 3 2 250 0 1200 500
Čas [s] 34,0 25,0 12,5 15,2 5,0 4,8 4,2
Průtok argonu Max Max Max Max Stop Stop Max
5.2 Extrakce cínu Pro posouzení vhodnosti analytické metody ke stanovení celkového obsahu cínu v půdě a sedimentu byly použity extrakční postupy popsané v kapitole 3.4 a parametry nastavení přístroje diskutované v kapitole 4.1. Data diskutovaná v této kapitole byla získána postupem, který je popsán v kapitole 3.6.
5.2.1 MiliQ voda Pásy spolehlivosti kalibrační křivky (obrázek č. 9) ukazují na široký interval spolehlivosti ve značném rozsahu kalibrační křivky. Z koeficientu determinace byl vypočítán korelační koeficient 0,9944, který vypovídá o těsné závislosti mezi proměnnými a ukazuje, že se tato závislost blíží přímce. Pro tuto závislost, byla stanovena mez detekce 1,097 g . dm-3 a mez stanovení 3,656 g . dm-3. Pro hodnocení reprodukovatelnosti byla použita koncentrace cínu 13 g . dm-3, která byla proměřena desetkrát za sebou. Dean-Dixonův a Grubbsův test ukázal, že žádné z krajních hodnot nejsou odlehlé a měření nebylo zatíženo hrubou chybou. Dále byla desetkrát proměřena nejnižší a nejvyšší hodnota kalibrační křivky a podrobena testu homogenity rozptylu. Tento test ukázal, že rozdíl mezi rozptyly není významný. Test linearity potvrdil, že kalibrační křivku lze považovat za lineární v celém jejím rozsahu. Výsledky statistických testů jsou uvedeny v tabulce č 15. Tabulka 15: Výsledky získaných analytických dat. Test Dean-Dixonův test Grubbsův test Test homogenity rozptylu Test linearity
Kritická hodnota tabelovaná Q0,05 = 0,41 T0,05 = 2,29 F = 6,54 F = 1,10
Kritická hodnota vypočtená Q1 = 0,15 Q10 = 0,29 T1 = 0,05 T10 = 0,07 PG = 0,12 PG = - 1,54
41
Porovnání kritických hodnot Q1, Q10 < Q0,05 T1, T10 < Q0,05 PG < F PG < F
5.2.2 Kyselina dusičná Pásy spolehlivosti kalibrační křivky (obrázek č. 10) ukazují úzký interval spolehlivosti v celém rozsahu kalibrační křivky. Z koeficientu determinace byl vypočítán korelační koeficient 0,9964, který vypovídá o těsné závislosti mezi proměnnými a ukazuje, že se tato závislost blíží přímce. Pro tuto závislost, byla stanovena mez detekce 1,115 g . dm-3 a mez stanovení 3,717 g . dm-3. Pro hodnocení reprodukovatelnosti byla použita koncentrace cínu 13 g . dm-3, která byla proměřena desetkrát za sebou. Dean-Dixonův a Grubbsův test ukázal, že žádná z krajních hodnot není odlehlá a měření nebylo zatíženo hrubou chybou. Dále byla desetkrát proměřena nejnižší a nejvyšší hodnota kalibrační křivky a podrobena testu homogenity rozptylu. Tento test ukázal, že rozdíl mezi rozptyly není významný. Test linearity potvrdil, že kalibrační křivku lze považovat za lineární v celém jejím rozsahu. Výsledky statistických testů jsou uvedeny v tabulce č. 16. Tabulka 16: Výsledky získaných analytických dat. Test Dean-Dixonův test Grubbsův test Test homogenity rozptylu Test linearity
Kritická hodnota tabelovaná Q0,05 = 0,41 T0,05 = 2,29 F = 6,54 F = 1,10
Kritická hodnota vypočtená Q1 = 0,003 Q10 = 0,03 T1 = 0,09 T10 = 0,04 PG = 0,08 PG = - 0,01
Porovnání kritických hodnot Q1, Q10 < Q0,05 T1, T10 < Q0,05 PG < F PG < F
V tabulce č. 18 jsou znázorněny výsledky měření I. a II. série a procento účinnosti této analytické metody stanovení vztažené na množství cínu, které bylo obsaženo v certifikovaném referenčním materiálu. Každá série obsahovala 3 vzorky, které byly získány ředěním extraktu (10 x) a následně proměřeny. V každé sérii tak byly 3 hodnoty koncentrace cínu, které sloužily k ověření správnosti postupu a stanovení koncentrace cínu, která byla získána extrakcí 2M HNO3 z naváženého množství certifikovaného referenčního materiálu. Získaná data byla podrobena testování na hrubou chybu (Dean-Dixonův). Tento test ukázal hrubou chybu pouze u druhé série u vzorku průmyslové zeminy, tato hodnota byla vyloučena ze souboru dat. Hrubá chyba byla způsobena pravděpodobně lidským faktorem v průběhu ředění extraktu před nástřikem do ET-AAS. Test shodnosti výsledků z I. a II. série ukázal, že rozdíl výsledků je statisticky nevýznamný. Výsledky statistických testů jsou uvedeny v tabulce č. 17.
