VYSOKÉ UČENÍ TECHNICKÉ V BRNĚ BRNO UNIVERSITY OF TECHNOLOGY

VYSOKÉ UČENÍ TECHNICKÉ V BRNĚ BRNO UNIVERSITY OF TECHNOLOGY

FAKULTA CHEMICKÁ FACULTY OF CHEMISTRY

VÝVOJ A APLIKACE TECHNIKY DIFÚZNÍHO GRADIENTU V TENKÉM FILMU PRO STANOVENÍ RTUTI V PŘÍRODNÍCH VODÁCH

HABILITAČNÍ PRÁCE HABILITATION THESIS

AUTOR PRÁCE AUTHOR

BRNO 2013

Ing. PAVEL DIVIŠ, Ph.D.

OBSAH: 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. 8. 9. 10. 11. 12. 13.

Úvod..................................................................................................................... str.1 Rtuť v životním prostředí...................................................................................... str.3 Techniky pro stanovení rtuti................................................................................. str.5 Technika difúzního gradientu v tenkém filmu....................................................... str.7 Agarosový difusní gel........................................................................................... str.9 Testování techniky DGT pro měření rtuti ve vodném prostředí s agarosovým difúzním gelem a se sorpčním gelem obsahující sorbent Chelex-100................................ str.11 Příprava nových sorpčních gelů........................................................................... str.16 Testování nových sorpčních gelů......................................................................... str.18 Aplikace v reálném prostředí................................................................................ str.23 Závěr..................................................................................................................... str.28 Seznam použitých zkratek a symbolů.................................................................. str.29 Přehled citované literatury.................................................................................... str.30 Přílohy................................................................................................................... str.43

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 1. Úvod Dopady lidské činnosti na životní prostředí, a zejména otázka chemického znečištění, nabývají v posledních letech na významnosti. K pochopení problémů kontaminace životního prostředí a k předcházení těchto problémů je důležité porozumět procesům probíhajícím v životním prostředí a neustále vyvíjet různé monitorovací systémy. Přírodní ekosystémy jsou komplikovanými regulovanými systémy zahrnující v sobě řadu fyzikálních, chemických a biologických akcí a rekcí, které dohromady zajišťují správné fungování systému a jeho homeostázi. Aby bylo možné efektivně interpretovat fungování různých ekosystémů, např. oceánů, moří, jezer, řek apod. je třeba zaznamenávat velký objem dat neboť v celkovém rozhodnutí o fungování ekosystému je nutné zohlednit různé časové a prostorové změny sledovaného systému [1]. Pro analýzu a monitoring kvality přírodních vod lze v zásadě využít tří postupů. Nejčastěji používaným postupem je odběr vzorku na místě, jeho uskladnění a následný transport do laboratoře kde je se vzorkem dále nakládáno podle potřeby prováděné analýzy. Tento postup je ovšem poměrně nákladný a neposkytuje výše zmíněné velké objemy dat, ani nezohledňuje časové a prostorové změny systému. Kromě toho, stanovení řady analytů je ovlivněno různými nežádoucími procesy, které mohou ve vzorku probíhat, jako např. změna pH, změna redoxního potenciálu apod. Druhý postup je založen na přímé analýze odebraného vzorku na místě odběru. Tento postup minimalizuje vznik nežádoucích změn ve vzorku způsobených jeho skladováním a je ideální pro měření v reálném čase, nicméně má poměrně velké nároky na používaná analytická zařízení a na dostupnost terénu. Třetím postupem je tzv. měření in situ, které umožňuje např. pomocí různých pasivních vzorkovačů zaznamenávat velký objem dat, zohledňovat momentální změny systému a úplně se vyhnout problémům vznikajícím při odběru vzorku [1-6]. Pasivní vzorkovače nebývají finančně náročné a je možné je aplikovat i na těžko přístupných místech. Umožňují např. měření v různých hloubkách nebo měření v systémech, které nemohou být jinak narušeny. V rámci chemického znečištění životního prostředí hrají velkou roli také kovy [7]. V kontaminovaných systémech se mohou kovy akumulovat v buňkách a v tkáních organismů, což může vést k škodlivým účinkům narušujícím základní buněčné funkce, k poškození metabolismu a následně až k smrti. K in situ měření kovů v přírodních vodách byla v posledních letech navržena řada různých pasivních vzorkovačů [4]. Široké uplatnění našla zejména technika difúzního gradientu v tenkém filmu, tzv. DGT technika [5,8], jejíž princip je popsán dále v této práci. Ačkoliv byla tato technika postupně vyvíjena a v současné době je schopná in stu měřit více než 50 různých prvků periodické soustavy [9], stále se objevují požadavky na měření nových, toxikologicky či jinak významných prvků. Jedním z těchto prvků je také rtuť. Rtuť se během několika desetiletí stala vysoce sledovaným prvkem především díky svým vlastnostem, kterými se zcela odlišuje od většiny kovů. Do povědomí světové veřejnosti se rtuť dostala především v padesátých a v šedesátých letech dvacátého století, kdy obyvatelé Japonska žijící v blízkosti Minamatského zálivu onemocněli tzv. Minamatskou chorobou v důsledku intoxikace organickými formami rtuti, které se nacházely v těle konzumovaných ryb [10]. Stanovení rtuti Brno, 2013

strana⏐ 1

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách v přírodních vodách je velmi problematické a přímo vybízí k použití in situ technik. Aplikace techniky DGT pro měření rtuti v přírodních vodách však nebyla do nedávné doby popsána. Právě tento fakt a předchozí studium techniky DGT mě vedly k rozhodnutí prozkoumat aplikační možnosti techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách. Touto problematikou jsem se zabýval nejen v rámci svého doktorského studia, ale později také ve své vědecké činnosti na Fakultě chemické VUT v Brně do které byly později začleněni také ostatní studenti fakulty v rámci svých diplomových či doktorských prací [11-13]. Kromě vývoje techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách jsem se během své vědecké činnosti také zabýval problematikou stanovení biodostupných forem kovů v životním prostředí a možnostmi uplatnění techniky DGT v této oblasti [14,15]. V rámci této problematiky byla provedena řada laboratorních, ale i terénních testů s mechorostem Fontinalis antipyretica, nebo s mikroskopickými houbami Neosartorya fischeri, Aspergillus niger a Aspergilus clavatus [14-16]. Dalším předmětem mé vědecké práce bylo studium geochemických procesů probíhajících v sedimentech a porovnání konvenčních a nových metod (gelových technik DGT a DET) pro vzorkování pórových vod sedimentů a studium technik pro speciační/frakcionační analýzu půd a sedimentů [17,18]. Mimo oblast analýzy životního prostředí jsem se také zabýval využitím analytických metod pro kontrolu bezpečnosti potravin, pro charakterizaci nových odrůd méně známého ovoce, pro určení autenticity vín apod. Přehledně shrnout výsledky mé vědecké práce z různých oblastí environmentální analýzy a analýzy potravin na několika stránkách habilitační práce by bylo problematické, proto je tato habilitační práce zaměřena pouze na oblast vývoje techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách.

Brno, 2013

strana⏐ 2

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 2. Rtuť v životním prostředí Rtuť se v malých množstvích přirozeně vyskytuje ve vodách, v horninách, v sedimentech, v půdách i v atmosféře. Přírodní zdroje rtuti však tvoří pouze přibližně 30-40% veškeré rtuti nacházející se v biosféře. Většina rtuti, tedy více než 60% má svůj původ v lidské, tedy antropogenní činnosti [19,20]. Největšími přírodními zdroji rtuti jsou vulkanická činnost a požáry lesů. Rtuť do životního prostředí dále přirozeně vstupuje přírodními procesy, např. odparem do atmosféry z povrchu oceánů a zvětráváním hornin (obr.1). Hlavní formou uvolňované rtuti je elementární rtuť Hg0, dále jsou to oxidy, sulfidy, halogenidy a také organické formy rtuti, převážně methylrtuť a dimethylrtuť [19-23]. Celková emise rtuti do životního prostředí z přírodních zdrojů je asi 1600 tun ročně, přičemž odpar z povrchu oceánů činí 600 tun (v současné době je celková emise rtuti přibližně 5200 tun ročně což je způsobeno re-emisí rtuti pocházející z antropogenních zdrojů [19-21]. Většina rtuti v životním prostředí, jak bylo již zmíněno, pochází z antropogenních zdrojů. K zvyšování koncentrace rtuti v životním prostředí dochází díky průmyslovým procesům a díky výrobě látek a přístrojů obsahujících rtuť, která se pak přímo nebo nepřímo dostává do životního prostředí. Nejvíce rtuti vstupuje do životního prostředí z těžby a zpracování kovů, z těžby, zpracování a spalování ropných produktů a fosilních paliv a z chemického průmyslu, především z výroby cementu, hydroxidu sodného, chlóru a vinylchloridu. Mezi výrobky obsahující rtuť, díky kterým může nepřímo docházet ke kontaminaci životního prostředí, patří staré latexové a olejové barvy, rozpouštědla, barviva a pigmenty, teploměry a tlakoměry, pesticidy, fungicidy, kosmetické a farmaceutické výrobky a zářivky. Celková emise rtuti do životního prostředí z antropogenních zdrojů je asi 2300 tun ročně [19]. Hlavní úlohu v koloběhu rtuti hraje atmosférická depozice, suchá i mokrá. Rtuť je emitována do atmosféry jednak ve formě Hg0, tak i ve formě methylrtuti, přičemž dominantní je forma Hg0 (obr.1). Elementární rtuť je velmi málo reaktivní a téměř nerozpustná ve vodě, což vede k jejímu dlouhému zdržení v atmosféře (přibližně 1 rok). Množství rtuti odstraněné z atmosféry závisí především na chemicko-fyzikálních procesech které v atmosféře probíhají (oxidačně redukční reakce) a které způsobují rozdělení rtuti mezi plynnou, kapalnou a pevnou fázi. Oxidace rtuti je velmi důležitým krokem v atmosférické depozici, neboť forma Hg2+ je mnohem reaktivnější a rozpustná ve vodě. Doba zdržení Hg2+ v atmosféře je menší než 14 dní. Za hlavní oxidant rtuti v atmosféře lze označit ozon, k redukci rtuti pak dochází především díky chloridům a siřičitanům které jsou přítomny v atmosféře [24,25]. Celkové množství rtuti které se dostává z atmosféry zpět do půd a přírodních vod je asi 3200 tun, do moří a oceánů pak asi 3700 tun [22,24]. Oxidace rtuti je také velmi důležitým krokem ve vodách, kde určuje následný osud rtuti. Elementární rtuť Hg0 je vysoce těkavá. Páry rtuti pronikají vodním sloupcem a na fázovém rozhraní voda-vzduch unikají do atmosféry. Jestliže dochází ve vodách k oxidaci rtuti, vznikající Hg2+ reaguje s rozpuštěnými látkami nebo dochází k adsorpci na povrch pevných částic a rtuť je tímto způsobem ukládána do sedimentů [20,21]. Za příznivých podmínek může docházet k methylaci Hg2+. Methylaci rtuti zprostředkovává řada mikroorganismů, Brno, 2013

strana⏐ 3

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách především methanogenních anaerobních, žijících ve vodných prostředích s nižším pH a s vyšší koncentrací organické hmoty. Rychlost biomethylace je funkcí variability životního prostředí, která určuje biodostupnost rtuti a populační místa methylujích mikroorganismů. Biomethylace probíhá rychleji při vyšších teplotách, kdy je vyšší produktivita organismů, v zimě rychlost biomethylace klesá [23]. Vzniklá methylrtuť může unikat podobně jako Hg0 do atmosféry, může být ukládána v sedimentech díky adsorpci na tuhé částice, nebo může zůstávat v těle mikroorganismů. Prostřednictvím mikroorganismů rtuť vstupuje do potravního řetězce, což je velmi nebezpečné, neboť methylrtuť vykazuje značné bio-akumulační schopnosti [20,21,23,26,27].

Obr. 1 : Geochemický cyklus rtuti

Brno, 2013

strana⏐ 4

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 3. Techniky pro stanovení rtuti Stanovení rtuti v přírodních vodách je stálou výzvou pro vědce a jiné pracovníky zabývající se analytickou chemií, neboť rtuť se zde vyskytuje ve velmi malých koncentracích pohybujících se v jednotkách μg l-1 až ng l-1 [20,21]. Stanovení tak nízkých koncentrací vyžaduje použití rychlých, přesných, selektivních a citlivých metod, speciálních zařízení a bezkontaminačních postupů [20,28-35]. Stanovení rtuti běžnými metodami přitom obsahuje hned několik kroků, při kterých může docházet ke kontaminaci vzorku nebo naopak ke ztrátám rtuti. Ke ztrátám rtuti dochází při odběru a uchovávání vzorku, což je způsobeno především adsorpcí rtuti na stěny použitých nádob. V případě odběru vzorků vod se ztrátám rtuti zamezuje přídavkem konzervačních činidel ke vzorku. Nejvíce je k těmto účelům používána kyselina dusičná, kyselina chlorovodíková a různé oxidanty jako např. dichroman draselný nebo peroxid vodíku [28,36-38]. Rtuť ve vodách lze stanovit technikami atomové absorpční, emisní nebo fluorescenční spektrometrie F-AAS, ET-AAS CV-AAS nebo CV-AFS [39-41]. Technika F-AAS se pro stanovení rtuti v přírodních vodách téměř nepoužívá, techniky ET-AAS a především CV-AAS jsou pro stanovení rtuti naopak jedny z nejpoužívanějších. Tyto techniky jsou poměrně jednoduché, velmi citlivé a jsou téměř bez nežádoucích interferencí. Velmi malé koncentrace rtuti umožňují měřit především díky vloženému prekoncentračnímu kroku v analýze. Technikou ET-AAS lze rtuť stanovit přímo bez nutnosti prekoncentrace, s poměrně dobrým detekčním limitem 0,6 μg l-1. Stanovení rtuti v jednotkách ng l-1 je možné docílit použitím speciálních grafitových kyvet potaženými vrstvou drahého kovu, např. zlata či platiny [40,42]. Pro stanovení různých forem rtuti bylo použito spojení CV-AAS nebo CV-AFS techniky s technikami GC či HPLC [21, 43-51]. Pro stanovení rtuti technikou ICP-AES se využívá přímého zmlžování vzorku a redukujících činidel do ICP. Stanovení ruší ionty Au, Pd, Pt a Sb [40]. Limit detekce se pohybuje kolem 1 μg l-1. Nižších detekčních limitů lze dosáhnout použitím techniky MIP-AES (LOD < 10 ng l-1) [40,52]. Metody atomové emisní spektrometrie se také dají využít pro stanovení různých forem rtuti. K tomuto účelu bylo v literatuře popsáno spojení techniky GC s MIP-AES, HPLC s ICP-AES a HPLC s MIP-AES [40,50]. Poměrně často je pro stanovení rtuti ve vodách používána technika ICP-MS, i když stanovení rtuti touto technikou je limitováno vysokým ionizačním potenciálem rtuti, který nemůže být v indukčně vázané plasmě účinně překonán [21,40,53,54]. Techniku ICP-MS lze také kombinovat s jinými technikami (nejčastěji HPLC a IC) za účelem speciační analýzy [55-57]. Z dalších metod jsou nejčastěji používány různé spektrofotometrické a elektrochemické metody [58-63]. Pro stanovení rtuti technikou ASV nebo DP-ASV byly navrhnuty různé druhy speciálních elektrod - grafitové elektrody, skleněno uhlíkové, skleněno uhlíkové povlečené kovy tvořící se rtutí amalgam, platinové, zlaté a další [64-68]. Pro dosažení lepších detekčních limitů je možné rtuť prekoncentrovat tzv. amalgamační technikou. Páry rtuti se při této technice převádějí přes porézní materiál (křemenná vata, křemelina) pokrytý vrstvičkou drahého kovu (zlato, platina) a rtuť je zachycována na povrchu Brno, 2013

strana⏐ 5

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách materiálu ve formě amalgamu [69,70]. Po ukončení záchytu je materiál prudce zahříván, čímž se z něj uvolňuje zachycená rtuť, jejíž páry se pak vedou do měrné cely. Jiným způsobem prekoncentrace je záchyt rtuti na různých specifických iontoměničích a následná eluce rtuti vhodným činidlem [40,70]. Využít lze také přímé analýzy pomocí vnášení pevné látky (iontoměniče, sorbentu) do atomizátoru. Pro prekoncentraci rtuti byly například použity iontoměnič Sumichelate Q-10, Spheron Thiol, oxid hlinitý, oxid křemičitý a jiné nosiče s imobilizovaným 1,5-difenylthiokarbazonem, 2-mercaptoethanolem, 2-merkaptobenzothiazolem, 3-mercapto-propionovou kyselinou, nebo 6-merkaptopurinem [71-76]. Jak již bylo zmíněno v úvodu této práce, odběr vzorku, jeho transport, skladování a další manipulace se vzorkem může způsobit změny ve vzorku, který tak přestává být reprezentativním. Kromě toho, stanovení celkové koncentrace kovů nemusí přesně vypovídat o biodostupných formách kovů ve zkoumaném systému. K in situ stanovení labilních forem kovů v přírodních vodách které jsou snadněji biodostupné byla v devadesátých letech minulého století navržena technika difúzního gradientu v tenkém filmu [8].

