MASARYKOVA UNIVERZITA PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA CENTRUM PRO VÝZKUM TOXICKÝCH LÁTEK V ŽIVOTNÍM PROSTŘEDÍ
BIODOSTUPNOST A MOBILITA TOXICKÝCH KOVŮ V PŮDÁCH A SEDIMENTECH Zora Tomečková Bakalářská práce
Brno, Česká republika, rok 2011
BIBLIOGRAFICKÝ ZÁZNAM Autor:
Zora Tomečková Přírodovědecká fakulta, Masarykova univerzita Centrum pro výzkum toxických látek v prostředí
Název práce:
Biodostupnost a mobilita toxických kovů v půdách a sedimentech
Studijní program:
Chemie
Studijní obor:
Chemie
Vedoucí práce:
Mgr. Jan Kuta
Rok obhajoby:
2011
Klíčová slova:
biodostupnost, mobilita, těžké kovy, sediment, ICP-MS
BIBLIOGRAPHIC ENTRY Author:
Zora Tomečková Faculty of Science, Masaryk University Research Centre for Toxic Compounds in the Environment
Title of thesis:
Bioavailability and mobility of toxic metals in soils and sediments
Degree programme:
Chemistry
Field of study:
Chemistry
Supervisor:
Mgr. Jan Kuta
Year of defence:
2011
Keywords:
bioavailability, mobility, heavy metals, sediment, ICP-MS
PODĚKOVÁNÍ Tímto bych chtěla poděkovat mému vedoucímu Mgr. Janu Kutovi za ochotu, trpělivost a vstřícné vedení mojí diplomové práce.
PROHLÁŠENÍ Prohlašuji, že jsem svou bakalářskou práci napsala samostatně a výhradně s použitím citovaných pramenů. Brno 10. 6. 2011 ................................................ podpis studenta 4
ABSTRAKT Bakalářská práce se zabývá biodostupností a mobilitou toxických kovů v půdách a sedimentech. Teoretická část práce sleduje jejich zdroje, výskyt a osud v prostředí. Věnuje se popisu jednokrokových a sekvenčních extrakcí vzorků půd a sedimentů a také technikám pasivního vzorkování. Poslední kapitola popisuje instrumentální metody pro stanovení kovů ve vzorcích, a to techniky atomové absorpční spektrometrie a techniky využívající indukčně vázané plazma. Experimentální část práce je věnována jednokrokovým extrakcím pro uvolnění obsahů kovů vázaných na určitou část matrice sedimentů, a to kovy slabě adsorbované na povrchu sedimentu, kovy vázané ve strukturách uhličitanů a kovy vázané na oxidy/hydroxidy železa a manganu. Vzorky sedimentů byly extrahovány činidly NH4NO3, CH3COOH a NH2OH·HCl a byl stanoven obsah Co, Ni, Zn, Cd a Pb hmotnostní spektrometrií s indukčně vázaným plazmatem.
ABSTRACT The thesis deals with the bioavailability and mobility of toxic metals in the soil and sediments. The theoretical part of the thesis focuses on their sources, occurence and fate in the environment. It describes single-step and sequential extractions of soil and sediment samples and also the techniques of passive sampling. The last chapter describes instrumental methods of determining the content of metals in the samples, particularly the atomic absorption spectrometry and the techniques using inductively coupled plasma. The experimental part of the thesis is dedicated to single-step extractions for releasing the content of metals bound to a certain part of the sediment matrix, namely the weakly adsorbed metals on the sediment’s surface, metals bound in carbonate structures and metals bound to oxides/hydroxides of iron and manganese. The sediment samples were extracted using the NH4NO3, CH3COOH and NH2OH·HCl agents and the content of Co, Ni, Zn, Cd and Pb was determined using mass spectrometry with inductively coupled plasma.
5
1.
ÚVOD A CÍLE PRÁCE................................................................................................. 7
2.
TEORETICKÁ ČÁST.................................................................................................... 8 2.1
Zdroje toxických kovů v prostředí ......................................................................... 8
2.1.1 2.2
Osud kovů v prostředí ............................................................................................ 9
2.2.1
Vliv pH a Eh na speciaci kovů ve vodě ....................................................... 10
2.2.2
Sorpce v půdě a sedimentech ....................................................................... 11
2.3
Jednokrokové extrakce pro vzorky sedimentů a půd ........................................... 11
2.4
Techniky pasivního vzorkování půdní a sedimentové vody ................................ 12
2.4.1 2.5
DGT.............................................................................................................. 12
Sekvenční extrakce pro zjištění vazby kovů na určitou fázi sedimentů a půd ..... 14
2.5.1
Analýza podle Tessiera ................................................................................ 14
2.5.2
Analýza dle BCR.......................................................................................... 15
2.6
3.
Antropogenní zdroje....................................................................................... 8
Analytická instrumentace..................................................................................... 16
2.6.1
Atomová absorpční spektrometrie (AAS).................................................... 16
2.6.2
Techniky ICP................................................................................................ 19
EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST ........................................................................................ 21 3.1
Použité chemikálie ............................................................................................... 21
3.2
Přístroje a pomůcky.............................................................................................. 21
3.3
Vzorky.................................................................................................................. 21
3.4
Extrakční roztoky ................................................................................................. 22
3.5
Postup ................................................................................................................... 22
4.
VÝSLEDKY A DISKUZE........................................................................................... 23
5.
ZÁVĚR......................................................................................................................... 27
6.
SEZNAM POUŽITÝCH ZDROJŮ.............................................................................. 28
7.
SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK A SYMBOLŮ.................................................. 30
6
1.