42
Tabulka 17: Dean-Dixonův test na hrubou chybu a test shodnosti výsledků.
I. série, průmyslová zemina I. série, říční sediment
Dean-Dixonův test Kritická hodnota Kritická hodnota tabelovaná vypočtená Q0,05 = 0,94 Q1 = 0,68 Q3 = 0,33 Q0,05 = 0,94 Q1 = 0,72 Q3 = 0,28
II. série, průmyslová zemina
Q0,05 = 0,94
Q1 = 0,99
Q3 = 0,01
II. série, říční sediment Test shodnosti výsledků
Q0,05 = 0,94
Q1 = 0,48
Q3 = 0,53
Kritická hodnota tabelovaná t0,05 = 2,78 uk = 0,64
Porovnání I. a II. série Porovnání I. a II. série
Kritická hodnota vypočtená t = 0,70 u = 0,40
Porovnání kritických hodnot Q1, Q3 < Q0,05 Q1, Q3 < Q0,05 Q1 > Q0,05 Q3 < Q0,05 Q1, Q3 < Q0,05 Porovnání kritických hodnot t0,05 < t u < uk
Tabulka 18: Hodnocení výsledků extrakce 2M HNO3.
Série
Vzorek
I.
Kontaminovaná průmyslová zemina
II. I. II.
Říční sediment
c Sn [mg . kg-1]
c Sn v CRM (Metranal) [mg . kg-1]
Účinnost metody [%]
4,83
63
8,75
36
3,12 ± 0,12 3,06 ± 0,03 3,42 ± 0,18 2,92 ± 0,16
5.2.3 Lučavka královská Pásy spolehlivosti kalibrační křivky (obrázek č. 11) ukazují na široký interval spolehlivosti v celém rozsahu kalibrační křivky. Z koeficientu determinace byl vypočítán korelační koeficient 0,9136, který vypovídá a těsné závislosti mezi proměnnými a ukazuje, že se tato závislost blíží přímce. Pro tuto závislost, byla stanovena mez detekce 1,472 g . dm-3 a mez stanovení 4,908 g . dm-3. Pro hodnocení reprodukovatelnosti byla použita koncentrace cínu 13 g . dm-3, která byla proměřena desetkrát za sebou. Dean-Dixonův a Grubbsův test ukázal, že žádná z krajních hodnot není odlehlá a měření nebylo zatíženo hrubou chybou. Dále byla desetkrát proměřena nejnižší a nejvyšší hodnota kalibrační křivky a podrobena testu homogenity rozptylu. Tento test ukázal, že rozdíl mezi rozptyly není významný. Test linearity ukázal, že závislost lze považovat za lineární v rozsahu od 7 g . dm-3do 15 g . dm-3. Výsledky statistických testů jsou uvedeny v tabulce č. 19.