Brno, 2013

strana⏐ 6

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 4. Technika difúzního gradientu v tenkém filmu Technika difúzního gradientu v tenkém filmu byla poprvé popsána v roce 1994 [8]. Základem techniky DGT jsou dvě vrstvy hydrogelu, difúzní gel a sorpční gel. Principem techniky DGT je kinetická separace rozpuštěných látek z roztoku a jejich akumulace v sorpčním médiu [79,80]. Pro měření vodách využívá technika DGT jednoduchou vzorkovací jednotku tvaru pístu vyrobeného z plastu ve které jsou uzavřeny dvě vrstvy polyakrylamidového hydrogelu, sorpční a difúzní. První vrstva hydrogelu, která obsahuje specifické sorpční médium, je překryta vrstvou difúzního permeabilního hydrogelu tak, že jen tento difúzní gel přichází do styku s vnějším roztokem. Difúzní gel je přikryt membránovým filtrem, který tento gel chrání proti poškození při expozici jednotky v reálném systému přírodních vod [5]. Po ponoření jednotky DGT do měřeného roztoku difundují rozpuštěné látky přes dobře definovanou difúzní vrstvu o známé tloušťce (Δg) k sorpčnímu médiu. Nejpoužívanějším sorpčním médiem pro sledování koncentrace kovů je sorbent Chelex-100 s vázanými skupinami kyseliny iminodioctové. Rozpuštěné látky prošlé difúzním gelem jsou na povrchu sorpčního gelu imobilizovány sorpcí na funkčních skupinách iontoměniče, a to tak dlouho, dokud není jeho kapacita nasycena. Vazba iontů na sorpční médium vede k vytvoření lineárního koncentračního gradientu, který se v difúzním gelu ustanoví ve velmi krátké době. Jestliže tento gradient zůstává během doby měření (t) konstantní, lze pomocí 1. Fickova zákona difúze vypočítat tok analytu (F) přes difúzní vrstvu tloušťky Δg podle rovnice 1,

F = D⋅

dc D ⋅ (c − c0 ) = dx Δg

(1)

kde D je difúzní koeficient analytu v gelu (shodný s difúzním koeficientem analytu v ochranném filtru), c je koncentrace analytu v měřeném systému a c0 koncentrace analytu na povrchu sorpčního gelu [79]. Tloušťka difúzní vrstvy je tvořena tloušťkou difúzního gelu, tloušťkou ochranného filtru a tloušťkou difúzního rozhraní. Za předpokladu, že sorpční gel není nasycen, je všechen analyt vázán v sorpčním gelu a koncentrace c0 = 0. Tloušťka gelu a ochranného filtru je známou veličinou. Tloušťka difúzního rozhraní lze stanovit experimentálně a v dobře míchaných systémech (v tekoucích vodách) je zanedbatelná. Ve stojatých vodách nabývá tloušťka difúzního rozhraní hodnot od 0,1 do 1 mm [80]. Tok analyttu přes difúzní vrstvu tloušťky Δg lze také definovat rovnicí 2

F=

M A⋅t

(2)

kde (M) je množství kovu v sorpčním gelu, (A) je plocha exponovaného difúzního gelu. Spojením rovnic 1 a 2 lze získat rovnici pro výpočet koncentrace analytu v měřeném systému (c) [79]. Brno, 2013

strana⏐ 7

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách

c=

M ⋅ Δg D ⋅t ⋅ A

(3)

Množství kovu (M) zachycené v sorpčním gelu může být po vysušení gelu stanoveno přímým měřením technikami XRF, PIXE nebo LA-ICP-MS [81-83]. Alternativou tohoto postupu pak může být eluce kovu ze sorpčního gelu za použití známého objemu elučního činidla, v případě analýzy kovů zředěné kyseliny dusičné a analýza eluátu technikami atomové absorpční, atomové emisní, nebo hmotnostní spektrometrie [5,79]. Technika DGT měří formy kovů které jsou schopny difúze přes difúzní gel a které jsou schopny vázat se v sorpčním gelu. V reálném systému přírodních vod se kovy mohou vyskytovat ve formě volného či hydratovaného iontu, nebo ve formě komplexu s přírodními ligandy. Zatímco volné kovové a hydratované ionty jsou přímo měřeny technikou DGT neboť jsou schopny volně difundovat difúzním gelem a mohou být přímo vázány v sorpčním gelu, komplex ML bude zahrnut do měření technikou DGT pouze tehdy, je-li jeho velikost menší než velikost pórů v difúzním gelu, je-li schopný difundovat difúzním gelem a během difúze difúzním gelem disociovat podle rovnice ML ↔ M + L, je-li schopný difundovat difúzním gelem a konstanta stability komplexu ML je menší než konstanta stability komplexu s funkčními skupinami sorbentu v sorpčním gelu a nebo je-li schopný difundovat difúzním gelem a ve formě komplexu se vázat na sorpční gel (obr.2). Jaké formy kovů budou technikou DGT měřeny tedy závisí na výběru difúzního gelu a na výběru sorpčního média, neboť labilitu komplexů kovů s přírodními ligandy lze ovlivnit výběrem sorpčního média s větší sorpční afinitou (viz. dále) [5,80,84,85].

Obr. 2 : Formy kovů měřené technikou DGT

Brno, 2013

strana⏐ 8

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 5. Agarosový difúzní gel Správná funkce techniky DGT je podmíněna volnou difúzí sledované formy kovu difúzním gelem. Během studiích problematiky aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti na fakultě chemické VUT v Brně však bylo zjištěno, že podmínka volné difúze rtuti difúzním gelem není při měření ve vodných roztocích splněna. Během pokusů v modelových roztocích rtuti bylo jasně prokázáno zachytávání a hromadění rtuti v difúzním gelu [86]. Příčina tohoto problému byla později objasněna studiem struktury používaného polyakrylamidového gelu. Polyakrylamidový gel tvořený uhlíkatými řetězci, navzájem pospojovanými agarosovým síťovadlem, ve své struktuře obsahuje volné aminové skupiny –NH2. Právě tyto volné aminové skupiny jsou s nejvyšší pravděpodobností příčinou hromadění rtuti v tomto gelu, neboť atom rtuti může být kovalentně vázán jedním nebo dvěma dusíkovými atomy přítomných v aminových skupinách [87]. Interakce rtuti s aminovými skupinami polyakrylamidu je výjimečným jevem. Několik testů sice ukázalo, že v polyakrylamidovém gelu obzvláště při malé iontové síle jsou zachytávány i ostatní kovy, avšak v poměrně zanedbatelném množství [88,89]. Poměr koncentrací kovů (Cu, Pb, Ni) v polyakrylamidovém gelu a v měřeném roztoku dosahoval při nízkých iontových silách v řádu 10-9 mol l-1 hodnot 1,4 – 14. Tento problém byl vysvětlen změnou elektrostatického náboje v gelu a tvorbou Donnanova potenciálu [80,90-92]. Dalším studováním tohoto problému bylo zjištěno, že po důkladném promytí polyakrylamidového gelu a při iontové síle roztoku > 10 -3 mol l-1 je již efekt změny elektrostatického náboje gelu zanedbatelný a k zachytávání kovů v gelu nedochází [93]. Poměr koncentrace rtuti v roztoku a v gelu byl při použití polyakrylamidového difúzního gelu až 700 a nebyl výrazně ovlivňován iontovou sílou roztoku [86]. Z tohoto důvodu byl polyakrylamidový difúzní gel nahrazen agarosovým difúzním gelem [86]. Agarosový gel je běžně používán v technice DET jako ekvilibrační gel a byl také použit pro měření různých forem kovů v přírodních vodách [5,85,94]. Při použití agarosového difúzního gelu pro měření koncentrace rtuti ve vodném prostředí byl nalezen poměr koncentrací v gelu a v roztoku ≅ 4. Akumulace rtuti v agarosovém gelu však byla již po 4 hod zanedbatelná [86], což lze vysvětlit nasycením vazebných míst tvořených pyruvátovými a sulfonickými skupinami v garosovém gelu [95]. Pro použití techniky DGT je nutné znát difúzní koeficient měřených spécií v difúzním gelu. Difúzní koeficienty ostatních kovů byly stanoveny měřením v difúzní cele [96]. Pro stanovení difúzního koeficientu rtuti v agarosovém gelu byl vzhledem k chybějící difúzní cele zvolen postup experimentálního výpočtu difúzního koeficientu. Difúzní koeficient může být vypočítán po vynesení množství akumulované rtuti v sorpčním gelu v závislosti na čase. Směrnici této závislosti lze vyjádřit rovnicí (4)

s=

D⋅ A Δg

(4)

a jelikož expoziční plocha (A) a tloušťka difúzní vrstvy (Δg) jsou známými veličinami, lze dosazením směrnice (s) vypočítat difúzní koeficient. Difúzní koeficient rtuti v agarosovém Brno, 2013

strana⏐ 9

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách gelu pro teplotu 20°C byl vypočítán (8,86 ± 0,11) x 10−6 cm2 s−1 [86] což je ve shodě s difúzním koeficientem rtuti ve vodě 9,13 x 10−6 cm2 s−1 [97], neboť agarosový difúzní gel je tvořen z 95 % vodou. Pro přepočet difúzního koeficientu rtuti za jiné teploty lze využít Stokesovu-Einsteinovu rovnici ve tvaru

log DT =

D ⋅ (273 + T ) 1,370223 ⋅ (T − 25) + 8,36 ⋅ 10 −4 ⋅ (T − 25) 2 + log 25 109 + T 298

(5)

Difúzní koeficient rtuti v agarosovém gelu byl vypočten s použitím běžně používaného sorpčního gelu se sorbentem Chelex 100. Jak bude diskutováno dále, tento sorpční gel není schopný zachytit rtuť ve formě stabilních komplexů s přírodními ligandy, proto byly testovány jiné sorpční gely. Difúzní koeficient pro různé typy testovaných sorpčních gelů se pohyboval v rozmezí 8-9 x 10−6 cm2 s−1 [13]. Podobné difúzní koeficienty byly stanoveny i v dalších pracích, ačkoliv Hong a kol. [100] stanovili difúzní koeficient rtuti v agarosovém gelu a v DGT uspořádání se sorpčním gelem obsahujícím silikagel modifikovaný 3-merkaptopropylovými skupinami 4,48 ± 0,30 x 10−6 cm2 s−1, podobně jako Fernanández-Gómez a kol. [101] v uspořádání DGT jednotky se sorpčním gelem obsahující sorbent Spheron-Thiol (4,41 x 10−6 cm2 s−1). Výsledky Fernanández-Gómeze a kol. jsou však v rozporu s jejich pozdější prací [102], kde uvádí difúzní koeficient 8,5 x 10−6 cm2 s−1 pro methylrtuť v agarosovém gelu. Difúzní koeficienty rtuti a methylrtuti v agarosovém gelu by se přitom teoreticky vzhledem k podobné molekulové hmotnosti měly lišit jen minimálně. Nižší stanovený difúzní koeficient udávaný v práci Honga a kol. [100] může být způsoben nedostatečným mícháním roztoku rtuti při prováděných experimentech a tvorbou vrstvy difúzního rozhraní, která nebyla zahrnuta do výpočtu akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu [79,80,103].

Brno, 2013

strana⏐ 10

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 6. Testování techniky DGT pro měření rtuti ve vodném prostředí s agarosovým difúzním gelem a se sorpčním gelem obsahující sorbent Chelex-100 Pro aplikaci techniky DGT v reálném prostředí přírodních vod je třeba techniku DGT nejprve validovat a ověřit vliv vnějšího prostředí na měření. Pro ověření správné funkce techniky DGT je doporučeno provést dva základní testy, test lineární akumulace analytu v závislosti na čase a test lineární akumulace analytu v závislosti na reciproké tloušťce difúzního gelu [1,79]. Celkem 8 jednotek DGT se stejnou tloušťkou difúzního gelu bylo ponořeno do dobře míchaného roztoku rtuti o známé koncentraci. V časových intervalech 2, 4, 6 a 8 hodin byl vždy jeden pár vzorkovacích jednotek z roztoku odebrán a v sorpčním gelu bylo stanoveno množství akumulované rtuti [13,86]. Množství rtuti v sorpčním gelu lineárně rostlo s rostoucím časem, přičemž akumulované množství rtuti souhlasilo s teoreticky vypočítaným množstvím akumulované rtuti z rovnice 3, při dosazení tabelovaného difúzního koeficientu 9,13 x 10−6 cm2 s−1 (obr.3). V následujícím experimentu bylo do dobře míchaného roztoku rtuti o známé koncentraci vloženo 6 jednotek DGT, přičemž každý pár jednotek DGT obsahoval difúzní gel rozdílné tloušťky (0,5; 0,7 a 1 mm). Všechny jednotky DGT byly po 4 hodinách z roztoku odebrány a v každé z nich bylo stanoveno množství akumulované rtuti v sorpčním gelu. Množství akumulované rtuti bylo nepřímo úměrné tloušťce difúzního gelu a souhlasilo s teoreticky vypočítaným množstvím akumulované rtuti z rovnice 3 [86] (obr.4). V dalších experimentech byl pro vyjádření správné funkce techniky DGT použit faktor výtěžnosti vypočítaný z poměru koncentrace rtuti stanovené technikou DGT a koncentrace rtuti v modelovém roztoku. Kromě testování správné funkce techniky DGT byla změřena kapacita sorpčního gelu s Chelexem 100 pro rtuť při pH = 6. Sorpční gely byly 8 hodin ponořeny do míchaných roztoků rtuti o různé koncentraci (obr.5). Zachycené množství rtuti pak bylo určeno z rozdílu zbytkového obsahu rtuti v modelovém roztoku po expozici sorpčních gelů a obsahu rtuti v připraveném výchozím modelovém roztoku stanoveného pomocí F-AAS [13]. Teoretická kapacita sorpčního gelu při několikanásobném přetížení ionty rtuti dosahovala 4 μmol na disk sorpčního gelu. Praktická kapacita většinou dosahuje přibližně 10% teoretické kapacity, i přesto je praktická kapacita sorpčního gelu dostačující pro několikadenní expozici jednotek DGT v reálném systému přírodních vod. Limit detekce byl vypočítán na základě analýzy neexponovaných sorpčních gelů. Z trojnásobku směrodatné odchylky naměřeného množství rtuti v neexponovaných gelech a pro expoziční čas 24 hod a tloušťku difúzní vrstvy 0,63 mm byl stanovený limit detekce 0,19 ng l-1 [104]. Tento limit detekce postačuje pro stanovení rtuti ve všech přírodních vodách. Pro stanovení nižších koncentrací rtuti je potřeba zvýšit expoziční čas vzorkovacích jednotek DGT, aby mohlo dojít k zkoncentrování rtuti v sorpčním gelu. Po provedení validace techniky DGT byl ověřen vliv vnějšího prostředí ( iontové síly, pH a koncentrace přírodních ligandů) na měření technikou DGT. Při studiu vlivu iontové síly na měření technikou DGT byla iontová síla roztoku měněna přídavkem dusičnanu sodného. Rozsah iontové síly byl zvolen od 0,05 mmol l-1 do 0,1 Brno, 2013