ÚVOD A CÍLE PRÁCE Velkým problémem současnosti je kontaminace životního prostředí kovy. Ta je způsobena
z velké části činností člověka související např. s těžbou a zpracováváním surovin, spalováním odpadů, používáním syntetických hnojiv apod. Kovy jsou biologicky neodbouratelné, tedy persistentní, a mohou se kumulovat v živočišných i rostlinných tkáních. Mohou být škodlivé i v nízkých
koncentracích,
proto
dochází
k vývoji
metod
měření
obsahu
kovů
ve vzorcích životního prostředí. V současné době se pro hodnocení kontaminace půd a sedimentů toxickými kovy používají převážně techniky, pomocí kterých se zjišťuje celkový obsah kovů, popř. obsah blízký celkovému. Nicméně pouze část obsahu lze považovat pro ekosystém za potenciálně nebezpečnou. Tato část obsahu se obecně nazývá jako mobilní, snadno mobilizovatelná, (popř. biodostupná). Cílem bakalářské práce je vypracovat rešerši na téma stanovení biodostupných mobilních a mobilizovatelných obsahů toxických kovů v sedimentech a půdách. Teoretická část je zaměřena na shrnutí zdrojů kovů, jejich výskyt a popis vlivů pH a redoxního potenciálu na jejich speciaci. Obsahuje popis jednokrokových a sekvenčních extrakcí, metod pasivního vzorkování a analytické instrumentace pro stanovení kovů. Vybrané postupy byly poté aplikovány na vzorky sedimentů.
7
2. TEORETICKÁ ČÁST 2.1 Zdroje toxických kovů v prostředí Kontaminace půdy těžkými kovy je závažný globální problém. Toxicita těchto kovů je různá a znatelná již při nízkých koncentracích. Všechny složky životního prostředí přirozeně obsahují těžké kovy, které jsou uvolňovány do prostředí zvětráváním matečné horniny, ve které se tyto kovy nachází. Kovy se v horninách vyskytují ve formě minerálů nebo ryzí. Mezi toxikologicky nejvýznamnější patří zinek, kadmium, rtuť, olovo, měď, nikl a arsen. [1] Zinek se často vyskytuje spolu s olovem a stříbrem, kadmium se zinkem a rtuť volně. Nejvýznamnějšími rudami jsou sfalerit ZnS, zinkit ZnO, smithsonit ZnCO3, greenockit β-CdS a rumělka HgS. Olovo se vyskytuje ve formě galenitu PbS, dále v anglesitu PbSO4 a cerusitu PbCO3. Zdrojem mědi jsou minerály se sírou – kovelin CuS, chalkosin Cu2S, chalkopyrit CuFeS2; a oxidy a hydroxid-uhličitanové minerály – kuprit Cu2O, malachit CuCO3·Cu(OH)2, azurit 2 CuCO3·Cu(OH)2. Nikl často doprovází síra nebo arsen: nikelin NiAs, gersdorfit NiAsS. [2] 2.1.1
Antropogenní zdroje
Zdrojem kontaminace prostředí zinkem mohou být průmyslové emise a aplikace fosfátových hnojiv s obsahem zinku. Kadmium se dostává do prostředí spalováním a tavením sulfidů s jeho obsahem, spalováním fosilních paliv (Obr. 1), energetickými, metalurgickými a chemickými emisemi, spalováním motorových paliv, používáním fosfátových hnojiv s obsahem kadmia. Ke zdrojům kontaminace půdy rtutí patří zpracování rud, zemědělství, elektrochemie,
lékařství
(teploměry,
zubní
amalgámy),
spalování
fosilních
paliv.
K antropogenním zdrojům olova patří emise z hutnického průmyslu, energetického průmyslu a z dopravy, užívání agrochemikálií aplikací na půdu a kaly z čističek odpadních vod. Hlavním zdrojem kontaminace půd mědí jsou agrochemikálie obsahující měď a průmyslové emise. Nikl se dostává do prostředí díky hutnictví, expozicí tabákovým kouřem, při výrobě kosmetiky, pokovováním a výrobou slitin. [1] [3]
8
Obrázek 1 – schéma distribuce stopových prvků v okolí tepelné elektrárny [3]
2.2 Osud kovů v prostředí Cesty těžkých kovů v prostředí jsou rozmanité. Jsou spjaty biogeochemickými cykly, ze kterých mohou vystupovat a hromadit se v organismech nebo v půdách. Kovy mohou být rozptýleny v půdě a sedimentech, rozpuštěné v podzemních a povrchových vodách. Kovy mohou být navázány také na suspendované částice, které se vyskytují v povrchových vodách nebo v pórové vodě sedimentů (Obr. 2). Biodostupnost kovů v prostředí je závislá na celkové koncentraci, speciaci kovu (fyzikálně-chemická forma), pH, redoxním potenciálu, teplotě, chemickém a zrnitostním složení půdy a sedimentu, celkovém obsahu organické hmoty a suspendovaných částic, objemu vody a rychlosti toku. Některé z těchto faktorů jsou navzájem závislé a časově proměnné. [4]
9
Obrázek 2 – vazby mezi člověkem, kovy a životním prostředím [4] 2.2.1
Vliv pH a Eh na speciaci kovů ve vodě
Existují různé formy kovů vyskytující se ve vodách. Jsou to buď rozpuštěné formy kovů, nebo formy vázané na suspendovanou hmotu – plaveninu. Mezi těmito fázemi je rovnováha, která závisí na pH, koncentraci aniontů, rozpuštěných plynů atd. „Zastoupení jednotlivých forem stopových prvků ve vodách je ovlivňováno následujícími činiteli:
rozpustností sloučenin prvků ve vodě,
oxidačním stupněm prvků,
přítomností komplexotvorných látek,
tvorbou komplexů a iontových párů,
adsorpčními a desorpčními jevy,
redoxním potenciálem a pH prostředí.“ [5]
Například olovo se může vyskytovat ve vodě v těchto formách: PbCO3, Pb(CO3)22-, PbCl+, PbCl2, PbOH+ a Pb(OH)2. V kyselém prostředí s nízkou koncentrací chloridů převažují ionty Pb2+, v prostředí zásaditém zase karbonátová forma. [5]
10
pH je jedním z nejdůležitějších faktorů pro speciaci kovů, ovlivňuje rozpustnost minerálů kovů a adsorpční a desorpční procesy. Např. většina minerálů ve formě hydroxidů kovů má velmi nízkou rozpustnost ve vodě. Rozpustnost hydroxidů kovů se zvyšuje se snižujícím se pH. 2.2.2
Sorpce v půdě a sedimentech
Velký vliv na efektivitu sorpce na minerální povrchy má náboj prvku a pH prostředí. Se zvyšujícím se pH se zvyšuje sorpce kationtů, závislost sorpce aniontů je opačná. Iont může být vázán na minerální povrch slabou elektrostatickou silou. Tuto sorpci označujeme jako adsorpci. Mezi iontem a minerálním povrchem nevznikají žádné chemické vazby a je možná desorpce. Tato sorpce je rychlá a vratná. Druhým příkladem je chemisorpce, která se vyznačuje kovalentní vazbou mezi iontem a povrchem. Vazba je relativně silná a obtížně desorbovatelná, sorpce bývá pomalejší a může být ireverzibilní. Adsorpce je silně závislá na pH, iontové síle, dostupnosti sorpčních míst pro kovy na povrchu a celkovém obsahu rozpuštěných kovů. [1]
2.3 Jednokrokové extrakce pro vzorky sedimentů a půd Jednokrokové extrakce jsou techniky pro určení vyluhovatelnosti prvků do roztoku z pevné fáze a pro vyhodnocení množství biodostupných kovů v půdě nebo sedimentu. Nejprve se umístí vzorek do extrakční nádoby a přidá se extrakční činidlo v daném poměru činidlo/vzorek. Odhad této hodnoty se určuje podle podobnosti s přírodním okolím. Vzhledem k typu extrakce se suspenze nechává třepat určitý časový interval (1–24 hodin), extrakt se oddělí centrifugací nebo filtrací. Poté je provedena analýza. Pro jednokrokové extrakce se používá velké množství činidel. Od silných kyselin (lučavka královská, kyselina dusičná, kyselina chlorovodíková) přes neutrální roztoky solí (CaCl2 nebo NaNO3) po roztoky pufrů a komplexační činidla. Pro modelování biodostupných, popř. mobilních obsahů používáme převážně roztoky neutrálních solí. Předpokládáme, že mobilní a biodostupné formy jsou ty, které jsou rozpuštěny v půdní či sedimentové vodě, případně vázány slabými interakcemi na minerální povrch. Při extrakci vzorků dochází k iontové výměně mezi ionty extrakčního roztoku a analyzovanými kovy. V různých zemích byly úředně přijaty metody uvedené v Tabulce 1. [6]
11
Tabulka 1 – Nejpoužívanější jednokrokové extrakce [6] Země Německo Francie
Itálie
Typ a koncentrace roztoku 1M NH4NO3 0,01M Na2-EDTA + 1M CH3COONH4, pH = 7 0,005M DTPA + 0,1M TEA + 0,01M CaCl2, pH = 7,3 0,02M EDTA + 0,5M CH3COONH4, pH = 4,6 0,005M DTPA + 0,1 TEA + 0,01M CaCl2, pH = 7,3
Nizozemsko
0,1M CaCl2
Švýcarsko
0,1M NaNO3
Velká Británie
0,05M EDTA, pH = 4
Extrakt Mobilní stopové prvky Cu, Zn a Mn dostupné z hnojiv
Cu, Zn, Fe a Mn dostupné z kyselých půd Dostupné a mobilní těžké kovy ze znečištěných půd Mobilní toxické kovy (Cu, Zn, Cd, Pb a Ni) Dostupná Cu
2.4 Techniky pasivního vzorkování půdní a sedimentové vody Během odběru a zpracování vzorku půdy nebo sedimentu může dojít k fyzikálněchemickým změnám ve složení vzorku. Následkem těchto změn může dojít k ovlivnění extrahovatelného, tj. mobilního podílu kovů a desinterpretaci naměřených hodnot. Odchylkám od skutečných hodnot je možné předejít vzorkováním in situ. Předností této metody je vyloučení rušivých vlivů během vzorkování. [7] 2.4.1
DGT
Pomocí techniky difúzního gradientu v tenkém filmu (Diffusive Gradient in Thin Films) se stanovují zejména kineticky labilní kovové specie ve vodách, sedimentech a půdách in situ. Metoda je jednoduchá a velice citlivá. Výhodou jsou také nízké náklady, možnost prekoncentrace a možnost stanovení více prvků vedle sebe. Princip kvantitativního stanovení kovů ve vzorku spočívá v užití sond obsahujících vrstvu polyakrylamidového hydrogelu. První vrstvu tvoří specifický iontoměnič Chelex-100 (Obr. 3) s iminodioctovou funkční skupinou zakotvenou na styrendivinylbenzenovém kopolymerním nosiči. [8,9] Druhá vrstva je tvořena iontově permeabilním hydrogelem. Vně se nachází membránový filtr, který působí proti přilnavosti částic půdy nebo sedimentu. Filtr chrání sondu proti poškození.