43
Tabulka 19: Výsledky získaných analytických dat. Test Dean-Dixonův test Grubbsův test Test homogenity rozptylu Test linearity
Kritická hodnota tabelovaná Q0,05 = 0,41 T0,05 = 2,29 F = 6,54 F = 2,15
Kritická hodnota vypočtená Q1 = 0,27 Q10 = 0,04 T1 = 1,92 T10 = 1,47 PG = 5,51 PG = - 8,78
Porovnání kritických hodnot Q1, Q10 < Q0,05 T1, T10 < Q0,05 PG < F PG < F
Analýza celkového obsahu cínu po extrakci neměla výsledky. Přítomnost kyseliny chlorovodíkové v lučavce královské zásadním způsobem ovlivňuje analýzu cínu na ET-AAS [29]. 5.2.4 Směs kyseliny dusičné a peroxidu vodíku Pásy spolehlivosti kalibrační křivky (obrázek č. 12) ukazují na úzký interval spolehlivosti v celém rozsahu kalibrační křivky. Z koeficientu determinace byl vypočítán korelační koeficient 0,9867, který vypovídá o těsné závislosti mezi proměnnými a ukazuje, že se tato závislost blíží přímce. Pro tuto závislost, byla stanovena mez detekce 0,821 g . dm-3 a mez stanovení 2,736 g . dm-3. Pro hodnocení reprodukovatelnosti byla použita koncentrace cínu 13 g . dm-3, která byla proměřena desetkrát za sebou. Dean-Dixonův a Grubbsův test ukázal, že žádná z krajních hodnot není odlehlá a měření nebylo zatíženo hrubou chybou. Dále byla desetkrát proměřena nejnižší a nejvyšší hodnota kalibrační křivky a podrobena testu homogenity rozptylu. Tento test ukázal, že rozdíl mezi rozptyly není významný. Test linearity ukázal, že závislost lze považovat za lineární v rozsahu od 7 g . dm-3do 18 g . dm-3. Kalibrační křivka byla přizpůsobena výsledkům tohoto testu a byl vypočten nový korelační koeficient a další hodnoty. Korelační koeficient 0,9759 vypovídá o těsné závislosti mezi proměnnými a ukazuje, že se tato závislost blíží přímce. Pro tuto závislost, byla stanovena mez detekce 0,796 g . dm-3 a mez stanovení 2,654 g . dm-3. Výsledky statistických testů jsou uvedeny v tabulce č. 20. Tabulka 20: Výsledky získaných analytických dat. Test Dean-Dixonův test Grubbsův test Test homogenity rozptylu Test linearity
Kritická hodnota tabelovaná Q0,05 = 0,41 T0,05 = 2,29 F = 6,54 F = 2,15
Kritická hodnota vypočtená Q1 = 0,07 Q10 = 0,30 T1 = 0,13 T10 = 0,23 PG = 0,13 PG = - 2,07
Porovnání kritických hodnot Q1, Q10 < Q0,05 T1, T10 < Q0,05 PG < F PG < F
V tabulce č. 22 jsou znázorněny výsledky měření I. a II. série a procento účinnosti této analytické metody stanovení vztažené na množství cínu, které bylo obsaženo v certifikovaném referenčním materiálu. Každá série obsahovala 3 vzorky, které byly získány ředěním extraktu (10 x) a následně proměřeny. V každé sérii tak byly 3 hodnoty koncentrace cínu, které sloužily k ověření správnosti postupu a stanovení koncentrace cínu, která byla získána extrakcí z naváženého množství certifikovaného referenčního materiálu. Získaná data 44
byla podrobena testování na hrubou chybu (Dean-Dixonův). Ttento test ukázal hrubou chybu pouze u první série u vzorku říčního sedimentu, tato hodnota byla vyloučena ze souboru dat. Hrubá chyba byla způsobena pravděpodobně lidským faktorem v průběhu ředění extraktu před nástřikem do ET-AAS. Test shodnosti výsledků z I. a II. série ukázal, že rozdíl výsledků je statisticky nevýznamný. Výsledky statistických testů jsou uvedeny v tabulce č. 21 Tabulka 21: Dean-Dixonův test na hrubou chybu a test shodnosti výsledků.