strana⏐ 11

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách mol l-1. Při tomto rozsahu iontové síly se faktor výtěžnosti pohyboval v rozmezí 0,95 – 1, čímž bylo prokázáno, že iontová síla roztoku má zanedbatelný vliv na stanovení rtuti technikou DGT [104]. Technika DGT se sorpčním gelem obsahující Chelex 100 spolehlivě pracuje při pH v rozmezí 6-8, což bylo laboratorně potvrzeno i při stanovení rtuti. Faktor výtěžnosti při pH < 6 a > 8 se pohyboval v rozmezí 0,3 – 0,5 (obr.6). Nižší výtěžnost při pH pohybující se mimo optimální hodnoty 6 – 8 je způsobena změnou uspořádání funkčních imino-dioctových skupin sorbentu Chelex 100 a také tvorbou stabilních hydroxo-komplexů rtuti v modelovém roztoku [104,105]. Vliv přírodních ligandů byl testován v roztocích obsahující definované množství chloridů a huminových látek (obr.7), neboť právě s těmito látkami rtuť v reálném systému přírodních vod tvoří nejstabilnější komplexy [106,107]. Při koncentracích chloridů do 5 g l-1 se faktor výtěžnosti pohyboval v rozmezí 0,90 – 0,98, při větší koncentraci chloridů (do 18 g l-1) pak v rozmezí 0,8 – 0,9 [104]. Z těchto výsledků je patrné, že použití techniky DGT pro měření rtuti se sorpčním gelem obsahující Chelex-100 může být mírně problematické např. v mořské vodě, kde se průměrná koncentrace chloridů pohybuje kolem 19 g l-1. Mnohem více je sorpce rtuti v sorpčním gelu s Chelexem 100 ovlivňována koncentrací huminových látek, které ve své struktuře obsahují sulfidové a thiolové funkční skupiny schopné vázat rtuť. Faktor výtěžnosti se pohyboval již při velmi malých koncentracích huminových látek 10 μg l-1 kolem 0,55 a s rostoucí koncentrací těchto látek postupně klesal až na hodnotu 0,1 (cHA = 10 mg l-1) [104]. Koncentrace huminových látek v přírodních vodách se pohybuje v jednotkách mg l-1, vliv huminových látek na stanovení rtuti technikou DGT tedy nelze zanedbat. Zatímco logaritmus konstanty stability chloro-komplexů rtuti se pohybuje od 7,28 do 15,76 [107], logaritmus konstanty stability komplexů rtuti s humnovými látkami se pohybuje v rozmezí od 18 do 32 [108,109]. Naproti tomu experimentálně stanovený logaritmus konstanty stability rtuti s funkčními skupinami iminodioctové kyseliny má hodnotu 14,6 [110]. Z těchto údajů a z předchozího vysvětlení základního principu techniky DGT je zřejmé, že formy rtuti vázané v stabilních komplexech s huminovými látkami není možné pomocí sorpčního gelu s Chelexem 100 měřit. Jednotka DGT se sorpčním gelem obsahující Chelex 100 je schopná měřit pouze rtuť vázanou v slabých anorganických komplexech např. s uhličitany, hydroxidy či chloridy. Z tohoto důvodu byly dále vyvíjeny nové sorpční gely s funkčními skupinami schopnými vázat rtuť v komplexu s větší konstantou stability než 1x1018.

Brno, 2013

strana⏐ 12


14 12 M c [ng]

10 8 6 4 2 0 0

2

4

6

8

10

čas [h]

Obr. 3 : Závislost normalizovaného akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu Chelex 100 na čase a znázornění teoretického množství akumulované rtuti vypočtené z rovnice 3 (přerušovaná čára)

8

M c [ng]

6 4 2 0 0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

-1

1/Δg [mm ]

Obr. 4 : Závislost normalizovaného akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu Chelex 100 na reciproké tloušťce difúzního gelu a znázornění teoretického množství akumulované rtuti vypočtené z rovnice 3 (přerušovaná čára)

Brno, 2013

strana⏐ 13


5

nD [μmol]

4 3 2 1 0 0

2

4

6

8

10

12

-1

c [μmol l ]

Obr. 5 : Závislost akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu Chelex 100 na koncentraci rtuti v roztoku

1,1

cDGT/cb

0,9 0,7 0,5 0,3 0

2

4

6

8

10

12

pH Obr. 6 : Závislost faktoru výtěžnosti na pH modelového roztoku rtuti pro sorpční gel Chelex 100.

Brno, 2013

strana⏐ 14


1,2 1,0 cDGT/cb

0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 -4

-2

0

2

4

6

log(c)

Obr. 7 : Závislost faktoru výtěžnosti pro sorpční gel s Chelexem 100 na koncentraci huminových látek (plná čára) a chloridu sodného (přerušovaná čára) v modelovém roztoku rtuti

Brno, 2013

strana⏐ 15

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 7. Příprava nových sorpčních gelů Protože rtuť má velmi vysokou afinitu k thiolovým skupinám, pro stanovení rtuti technikou DGT začaly být hledány vhodné sorbenty obsahující tuto skupinu ve své struktuře. Vzhledem k tomu, že podnik Lachema v Brně v 80. letech minulého století vyráběl a prodával sorbent Spheron-Thiol, podařilo se získat tento sorbent v dostatečném množství, avšak ze starých zásob, neboť výroba tohoto sorbetu byla v pozdějších letech zastavena. Spheron-Thiol je glykolmethakrylátový gel ve kterém jsou akrylátové skupiny modifikovány reakcí s epichlorhydrinem a aktivní chlorová skupina bočního řetězce je poté převedena na isothiuroniovou sůl, která se v alkalickém prostředí štěpí za tvorby thiolových skupin [111]. Příprava sorpčního gelu se Spheron-thiolem byla jednoduchá a nelišila se od přípravy běžného sorpčního gelu s Chelexem 100. Spheron-Thiol byl přímo dávkován do gelového roztoku tvořící sorpční gel. Vzhledem k nedostupnosti Spheron-Thiolu byly prováděny další experimenty s komerčně dostupným sorbentem Duolite GT73 [74,112]. Duolite GT73 je makroporézní sorbent skládající se ze zesíťované polystyrenové matrice obsahující thiolové funkční skupiny [113]. Problém tohoto sorbentu spočíval v jeho větší velikosti částic, která se pohybovala v rozmezí 0,45 – 0,70 mm. Sorpční gel má přitom tlouštku pouhých 0,4 mm. Pro začlenění sorbentu Duolite GT73 do sorpčního gelu bylo nutné tento sorbent nadrtit, přesít ho přes síta o velikosti ok 0,15 mm a přečistit ho. Nadrcený, přesítovaný a přečištěný sorbent byl poté dávkován přímo do gelového roztoku tvořící sorpční gel. Testován byl také sorpční gel s oxidem titaničitým [113], neboť předchozí experimenty prokázaly, že TiO2 je vhodným sorpčním médiem pro ostatní kovy [114-116]. Příprava sorpčního gelu s TiO2 byla totožná s přípravou gelů s Chelexem 100, Spheron Thiol nebo s upraveným Duolite GT73. Kromě možnosti využít komerčně dostupné sorbenty byla vyzkoušena také příprava vlastních sorbentů [112]. Pro tento účel byl použit jako výchozí látka sorbent Iontosorb AV [13]. Základem sorbentu Iontosorb AV je makroporézní perlová celulóza na které je přes postraní řetězec ukotvena aminoaryl-β-ethylsulfonová funkční skupina. Množství aminoarylβ-ethyl-sulfonových funkčních skupin dosahuje až 1,36 mmol g-1. Pro modifikaci Iontosorbu AV byla arylaminová skupina sorbentu převedena na arendiazoniovou sůl, která následně ragovala s vybraným kopulačním činidlem [13,112] (obr.8). Jako kopulační činidlo byl použit 6-merkaptopurin. Ke 4 g promytého sorbetu Iontosorb AV bylo přidáno 30 ml kyseliny chlorovodíkové a ledová tříšť a směs byla důkladně míchána. Následně bylo do směsy přidáno 5,5 ml 2,5 mol l-1 dusitanu sodného. Po celou dobu reakce byla směs udržována při teplotě ≅ 3°C. Po 60 minutách míchání byla diazoniová sůl přefiltrována přes fritu S3 a promyta vodou o teplotě 5°C. Diazonová sůl byla v dalším kroku přidána do 130 ml 1 mol l-1 vychlazeného roztoku uhličitanu sodného obsahující 2 g 6-merkaptopurinu. Směs byla chlazena na teplotu 3-5°C a intenzivně míchána po dobu 60 minut. Vzniklý produkt byl odfiltrován přes fritu S3 a byl několikrát promyt vodou. Nezreagované kopulační činidlo bylo odstraněno promytím kyselinou chlorovodíkovou a vodou do neutrální reakce. Modifikovaný iontosorb AV byl skladován ve 20% roztoku ethanolu. Kvalitativní analýza prováděná pomocí infračervené spektroskopie potvrdila přítomnost thiolových skupin v připraveném produktu [112]. Kvantitativní analýza thiolových skupin v nově připraveném sorbetu byla provedena Brno, 2013

strana⏐ 16

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách nepřímou jodometrickou titrací. Obsah thiolových skupin v modifikovaném Iontosorbu AV byl 0,5 mmol g-1 [112]. Příprava akrylamidového sorpčního gelu s modifikovaným Iontosorbem AV se ukázala být poměrně náročná. Sorbent v akrylamidovém gelu z neznámého důvodu tvořil nesouměrné agregáty a nebylo možné připravit homogenní gel. Proto byl sorpční gel připraven z 3% roztoku agarosy, ve kterém modifikovaný Iontosorb AV již neagregoval, rozprostíral se v celém objemu gelu a vzniklý agarosový gel tak byl homogenní. Jako optimální se pro přípravu sorpčního gelu ukázala být navážka 0,25 g sorbentu. Postup zakotvení sorbentu v agarosovém gelu místo polyakrylamidového gelu později ve své práci použili také Massey a kol. [125]

Obr. 8 : Reakční schéma přípravy sorbentu Iontosorb AV-MP

Brno, 2013

strana⏐ 17

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 8. Testování nových sorpčních gelů

12

12

10

10

8

8

Mc [ng]

Mc [ng]

Nově připravené sorpční gely byly testovány dle stejných postupů popsaných v kapitole 6. Množství rtuti v sorpčních gelech lineárně rostlo s delší dobou expozice jednotek DGT v modelovém roztoku rtuti a souhlasilo s teoretickým množstvím akumulované rtuti vypočítané ze základní rovnice DGT (obr. 9). Množství akumulované rtuti bylo také ve všech testovaných sorpčních gelech nepřímo úměrné tloušťce difúzního gelu a souhlasilo s teoreticky vypočítaným množstvím akumulované rtuti (obr.10).

6 4

a

2

4

b

2 0

0 0

5 čas [h]

0

10

12

12

10

10

8

8

Mc [ng]

Mc [ng]

6

6 4

c

2

5 čas [h]

6 4

d

2

0

10

0

0

5 čas [h]

10

0

5 čas [h]

10

Obr. 9 : Závislost normalizovaného akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu na čase a) Duolite GT73 b) Spheron Thiol c) Iontosorb AV-MP d) TiO2 a znázornění teoretického množství akumulované rtuti vypočtené z rovnice 3 (přerušovaná čára)

Brno, 2013

strana⏐ 18

8

8

6

6

Mc [ng]

Mc [ng]


4

a

2 0

b

2 0

0,0

0,5

1,0 1,5 -1 1/Δ g [mm ]

2,0

0,0

8

0,5

1,0 1,5 -1 1/Δ g [mm ]

2,0

8

6

Mc [ng]

Mc [ng]

4

4

c

2

6 4

d

2 0

0 0,0

0,5

1,0 1,5 1/Δ g [mm -1]

2,0

0,0

1,0 -1 1/Δ g [mm ]

2,0

Obr. 10 : Závislost normalizovaného akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu na reciproké tloušťce difúzního gelu a) Duolite GT73 b) Spheron Thiol c) Iontosorb AV-MP d) TiO2 a znázornění teoretického množství akumulované rtuti vypočtené z rovnice 3 (přerušovaná čára)

Důležitým faktorem ovlivňující sorpci v sorpčním gelu je pH vnějšího roztoku (obr.11). Sorpce rtuti z modelového roztoku nebyla v případě sorpčního gelu s Duolitem GT73 a sorpčního gelu s modifikovaným iontosorbem AV téměř vůbec narušena, i když faktor výtěžnosti byl pro sorpční gel s modifikovaným Iontosorbem AV nepatrně nižší než u sorpčního gelu s Duolitem GT73 [104]. Sorpční gel se Spheron Thiolem vykazoval podobnou závislost sorpce rtuti na pH jako sorpční gel s Chelexem 100, v kyselém prostředí však sorpce probíhala stále velmi dobře s faktorem výtěžnosti ≅ 0,85. Nízký faktor výtěžnosti v alkalickém prostředí je způsoben snížením obsahu funkčních skupin Spheron Thiolu díky probíhajícím hydrolytickým reakcím ve struktuře sorbentu [117]. Sorpce rtuti v sorpčním gelu s oxidem titaničitým se výrazně snižovala při pH < 4, v rozmezí hodnot pH 6-10 však k ovlivnění sorpce nedocházelo a faktor výtěžnosti byl > 0,9. Snížení sorpčních vlastností rtuti v sorpčním gelu s oxidem titaničitým při nižším pH lze vysvětlit neutralizací povrchového náboje a překrytím aktivních míst na povrchu oxidu titaničitého [114,118].

Brno, 2013

strana⏐ 19


1,2

cDGT / cb

1,0 0,8 0,6 Duolite GT73

0,4

Iontosorb AV-MP Spheron Thiol

0,2

TiO2

0,0 0

2

4

6

8

10

12

pH Obr. 11 : Závislost faktoru výtěžnosti na pH v modelovém roztoku rtuti. Sorpce rtuti ve všech testovaných gelech byla nezávislá na iontové síle roztoku v rozmezí 0,5 mmol l-1 až 0,5 mol l-1 [104]. Faktor výtěžnosti byl vždy ≥ 0,9. Významný vliv na sorpci rtuti měla přítomnost vybraných ligandů, chloridů a huminových látek (obr.12,13). V případě chloridů se faktor výtěžnosti u všech testovaných sorpčních gelů pohyboval v rozmezí 0,8 – 1 [104]. Výjimku tvořil sorpční gel s oxidem titaničitým, u kterého faktor výtěžnosti dosahoval hodnot ≅ 0,4 již při relativně nízké koncentraci chloridů v modelovém roztoku 30 μg l-1. Se zvyšující se koncentrací chloridů v modelovém roztoku pak faktor výtěžnosti dále klesal až na hodnoty < 0,1 [113]. Pomocí výpočtů speciačního modelu Minteq bylo zjištěno, že při nižší koncentraci chloridů v roztoku je rtuť v roztoku přítomna stále, i když v malém množství, ve formě Hg2+ a HgCl+, které mohou být zachyceny v sorpčním gelu s oxidem titaničitým. Při vyšší koncentraci chloridů je však rtuť v modelovém roztoku přítomna v menším množství ve formě HgClOH, převážně ale ve formě HgCl2. Právě tyto formy rtuti nemohou být díky svému neutrálnímu charakteru na povrchu oxidu titaničitého účinně vázány a proto bylo dosaženo tak nízkých hodnot faktorů výtěžnosti. Při koncentraci huminových látek v modelovém roztoku do 0,1 mg l-1 bylo dosaženo poměrně dobrých hodnot faktoru výtěžnosti >0,8 pro všechny testované sorpční gely. S rostoucí koncentrací huminových látek v roztoku však faktor výtěžnosti klesal až na hodnotu ≅ 0,2 [104]. Větší hodnoty faktoru výtěžnosti při vyšších koncentracích huminových látek v modelovém roztoku byly zaznamenány v případě sorpčního gelu s oxidem titaničitým [113]. Větší faktor výtěžnosti pro sorpční gel s oxidem titaničitým lze vysvětlit nábojem který vzniká v huminových látkách disociací aminových, karboxylových, hydroxylových, ketonických a jiných funkčních skupin. Díky vzniklému náboji mohou být tyto látky včetně nasorbované rtuti sorpčním gelem s oxidem titaničitým zachyceny. .

Brno, 2013

strana⏐ 20


1,2

cDGT / cb

1,0 0,8 Duolite GT73

0,6

Spheron Thiol Iontosorb AV-MP

0,4

TiO2

0,2 0,0 -2

-1,5

-1

-0,5

0

0,5

1

1,5

log (c) Obr. 12 : Závislost faktoru výtěžnosti na koncentraci chloridu sodného v modelovém roztoku rtuti.

1,2

Duolite GT73

1,0

Spheron Thiol

cDGT / cb

Iontosorb AV-MP

0,8

TiO2

0,6 0,4 0,2 0,0 -3

-2

-1

0

1

2

log (c)

Obr. 13 : Závislost faktoru výtěžnosti na koncentraci huminových látek v modelovém roztoku rtuti.