12
Obrázek 3 – Změna struktury Chelexu-100 s růstem pH [10] Principem je tok iontů z vnějšího systému přes difúzní vrstvu. Dochází k vytvoření koncentračního gradientu vrstvou gelu a poté k sorpci iontů v iontoměniči. Tyto jevy jsou popsány Fickovými zákony. Známe-li celkové množství kovu na DGT jednotku (stanovením kovu ve výluhu z iontoměniče), difúzní koeficient pro daný prvek, délku expozice jednotky, parametry vzorkovacího okénka a tloušťku difúzního gelu a membrány, můžeme spočítat koncentraci prvku v původním vzorku. [11] Jednotky DGT jsou plastové o průměru 2,5 cm. Svrchní kryt s expozičním okénkem o průměru 2 cm je pevně připevněn k druhé části podobné pístu, na které je nanesen gel. Rozměry sondy jsou 24 x 4 x 0,5 cm, expozičního okénka 1,8 x 15 cm. Touto technikou je možné měřit pouze ty formy kovů, které se navážou na iontoměnič, např. kovové ionty, hydratované ionty a labilní komplexy, dále ty formy kovů, které mohou difundovat přes difúzní vrstvu. [12]
13
2.5 Sekvenční extrakce pro zjištění vazby kovů na určitou fázi sedimentů a půd 2.5.1
Analýza podle Tessiera
Sekvenční extrakční analýza podle Tessiera a kol. umožňuje rozlišit vazbu kovu na pět frakcí. Metoda je složitější, selektivní a je třeba použít více činidel. Postup techniky:
Iontově výměnný podíl Extrakt obsahuje slabě sorbované specie kovů a specie přítomné v půdní či sedimentové vodě. Jde o formy vázané na půdním povrchu slabými elektrostatickými silami, které jsou uvolněny iontově výměnnými procesy. Tyto formy lze považovat za aktuálně biodostupné, popř. mobilní. Jako extrakční činidlo se používá 1M roztok MgCl2 o pH 7.
Podíl vázaný na uhličitany Složení frakce je závislé na pH a sestává z kovů rozpouštějících se při mírně kyselém pH. Je třeba dokonale rozpustit uhličitany, protože mohou ve své struktuře vázat těžké kovy (Pb, Zn, Cd). Tyto formy lze považovat za mobilizovatelné se změnou pH prostředí směrem k nižším hodnotám. K extrakci se používá 1M octan sodný o pH 5, které je upraveno pomocí CH3COOH.
Podíl vázaný na oxidy železa a manganu Extrakt se skládá z kovů pevně sorbovaných na Fe a Mn fázích, popř. kovů spolusrážených s těmito oxo/hydroxidy. Principem je rozpuštění oxidů a hydroxidů Fe a Mn redukčním činidlem při kyselém pH. Sloučeniny Fe a Mn v nižších redoxních stavech jsou mnohem rozpustnější, než ve stavech s vyšším oxidačním číslem. Změnou redoxního potenciálu směrem k zápornějším hodnotám dochází k rozpouštění fází a tedy uvolnění kovů do prostředí. Jako činidlo se používá 0,04M roztok hydroxylamin hydrochloridu v 25% kyselině octové. Extrakce probíhá při 96 °C.
14
Podíl vázaný na organické látky a sulfidy Složení frakce představuje kovy uvolněné rozkladem organické hmoty oxidací. Při daných podmínkách dojde k rozpouštění sulfidů. Sulfidy jsou stabilní za nízkých redoxních potenciálů a jejich oxidace představuje významný zdroj kontaminace prostředí těžkými kovy. K oxidaci se používá směs 30% peroxidu vodíku s kyselinou dusičnou při teplotě 85 °C a pH 2. Podíl je poté extrahován CH3COONH4 ve 20% HNO3.
Reziduální frakce Frakce se skládá z kovů pevně vázaných v silikátové matrici, a tedy z forem nedostupných z hlediska vyluhovatelnosti do prostředí. Rozpouštění je prováděno směsí silných kyselin – fluorovodíkové a chloristé v poměru 2:1. [6]
2.5.2
Analýza dle BCR
BCR (Bureau Community of Reference) je jedna z nejpoužívanějších sekvenčních analýz díky dostupnosti standardního referenčního materiálu. Je to analogie metody podle Tessiera, zjednodušená do tří kroků. Postup extrakce je znázorněn v Tabulce 2. Tabulka 2 – Sekvenční extrakce stopových prvků ve vzorku půd podle BCR pro 1 g vzorku [6] Krok 1 2 3
Izolovaná frakce Podíl vázaný na uhličitany a slabě vázané specie Podíl vázaný na oxidy Mn a Fe Podíl vázaný na organické látky a sulfidy
Činidlo 0,11M CH3COOH 0,1M NH2OH·HCl okyselené 2M HNO3 8,8M H2O2, pH = 2 1M NH4OAc, pH = 2
Objem Teplota [ml] [°C]
Délka extrakce
40
22 ± 5
třepání 16 h.
40
22 ± 5
třepání 16 h.
10 10 50
22 ± 5 85 ± 2 22 ± 5
vyluhování 1 h. vyluhování 1 h. třepání 16 h.
15
2.6 Analytická instrumentace Ke stanovení kovů ve vzorcích přírodních materiálů se používá různých technik. Záleží na povaze vzorku, obsahu či koncentraci analytu, limitu detekce metody, časové náročnosti provedení a na finančních nákladech. Nejrozšířenější jsou metody atomové absorbční a ICP spektrometrie. Kovy mohou být stanoveny i dalšími metodami. Například voltametricky, spektrofotometricky, neutronovou aktivační analýzou nebo fluorescenční analýzou. [13] 2.6.1
Atomová absorpční spektrometrie (AAS)
Princip metody spočívá ve dvou krocích. V prvním dojde k atomizaci molekuly a poté k absorpci záření volnými atomy (Obr. 4).
Obrázek 4 – Elektronový přechod mezi základním a excitovaným stavem [13] Záření bude absorbováno, splňuje-li podmínku:
E E0
hc
,
(1)
kde E0 je energie základního stavu, E energie excitovaného stavu, h Planckova konstanta,
c rychlost světla a λ vlnová délka. Absorbované záření se vyznačuje úzkým intervalem vlnových délek. Používá se tedy čárový zdroj záření o vlnové délce, která je sledovaným atomem absorbována. Plamenový atomový absorpční spektrometr tvoří (Obr. 5): rezonující čárový zdroj záření, zmlžovač, detektor, monochromátor a pneumatický zmlžovač s plamenem (atomizátor).