I. série, průmyslová zemina
Dean-Dixonův test Kritická hodnota Kritická hodnota tabelovaná vypočtená Q0,05 = 0,94 Q1 = 0,23 Q3 = 0,77
I. série, říční sediment
Q0,05 = 0,94
II. série, průmyslová zemina II. série, říční sediment
Porovnání I. a II. série Porovnání I. a II. série
Q1 = 0,10
Q3 = 0,001
Q0,05 = 0,94 Q1 = 0,17 Q3 = 0,83 Q0,05 = 0,94 Q1 = 0,13 Q3 = 0,87 Test shodnosti výsledků Kritická hodnota Kritická hodnota tabelovaná vypočtená t0,05 = 2,78 t = 0,42 uk = 0,64 u = 0,12
Porovnání kritických hodnot Q1, Q3 < Q0,05 Q1 > Q0,05 Q3 < Q0,05 Q1, Q3 < Q0,05 Q1, Q3 < Q0,05 Porovnání kritických hodnot t0,05 < t u < uk
Tabulka 22: Hodnocení výsledků extrakce HNO3 + H2O2.
Série
Vzorek
c Sn [mg . kg-1]
I.
Kontaminovaná průmyslová zemina
0,90 ± 0,28
II. I. II.
Říční sediment
0,98 ± 0,66 2,50 ± 0,001 2,07 ± 0,70
45
c Sn v CRM (Metranal) [mg . kg-1]
Účinnost metody [%]
4,83
20
8,75
26
5.3 Analýza vodných vzorků Pro hodnocení obsahu cínu ve vzorcích vody byl každý vzorek proměřen třikrát a ve všech odebraných vzorcích vody byl stanoven celkový obsah cínu. Z hodnot byl vypočítán aritmetický průměr, medián, směrodatná odchylka a relativní směrodatná odchylka. Výsledky jsou zaznamenány v tabulce č. 23. Tabulka 23: Výsledky stanovení celkového obsahu cínu ve vodných vzorcích.
Lokalita Brněnská přehrada Mariánské údolí Svratka - Modřice Svratka – Jundrov Dobronín – studna ČOV Dobronín Vodní nádrž Vranov ČOV Břeclav
Průměr Sn [g . dm-3]
Medián Sn [g . dm-3]
nd 13,80 ± 2,5 1,63 ± 1,3 nd nd 1,05± 1,3
13,60 1,70 1,05
Směrodatná odchylka [g . dm-3] 0,20 0,41 0,15
nd
-
-
-
9,83 ± 0,9
10,00
0,31
9,56
RSD [%] 4,00 16,89 2,25
Největší koncentrace cínu byla detekována ve vodném vzorku odebraném v Mariánském údolí. Ačkoli je na Brněnské přehradě lodní provoz, ve vzorku nebyl detekován žádný obsah cínu. Biocidní nátěry s obsahem cínu se již mnoho let nepoužívají a Brněnská přehrada byla od roku 2008 čištěna v několika postupných fázích, proto lze přepokládat, že obsah cínu v tomto vzorku nebude detekovatelný. Lodní provoz je také na vodní nádrži Vranov, a přesto nebyl obsah cínu ve vzorku vody z této lokality detekován. Vzorek vody byl odebrán v ochranném pásmu II. stupně v blízkosti ochranného pásma I. stupně a obsah nízkého či žádného množství kontaminantů v této lokalitě lze očekávat.