Brno, 2013

strana⏐ 21

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách Sorpční kapacity testovaných sorpčních gelů klesaly v pořadí Duolite GT73 > Spheron Thiol > TiO2 > Iontosorb AV-MP (obr.14) [104] a byly srovnatelné s jinými sorpčními gely používanými pro stanovení rtuti a ostatních kovů technikou DGT. Ve všech případech praktická sorpční kapacita gelu postačovala pro několikadenní expozici vzorkovacích jednotek v reálném systému přírodních vod. Z trojnásobku směrodatné odchylky stanoveného množství rtuti v neexponovaných sorpčních gelech byly vypočteny limity detekce pro stanovení rtuti technikou DGT při 24 hod expoziční době a tloušťce difúzní vrstvy 0,63 mm. Tyto limity detekce byly 0,53 ng l-1 (Spheron Thiol), 0,36 ng l-1 (Iontosorb AV-MP), 0,18 ng l-1 (TiO2) a 0,15 ng l-1 (Duolite GT73) [104]. Stanovené limity detekce pokrývají přirozený obsah rtuti v přírodních vodách. Nižších detekčních limitů lze díky zkoncentrování rtuti v sorpčních gelech dosáhnout při delších expozičních časech.

6

Duolite GT73

5

Spheron Thiol

nD [μmol]

TiO2

4

Iontosorb AV-MP

3 2 1 0 0

2

4

6

8

10

12

-1

c [μmol l ]

Obr. 14 : Závislost akumulovaného množství rtuti v sorpčních gelech na koncentraci rtuti v roztoku.

Brno, 2013

strana⏐ 22

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 9. Aplikace v reálném prostředí Technika DGT s různými sorpčními gely byla aplikována v různém prostředí přírodních vod, na řece Jihlavě nedaleko Nových Bránic, na řece Deule v severní Francii, v sedimentech řeky Deule a v sedimentech Severního moře v blízkosti přístavu Ostende v Belgii. Řeka Jihlava pramení na Českomoravské vrchovině u Počátek a je pravostranným přítokem řeky Svratka, do níž se vlévá v blízkosti vodní nádrže Nové Mlýny. Celková délka toku řeky Jihlava je 181 km a plocha jejího povodí je 3000 km2. Vzorkování na řece Jihlava probíhalo pomocí vzorkovací stanice instalované do vodního toku pod mostem mezi Moravskými a Novými Bránicemi [13] (obr.15). Expoziční doba vzorkovacích jednotek byla 3 týdny. Na začátku a na konci expozice byla vždy změřena teplota vody a byl odebrán vzorek vody pro stanovení celkové koncentrace rtuti. Výsledky analýzy jsou shrhuty v tabulce 1.

Obr. 15 : Vzorkovací místo na řece Jihlavě, nedaleko Nových Bránic

Brno, 2013

strana⏐ 23


M (ng) c (ng l-1)

Duolite GT73 285 547

Spheron Thiol 233 445

Iontosorb AV-MP 197 378

TiO2 44 84

Chelex100 32 61

Tab. 1 : Množství rtuti akumulované v jednotkách DGT s různými sorpčními gely a koncentrace rtuti v řece Jihlavě vypočtená z rovnice 3.

Z výsledků uvedených v tabulce 1 je patrný rozdíl v množství akumulované rtuti mezi jednotlivými použitými sorpčními gely. Podle očekávání nejvíce rtuti akumulovaly sorpční gely obsahující ve své struktuře thiolové funkční skupiny. Množství rtuti akumulované jednotkou DGT se sorpčním gelem obsahující Iontosorb AV-MP může být ovlivněno drobným mikrobiálním nárůstem na filtru jednotky DGT. Tento biofilm byl také zaznamenán u DGT jednotky obsahující sorpční gel s TiO2. U ostatních vzorkovacích jednotek nebylo pokrytí filtru biofilmem zaznamenáno. Nárůst biofilmu na vzorkovacích jednotkách DGT při delších expozičních časech je velkým problémem, obzvláště v málo tekoucích eutrofních vodách [119]. Pro zamezení nárůstu biofirmu na povrchu vzorkovacích jednotek DGT byla např. vyzkoušena impregnace filtrů různými antibiotickými látkami [120]. Množství celkové rozpuštěné rtuti v řece Jihlavě bylo stanoveno 550 ± 12 ng l-1. Koncentrace rtuti naměřená technikou DGT se sorpčními gely Duolite GT73 a Spheron Thiol této koncentraci odpovídala, čímž se potvrdila použitelnost techniky DGT s navrženými sorpčními gely pro stanovení rtuti v reálném prostředí. Na základě provedených laboratorních experimentů se lze domnívat, že nižší koncentrace měřené jednotkami DGT se sorpčními gely obsahující Chelex 100 a oxid titaničitý jsou způsobeny tvorbou stabilních komplexů rtuti v řece Jihlava s přírodními ligandy (sírany, uhličitany, chloridy, huminové látky). Řeka Deule je významným dopravním kanálem pro nákladní lodi a spojuje řadu větších měst, především pak Lille, s řekou Lys do které se vlévá u Deulemontu a která je přítokem řeky Scheld tekoucí do Severního moře. Blízko města Douai byla při ústí této řeky postavena továrna Metaleurop zpracovávající vytěženou rudu z oblasti severní Francie a zabývající se výrobou zinku a olova. Průmyslová výroba zde způsobila znečištění vodního toku olovem, zinkem, a kromě dalších kovů také rtutí [121,122]. Výroba v továrně Metaleurop byla ukončena v roce 2003, znečištění řeky Deule je však stále poměrně vysoké, neboť těžké kovy jsou nahromaděny v sedimentech na dně řeky. V blízkosti této továrny na dvou místech byly odebrány vzorky vod a sedimentů (obr. 16) a přichycením na plovoucí bóje zde byly také exponovány vzorkovací jednotky DGT po dobu 5 dnů. Výsledky z tohoto vzorkování jsou zobrazeny v tabulce 2 a 3 a na obrázcích 17 a 18. Celková koncentrace rozpuštěné rtuti v řece Deule byla v místě I 20,9 ng l-1 a v místě II 8,2 ng l-1. Vzorkovací místo I bylo umístěno po proudu od továrny Metaleurop a v malé zátoce. V této zátoce změnou rychlosti proudění říční vody dochází k sedimentaci nerozpuštěných látek které na svém povrchu mohou sorbovat rtuť. Množství celkové rtuti v sedimentech je zde až 20 mg kg-1. Geochemickými procesy a působením různých organismů na rozhraní voda-sediment může docházet ke zpětnému uvolňování rtuti do vodního sloupce, což společně s menším

Brno, 2013

strana⏐ 24

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách prouděním vody může vést k vyšší celkové koncentraci rtuti v říční vodě měřené na tomto stanovišti. Koncentrace rtuti v řece Deule naměřené technikou DGT se velmi blížily hodnotám celkové rozpuštěné koncentrace rtuti, pouze jednotkou DGT se sorpčním gelem Chelex 100 byly naměřeny nižší koncentrace podobně jako při expozici jednotek DGT v řece Jihlavě. Zajímavých výsledků bylo také dosaženo aplikací jednotek DGT v odebraném sedimentu. Pro aplikaci v sedimentech používá technika DGT odlišné vzorkovací jednotky DGT, princip měření a interpretace výsledků jsou však za předpokladu rychlého doplňování rtuti z pevné fáze do pórové vody sedimentu stejné jako při aplikaci jednotek DGT pro stanovení rtuti v povrchových vodách [5,123].

Obr. 16 : Vzorkovací místa na řece Deule v blízkosti továrny Metaleurop

Brno, 2013

strana⏐ 25


M (ng) c (ng l-1)

Duolite GT73 2,9 19,2

Spheron Thiol 2,5 16,6

Chelex100 0,6 3,9

Tab. 2 : Množství rtuti akumulované v jednotkách DGT s různými sorpčními gely a koncentrace rtuti v řece Deule pro vzorkovací místo I vypočtená z rovnice 3.

M (ng) c (ng l-1)

Duolite GT73 1,26 7,8

Spheron Thiol 0,92 5,9

Chelex100 0,31 2,1

Tab. 3 : Množství rtuti akumulované v jednotkách DGT s různými sorpčními gely a koncentrace rtuti v řece Deule pro vzorkovací místo II vypočtená z rovnice 3. Koncentrace rtuti v pórové vodě sedimentů naměřená jednotkami DGT se sorpčními gely obsahující thiolové funkční skupiny byla velmi blízká koncentraci rtuti v pórové vodě získané centrifugací odebraného sloupce sedimentu v inertní dusíkové atmosféře. Kromě toho naměřená maxima koncentrací rtuti velmi dobře korelovala s pozicemi redukčních zón železa a manganu. Aplikací jednotek DGT v odebraných sedimentech tak byly získány hloubkové profily rtuti s rozlišením 0,5 cm umožňující studovat geochemický cyklus rtuti probíhající v sedimentech, což jiné techniky prozatím neumožňují. Koncentrace rtuti naměřená technikou DGT se sorpčním gelem obsahující Chelex 100 byla výrazně nižší v porovnání s koncentracemi naměřenými jednotkami DGT obsahující sorpční gely s thiolovými skupinami. Zatímco pomocí jednotek DGT se sorpčními gely Spheron Thiol nebo Duolite GT73 jsou pravděpodobně měřeny i formy rtuti vázané v stabilních organických komplexech, jednotka DGT se sorpčním gelem obsahující Chelex 100 je schopná měřit pouze volné hydratované ionty rtuti a labilní anorganické, popř. organické komplexy. Tato schopnost by při současné aplikaci několika jednotek DGT s různými sorpčními gely mohla být použita pro speciační (frakcionační) analýzu. Podobných výsledků jako při aplikaci jednotek DGT v řece Deule bylo dosaženo při aplikaci jednotek DGT v sedimentech odebraných z mořského dna nedaleko přístavu Oostende v Belgii a v sedimentech odebraných z řeky Lys [124].

Brno, 2013

strana⏐ 26


DGT

4

b

CENTR

2

c

2 0

0

0

-2

-2

-2 -4 -6

hloubka [cm]

2 hloubka [cm]

hloubka [cm]

a

4

4

6

-4 -6 -8

-8

-4 -6 -8

-10

-10

-12

-12

-12

-14

-14

-14

-10

0 10 20 30 40 50

0 10 20 30 40 50

koncentrace [ng.l-1]


0.00

0.03

0.05


Obr. 17 : Hloubkové profily rtuti v sedimentu řeky Deule pro vzorkovací místo I – a) Duolite GT73 b) Spheron Thiol c) Chelex100

4

b

DGT CENTR

2

hloubka [cm]

hloubka [cm]

0 -2 -4 -6 -8 -10 -12

4

c

2

10

20

30 -1

koncentrace [ng.l ]

2 0

-2

-2

-4 -6 -8

-4 -6 -8

-10

-10

-12

-12

-14

0

4

0 hloubka [cm]

a

-14 0

2

4

6

8 10 -1

koncentrace [ng.l ]

0.00 0.01 0.02 0.03 koncentrace [ng.l-1]

Obr. 18 : Hloubkové profily rtuti v sedimentu řeky Deule pro vzorkovací místo II – a) Duolite GT73 b) Spheron Thiol c) Chelex100

Brno, 2013

strana⏐ 27

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 10. Závěr Technika DGT je jednoduchá prekoncentrační in situ technika umožňující díky sorpci rtuti v sorpčním gelu oddělit rtuť od mnohdy komplikované matrice, čímž značně zjednošuje konečnou analýzu. Kombinováním více jednotek s různými typy sorpčních a difúzních gelů lze techniku DGT úspěšně použít ke speciační analýze. Technikou DGT lze získat hloubkové koncentrační profily rtuti v pórové vodě sedimentů s rozlišením 0,5 cm a menším, což umožňuje sledovat různé geochemiké procesy v sedimentech. Během několikaletého studia techniky difúzního gradientu v tenkém filmu se podařilo tuto techniku vyvinout pro měření rtuti v přírodních systémech a ověřit její využití v reálných systémech přírodních vod. Publikace které vznikly při řešení této problematiky využila společnost Exposmetr AB ve Švédsku ke komerční výrobě vzorkovacích jednotek DGT pro měření rtuti v přírodních vodách a v sedimentech. V současné době tyto vzorkovací jednotky prodává přímo firma DGT research Ltd, kterou vlastní zakladatelé techniky DGT Wiliam Davison a Hao Zhang. Výsledky práce na fakultě chemické VUT v Brně v oblasti stanovení rtuti technikou DGT vedly další vědce z celého světa k pokračování započatého výzkumu, např. k syntéze dalších nových sorpčních gelů, k upřesnění difúzních koeficientů různých forem rtuti v difúzním gelu nebo k dalším aplikacím techniky DGT pro in situ stanovení rtuti v životním prostředí [125-134].

Brno, 2013

strana⏐ 28

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 11. Seznam použitých zkratek a symbolů

DGT....................................... diffusive gradient in thin films technique F-AAS.................................... flame atomic absorption spectrometry ET-AAS................................. electro-thermal atomic absorption spectrometry CV-AAS................................. cold vapour atomic absorption spectrometry CV-AFS................................. cold vapour atomic fluorescence spectrometry MIP-AES............................... microwave induced plasma atomic emission spectrometry ICP-OES............................... inductively coupled plasma atomic emission spectrometry ICP-MS................................. inductively coupled plasma mass spectrometry LA-ICP-MS........................... laser ablation inductively coupled plasma mass spectrometry GC........................................ gas chromatography HPLC.................................... high performance liquid chromatography IC.......................................... ion chromatography ASV...................................... anodic stripping voltammetry DP-ASV................................ differential pulse anodic stripping voltammetry XRF...................................... X-ray fluorescence PIXE..................................... particle-induced X-ray emission F........................................... tok analytu přes difúzní gel v technice DGT D.......................................... difúzní koeficient M......................................... množství analytu akumulované v sorpčním gelu A.......................................... plocha difúzní vrstvy T.......................................... termodynamická teplota t........................................... teplota v °C Δg........................................ tloušťka difúzní vrstvy ML....................................... komplex kovu M s ligandem L Mc....................................... množství analytu akumulované v sorpčním gelu normalizované na koncentraci analytu v roztoku c0........................................ koncentrace analytu na povrchu sorpčního gelu cDGT.................................... koncentrace analytu stanovená technikou DGT cb....................................... koncentrace alytu ve zkoumaném systému nd....................................... látkové množství rtuti v sorpčním gelu (disku)

Brno, 2013

strana⏐ 29

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 12. Přehled citované literatury

[1]

BUFFLE, J a George HORVAI. In-situ monitoring of aquatic systems: chemical analysis and speciation. New York: Wiley, 2000, 623 p. ISBN 04-714-8979-4.

[2]

MILLS, Graham A., Richard GREENWOOD, Branislav VRANA, Ian J. ALLAN a Tomas OCELKA. Measurement of environmental pollutants using passive sampling devices a commentary on the current state of the art. Journal of Environmental Monitoring. 2011, roč. 13, č. 11, s. 2979-.2982

[3]

AGUILAR-MARTINEZ, Rocio, Richard GREENWOOD, Graham A. MILLS, Branislav VRANA, Maria A. PALACIOS-CORVILLO a Maria M. GOMEZGOMEZ. Assessment of Chemcatcher passive sampler for the monitoring of inorganic mercury and organotin compounds in water. International Journal of Environmental Analytical Chemistry. 2008-02-15, roč. 88, č. 2, s. 75-90.

[4]

VRANA, Branislav, Ian J. ALLAN, Richard GREENWOOD, Graham A. MILLS, Ewa DOMINIAK, Katarina SVENSSON, Jesper KNUTSSON a Gregory MORRISON. Passive sampling techniques for monitoring pollutants in water. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 2005, roč. 24, č. 10, s. 845-868.

[5]

DIVIŠ, Pavel, Hana DOČEKALOVÁ a Veronika ŘEZÁČOVÁ. Gelové techniky pro měření in situ ve vodách, půdách a vsedimentech. Chemické Listy. 2005, roč. 99, č. 9, s. 640-646.

[6]

ALLAN, Ian J., Jesper KNUTSSON, Nathalie GUIGUES, Graham A. MILLS, AnneMarie FOUILLAC a Richard GREENWOOD. Chemcatcher® and DGT passive sampling devices for regulatory monitoring of trace metals in surface water. Journal of Environmental Monitoring. 2008, roč. 10, č. 7, s. 821-829.

[7]

MANCE, Geoffrey. Pollution threat of heavy metals in aquatic environments. New York, Elsevier Science, 1987, 372 p. ISBN 18-516-6039-9.