16
Obrázek 5 – Schéma atomového absorpčního spektrometru [13] Jako zdroje záření se používají dva druhy výbojek:
výbojky s dutou katodou – Hollow-Cathode Lamp (Obr. 6)
bezelektrodové výbojky – Electrodeless Discharge Lamp (Obr. 7) [13]
Obrázek 6 – Schéma výbojky s dutou katodou HCL [13]
17
Obrázek 7 – Schéma bezelektrodové výbojky EDL [14] Generování volných atomů ze vzorku se provádí v atomizátoru. Dnes se převážně používají dva druhy atomizátorů, například plamenový atomizátor FAAS. Lze použít plamen acetylen-vzduch (teplota plamene 2250 °C) nebo acetylen-oxid dusný (teplota plamene 2700 °C). Nevýhodou této metody je nepříliš velká citlivost měření. Plamenovou atomizací se převede vzorek v pneumatickém zamlžovači na aerosol, který se poté odvede do plamene. Jednou z nejpoužívanějších atomizačních technik je elektrotermická atomizace. Principem je opakované dávkování vzorku na grafitovou trubici, která je vyhřívána elektrickým proudem. Výhodou metody je i možnost analyzovat pevné látky přímo bez nutnosti převodu analytu do roztoku, a to ve velmi nízkém obsahu 10-8–10-11 g. [16] Další AAS technikou je generování studených par rtuti CV AAS. Tato metoda je velmi citlivá a vysoce selektivní. Používá se pro stanovení rtuti ve vzorku. Principem je redukce Hg2+ na Hg0 v roztoku pomocí SnCl2 a vypuzení atomární rtuti proudem plynu (vzduch, argon, dusík) do absorpční průtokové kyvety. Pro stanovení arsenu lze využít atomovou absorpční spektrometrii s generováním hydridů HG AAS. Analyt je převeden na těkavý hydrid, uvolněn ze vzorku a veden do atomizátoru. Další modifikace AAS jsou: termooxidační metoda AAS a AAS s elektrotermickou atomizací. [14, 15]
18
2.6.2
Techniky ICP
Indukčně vázané plazma vzniká interakcí střídavého vysokofrekvenčního magnetického pole s ionizovaným plynem. Nejčastěji se používá argon. Metodami ICP se dají stanovit téměř všechny prvky periodické tabulky. Metoda ICP-MS (Obr. 8) je založena na převedení kapalného vzorku pomocí zmlžovače na aerosol, který je nosným plynem veden do plazmového hořáku. V něm se nachází vysokofrekvenční elektromagnetické pole, v němž vzniká plazma. V plazmatu dochází k atomizaci molekul, excitaci a ionizaci atomů. Ionizované atomy jsou vedeny do kvadrupólového hmotnostního analyzátoru, ve kterém jsou od sebe atomy odděleny vzhledem k hmotnosti a náboji. V kvadrupólu (Obr. 9) se nachází čtyři tyče o délce 30 cm a průměru 10 mm. Mezi nimi dochází k separování iontů elektromagnetickým polem. Sousední tyče mají různou polaritu. Ionty o zvoleném m/z začnou oscilovat v kvadrupólu a postupují do detektoru. [16]
Obrázek 8 – Schéma ICP-MS [17]
19
Obrázek 9 – Schéma kvadrupólu [16] Rozšířenou metodou je také ICP-OES (Inductively coupled plasma optical emission spectroscopy). Vzorek je zaváděn přes peristaltické čerpadlo do zmlžovače. Vzniklý aerosol je veden proudem argonu do hořáku, ve kterém je udržováno plazma o teplotě 6000-10000 K. Tato vysoká teplota způsobuje nejen disociaci na atomy, ale také jejich excitaci do vyšších energetických hladin. Jakmile jsou atomy v nestabilním excitovaném stavu, vrací se na svou původní energetickou hladinu. Tato technika měří intenzitu emitovaného světla, kterou vyzáří excitované atomy. Poté je možné stanovit koncentrace prvků ve vzorku. [16]
20
3. EXPERIMENTÁLNÍ ČÁST 3.1 Použité chemikálie 1. deionizovaná voda (MQ, Simplicity) 2. koncentrovaná kyselina octová (Merck, p.a.) 3. koncentrovaná kyselina dusičná (Merck, p.a.) 4. 1M dusičnan amonný (Merck, pro účely DIN19730) 5. hydroxylamin hydrochlorid (Lachema, čistý)
3.2 Přístroje a pomůcky 1. Analytické váhy (Mettler AE 240, ERACOM spol. s. r. o., ČR) 2. Třepačka (GFL 3006, Německo) 3. Centrifuga (EBA 20, Německo) 4. ICP-MS Agilent 7500ce (Agilent Technologies, Japonsko) 5. Vortex (Stuart, UK) 6. ICP-MS Agilent 7500ce (Agilent Technologies, Japonsko). Při měření byla použita kolizní cela pro eliminaci spektrálních interferencí. Příkon do ICP byl nastaven na hodnotu 1500 W, průtok nosného plynu (Ar) byl 0,85 l/min, průtok vzorku 0,4 ml/min a průtok pracovního plynu kolizní cely (He) 5,2 ml/min
3.3 Vzorky Jedná se o vzorky sedimentů z projektu NAZV. Vybrány byly 2 sedimenty s laboratorním číslem 2010/1325 a 2010/1328 pocházející s Kutné Hory a Úsobí. Vzorky byly sušeny při pokojové teplotě a poté přesíty přes síto s velikostí ok 2 mm a homogenizovány. Původní nemleté vzorky pro extrakci lučavkou královskou již nebyly k dispozici, vycházela jsem tedy z mletého materiálu.