46
6
ZÁVĚR
Cílem této práce bylo posouzení vhodnosti vybraných separačních postupů pro izolaci cínu z environmentálních matric. Vhodnost separačního postupu byla ověřována pomocí metody ET-AAS. Pro optimalizaci podmínek metody ET-AAS byly jednotlivé parametry zjišťovány zvlášť pro každý modifikátor matrice či extrakční činidlo. Konkrétně se jednalo o nalezení optimální velikosti štěrbiny, optimální hodnotu atomizační a pyrolýzní teploty a o volbu optimálního modifikátoru matrice pro dané extrakční činidlo. Nalezené optimální podmínky pro stanovení cínu metodou ET-AAS jsou tyto: šířka štěrbiny 0,8 nm, proud přiváděný na lampu 6,0 mA, jako optimální modifikátor matrice pro všechny typy použitých extrakčních činidel byl roztok Pd(NO3)2 v 5 % kyselině askorbové (0,02 g . dm-3 Pd), pyrolýzní teplota byla 1400 °C a teplota atomizace 2400 °C. Hodnoty pro stanovení cínu na ET-AAS jsou zaznamenány v tabulce číslo 9 a 14. Stanovení cínu metodou ET-AAS bylo aplikováno na reálné vzorky povrchové a podzemní vody (uvedené v tabulce číslo 8) a na materiál pro kontrolu jakosti METRANAL, konkrétně se jednalo o vzorek říčního sedimentu a kontaminované průmyslové zeminy. Vzorky vody byly stanovovány přímo po okyselení kyselinou dusičnou p. a. (65%) v množství 1 ml . dm-3, vzorek říčního sedimentu a kontaminované průmyslové zeminy byl před analýzou extrahován třemi různými extrakčními činidly podle postupů popsaných v kapitole 4.4. Naměřené koncentrace cínu ve vodných vzorcích stanovované jako celkový obsah cínu jsou uvedeny v tabulce číslo 23. Cín byl detekován ve čtyřech vzorcích, největší množství cínu bylo stanoveno ve vzorku povrchové vody odebrané v Mariánském údolí, vyšší koncentrace cínu byla zaznamenána také ve vzorku vody odebraného na přítoku ČOV v Břeclavi. Stanovení obsahu cínu v říčním sedimentu a kontaminované průmyslové zemině metodou ET-AAS sloužilo k vyhodnocení vhodnosti extrakčního postupu pro stanovení celkového obsahu cínu v těchto matricích. Vyhodnocení účinnosti metody je zaznamenáno v tabulce číslo 18 a 22, kde jsou nalezené koncentrace cínu porovnány s koncentracemi, které vzorek reálně obsahuje. Ze tří použitých extrakčních činidel byl pro měření cínu metodou ET-AAS vhodný výluh 2 M kyseliny dusičné a směs 65 % kyseliny dusičné p.a 30 % peroxidu vodíku. Použití lučavky královské jako extrakčního činidla pro vzorek průmyslové zeminy a říčního sedimentu není za daných podmínek metody vhodný, protože dochází k velkým interferenčním vlivům, které jsou způsobené vysokým obsahem chloridů. Z testovaných extrakčních činidel se jako nejlepší pro extrakci vzorků sedimentů a půd jeví 2 M kyselina dusičná. Toto extrakční činidlo uvolnilo ze vzorku průmyslové zeminy 63 % celkového obsahu cínu a ze vzorku říčního sedimentu 36 % celkového obsahu cínu, nicméně tyto hodnoty nejsou dostatečné pro potřeby stanovení cínu v environmentálních vzorcích a je třeba dalších prací, které by optimalizovaly metodu separace. Optimalizací metody se však podařilo eliminovat vliv matrice, takže pro vyhodnocení je použitelná metoda kalibrační křivky. Vzhledem k obsahům cínu v sedimentech a půdách v kontaminovaných oblastech, jsou detekční limity metody pro použitá extrakční činidla zaznamenané v tabulce číslo 10 dostačující.