[8]

DAVISON, W. a H. ZHANG. In situ speciation measurements of trace components in natural waters using thin films gels. Nature. roč. 367, č. 6463, s. 546-548.

[9]

GARMO, Oyvind A., William DAVISON a Hao ZHANG. Interactions of Trace Metals with Hydrogels and Filter Membranes Used in DET and DGT Techniques. Environmental Science. 2008, roč. 42, č. 15, s. 5682-5687.

[10]

KUDO, A, Y FUJIKAWA, S MIYAHARA, J ZHENG, H TAKIGAMI, M SUGAHARA a T MURAMATSU. Lessons from minamata mercury pollution, Japan? After a continuous 22 years of observation. Water Science and Technology. 1998, roč. 38, č. 7, s. 187-193.

[11]

FRIŠHANSOVÁ, Hana. Studium vlastností sorpčních gelů pro stanovení rtuti technikou DGT. Diplomová práce. 2009, Fakulta chemická VUT v Brně.

Brno, 2013

strana⏐ 30


[12]

SZKANDERA, Roman. Testování modifikovaných sorbentů Iontosorb pro použití v technice difúzního gradientu v tenkém filmu. Diplomová práce. 2008, Fakulta chemická VUT v Brně.

[13]

SZKANDERA, Roman. Vývoj techniky difúzníhogradientu v tenkém filmu pro stanovení rtuti ve vodných systémech. Dizertační práce. 2011, Fakulta chemická VUT v Brně.

[14]

DIVIŠ, Pavel, Hana DOČEKALOVÁ, Lukáš BRULÍK, Marek PAVLIŠ a Petr HEKERA. Use of the diffusive gradients in thin films technique to evaluate (bio)available trace metal concentrations in river water. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 2007, roč. 387, č. 6, s. 2239-2244.

[15]

DIVIŠ, Pavel, Jiří MACHÁT, Roman SZKANDERA a Hana DOČEKALOVÁ. In situ Measurement of Bioavailable Metal Concentrations at the Downstream on the Morava River using Transplanted Aquatic mosses and DGT Technique. International Journal of Environmental Research. 2012, roč. 6, č. 2, s. 87-94.

[16]

MATÚŠ, P., S. ČERŇANSKÝ, M. URÍK, J. MEDVEĎ, M. BUJDOŠ, Z. KRAMAŘIVÁ, M. KALIŠ, I. HAGAROVÁ, J. KUBOVÁ, J. ŠEVC, P. DIVIŠ a L. BRULÍK. Quantification of biosorption, bioaccumulation and biovolatilization of labiále aluminium and thalium species by fungl biomass using the atomic spectroscopy techniques. Transaction of the Universities of Košice. 2008 , č. 3, s. 97105.

[17]

GAO, Y., M. LEERMAKERS, C. GABELLE, P. DIVIS, G. BILLON, B. OUDDANE, J.-C. FISCHER, M. WARTEL a W. BAEYENS. High-resolution profiles of trace metals in the pore waters of riverine sediment assessed by DET and DGT. Science of The Total Environment. 2006, roč. 362, 1-3, s. 266-277.

[18]

KUBOVÁ, J., P. MATÚŠ, M. BUJDOŠ, I. HAGAROVÁ, J. MEDVEĎ, P. DIVIŠ a H. DOČEKALOVÁ. Optimized BCR 3-step sequential and dilute HCl single extraction protocols-The suitable tools for soil plant metal transfer prediction in polluted areas? Transaction of the Universities of Košice. 2008 č. 3, s. 50-58.

[19]

Global Mercury Assessment 2013: Sources, Emissions, Releases and Environmental Transport. Ženeva : United Nations Environment Programme, 2013.

[20]

BAEYENS, Willy, Ralf EBINGHAUS a Oleg VASILIEV. Global and regional mercury cycles: sources, fluxes and mass balances. Boston: Kluwer Academic, 1996, 563 p. ISBN 07-923-4314-X.

[21]

HAUSEROVÁ, Pavlína, Karel JANÁK, Petr KUBÁŇ, Jana PAVLÍČKOVÁ a Vlastimil KUBÁŇ. Chemické formy rtuti ve vodních ekosystémech - vlastnosti, úrovně, koloběh a stanovení. Chemické listy. Praha: Česká společnost chemická, 2006, roč. 100, č. 10.

Brno, 2013

strana⏐ 31


[22]

PIRRONE, N., S. CINNIRELLA, X. FENG, R. B. FINKELMAN, H. R. FRIEDLI, J. LEANER, R. MASON, A. B. MUKHERJEE, G. B. STRACHER, D. G. STREETS a K. TELMER. Global mercury emissions to the atmosphere from anthropogenic and natural sources. Atmospheric Chemistry and Physics. 2010, roč. 10, č. 13, s. 59515964.

[23]

MOREL, Francois M. M., Anne M. L. KRAEPIEL a Marc AMYOT. The chemical cycle and bioaccumulation of mercury. Annual Review of Ecology and Systematics. 1998, roč. 29, č. 1, s. 543-566.

[24]

LINDQVIST, Oliver. Atmospheric mercury-a review. Tellus. 1985, 37B, s. 136-159.

[25]

HORVAT Milena. Mercury behaviour in estuarine and coastal environment. In:. Water pollution IV: modelling, measuring, and prediction. (ed.:RAJAR, R a C BREBBIA) Boston: Computational Mechanics Publications, 1997, 808 p. ISBN 18-531-2470-2.

[26]

MASON, R. P., J. R. REINFELDER a F. M. M. MOREL. Bioaccumulation of mercury and methylmercury. Water, Air ,and soil Pollution. 1995, roč. 80, 1-4, s. 915921.

[27]

WATRAS, C.J., R.C. BACK, S. HALVORSEN, R.J.M. HUDSON, K.A. MORRISON a S.P. WENTE. Bioaccumulation of mercury in pelagic freshwater food webs. Science of The Total Environment. 1998, roč. 219, 2-3, s. 183-208.

[28]

LEERMAKERS, Martine, Willy BAEYENS, Philippe QUEVAUVILLER a Milena HORVAT. Mercury in environmental samples: Speciation, artifacts and validation. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 2005, roč. 24, č. 5, s. 383-393.

[29]

PARKER, Jennifer L. a Nicolas S. BLOOM. Preservation and storage techniques for low-level aqueous mercury speciation. Science of The Total Environment. 2005, roč. 337, 1-3, s. 253-263.

[30]

YU, Li-Ping a Xiu-Ping YAN. Factors affecting the stability of inorganic and methylmercury during sample storage. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 2003, roč. 22, č. 4, s. 245-253.

[31]

DOVE, A., B. HILL, P. KLAWUNN, J. WALTHO, S. BACKUS a R.C. MCCREA. Spatial distribution and trends of total mercury in waters of the Great Lakes and connecting channels using an improved sampling technique. Environmental Pollution. 2012, roč. 161, s. 328-334.

[32]

BRUGMANN, Lutz, Ewald GEYER a Rainer KAY. A new teflon sampler for trace metal studies in seawater. Marine Chemistry. 1987, roč. 21, č. 1, s. 91-99.

[33]

LAXEN, Duncan P. H. a Roy M. HARRISON. Cleaning methods for polythene containers prior to the determination of trace metals in fresh water samples. Analytical Chemistry. 1981, roč. 53, č. 2, s. 345-350.

Brno, 2013

strana⏐ 32


[34]

KINSELLA, Brian. a Rodney L. WILLIX. Ultrasonic bath in container preparation for storage of seawater samples in trace metal analysis. Analytical Chemistry. 1982, roč. 54, č. 14, s. 2614-2616.

[35]

FREIMANN, Peter, Diether SCHMIDT a Karl SCHOMAKER. Mercos - A simple Teflon sampler for ultratrace metal analysis in seawater. Marine Chemistry. 1983, roč. 14, č. 1, s. 43-48.

[36]

CAROLI, S., G. FORTE, A.L. IAMICELI a A. LUSI. Stability of Mercury Dilute Aqueous Solutions: An Open Issue. Microchemical Journal. 1996, roč. 54, č. 4, s. 418-428.

[37]

LANSENS, Patrick, Carine MEULEMAN a Willy BAEYENS. Long-term stability of methylmercury standard solutions in distilled, deionized water. Analytica Chimica Acta. 1990, roč. 229, s. 281-285.

[38]

ŠTEFANIDESOVÁ, Vlasta, Jana SEIDLEROVÁ a Pavlína DVORSKÁ. Stabilizace standardních roztoků pro stanovení rtuti technikou AAS. Chemické listy, 2002, roč. 96, č. 2, s. 117-119.

[39]

MORITA, Hideyoshi, Hideji TANAKA a Shigeru SHIMOMURA. Atomic fluorescence spectrometry of mercury: principles and developments. Spectrochimica Acta Part B: Atomic Spectroscopy. 1995, roč. 50, č. 1, s. 69-84.

[40]

CLEVENGER, W. L., B. W. SMITH a J. D. WINEFORDNER. Trace Determination of Mercury: A Review. Critical Reviews in Analytical Chemistry. 1997, roč. 27, č. 1, s. 1-26.

[41]

ZHANG, D.Q., L.L. YANG, J.M. SUN a H.W. SUN. In-situ concentration and determination of mercury by graphite furnace atomic absorption spectrometry with Pd-Rh as the chemical modifier. Fresenius journal of Analytical Chemistry. 1999, roč. 363, č. 4, s. 359-363.

[42]

KOROLCZUK, Mieczyslaw. Sensitive and selective determination of mercury by differential pulse stripping voltammetry after accumulation of mercury vapour on a gold plated graphite electrode . Fresenius Journal of Analytical Chemistry. 1997, roč. 357, č. 4, s. 389-391.

[43]

CANO-PAVON, Jose M., Amparo Garcia DE TORRES, Fuensanta SANCHEZROJAS a Pedro CANADA-RUDNER. Analytical Methods for Mercury Speciation in Environmental and Biological Samples - An Overview. International Journal of Environmental Analytical Chemistry. 1999, roč. 75, 1-2, s. 93-106.

[44]

ZÁVADSKÁ, Mária a Mária ŽEMBERYOVÁ. Determination and speciation of organomercurials in environmental samples by AAS. Chemické Listy. 1999, roč. 93, č. 2, s. 91-98.

Brno, 2013

strana⏐ 33


[45]

AIZPUN, B., Maria Luisa FERNANDEZ, E. BLANCO a Alfredo SANZ-MEDEL. Speciation of inorganic mercury(II) and methylmercury by vesicle-mediated highperformance liquid chromatography coupled to cold vapour atomic absorption spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry. 1994, roč. 9, č. 11, s. 12791284.

[46]

ZACHARIADIS, George A., Aristidis N. ANTHEMIDIS, Emmanouil I. DAFTSIS a John A. STRATIS. On-line speciation of mercury and methylmercury by cold vapour atomic absorption spectrometry using selective solid phase extraction. Journal of Analytical Atomic Spectrometry. 2005, roč. 20, č. 1, s. 63-65.

[47]

QVARNSTROM, Johanna, Qiang TU, Wolfgang FRECH a Christian LUDKE. Flow injection-liquid chromatography-cold vapour atomic absorption spectrometry for rapid determination of methyl and inorganic mercury. The Analyst. 2000, roč. 125, č. 6, s. 1193-1197.

[48]

BERZAS NEVADO, J.J., R.C. RODRIGUEZ MARTIN-DOIMEADIOS, E.M. KRUPP, F.J. GUZMAN BERNARDO, N. RODRIGUEZ FARINAS, M. JIMANEZ MORENO, D. WALLACE a M.J. PATINO ROPERO. Comparison of gas chromatographic hyphenated techniques for mercury speciation analysis. Journal of Chromatography A. 2011, roč. 1218, č. 28, s. 4545-4551.

[49]

SANCHEZ-RODAS, D., W. T. CORNS, B. CHEN a P. B. STOCKWELL. Atomic Fluorescence Spectrometry: a suitable detection technique in speciation studies for arsenic, selenium, antimony and mercury. Journal of Analytical Atomic Spectrometry. 2010, roč. 25, č. 7, s. 933-946.

[50]

STOICHEV, Teodor, David AMOUROUX, Rosa C. Rodriguez MARTINDOIMEADIOS, Mathilde MONPERRUS, Olivier F. X. DONARD a Dimiter L. TSALEV. Speciation Analysis of Mercury in Aquatic Environment. Applied Spectroscopy Reviews. 2006, roč. 41, č. 6, s. 591-619.

[51]

EMTEBORG, Hakan, Hans-Werner SINEMUS, Bernard RADZIUK, Douglas C. BAXTER a Wolfgang FRECH. Gas chromatography coupled with atomic absorption spectrometry a sensitive instrumentation for mercury speciation. Spectrochimica Acta Part B: Atomic Spectroscopy. 1996, roč. 51, č. 8, s. 829-837.

[52]

MURILLO, Miguel, Nereida CARRIAN, Jose CHIRINOS, Alexis GAMMIERO a Edmondo FASSANO. Optimization of experimental parameters for the determination of mercury by MIP/AES. Talanta. 2001-04-12, roč. 54, č. 2, s. 389-395.

[53]

SMITH, Ralph G. Determination of mercury in environmental samples by isotope dilution/ICPMS. Analytical Chemistry. 1993, roč. 65, č. 18, s. 2485-2488.

[54]

CHEN, Chih-Shyue a Shiuh-Jen JIANG. Determination of As, Sb, Bi and Hg in water samples by flow-injection inductively coupled plasma mass spectrometry with an insitu nebulizer/hydride generator. Spectrochimica Acta Part B: Atomic Spectroscopy. 1996, roč. 51, č. 14, s. 1813-1821.

Brno, 2013

strana⏐ 34


[55]

BLOXHAM, Martin J., Anthony GACHANJA, Steve J. HILL a Paul J. WORSFOLD. Determination of mercury species in sea-water by liquid chromatography with inductively coupled plasma mass spectrometric detection. Journal of Analytical Atomic Spectrometry. 1996, roč. 11, č. 2, s. 145-148.

[56]

JACKSON, Brian, Vivien TAYLOR, R. Arthur BAKER a Eric MILLER. Low-Level Mercury Speciation in Freshwaters by Isotope Dilution GC-ICP-MS. Environmental Science. 2009, roč. 43, č. 7, s. 2463-2469.

[57]

SHAW, Matthew J a Paul R HADDAD. The determination of trace metal pollutants in environmental matrices using ion chromatography. Environment International. 2004, roč. 30, č. 3, s. 403-431.

[58]

NIAZI, Ali, Tahereh MOMENI-ISFAHANI a Zahra AHMARI. Spectrophotometric determination of mercury in water samples after cloud point extraction using nonionic surfactant Triton X-114. Journal of Hazardous Materials. 2009-06-15, roč. 165, 1-3, s. 1200-1203.

[59]

KHABAROV, Yu. G. a V. A. VESHNYAKOV. Spectrophotometric determination of mercury(II) with sodium sulfite. Journal of Analytical Chemistry. 2009, roč. 64, č. 3, s. 238-240.

[60]

AHMED, M.J. a M.S. ALAM. A rapid spectrophotometric method for the determination of mercury in environmental, biological, soil and plant samples using diphenylthiocarbazone. Spectroscopy-An International Journal. 2003, s. 45-52.

[61]

VILTCHINSKAIA, E. A., L. L. ZEIGMAN, D. M. GARCIA a P. F. SANTOS. Simultaneous determination of mercury and arsenic by anodic stripping voltammetry. Electroanalysis. 1997, roč. 9, č. 8, s. 633-640.

[62]

MEYER, S., F. SCHOLZ a R. TRITTLER. Determination of inorganic ionic mercury down to 5x10(-14) mol l(-1) by differential pulse anodic stripping voltammetry . Fresenius Journal of Analytical Chemistry. 1996, roč. 356, č. 3-4, s. 247-252.

[63]

KOROLCZUK, Mieczyslaw a Anna STEPNIOWSKA. Stripping Voltammetric Determination of Methylmercury in the Presence of Inorganic Mercury. Electroanalysis. 2010, roč. 22, 17-18, s. 2087-2091.

[64]

BERNALTE, E., C. MARAN SANCHEZ a E. PINILLA GIL. Gold nanoparticlesmodified screen-printed carbon electrodes for anodic stripping voltammetric determination of mercury in ambient water samples. Sensors and Actuators B: Chemical. 2012, roč. 161, č. 1, s. 669-674.