21
3.4 Extrakční roztoky 0,11M CH3COOH Bylo pipetováno 0,63 ml koncentrované kyseliny octové do 100ml odměrné baňky a ta byla doplněna destilovanou vodou po rysku. 0,1M NH2OH·HCl Navážka 0,71 g hydroxylaminhydrochloridu byla kvantitativně převedena do 100ml odměrné baňky. Bylo přidáno 70 μl koncentrované kyseliny dusičné a baňka byla doplněna destilovanou vodou po rysku.
3.5 Postup Do zkumavek bylo naváženo 0,25 g vzorku. Bylo přidáno 10 ml extrakčního činidla, zkumavky byly zazátkovány a zasunuty do držáku třepačky. Třepačka byla ponechána v chodu 18 hodin. Poté byly zkumavky vyňaty a vloženy do centrifugy. Roztoky byly odstřeďovány po dobu 10 minut. Poté bylo odpipetováno 5 ml čirého extraktu do čistých zkumavek, do kterých bylo přidáno 100 μl koncentrované kyseliny dusičné. Roztoky byly 10x zředěny a proměřeny v ICP-MS.
22
4. VÝSLEDKY A DISKUZE Experimentální část byla zaměřena na jednokrokové extrakce. Byly zvoleny 3 typy extrakcí, a to 1M roztokem NH4NO3 pro zjištění aktuálně dostupného množství. Dále byly vybrány extrakční činidla dle BCR. 0,11M roztok kyseliny octové pro izolaci podílu kovů vázaných na uhličitany a 0,1M roztok NH2OH·HCl z důvodu extrakce podílu kovů vázaných na oxidy železa a manganu. V tomto pořadí roste síla extrahovadel. Extrakt silnějším extrakčním činidlem obsahuje i ty formy vyextrahované slabším činidlem. [6] Každá extrakce byla provedena 3x pro zjištění opakovatelnosti postupu. Byly získány výluhy dvou různých vzorků sedimentů. Ty se lišily rozdílným celkovým obsahem (největší rozdíly u Cd, Zn a Pb), které byly zjištěny předešlou studií a byly k dispozici. Cílem bylo určit v čem se vzorky liší, konkrétně jakými vazbami jsou kovy ve vzorcích sedimentů vázány. Výluhy ze sedimentů byly analyzovány metodou hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem. Kovy byly stanoveny na těchto izotopech:
59
Co,
a 208Pb. Jako vnitřní standard pro Co, Ni a Zn byl použit 72Ge, pro Cd
103
60
Ni,
Rh a
66
209
Zn,
111
Cd
Bi pro Pb.
Společně se vzorky byly měřeny i kalibrační roztoky. Byly vypočteny meze detekce (LOD) jako trojnásobek směrodatných odchylek koncentrací blanků (Tabulka č. 3). Obdobně byly zjištěny hodnoty meze stanovitelnosti (LOQ, 10x SD blanků) uvedené v Tabulce č. 4. Tabulka 3 – meze detekce NH4NO3 CH3COOH NH2OH·HCl
Co [mg/kg] Ni [mg/kg] Zn [mg/kg] Cd [mg/kg] Pb [mg/kg] 0,003 0,02 0,2 0,009 0,05 0,001 0,1 0,4 0,005 0,07 0,003 0,02 0,1 0,003 0,09
Tabulka 4 – meze stanovitelnosti NH4NO3 CH3COOH NH2OH·HCl
Co [mg/kg] Ni [mg/kg] Zn [mg/kg] Cd [mg/kg] Pb [mg/kg] 0,009 0,07 0,7 0,03 0,2 0,003 0,4 1 0,02 0,2 0,01 0,07 0,3 0,01 0,3
23
Pro stanovení analytů v extraktech byla využita metoda kalibrační křivky s vnitřním standardem. Vypočítané koncentrace byly vynásobeny faktorem ředění. Od těchto hodnot byly odečteny koncentrace analytů v blancích a výsledné obsahy byly zjištěny přepočítáním na navážky vzorků. Obsahy kovů v extrahovaných podílech jsou uvedeny v Tabulce č. 5 i s jejich směrodatnými odchylkami (SD). Tabulka 5 – výsledné obsahy vzorek
prvek Co Ni Zn Cd Pb Co Ni Zn Cd Pb
1325
1328
NH4NO3 [mg/kg] CH3COOH [mg/kg] NH2OH·HCl [mg/kg] obsah SD obsah SD obsah SD 0,132 0,003 0,050 0,004 2,34 0,03 0,57 0,03 1,3 0,03 5,90 0,07 33,6 2,0 486 7 1560 7 0,069 0,010 0,316 0,003 3,22 0,11 0,22 0,04 0,09 0,03 1,57 0,05 1,07 0,03 1,32 0,03 2,61 0,29 2,89 0,05 3,0 0,02 3,71 0,07 32,1 0,6 37,9 0,4 49,5 0,7 0,287 0,010 0,308 0,010 0,384 0,020 439 5 408 5 1050 27
Tabulka 6 – celkové obsahy prvků 1325 1328
Co [mg/kg] Ni [mg/kg] Zn [mg/kg] Cd [mg/kg] Pb [mg/kg] 10,7 49 2750 19,8 128 7,10 22 132 0,399 1300
Tabulka 7 – procentuální zastoupení prvků ve výluzích vzhledem k celkovému obsahu vzorek 1325
1328
Co Ni Zn Cd Pb Co Ni Zn Cd Pb
NH4NO3 [%] CH3COOH [%] NH2OH·HCl [%] 1,2 0,46 22 1,1 2,7 12 1,2 18 57 0,35 1,6 16 0,17 0,07 1,2 15 19 37 13 14 17 24 29 37 72 77 96 34 31 80
24