47
7 [1] [2]
[3] [4]
[5] [6]
[7] [8] [9]
[10]
[11] [12] [13] [14]
[15]
[16]
SEZNAM LITERATURY GREENWOOD, N. N.; EARNSHAW, A. Chemie prvků. 1. vyd. Praha: Informatorium, 1993, 793 s. ISBN 80-85427-38-9. HOSICK, T. J.; INGAMELLS, R. L.; MACHEMER, S. D. Determination of tin in soil by continuous hydride generation and inductively coupled plasma mass spectrometry. Analytica Chimica Acta. 2002, roč. 456, č. 2, s. 263-269. ISSN 0003-2670. MUCK, A. Základy strukturní anorganické chemie. 1. vyd. Praha: Academia, 2006, 508 s. ISBN 80-200-1326-1. SÉBY, F.; M. POTIN-GAUTIER; E. GIFFAUT; O. F. X. DONARD. A critical review of thermodynamic data for inorganic tin species. Geochimica et Cosmochimica Acta. 2001, roč. 65, č. 18, 3041–3053. ISSN 0016-7037. RÜDEL, H: Case study: bioavailability of tin and tin compounds. Ecotoxicology and Environmental Safety. 2003, roč. 56, č. 1, 180-189. ISSN 0147-6513. YE, Y.; SANG, J.; MA, H.; TAO, G. Gas-phase chemiluminescence with ozone oxidation for the determination of total tin in environmental samples using flow injection hydride eneration and cryotrapping. Analytica Chimica Acta. 2010, roč. 677, č. 2, 149-155. ISSN 0003-2670. KRÄTSMÁR-ŠMORGOVIČ, J. et al. Všeobecná a anorganivká chémia: učebnica pre farmaceutické fakulty. 2. Vyd. Osveta, 2007, 399 s. ISBN 978 80-8063-245-8. MARHOLD, J. Přehled průmyslové toxikologie: Anorganické látky. 2. vyd. Praha: Avicenum, 1980, 522 s. KNÁPEK, J.; HERMAN, V.; BUCHTOVÁ, R.; VOŠMEROVÁ, D. Determination of Tin in Canned Foods by Atomic Absorption Spectrometry. Czech Journal of Food Sciences. 2009, roč. 27, S407-S409. ISSN 1212-1800. BLUNDEN, S.; WALLACE, T. Tin in canned food: a review and understanding of occurrence and effect. Food and Chemical Toxicology. 2003, 41, 12, s. 1651-1662. ISSN 0278-6915. BENCKO, V. Toxické kovy v životním a pracovním prostředí člověka. 2. vyd. Praha: Grada Publishing, 1995, 282 s. ISBN 80-7169-150-X. MARHOLD, J. Přehled průmyslové toxikologie: Organické látky. 1. vyd. Praha: Avicenum, 1986, 1700 s. ISBN 08-059-86 HOCH, M. Organotin compounds in the environmental – an overview. Applied Geochemistry. 2001, 16, 7-8, s. 719-743. ISSN 0883-2927. DIAS, L. F. et al. Determination of arsenic, lead, selenium and tin in sediments by slurry sampling electrothermal vaporization inductively coupled plasma mass spectrometry using Ru as permanent modifier and NaCl as a carrier. Spectrochimica Acta Part B: Atomic Spectroscopy. 2002, roč. 57, č. 12, s. 2003-2015. ISSN 0584-8547. HIRANO, Y.; YAMAMURA, K.; OGUMA, K.; HARADA, K. Direct Determination of Tin in Human Hair by Graphite Furnace Atomic Absorption Spectrometry Using Air Ashing in Graphite Tube. Analytical science. 2001, roč. 17 dodatek, i1295-i1297. ISSN 1348-2246. HOWE, P. a kolektiv: Tin and inorganic tin compounds. Geneva: World Health Organization, 2005, 81 s. ISBN 92 4 153065 0. Dostupné z: http://www.who.int/ipcs/publications/cicad/cicad_65_web_version.pdf 48
[17]
[18]
[19]
[20]
[21] [22]
[23]
[24]
[25]
[26]
[27] [28]
[29]
[30]