[65]

BELTAGI, Amr M., Enass M. GHONEIM a Mohamed M. GHONEIM. Simultaneous determination of cadmium (II), lead (II), copper (II) and mercury (II) by square-wave anodic stripping voltammetry at a montmorillonite-calcium modified carbon paste electrode. International Journal of Environmental Analytical Chemistry. 2011-01-15, roč. 91, č. 1, s. 17-32.

Brno, 2013

strana⏐ 35


[66]

ABOLLINO, Ornella, Agnese GIACOMINO, Mery MALANDRINO, Sara MARRO a Edoardo MENTASTI. Voltammetric determination of methylmercury and inorganic mercury with an home made gold nanoparticle electrode. Journal of Applied Electrochemistry. 2009, roč. 39, č. 11, s. 2209-2216.

[67]

CESARINO, Ivana a Andrea Tadeua Gomes CAVALHEIRO. Thiol-Functionalized Silica Thin Film Modified Electrode in Determination of Mercury Ions in Natural Water. Electroanalysis. 2008, roč. 20, č. 21, s. 2301-2309.

[68]

ŠVANCARA, Ivan, Milan MATOUŠEK, Eugen SIKORA, Klemens SCHACHL, Kurt KALCHER a Karel VYTŘAS. Carbon paste electrodes plated with a gold film for the voltammetric determination of mercury(II). Electroanalysis. 1997, roč. 9, č. 11, s. 827-833.

[69]

KOPYSC, Edyta, Krystyna PYRZYNSKA, Slawomir GARBOS a Ewa BULSKA. Determination of Mercury by Cold-Vapor Atomic Absorption Spectrometry with Preconcentration on a Gold-Trap. Analytical Sciences. 2000, roč. 16, č. 12, s. 13091312.

[70]

LEOPOLD, Kerstin, Michael FOULKES a Paul J. WORSFOLD. Preconcentration techniques for the determination of mercury species in natural waters. TrAC Trends in Analytical Chemistry. 2009, roč. 28, č. 4, s. 426-435.

[71]

MANZOORI, Jamshid L., Mohammad H. SOROURADDIN a A. M. Haji SHABANI. Determination of mercury by cold vapour atomic absorption spectrometry after preconcentration with dithizone immobilized on surfactant-coated alumina. Journal of Analytical Atomic Spectrometry. roč. 13, č. 4, s. 305-308.

[72]

CHWASTOWSKA, J. Chelating 2-mercaptobenzothiazole loaded resin. Application to the separation of inorganic and alkylmercury species for their atomic absorption spectrometry determination in natural waters. Talanta. roč. 49, č. 4, s. 837-842.

[73]

MONDAL, Bhim Chandra, Debasis DAS a Arabinda K DAS. Application of a new resin functionalised with 6-mercaptopurine for mercury and silver determination in environmental samples by atomic absorption spectrometry. Analytica Chimica Acta. 2001, roč. 450, 1-2, s. 223-230.

[74]

POHL, Pawel a Bartlomiej PRUSISZ. Preconcentration of Mercury Using Duolite GT-73 in the Analysis of Water Samples by Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectrometry. Analytical Sciences. 2004, roč. 20, č. 9, s.

[75]

GHAEDI, Mehrorang, Mohammad REZA FATHI, Ardeshir SHOKROLLAHI a Fahimeh SHAJARAT. Highly Selective and Sensitive Preconcentration of Mercury Ion and Determination by Cold Vapor Atomic Absorption Spectroscopy. Analytical Letters. 2006, roč. 39, č. 6, s. 1171-1185.

Brno, 2013

strana⏐ 36


[76]

LEOPOLD, Kerstin, Michael FOULKES a Paul WORSFOLD. Methods for the determination and speciation of mercury in natural waters: A review. Analytica Chimica Acta. 2010, roč. 663, č. 2, s. 127-138.

[77]

DENNEY, Susan, John SHERWOOD a James LEYDEN. In situ measurements of labile Cu, Cd and Mn in river waters using DGT. Science of The Total Environment. 1999, roč. 239, 1-3, s. 71-80.

[78]

TESSIER, André. Metal speciation and bioavailability in aquatic systems. Chichester: John Wiley, 1995, 679 s. ISBN 04-719-5830-1.

[79]

ZHANG, Hao. a William. DAVISON. Performance Characteristics of Diffusion Gradients in Thin Films for the in Situ Measurement of Trace Metals in Aqueous Solution. Analytical Chemistry. 1995, roč. 67, č. 19, s. 3391-3400.

[80]

DAVISON, William a Hao ZHANG. Progress in understanding the use of diffusive gradients in thin films (DGT) ? back to basics. Environmental Chemistry. 2012, roč. 9, č. 1, s. 1-13.

[81]

GAO, Yue a Niklas LEHTO. A simple laser ablation ICPMS method for the determination of trace metals in a resin gel. Talanta. 2012, roč. 92, č. 21, s. 78-83.

[82]

WARNKEN, Kent W., Hao ZHANG a William DAVISON. Analysis of Polyacrylamide Gels for Trace Metals Using Diffusive Gradients in Thin Films and Laser Ablation Inductively Coupled Plasma Mass Spectrometry. Analytical Chemistry. 2004, roč. 76, č. 20, s. 6077-6084.

[83]

DAVISON, W., G. R. FONES a G. W. GRIME. Dissolved metals in surface sediment and a microbial mat at 100-mu m resolution. Nature. roč. 387, č. 6636, s. 885-888.

[84]

LI, Weijia, Huijun ZHAO, Peter R. TEASDALE, Richard JOHN a Feiyue WANG. Metal speciation measurement by diffusive gradients in thin films technique with different binding phases. Analytica Chimica Acta. 2005, roč. 533, č. 2, s. 193-202.

[85]

ZHANG, Hao a William DAVISON. 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, roč. 72, č. 18, s. 4447-4457.

[86]

DOCEKALOVA, Hana a Pavel DIVIS. Application of diffusive gradient in thin films technique (DGT) to measurement of mercury in aquatic systems. Talanta. 2005-03-15, roč. 65, č. 5, s. 1174-1178.

[87]

BICAK, Niyazi a David C. SHERRINGTON. Mercury sorption by a non-functional crosslinked polyacrylamides. Reactive and Functional Polymers. 1995, roč. 27, č. 3, s. 155-161.

Brno, 2013

strana⏐ 37


[88]

TORRE, Maria Catalina Alfaro-De la, Pierre-Yves BEAULIEU a AndrÃ© TESSIER. In situ measurement of trace metals in lakewater using the dialysis and DGT techniques. Analytica Chimica Acta. 2000, roč. 418, č. 1, s. 53-68.

[89]

PETERS, Adam J, Hao ZHANG a William DAVISON. Performance of the diffusive gradients in thin films technique for measurement of trace metals in low ionic strength freshwaters. Analytica Chimica Acta. 2003, roč. 478, č. 2, s. 237-244.

[90]

YEZEK, Lee P. a Herman P. VAN LEEUWEN. Donnan Effects in the Steady-State Diffusion of Metal Ions through Charged Thin Films. Langmuir. 2005, roč. 21, č. 23, s. 10342-10347.

[91]

YEZEK, Lee P a Herman P VAN LEEUWEN. An electrokinetic characterization of low charge density cross-linked polyacrylamide gels. Journal of Colloid and Interface Science. 2004, roč. 278, č. 1, s. 243-250.

[92]

GARMO, Oyvind A., William DAVISON a Hao ZHANG. Interactions of Trace Metals with Hydrogels and Filter Membranes Used in DET and DGT Techniques. Environmental Science. 2008, roč. 42, č. 15, s. 5682-5687.

[93]

WARNKEN, Kent W., Hao ZHANG a William DAVISON. Trace Metal Measurements in Low Ionic Strength Synthetic Solutions by Diffusive Gradients in Thin Films. Analytical Chemistry. 2005, roč. 77, č. 17, s. 5440-5446.

[94]

DAVISON, W., G. W. GRIME, J. A. W. MORGAN a K. CLARKE. Distribution of dissolved iron in sediment pore waters at submillimetre resolution. Nature. 1991-7-25, roč. 352, č. 6333, s. 323-325.

[95]

FATIN-ROUGE, Nicolas, Antoine MILON, Jacques BUFFLE, Richard R. GOULET a Andre TESSIER. Diffusion and Partitioning of Solutes in Agarose Hydrogels: The Relative Influence of Electrostatic and Specific Interactions. The Journal of Physical Chemistry B. 2003, roč. 107, č. 44, s. 12126-12137.

[96]

SCALLY, Shaun, William DAVISON a Hao ZHANG. Diffusion coefficients of metals and metal complexes in hydrogels used in diffusive gradients in thin films. Analytica Chimica Acta. 2006, roč. 558, 1-2, s. 222-229.

[97]

CRC Handbook of Chemistry and Physics, 76th ed., CRC Press Inc. Boca Raton, USA, 1995.

[98]

GAO, Yue, Els DE CANCK, Martine LEERMAKERS, Willy BAEYENS a Pascal VAN DER VOORT. Synthesized mercaptopropyl nanoporous resins in DGT probes for determining dissolved mercury concentrations. Talanta. 2011, roč. 87, s. 262-267.

[99]

COLACO, Camila Destro, Lauren Nozomi Marques YABUKI Alcantara, Amanda Lodovico ALCANTARA , Amauri Antonio MENEGARIO. Diffusion coefficients of metals in non-conventional materials (agarose and cellulose acetate) used in the diffusive gradients in thin films technique. Qumica Nova. 2012, roč. 35, č. 7, s. 13601364.

Brno, 2013

strana⏐ 38


[100] HONG, Yong Seok, Erik RIFKIN a Edward J BOUWER. Combination of Diffusive Gradient in a Thin Film Probe and IC-ICP-MS for the Simultaneous Determination of CH 3 Hg and Hg 2 in Oxic Water. Environmental Science. 2011, roč. 45, č. 15, s. 6429-6436. [101] FERNANDEZ-GÓMEZ, C., B. DIMOCK, H. HINTELMANN a S. DÍEZ. Development of the DGT technique for Hg measurement in water: Comparison of three different types of samplers in laboratory assays. Chemosphere. 2011, roč. 85, č. 9, s. 1452-1457. [102] FERNANDEZ-GÓMEZ, Cristal, Josep M. BAYONA a Sergi DÍEZ. Laboratory and field evaluation of diffusive gradient in thin films (DGT) for monitoring levels of dissolved mercury in natural river water. International Journal of Environmental Analytical Chemistry. 2012-12-20, roč. 92, č. 15, s. 1689-1698. [103] GIMPEL, Jenny, Hao ZHANG, William HUTCHINSON a William DAVISON. Effect of solution composition, flow and deployment time on the measurement of trace metals by the diffusive gradient in thin films technique. Analytica Chimica Acta. 2001, roč. 448, 1-2, s. 93-103. [104] DIVIŠ, Pavel, Roman SZKANDERA a Hana DOČEKALOVÁ. Characterization of sorption gels used for determination of mercury in aquatic environment by diffusive gradients in thin films technique. Central European Journal of Chemistry. 2010, roč. 8, č. 5, s. 1105-1109. ISSN 1895-1066. [105] SCHMUCKLER, G. Chelating resins: their analytical properties and applications. Talanta. 1965, roč. 12, č. 3, s. 281-290. [106] GABRIEL, Mark C. a Derek G. WILLIAMSON. Principal Biogeochemical Factors Affecting the Speciation And Transport of Mercury through the terrestrial environment. Environmental Geochemistry and Health. 2004, roč. 26, 3-4, s. 421-434. [107] MANTOURA, R.F.C., Andrew DICKSON a J.P. RILEY. The complexation of metals with humic materials in natural waters. Estuarine and Coastal Marine Science. 1978, roč. 6, č. 4, s. 387-408. [108] RAVICHANDRAN, Mahalingam. Interactions between mercury and dissolved organic matter a review. Chemosphere. 2004, roč. 55, č. 3, s. 319-331. [109] GASPER, Jarrod D., George R. AIKEN a Joseph N. RYAN. A critical review of three methods used for the measurement of mercury (Hg2+)-dissolved organic matter stability constants. Applied Geochemistry. 2007, roč. 22, č. 8, s. 1583-1597. [110] SAMCZYNSKI, Zbigniew. Ion Exchange Behavior of Selected Elements on Chelex 100 Resin. Solvent Extraction and Ion Exchange. 2006, roč. 24, č. 5, s. 781-794. [111] SLOVÁK, Z., M. SMRŽ, B. DOČEKAL a S. SLOVÁKOVÁ. Analytical behaviour of hydrophilic glycolmethacrylate gels with bound thiol groups. Analytica Chimica Acta. 1979, roč. 111, s. 243-249. Brno, 2013

strana⏐ 39


[112] DIVIŠ, Pavel, Roman SZKANDERA, Lukáš BRULíK, Hana DOČEKALOVÁ, Peter MATÚŠ a Marek BUJDOŠ. Application of New Resin Gels for Measuring Mercury by Diffusive Gradients in a Thin-films Technique. Analytical Sciences. 2009. roč. 25, s. 575-578. [113] SZKANDERA, Roman, Hana DOČEKALOVÁ, Milada KADLECOVÁ, Jana TRÁVNÍČKOVÁ a Pavel DIVIŠ. Sorpční gel s oxidem titaničitým pro stanovení rtuti technikou difúzního gradientu v tenkém filmu. Chemické Listy. 2013, roč. 107, č. 2, s. 160-164. [114] MATUS, Peter, Ingrid HAGAROVA, Marek BUJDOS, Pavel DIVIS a Jana KUBOVA. Determination of trace amounts of total dissolved cationic aluminium species in environmental samples by solid phase extraction using nanometer-sized titanium dioxide and atomic spectrometry techniques. Journal of Inorganic Biochemistry. 2009, roč. 103, č. 11, s. 1473-1479. [115] BENNETT, William W., Peter R. TEASDALE, Jared G. PANTHER, David T. WELSH a Dianne F. JOLLEY. New Diffusive Gradients in a Thin Film Technique for Measuring Inorganic Arsenic and Selenium(IV) Using a Titanium Dioxide Based Adsorbent. Analytical Chemistry. 2010, roč. 82, č. 17, s. 7401-7407. [116] LIANG, Pei, Yongchao QIN, Bin HU, Chunxiang LI, Tianyou PENG a Zucheng JIANG. Study of the adsorption behavior of heavy metal ions on nanometer-size titanium dioxide with ICP-AES. Fresenius' Journal of Analytical Chemistry. 2000-116, roč. 368, č. 6, s. 638-640. [117] SLOVÁK Zdeněk. Nové chelatační ionexy na základě glykolmethakrylátových gelů Spheron. 1979. Lachema bulletin. s. 30-40. [118] KANNA, M., WONGNAWA, S., SHERDSHOOPONGSE, P. a BOONSIN, P. Adsorption behavior of some metal ions on hydrated amorphous titanium dioxide surface. Songklanakarin J. Sci. Technol., 2005, roč. 27, č. 5, s. 1017-1026. [119] UHER, Emmanuelle, Hao ZHANG, Sarah SANTOS, Marie-Helenene TUSSEAUVUILLEMIN a Catherine GOURLAY-FRANCE. Impact of Biofouling on Diffusive Gradient in Thin Film Measurements in Water. Analytical Chemistry. 2012-04-03, roč. 84, č. 7, s. 3111-3118. [120] PICHETTE, C, H ZHANG, W DAVISON a S SAUVE. Preventing biofilm development on DGT devices using metals and antibiotics. Talanta. 2007-04-30, roč. 72, č. 2, s. 716-722. [121] BOUGHRIET, Abdel, Nicolas PROIX, Gabriel BILLON, Philippe RECOURT a Baghdad OUDDANE. Environmental Impacts of Heavy Metal Discharges from a Smelter in DeÃ»le-canal Sediments (Northern France): Concentration Levels and Chemical Fractionation. Water, Air, and Soil Pollution. 2007-2-5, roč. 180, 1-4, s. 8395.