V obou vzorcích byly všechny obsahy nad mezemi detekce. Pro porovnání výtěžnosti jednotlivých extrakčních činidel byly k dispozici výsledky extrakce vzorků lučavkou královskou (Tabulka č. 6). Tento extrakt obsahuje veškeré formy kovů nacházející se v sedimentu, s výjimkou kovů pevně vázaných v silikátu. Biodostupný obsah kovů je ale nižší. Vypočítané obsahy prvků byly vyděleny celkovými obsahy a byly vypočítány hodnoty procentuálního zastoupení prvků v jednotlivých výluzích (Tabulka č. 7). Celkový obsah kobaltu v obou vzorcích je poměrně nízký, přičemž ve vzorku 1328 je obsah cca o 30 % nižší. Vzhledem k rozdílům celkových obsahů ostatních kovů, je ale tento rozdíl zanedbatelný a srovnatelný. Obecně lze poznamenat, že Co ze vzorku 1328 je extrahován s vyšší účinností ve všech třech případech. Řádový rozdíl je vidět především v aktuálně mobilních formách (extrakce do NH4NO3). Roztokem CH3COOH nebyl vyextrahován téměř žádný obsah kobaltu ze vzorku 1325, což znamená, že se kobalt ve vzorku zřejmě nevyskytuje v uhličitanech. Ve vzorku 1328 bylo extrakcí CH3COOH získáno 19 % kobaltu z celkového obsahu, což je podíl vyměnitelné a uhličitanové fáze. Kobalt ve vzorku 1328 je tedy ze 4 % vázán v uhličitanu. Extrakcí NH2OH·HCl byly získány významné množství kobaltu z obou vzorků. Většina Co ve vzorku 1325 je vázána zřejmě v sulfidech (jedná se o předpoklad) a z 21 % je Co navázán na oxidy Mn a Fe. Kobalt je ve vzorku 1328 také převážně vázán v sulfidech, ale jeho biodostupný podíl je řádově vyšší než ve vzorku 1325. Podobných výsledků jsem dosáhla i u niklu. Celkový obsah ve vzorku 1325 je více než 2,2x vyšší než ve vzorku 1328, ale extrakty ze vzorku 1328 obsahovaly více niklu vyjma třetí extrakce s NH2OH·HCl. Z výsledků vyplývá, že mobilní podíl vzorku 1328 je opět řádově vyšší než podíl ve vzorku 1325. Co i Ni je tedy pevněji vázán v sedimentu 1325 než ve vzorku 1328. Nikl je ve velké míře u obou vzorků vázán nejspíše na sulfidy. Vzorek 1325 obsahoval oproti vzorku 1328 přibližně 20x vyšší celkový obsah zinku. V prvním extraktu byl zjištěný obsah u obou vzorků téměř stejný, ale relativní mobilní obsah je u vzorku 1328 přibližně 20x vyšší. U extrakce kyselinou octovou už se jednotlivé obsahy hodně liší. Ve vzorku 1325 byl stanoven obsah 486 mg/kg Zn oproti 37,9 mg/kg Zn ve vzorku 1328. Třetí extrakcí NH2OH·HCl jsem získala ze vzorku 1325 téměř poloviční obsah celkového zinku a trojnásobek obsahu předchozí extrakce. Zinek je tedy v sedimentu vázán na uhličitany (17 %) a ve velké míře v oxidech železa (40 %) a také v sulfidech (zřejmě 43 %). Nárůst extrahovatelného množství pokračoval i u druhého vzorku, v třetí extrakci byl největší podíl zinku vzhledem k prvním dvěma činidlům. Zinek ve vzorku 1325
25
je opět výrazně méně mobilní oproti vzorku 1328, ale potenciálně mobilizovatelnější a biodostupnější se změnou pH a redoxních podmínek k nižším hodnotám. Celkový obsah Cd byl u prvního vzorku (1325) větší než u druhého o více než dva řády. Všechny extrakty ze vzorku 1328 obsahovaly vysoké podíly kovu. 96 % Cd bylo vyextrahováno NH2OH·HCl. Z výsledku extrakce NH4NO3 je 72 % Cd slabě sorbováno na povrchu. Rovněž je kadmium ve vzorku přítomno z cca 20 % ve struktuře oxidů železa nebo manganu. Z výsledků vyplývá, že téměř veškerý obsah kadmia v sedimentu 1328 je mobilizovatelný a potenciálně biodostupný. Ve vzorku 1325 je kadmium vázáno na tyto oxidy železa a manganu z 15 % a cca 1 % kovu se nachází v uhličitanech. Většina kovu je vázána ve vzorku obdobně jako kobalt, tedy v sulfidech. Je patrné, že kadmium ve vzorku 1325 je téměř nemobilní a pouze 16 % kovu je potenciálně biodostupných. Značný rozdíl mezi vzorky je v obsazích olova. Olovo ve vzorku 1325 se pravděpodobně vyskytuje v organických sloučeninách nebo jako sulfid olovnatý, protože jeho výluhy obsahují jen nepatrná množství olova. Cca 98 % olova je pro biotu nedostupných, pokud nedojde ke zvýšení redoxního potenciálu v sedimentu a k oxidaci. Oproti tomu vzorek 1328 obsahuje velké množství mobilizovatelné formy olova. Extrakcí NH4NO3 bylo získáno 34 % mobilní fáze olova, to je sorbované na povrchu sedimentu. Třetí extrakcí NH2OH·HCl bylo získáno 80 % Pb z celkového množství, které obsahovalo sorbované olovo a 46 % olovo vázané na oxidy železa a manganu.