Inorganic Tin in Drinking-water: Background document for development of WHO Guidelines for Drinking-water Quality. WORLD HEALTH ORGANIZATION. World Health Organization [online]. 2004 [cit. 2012-04-27]. Dostupné z: http://www.who.int/water_sanitation_health/dwq/chemicals/tin.pdf FENT, K. Organotin compounds in municipal wastewater and sewage sludge: contamination, fate in treatment process and ecotoxicological consequences. The Science of the Total Environment. 1996, 185, 1-3, s. 151-159. ISSN 0048-9697. PINEL-RAFFAITIN, P. et al. Occurrence and distribution of organotin compounds in leachates and biogases from municipal landfills. Water research. 2008, 42, 4-5, s. 987-996. ISSN 0043-1354. HUANG, J.; KLEMM, O. Atmospheric speciation of ionic organotin, organolead and organomercurycompounds in NE Bavaria (Germany). Atmospheric Environment. 2004, 38, 30, s. 5013-5023. ISSN 1352-2310. DUFFUS, John H.; WORTH, Howard G. J. Fundamental Toxicology for Chemists. Cambridge: The Royal Society of Chemistry, 1996, 329 s. ISBN 0-85404-529-5. LÓPEZ-GARCÍA, I. et al. Determination of tin and titanium in soils, sediments and Sludges using electrothermal atomic absorption spektrometry with slurry sample introduction. Talanta. 2004, roč. 62, č. 2, s. 413-419. ISSN 0039-9140. KOPLÍK, R.; ČURDOVÁ, E.; MESTEK, O. Speciace stopových prvků ve vodách, půdách, sedimentech a biologických materiálech. Chemické listy. 1997, 91, 38, s. 38-47. ISSN 1213-7103. DOJČANSKÝ, J.; LONGAUER, J. Chemické inžinierstvo II: difúzne procesy, prestup látky, absorpcia, adsorpcia, destilácia a rektifikácia, extrakcia, úprava vzduchu a chladenie vody, sušenie, kryštalizácia, membránové procesy. 1. vyd. Bratislava: Malé Centrum, 2000, 392 s. ISBN 8096706489. JELÍNEK, E.; JULÁKOVÁ, E. Moderní analytické metody v geologii. Skripta. [Online] VŠCHT Praha, 2008. [Citace: 18.4.2012] Dostupné na: http://www.vscht.cz/anl/paci/PAC/prezentace/Moderni%20analyticke%20metody%20 v%20geologii.pdf. STURGEON, R. E. et al. Determination of total tin in National Research Council of Canada marine reference materials. Canadian Journal of Chemistry.1987, roč. 65, č. 5, s. 961 964. ISSN 1480-3291. ZBÍRAL, J. et al. Analýza půd II: jednotné pracovní postupy. 2. vyd. Brno: Ústřední kontrolní a zkušební ústav zemědělský, 2011, 230 s. ISBN 978-80-7401-040-8. SZÁKOVÁ, J.; TLUSTOŠ, P.; PAVLÍKOVÁ, D.; BALÍK, J. Modifikace standardizované evropské metody postupné extrakce půdy pro hodnocení podílů vybraných prvků přijatelných rostlinou. Chemické listy. 2005, 99, 7, s. 502-508. ISSN 1213-7103. GARDEA-TORRESDEY, J.L., MARTINEZ-GONZALEZ, S.; PANNELL, K. H. Method development for the determinativ of tin in a marine sediment and a reliminary study of tin distribution from La Paz, B.C.S., Mexico. In: Kansas State University [online]. [cit. 2012-03-03]. Dostupné z: http://www.engg.ksu.edu/HSRC/95Proceed/martgonz.pdf CHIBA, M.; IYENGAR, V.; GREENBERG, R. R.; GILLS, T.. Determination of tin in biological materials by atomic absorption spectrophotometry and neutron activation
49
[31]
[32] [33] [34]
[35]
[36]
[37] [38]
[39]
[40]
[41] [42]
[43]
[44]