Brno, 2013

strana⏐ 40


[122] KADLECOVA, Milada, Baghdad OUDDANE a Hana DOCEKALOVA. Speciation of mercury in the strongly polluted sediments of the Deule River (France). Journal of Environmental Monitoring. 2012, roč. 14, č. 3, s. 961-967. [123] HARPER, Michael P., William DAVISON a Wlodek TYCH. Estimation of pore water concentrations from DGT profiles: A modeling approach. Aquatic Geochemistry. roč. 5, č. 4, s. 337-355. [124] DIVIS, P., M. LEERMAKERS, H. DOCEKALOVA a Y. GAO. Mercury depth profiles in river and marine sediments measured by the diffusive gradients in thin films technique with two different specific resins. Analytical and Bioanalytical Chemistry. 2005, roč. 382, č. 7, s. 1715-1719. ISSN 1618-2642. [125] MASSEY, Delia I. Guilherme LOTUFO, Nicholas STEENHAUT, Lauren E. BROWN, James M. BIEDENBACH, Victor S. MAGAR, a Aria AMIRBAHMAN. Assessment of mercury bioavailability to benthic macroinvertebrates using diffusive gradients in thin films (DGT). Science of the Total Environment , 2013, v tisku. [126] LIU, Jinling, Xinbin FENG, Guangle QIU, Christopher W. N. ANDERSON a Heng YAO. Prediction of Methyl Mercury Uptake by Rice Plants (Oryza sativa L.) Using the Diffusive Gradient in Thin Films Technique. Environmental Science. 2012-10-16, roč. 46, č. 20, s. 11013-11020. [127] CLARISSE, O., G.R. LOTUFO, H. HINTELMANN a E.P.H. BEST. Biomonitoring and assessment of monomethylmercury exposure in aqueous systems using the DGT technique. Science of the Total Environment , 2013, roč. 416, s. 449-454. [128] MENGISTU, H, O ROEYSET, A TESSEMA, TA ABIYE a MB DEMLIE. Diffusive gradient in thin-films (DGT) as risk assessment and management tools in the Central Witwatersrand Goldfield, South Africa. Water SA. 2012-01-31, roč. 38, č. 1, s.15-22 [129] LIU, Jinling, Xinbin FENG, Guangle QIU, Heng YAO, Lihai SHANG a Haiyu YAN. Intercomparison and applicability of some dynamic and equilibrium approaches to determine methylated mercury species in pore water. Environmental Toxicology and Chemistry. 2011, roč. 30, č. 8, s. 1739-1744. [130] CLARISSE, Olivier, Brian DIMOCK, Holger HINTELMANN a Elly P. H. BEST. Predicting Net Mercury Methylation in Sediments Using Diffusive Gradient in Thin Films Measurements. Environmental Science. 2011-02-15, roč. 45, č. 4, s. 1506-1512. [131] CLARISSE, Olivier, Delphine FOUCHER a Holger HINTELMANN. Methylmercury speciation in the dissolved phase of a stratified lake using the diffusive gradient in thin film technique. Environmental Pollution. 2009, roč. 157, č. 3, s. 987-993. [132] CATTANI, I., H. ZHANG, G.M. BEONE, A.A.M. DEL RE, R. BOCCELLI a M. TREVISAN. The Role of Natural Purified Humic Acids in Modifying Mercury Accessibility in Water and Soil. Journal of Environment Quality. 2009, roč. 38, č. 2, s. 493-501.

Brno, 2013

strana⏐ 41


[133] CATTANI, I., S. SPALLA, G.M. BEONE, A.A.M. DEL RE, R. BOCCELLI a M. TREVISAN. Characterization of mercury species in soils by HPLC-ICP-MS and measurement of fraction removed by diffusive gradient in thin films. Talanta. 2008, roč. 74, č. 5, s. 1520-1526. [134] CLARISSE, Olivier a Holger HINTELMANN. Measurements of dissolved methylmercury in natural waters using diffusive gradients in thin film (DGT). Journal of Environmental Monitoring. 2006, roč. 8, č. 12, s. 1242-.1247.

Brno, 2013

strana⏐ 42

Diviš P.: Vývoj a aplikace techniky DGT pro stanovení rtuti v přírodních vodách 13. Přílohy Publikace autora související s tématem habilitační práce Příloha A: DIVIŠ, Pavel, Hana DOČEKALOVÁ a Veronika ŘEZÁČOVÁ. Gelové techniky

pro měření in situ ve vodách, půdách a vsedimentech. Chemické Listy. 2005, roč. 99, č. 9, s. 640-646. Příloha B: DOCEKALOVA, Hana a Pavel DIVIS. Application of diffusive gradient in thin

films technique (DGT) to measurement of mercury in aquatic systems. Talanta. 2005-03-15, roč. 65, č. 5, s. 1174-1178. Příloha C: DIVIŠ, Pavel, Roman SZKANDERA, Lukáš BRULíK, Hana DOČEKALOVÁ, Peter MATÚŠ a Marek BUJDOŠ. Application of New Resin Gels for Measuring Mercury by Diffusive Gradients in a Thin-films Technique. Analytical Sciences. 2009. roč. 25, s. 575-578. Příloha D: MATUS, Peter, Ingrid HAGAROVA, Marek BUJDOS, Pavel DIVIS a Jana

KUBOVA. Determination of trace amounts of total dissolved cationic aluminium species in environmental samples by solid phase extraction using nanometer-sized titanium dioxide and atomic spectrometry techniques. Journal of Inorganic Biochemistry. 2009, roč. 103, č. 11, s. 1473-1479. Příloha E: DIVIŠ, Pavel, Roman SZKANDERA a Hana DOČEKALOVÁ. Characterization

of sorption gels used for determination of mercury in aquatic environment by diffusive gradients in thin films technique. Central European Journal of Chemistry. 2010, roč. 8, č. 5, s. 1105-1109. ISSN 1895-1066. Příloha F: SZKANDERA, Roman, Hana DOČEKALOVÁ, Milada KADLECOVÁ, Jana

TRÁVNÍČKOVÁ a Pavel DIVIŠ. Sorpční gel s oxidem titaničitým pro stanovení rtuti technikou difúzního gradientu v tenkém filmu. Chemické Listy. 2013, roč. 107, č. 2, s. 160164.

Brno, 2013

strana⏐ 43

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

*(/29e7(&+1,.<3520ċě(1Ë,16,789(92'È&+93ģ'È&+ $96(',0(17(&+ 0H]L QHMEČåQČML SRXåtYDQp WHFKQLN\ SUR DQDOê]X SĜt URGQtFK V\VWpPĤ LQVLWX SDWĜt DSOLNDFH HOHNWURG D PLNURH OHNWURG NWHUp NRQWLQXiOQČ ]D]QDPHQiYDMt LQIRUPDFH RNRQFHQWUDFL GHILQRYDQêFK FKHPLFNêFK IRUHP YHVOHGR YDQpP V\VWpPX 'DOãtPL SRXåtYDQêPL WHFKQLNDPL MVRX YROWDPHWULH D GLDOê]D 3RNURN Y PČĜHQt LQ VLWX SDN ]QDPHQDMtQRYpY]RUNRYDFtJHORYpWHFKQLN\DWRWHFKQLND GLIX]Qt URYQRYiK\ YWHQNpP ILOPX GLIIXVLYH HTXLOLEULXP LQ WKLQ ILOPV WHFKQLTXH WHFKQLND '(7 D WHFKQLND GL IX]QtKR JUDGLHQWX YWHQNpP ILOPX GLIIXVLYH JUDGLHQWV LQ WKLQILOPVWHFKQLTXHWHFKQLND'*7 9SĜHGNOiGDQpP SĜtVSČYNX MVRX SĜHGVWDYHQ\ W\WR QRYpLQVLWXY]RUNRYDFtWHFKQLN\MHMLFKå]iNODGHPMHXVWD YRYiQt URYQRYiK\ D GLIX]H VOHGRYDQêFK VSHFLt YWHQNpP ILOPXSRO\DNU\ODPLGRYpKRK\GURJHOX

3$9(/',9,â+$1$'2ý(.$/29È D9(521,.$ě(=Èý29È ÒVWDY FKHPLH D WHFKQRORJLH RFKUDQ\ åLYRWQtKR SURVWĜHGt )DNXOWDFKHPLFNi9\VRNpXþHQtWHFKQLFNpY%UQČ3XUN\ ĖRYD%UQR GLYLV#IFKYXWEUF] 'RãORSĜHSUDFRYiQRSĜLMDWR .OtþRYiVORYDJHORYpWHFKQLN\GLIX]QtJUDGLHQWYWHQNpP ILOPXGLIX]QtURYQRYiKDYWHQNpPILOPXSĜtURGQtYRG\ VHGLPHQWSĤGD

7HFKQLNDGLIX]QtURYQRYiK\YWHQNpPILOPX

7HFKQLND GLIX]Qt URYQRYiK\ YWHQNpP ILOPX '(7 E\ODY\YLQXWD]SRWĜHE\]QDORVWLNRQFHQWUDþQtFKJUDGLHQWĤ QD Ii]RYpP UR]KUDQt YRGDVHGLPHQW VY\VRNêP YHUWLNiO QtPUR]OLãHQtPQHERĢSUiYČWRWR~]NpPLOLPHWURYpUR]KUD Qt MH WČVQČ VSRMHQR VSRK\EHP D FKHPLFNêPL ]PČQDPL SĜtURGQtFKDDQWURSRJHQQtFKSROXWDQWĤ 7HFKQLND '(7 SUDFXMH QD SRGREQpP SULQFLSX MDNR GLDO\]DþQt MHGQRWN\ .Y]RUNRYiQt YãDN SRXåtYi SOiWHN PP SRO\DNU\ODPLGRYpKRK\GURJHOXEČåQČSRXåtYDQp KR SĜL HOHNWURIRUHWLFNpP GČOHQt EtONRYLQ NWHUê MH X]DYĜHQ VSROX VPHPEUiQRYêP ILOWUHP R YHOLNRVWL SyUĤ PP YSODVWRYpVRQGČREU 7HQWRJHOREVDKXMHYRG\ DKRGQRW\ GLIX]QtFK NRHILFLHQWĤ PČĜHQêFK VSHFLt YJHOX MVRXWDN YHOPL EOt]Np KRGQRWiP YHYRGČ9HOLNRVWLSyUĤ SRXåtYDQpKRSRO\DNU\ODPLGRYpKRJHOXMVRXQPWDNåH

2EVDK ÒYRG 7HFKQLNDGLIX]QtURYQRYiK\YWHQNpPILOPX 7HFKQLNDGLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpPILOPX 3RXåLWtWHFKQLN\GLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpP ILOPXSURVSHFLDþQtDQDOê]X 3RXåLWtWHFKQLN\GLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpP ILOPXSURDQDOê]XSĜtURGQtFKYRG 3RXåLWtWHFKQLN\GLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpP ILOPXSURDQDOê]XVHGLPHQWĤDSĤG =iYČU

ÒYRG =tVNiQtSOQČVSROHKOLYêFKLQIRUPDFtRGLVWULEXFLFKH PLFNêFK IRUHP NRYĤ VSHFLt YMHGQRWOLYêFK VORåNiFK åL YRWQtKR SURVWĜHGt MH REWtåQp 9SUĤEČKX RGEČUX D EČKHP GDOãtKR]SUDFRYiQtSĜHGYODVWQtPDQDO\WLFNêPVWDQRYHQtP SUREtKDMtWRWLåYHY]RUNXI\]LNiOQČFKHPLFNp]PČQ\NWHUp PDMt ]D QiVOHGHN ]PČQX UR]GČOHQt VSHFLt D YHGRX WDN NFK\EQêP ]iYČUĤP SĜL LQWHUSUHWDFL ]tVNDQêFK YêVOHGNĤ 7ČPWRSĜtSDGQêPWUDQVIRUPDþQtP]PČQiPVHO]HY\KQRXW PČĜHQtPLQVLWX9êKRGRXPČĜHQtLQVLWXMHNURPČHOLPLQD FHUXãLYêFKYOLYĤSĜLY]RUNRYiQtDQiVOHGQČSRY]RUNRYi Qt WDNp PRåQRVW ]tVNiQt GHWDLOQtFK þDVRYêFK D SURVWRUR YêFKGDWþLPČĜHQtNRQFHQWUDþQtFKJUDGLHQWĤDWRNĤOiWHN QDSĜtURGQtFKUR]KUDQtFK 9GQHãQt GREČ MH L SĜHV YtFH QHå GHVHWLOHWt SUiFH YREODVWL PČĜHQt LQ VLWX PRåQR POXYLW SRX]H R SRþiWFtFK SUDNWLFNpKR SRXåtYiQt WHFKQLN LQ VLWX QHERĢ MHMLFK YêYRM DRYČĜHQtMVRXþDVWRREWtåQpD]GORXKDYp

2EU9]RUNRYDFtMHGQRWNDSURPČĜHQtLQVLWXYVHGLPHQWHFK WHFKQLNDPL'(7D'*7

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

K\GUDWRYDQpNDWLRQW\NRYĤVSRORPČU\QPDPHQãt NRPSOH[\VRUJDQLFNêPLOLJDQG\GRJHOXVQDGQRGLIXQGX Mt 5RYQRYiKD PH]L NRQFHQWUDFHPL FKHPLFNêFK IRUHP YJHOXDYRNROQtYRGČVHQDUR]GtORGGLDO\]DþQtFKMHGQR WHNXVWDYXMHYHOPLU\FKOHĜiGRYČKRGLQ\QDUR]GtORGGQĤ DåWêGQĤ 3RGRVDåHQtNRQFHQWUDþQtURYQRYiK\MHVRQGD Y\WDåHQD ]H VHGLPHQWX SRO\DNU\ODPLGRYê JHO MH Y\MPXW DQDNUiMHQQDSUXK\RãtĜFHĜtGtFtVHSRåDGRYDQêPSURVWR URYêP UR]OLãHQtP KORXENRYpKR NRQFHQWUDþQtKR SURILOX .RQFHQWUDFH PČĜHQêFK VSHFLt YH[SRQRYDQpP JHOX MH VWD QRYHQD YKRGQRX DQDO\WLFNRX PHWRGRX SR HOXFL JHOX ]Qi PêPREMHPHPHOXHQWXNWHUêPMHYČWãLQRX]ĜHGČQiN\VHOL QDGXVLþQi 1HYêKRGRX SRXåLWt WHFKQLN\ '(7 PĤåH EêW IDNW åH SUXK SRO\DNU\ODPLGRYpKR JHOX MH NRQWLQXiOQt Y]RUNRYDFt PpGLXP 0ČĜHQp NRQFHQWUDþQt KORXENRYp SURILO\ WDN PR KRX EêW ]NUHVORYiQ\ YOLYHP ODWHUiOQt GLIX]H SUREtKDMtFt YVDPRWQpP JHOX NWHUi URVWH VWORXãĢNRX JHOX 3ĜL Y\WD åHQtVRQG\'(7]HVHGLPHQWXVHNRQFHQWUDþQtSURILOYJHOX UR]PêYiDSURWRMHQXWQpJHOEXćYHOPLU\FKOHQDĜH]DWQD SĜtVOXãQp SiVN\ GOH SRåDGRYDQpKR SURVWRURYpKR UR]OLãHQt QHER LRQW\ YJHOX ]DIL[RYDW 8 YČWãLQ\ LRQWĤ VH IL[DFH SURYiGt SRQRĜHQtP VRQG\ GR ]ĜHGČQpKR UR]WRNX 1D2+ QHER .2+ FLW 7ORXãĢND JHOX D U\FKORVW IL[DFH MVRX XUþXMtFt SUR YHOLNRVW ]tVNDQpKR KORXENRYpKR UR]OLãHQt =DIL[RYiQtLRQWĤGRVXPRåĖXMHPČĜHQtVPLOLPHWURYêP UR]OLãHQtP SUR UR]OLãHQt PP MH WĜHED SRXåtW YHOPL WHQNêJHODIL[DFLSURYpVWGRVFLW 3UREOpPUR]PêYi Qt NRQFHQWUDþQtKR SURILOX O]H REHMtW SRXåLWtP GČOHQêFK '(7VRQGNGHMHJHOMLåSĜLSĜtSUDYČVRQG\'(7UR]GČOHQ GRY]iMHPQČL]RORYDQêFKSURVWRU 7HFKQLND'(7MHYVRXþDVQRVWLV\VWHPDWLFN\VWXGRYi QD D DSOLNDþQČ UR]YtMHQD 'R GQHãQt GRE\ E\OD SRXåLWD Y ĜDGČ VWXGLt SĜHGHYãtP SUR VWDQRYHQt KORXENRYêFK SURILOĤ LRQWĤ PDMRULWQtFK SUYNĤ )H 0Q &D 0J D . FLW SUYNĤPLQRULWQtFKLVWRSRYêFK&G&R&U&X1L3E6H =Q$V7ODGDOãtFK80R5HFLW QHERDQLRQWĤ&O %U 62 12± FLW 7HFKQLND '(7 E\OD WDNp SRXåLWD SUR VOHGRYiQt DONDOLW\ D FHONRYpKR REVDKX &2 Y VHGLPHQWHFK 7HFKQLNRX '(7 O]H WHG\ YHOPL VQDGQR ]tVNDW LQIRU PDFH R NRQFHQWUDFtFK UR]SXãWČQêFK VSHFLt YSyURYp YRGČ VHGLPHQWĤVY\VRNêPKORXENRYêPUR]OLãHQtP.RQFHQWUD FHQČNWHUêFKHQYLURQPHQWiOQČ]DMtPDYêFKVSHFLtMVRXYãDN þDVWRYHOPLQt]NpDSRGGHWHNþQtVFKRSQRVWtEČåQČGRVWXS QêFK DQDO\WLFNêFK PHWRG =WRKR GĤYRGX E\OD Y\YLQXWD WHFKQLND'*7NWHUiYVREČ]DKUQXMHPRåQRVW]NRQFHQWUR YiQt