26
5. ZÁVĚR V teoretické části práce byly shrnuty poznatky o těžkých kovech, jejich chování a osudu v půdách a sedimentech. Dále pak metody k hodnocení mobilních a mobilizovatelných obsahů kovů. Cílem experimentální části bakalářské práce bylo stanovení Co, Ni, Zn, Cd a Pb metodou ICP-MS v různých typech výluhů ze vzorků sedimentů z projektu NAZV. Tyto sedimenty byly vyluhovány činidly NH4NO3. CH3COOH a NH2OH·HCl. Stanovený obsah kovů představuje v případě NH4NO3 aktuálně mobilní a v případě dalších výluhů snadno mobilizovatelné formy kovů. Výsledné obsahy byly porovnány s hodnotami celkových obsahů získaných extrakcí lučavkou královskou, které byly k dispozici. Vzorky sedimentů se lišily celkovým obsahem kovů a hlavně relativním mobilním a mobilizovatelným obsahem. Mobilizovatelné obsahy kovů byly ve vzorku 1325 vázány nejčastěji v oxidech železa a manganu. Nejdostupnějším kovem je ve vzorku zinek a kadmium. Celkově se kovy ve vzorku vyskytují převážně pevně vázané v sulfidech. U vzorku 1328 jsou mobilní podíly výrazně vyšší než u vzorku 1325, přesto že obsahuje menší celkové množství kovů s výjimkou olova. Aktuálně dostupné formy v relativním množství dosahují hodnot v rozmezí 13-72 %. Největší poměr biodostupného množství vzhledem k celkovému byl stanoven u kadmia a olova. Zbylé kovy jsou vázány převážně pevnější vazbou v sulfidech vyjma olova, které je z 50 % vázáno na Fe/Mn fáze. Ze studia literatury a dosažených výsledků vyplývá, že je nutné věnovat pozornost nejen celkovému obsahu kovů, ale také jejich mobilním a mobilizovatelným podílům, vazbě na půdní matrici či vlivům pH a redoxního potenciálu na uvolnění kovu do prostředí.
27
6. SEZNAM POUŽITÝCH ZDROJŮ [1] MAKOVNÍKOVÁ, J, et al. Anorganické kontaminanty v pôdnom ekosystéme. Chemické
Listy. 2006, 100, s. 424-432. [2] TOUŽÍN, J. Stručný přehled chemie prvků. první. Brno : Tribun EU, 2008. 225 s. ISBN 978-80-7399-527-0. [3] CIBULKA J. a kolektiv: Pohyb olova, kadmia a rtuti v biosféře. 1. vyd. Praha : Academia, 1991. 367 s. ISBN 80-200-0401-7 [4] JOHN, D. A.; LEVENTHAL, J. S. Preliminary Compilation of Descriptive
Geoenvironmental Mineral Deposit Models. Denver (Colorado) : [s.n.], 1995. Bioavailability of Metals, s. 10-18. [5] KOPLÍK, R.; ČURDOVÁ, E.; MESTEK, O. Speciace stopových prvků ve vodách, půdách, sedimentech a biologických materiálech. Chemické Listy. 1997, 91, s. 38-47. [6] RAURET, G. Extraction procedures for the determination of heavy metals in contaminated soil and sediment. Talanta. 1998, 46, s. 449-455. [7] DIVIŠ, P.; DOČEKALOVÁ, H.; SMETKOVÁ, V. Hloubkové profily labilních kovových species v sedimentech a jejich in situ měření technikou difuzního gradientu v tenkém filmu. Chemické Listy. 2003, 97, s. 1184-1189. [8] ZHANG, H; DAVISON, W. Performance-characteristics of diffusion gradients in thinfilms for the in-situ measurement of trace-metals in aqueous-solution. Analytical chemistry. 1995, 19, s. 3391-3400. [9] DENNEY, S; SHERWOOD, J; LEYDEN, J. In situ measurements of labile Cu, Cd and Mn in river waters using DGT. Science of total enviroment. 1999, 239, s. 71-80. [10] Chelex 100 and Chelex 20 Chelating Ion Exchange Resin : Instruction Manual. CA : Bio-Rad Laboratories, 2000. 24 s. Dostupné z WWW: . [11] ATKINS, Peter William. Atkins´ physical chemistry. Oxford : Oxford University Press, 2010. 972 s. [12] ZHANG, H; DAVISON, W. Direct in situ measurements of labile inorganic and organically bound metal species in synthetic solutions and natural waters using diffusive gradients in thin films. Analytical chemistry. 2000, 18, s. 4447-4457. [13] POPL, M; FÄHNRICH, J. Analytická chemie životního prostředí. Praha : Vydavatelství VŠCHT, 1999. 218 s.
28
[14] WELZ, Bernhard. Atomic absorption spectrometry. Weinheim, New York : Wiley-VCH, 1999. 941 s. [15] HOUSEROVÁ, Pavlína, et al. Chemické formy rtuti ve vodních ekosystémech – vlastnosti, úrovně, koloběh a stanovení. Chemické Listy. 2006, 100, s. 862-876. [16] PATNAIK, Pradyot. Dean´s Analytical Chemistry Handbook. New York : McGraw-Hill Professional Publishing , 2004. 1193 s. [17] MIHALJEVIČ, M.; STRNAD, L.; ŠEBEK, O. Využití hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem v geochemii. Chemické Listy. 2004, 98, s. 123-130.
29
7. SEZNAM POUŽITÝCH ZKRATEK A SYMBOLŮ AAS
atomová absorpční spektrometrie
BCR
Bureau Community of Reference
c
rychlost světla ve vakuu
CV AAS
atomová absorpční spektrometrie s generováním studených par
DGT
difúzní gradient v tenkém filmu
DTPA
kyselina diethylentriaminpentaoctová
E
energie
Eh
redoxní potenciál
EDL
bezelektrodová výbojka
EDTA
kyselina ethylendiamintetraoctová
F AAS
atomová absorpční spektrometrie s atomizací v plameni
h
Planckova konstanta
HG AAS
atomová absorpční spektrometrie s generováním hydridů
HCL
výbojka s dutou katodou
ICP
indukčně vázané plazma
ICP-MS
hmotnostní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem
ICP-OES
optická emisní spektrometrie s indukčně vázaným plazmatem
λ
vlnová délka
LOD
mez detekce
LOQ
mez stanovitelnosti
MQ
obchodní název deionizované vody
m/z
poměr hmotnost/náboj
p. a.
pro analysi
SD
směrodatná odchylka
TEA
triethanolamin
30