analysis. Science of The Total Environment. 1994, roč. 148, č. 1, s. 39-44. ISSN 0048-9697. IWAMOTO, E.; HIMAZU, H.; YOKOTA, K.; KUMAMARU, T. Atomization of tin in salinewatermedia in graphite furnace atomic absorption spectrometry with a tungsten-coated tube using palladium as a chemical modifier. Analytica Chimica Acta. 1993, roč. 274, č. 2, 231–235. ISSN 0003-2670. WELZ, B.; SPERLING, M. Atomic Absorption Spectrometry. 3rd rev.Ed. Weinheim: Wiley-VCH, 1999, 941 s. ISBN 3-527-28571-7. ČERNOHORSKÝ, T.; JANDERA, P. Atomová spektroskopie. 1. vyd. Pardubice: Univerzita Pardubice, 1997, 218 s. ISBN 80-7194-114-x. VOLYNSKII, A. B. Chemical Modifiers in Modern Electrothermal Atomic Absorption Spectrometry. Journal of Analytical Chemistry. 2003, roč. 58, č. 10, s. 905-921. ISSN 0147-6513. ČERNOHORSKÝ, T. Modifikátory matrice. RMI: Analytical & testing instruments [online]. [cit. 2012-04-26]. Dostupné z: http://www.rmi.cz/editor/image/analytika/pdf_cz_25.pdf ČERNOHORSKÝ, T.; ŠINDELÁŘOVÁ, P.; KOSÁK, R. Stanovení stopových obsahů As, Sb, Sn, Pb a Cd v ocelích metodou ETA AAS s rychlou Zeeemanovou korekcí. In: RMI: Analytical & testing instruments [online]. [cit. 2012-03-03]. Dostupné z: http://www.rmi.cz/editor/image/analytika/pdf_cz_9.pdf MARIÁNSKÉ ÚDOLÍ. Aneris [online]. [cit. 2012-04-26]. Dostupné z: http://www.aneris.cz/brno_28.html Historie lodní dopravy v Brně. DOPRAVNÍ PODNIK MĚSTA BRNA, a. s. DPMB: Dopravní podnik města Brna a.s. [online]. [cit. 2012-04-26]. Dostupné z: http://www.dpmb.cz/Default.aspx?seo=historie-lodni-dopravy Zobrazení mapy. ČESKÝ ÚŘAD ZEMĚMĚŘICKÝ A KATASTRÁLNÍ. ČÚZK: Nahlížení do katastru nemovitostí [online]. [cit. 2012-04-26]. Dostupné z: http://nahlizenidokn.cuzk.cz/ KOTOUČEK, M.; SKOPALOVÁ, J.; ADAMOVSKÝ, P.. Multimediální učebnice "Příklady z analytické chemie". KATEDRA ANALYTICKÉ CHEMIE – UP V OLOMOUCI. Katedra analytické chemie – UP v Olomouci [online]. 2008 [cit. 2012-04-26]. Dostupné z: http://ach.upol.cz/ucebnice/ ČSN ISO 8466: Kalibrace a hodnocení analytických metod a určení jejich charakteristik, Český normalizační institut 1993. Ev. č. # 01 75 7031. POHANKA, Miroslav. Základy statistiky laboratorních experimentů. Vojenské zdravotnické listy. LXXIX, č. 2, 60 - 63. ISSN 0372-7025. Dostupné z: http://www.vojenskaskola.cz/skola/uo/fvz/fakulta/Documents/VZL/2010/2_2010/5_Po hanka.pdf Metodický list 7: Detekční schopnost analytické metody, mez detekce, mez stanovitelnosti. EURACHEM-ČR. Eurachem.cz [online]. 2007 [cit. 2012-04-26]. Dostupné z: http://www.eurachem.cz/user-files/files/metodicky-list-7-final.pdf MILLER, J. N.; MILLER, J. C. Statistics and Chemometrics for Analytical chemismy. Pearson Education Limited, 2005, 107-124.
50
8
SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK A SYMBOLŮ
DTPA EDTA ET-AAS F AAS HG-AAS ICP-AES ICP-MS ID ICP-MS LD50 PVC RSD TEA
diethylentriaminpentaoctová kyselina etylendiamintetraoctová kyselina atomová absorpční spektrometrie s elektrotermickou atomizací plamenová atomová absorpční spektrometrie atomová absorpční spektrometrie s generováním hydridů atomová emisní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem, technika ředění izotopů letální dávka, při které uhyne 50% studovaných jedinců poly(vinylchlorid) relativní směrodatná odchylka trietanolamin
51