2EU 9]RUNRYDFt MHGQRWND SUR PČĜHQt LQ VLWX YH YRGiFK DYSĤGiFKWHFKQLNRX'*7

WLFNp VHSDUDFL VSHFLt ]UR]WRNX D MHMLFK NXPXODFL YVRUSþQtP PpGLX 3UR PČĜHQt KORXENRYêFK SURILOĤ YVHGLPHQWHFK Y\XåtYi WHFKQLND '*7 VWHMQp Y]RUNRYDFt MHGQRWN\MDNRWHFKQLND'(7REU 3URPČĜHQtYSĤGiFK D YH YRGiFK SRXåtYi MHGQRGXFKRX Y]RUNRYDFt MHGQRWNX WYDUXStVWXY\UREHQRX]SODVWXREU YHNWHUpMVRXX]D YĜHQ\ GYČ YUVWY\ SRO\DNU\ODPLGRYpKR K\GURJHOX VRUSþQt DGLIX]Qt REU 3UYQt YUVWYD K\GURJHOX NWHUi REVDKXMH VSHFLILFNp VRUSþQt PpGLXP MH SĜHNU\WD YUVWYRX GLIX]QtKR SHUPHDELOQtKR K\GURJHOXWDNåHMHQWHQWRGLIX]QtJHO SĜL FKi]t GR VW\NX VYQČMãtP UR]WRNHP 0HPEUiQRYê ILOWU FKUiQtGLIX]QtJHOSĜHGPHFKDQLFNêPSRãNR]HQtPREU 3R SRQRĜHQt MHGQRWN\ '*7 GR PČĜHQpKR UR]WRNX GLIXQGXMt LRQW\ SĜHV GREĜH GHILQRYDQRX YUVWYX GLIX]QtKR JHOX R ]QiPp WORXãĢFH 'J NVRUSþQtPX PpGLX REU 1HMSRXåtYDQČMãtPVRUSþQtPPpGLHPSURVWDQRYHQtNRYĤMH FKHODWXMtFt LRQWRPČQLþ &KHOH[ VYi]DQêPL VNXSLQDPL N\VHOLQ\LPLQRGLRFWRYp,RQW\SURãOpGLIX]QtPJHOHPMVRX QDSRYUFKXLRQWRPČQLþHLPRELOL]RYiQ\QDIXQNþQtFK VNX SLQiFKDWRWDNGORXKRGRNXGQHQtMHKRNDSDFLWDQDV\FH QD 9GLIX]QtPJHOXVHWDNYHYHOPLNUiWNpGREČDVLV XVWDYtOLQHiUQtNRQFHQWUDþQtJUDGLHQWREU -HVWOLåHWHQWR

PHPEUiQRYêILOWU GLIX]QtJHO VRUSþQtJHO

7HFKQLNDGLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpPILOPX 7HFKQLND GLIX]QtKR JUDGLHQWX YWHQNpP ILOPX '*7 E\ODSRSUYpSRSViQDYURFH-HMtP]iNODGHPMHSRO\ DNU\ODPLGRYê K\GURJHO VWHMQpKR VORåHQt MDNR X WHFKQLN\ '(7 -HMt SRXåLWt QHQt ]DORåHQR QD XVWDYHQt URYQRYiK\ PH]LUR]WRNHPDJHOHPMDNRXWHFKQLN\'(7DOHQDNLQH

YQČMãtþiVWVH[SR]LþQtP RNQHP StVW

2EU 6FKpPD XORåHQt JHOĤ YH Y]RUNRYDFt MHGQRWFH '*7 FLW

NRQFHQWUDFHF

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

F

VRUSþQtJHO

GLI~]QtJHO

YDWNWHUpIRUP\NRYĤEXGRXWHFKQLNRX'*7PČĜHQ\ =iNODGQt YODVWQRVWt GLIX]QtKR JHOX MH YHOLNRVW SyUĤ NWHUi XUþXMH YHOLNRVW VSHFLt VFKRSQêFK SURFKi]HW JHOHP 9HOLNRVW SyUĤ YJHOX O]H XUþRYDW SĜL SĜtSUDYČ JHOX YROERX PRQRPHUXDVtĢRYDGOD 1HMEČåQČMLSRXåtYDQêSRO\DNU\ODPLGRYêJHOSURWHFK QLNX'*7]NUiFHQČR]QDþRYDQêMDNRJHO$3$MHVKRGQê VJHOHP SRXåtYDQêP Y WHFKQLFH '(7 *HO MH SĜLSUDYRYiQ SRO\PHUL]DFt VPČVL PRQRPHUQtKR DNU\ODPLGX D DJDURVR YpKR VtĢRYDGOD '*7 5HVHDUFK /DQFDVWHU 9HONi %ULWi QLH SR SĜLGiQt NDWDO\]iWRUX 111¶1¶WHWUDPHWK\O HWK\OHQGLDPLQ D LQLFLiWRUX SRO\PHUL]DþQt UHDNFH 1+ 62 FLW 3ĜLSUDYHQê JHO $3$ Pi YHOLNRVW SyUĤ QP FLW 3RXåLWtP MHGQRWN\ V GLIX]Qt YUVWYRX JHOX $3$MHWHG\PRåQR]tVNDWLQIRUPDFHRPRELOQtFKDQRUJD QLFNêFKDPHQãtFKRUJDQLFNêFKIRUPiFKLRQWĤYHVOHGRYD QpPV\VWpPX =PČQRXSRXåLWpKRVtĢRYDGODQHER]PČQRXMHKRNRQ FHQWUDFHSĜLSĜtSUDYČJHOXO]HNURPČYêãHSRSVDQpKRJHOX $3$ SĜLSUDYLW WDNp W]Y RPH]XMtFt JHO R]QDþRYDQê MDNR JHO 5* VYHOLNRVWt SyUĤ QP XPRåĖXMtFt YROQRX GLIX]L LRQWĤ NRYĤ DOH ]DEUDĖXMtFt GLIX]L REMHPQČMãtFK NRPSOH[ QtFK VORXþHQLQ 3RXåLWtP JHOX 5* PRKRX EêW ]tVNiQ\ LQIRUPDFHSRX]HRPRELOQtFKDQRUJDQLFNêFKIRUPiFK =FHODMLQêQHåEČåQČSRXåtYDQêJHO$3$MHDJDUR]R YêJHOR]QDþRYDQêMDNRJHO$*$$JDURVDOLQHiUQtSRO\ VDFKDULG VORåHQê ]RSDNXMtFtFK VH MHGQRWHN DJDURELRV\ Y]iMHPQČ Yi]DQi E'JDODNWRS\UDQRVD D DQK\GURD /JDODNWRS\UDQRVD WYRĜt UR]SRXãWČQtP Y KRUNp YRGČ GYRMãURXERYLFH NWHUp MVRX SDN EČKHP FKODGQXWt UR]WRNX DVRFLRYiQ\ GR WURMUR]PČUQp VtWČ YRGtNRYêPL YD]EDPL DK\GURIREQtPLLQWHUDNFHPL9]QLNOêJHOPiSyU\!QP D XPRåĖXMH GLIX]L L YHONêFK SĜtURGQtFK NRPSOH[Ĥ VIXOYRYêPLDKXPLQRYêPLN\VHOLQDPL 3RXåLWtPJHOĤVUĤ]QRXYHOLNRVWtSyUĤWDNO]HRGVHEH UR]OLãLW DQRUJDQLFNp IRUP\ NRYĤ D NRY\ Yi]DQp YPDOêFK DYHONêFKNRPSOH[HFK 9HGOH YHOLNRVWL SyUĤ GLIX]QtKR JHOX MH Yê]QDPQêP IDNWRUHPSĜLSRXåLWtWHFKQLN\'*7WDNpWORXãĢNDGLIX]QtKR JHOX1DIXQNþQtVNXSLQ\LRQWRPČQLþHYVRUSþQtPJHOXVH YiåRXYROQpNRYRYpLRQW\DW\IUDNFHNRYĤNWHUpMVRXYi ]iQ\ YW]Y NLQHWLFN\ ODELOQtFK NRPSOH[HFK WHG\ NRP SOH[\NWHUpYSUĤEČKXGLIX]HYUVWYRXGLIX]QtKRJHOXVWDþt GLVRFLRYDWýDVWSRWĜHEQêSURGLIX]LOiWN\JHOHPWORXãĢ N\'JMHGiQURYQLFtFLW

'J

Y]GiOHQRVW[

2EU 6FKpPDWLFNp ]Qi]RUQČQt NRQFHQWUDþQtKR JUDGLHQWX YH Y]RUNRYDFtMHGQRWFH'*7

JUDGLHQW ]ĤVWiYi EČKHP GRE\ PČĜHQt W NRQVWDQWQt O]H SRGOHSUYQtKR)LFNRYD]iNRQDGLIX]HY\SRþtWDWWRNDQDO\WX )SĜHVGLIX]QtYUVWYX'JSRGOHY]WDKX )

0 $ W

' F 'J

0MHPQRåVWYtNRYXQDYi]DQpQDLRQWRPČQLþ $MHSORFKD H[SRQRYDQpKRGLIX]QtKRJHOX'MHGLIX]QtNRHILFLHQWNRYX YJHOX D F MH NRQFHQWUDFH NRYX Y PČĜHQpP UR]WRNX .RQ FHQWUDFHFPĤåHEêW]SČWQČY\SRþWHQD]QDPČĜHQpKRWRNX )URYQLFH

F

0 'J ' W $

0QRåVWYt NRYX 0 QDYi]DQp QD LRQWRPČQLþ PĤåH EêW SR Y\VXãHQtJHOXVWDQRYHQRSĜtPêPPČĜHQtPQHGHVWUXNWLYQt PL WHFKQLNDPL QDSĜ UHQWJHQRYRX IOXRUHVFHQFt ;5) QHER WHFKQLNRX3,;(þiVWLFHPLLQGXNRYDQiUHQWJHQRYiHPLVH $OWHUQDWLYRX WRKRWR SRVWXSX SDN PĤåH EêW HOXFH NRYX ]LRQWRPČQLþRYpKRJHOX]DSRXåLWt]QiPpKR REMHPXHOXþ QtKRþLQLGODSĜLVWDQRYHQtNRYĤQHMþDVWČML]ĜHGČQpN\VHOL Q\GXVLþQp DDQDOê]DHOXiWXWHFKQLNDPLDWRPRYpDEVRUSþ QtþLDWRPRYpHPLVQtVSHNWURPHWULH 0QRåVWYtNRYX]DFK\FHQpKRQDLRQWRPČQLþDQiVOHG QČ ]PČĜHQp DQDO\WLFNRX PHWRGRX YãDN QHPXVt Y\SRYtGDW RMHKR FHONRYp NRQFHQWUDFL Y RNROQtP UR]WRNX -HGQRWND '*7DXWRPDWLFN\KURPDGtSRX]HW\IRUP\NRYXNWHUpVH GLIX]t SĜHV GLIX]Qt JHO GRVWDQRX NLRQWRPČQLþL D MVRX VFKRSQ\VHQDQČMYi]DW7RKRWRIDNWXMHPRåQRY\XåtWSUR VSHFLDþQtDQDOê]X 3RXåLWtWHFKQLN\GLIX]QtKR JUDGLHQWXYWHQNpPILOPXSUR VSHFLDþQtDQDOê]X 9êEČUHPGLIX]QtKRJHOXDVRUSþQtKRPpGLDO]HXUþR

W

'J S '

3UREČåQČSRXåtYDQRXWORXãĢNXGLIX]QtKRJHOXPP D ' FPV MH W PLQ =Y\ãRYiQtP WORXãĢN\ JHOXMHYãDN PRåQRSURGORXåLWGREX GLIX]H D XPRåQLWWDN GLVRFLDFLLNLQHWLFN\VWDELOQČMãtPNRPSOH[ĤP &KDUDNWHUPČĜHQêFKOiWHNXUþXMHWDNpYêEČUVRUSþQtKR PpGLDYVRUSþQtPJHOXQHERĢODELOLWXNRYRYêFKNRPSOH[Ĥ MHPRåQpWDNpRYOLYQLWYêEČUHPLRQWRPČQLþHVYČWãtVRUSþ QtDILQLWRX

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

3 R X å L W t W H F K Q L N \ G L I X ] Q t K R J U D G L HQWXYWHQNpPILOPXSURDQDOê]X SĜtURGQtFKYRG 7HFKQLND '*7 Y\XåtYDMtFt FKHODWXMtFt LRQWRPČ QLþ&KHOH[MHGQHVEČåQČSRXåtYiQDSURVWDQRYHQtFHOp ãNiO\ ODELOQtFK NRYRYêFK VSHFLt LQ VLWX YSĜtURGQtFK YR GiFK%\OD~VSČãQČSRXåLWDSURPČĜHQtNRQFHQWUDFtVWRSR YêFK DOH L PLQRULWQtFK D PDMRULWQtFK NRYĤ YMH]HUHFK YĜHNiFK D YPRĜtFK WDE, *DUPR D VSRO FLW XYiGt SRXåLWt WHFKQLN\ '*7 SUR PČĜHQt YtFH QHå Y\EUDQêFK NRYĤYSĜtURGQtFKYRGiFK 9SRVOHGQtFK OHWHFK E\OD Y\]NRXãHQD ĜDGD QRYêFK VRUSþQtFK JHOĤ NWHUp YPQRKD SĜtSDGHFK XPRåĖXMt VWDQR YHQt ãLUãtKR VSHNWUD FKHPLFNêFK VSHFLt 3UR PČĜHQt UDGLR QXNOLGĤ&VD6UYHYRGiFKE\OSRXåLWVRUSþQtJHOREVDKXMt Ft LRQWRPČQLþ $*:; FLW QHER JHO REVDKXMtFt Yi ]DQê IRVIRPRO\EGHQDQ DPRQQê -DNR VRUSþQt PpGLXP E\O\URYQČåSRXåLW\PHPEUiQ\QDEi]LFHOXORV\VIXQNþQtPL VNXSLQDPL N\VHOLQ\ IRVIRUHþQp 7DWR PRGLILNDFH WHFKQLN\ '*7VHXNi]DODEêWYKRGQiSURPČĜHQt&XD&G3RGREQêFK YêVOHGNĤ E\OR GRVDåHQR SĜL SRXåLWt NRSRO\PHUQtKR JHOX ]DNU\ODPLGRJO\NRORYp N\VHOLQ\ D DNU\ODPLGX 3RSViQD MVRX WDNp VRUSþQt PpGLD ]DORåHQi QD MLQpP SULQFLSX QHå QD LRQWRYpYêPČQČQDSĜQDVUiåHQt3URVWDQRYHQtIRVIiWĤWDN E\OR Y\XåLWR R[LGĤ åHOH]D D SUR VWDQRYHQt VXOILGĤ MRGLGX VWĜtEUQpKRIL[RYDQpKRYVRUSþQtPJHOX 7HFKQLND '*7 XPRåĖXMH PČĜLW YãLURNpP UR]VDKX NRQFHQWUDFt NRYRYêFK VSHFLt YH VOHGRYDQpP V\VWpPX 3ĜL DSOLNDFL MVRX NRYRYp LRQW\ ]NRQFHQWURYiQ\ YD]ERX YVRUEHQWX'HOãtGREDH[SR]LFHY]RUNRYDFtMHGQRWN\'*7 YHGHNHNXPXODFLYČWãtKRPQRåVWYtNRYXDWtPNHVQtåHQt GHWHNþQtKROLPLWXPČĜHQt7HFKQLND'*7MHSURWRYKRGQi

SUR PČĜHQt VWRSRYêFK D XOWUDVWRSRYêFK NRQFHQWUDFt ODELO QtFKNRYRYêFKVSHFLt7RXWRWHFKQLNRXO]HSRKRGOQČVWDQR YRYDW NRQFHQWUDFH FHOp ĜDG\ NRYĤ ĜiGRYČ YMHGQRWNiFK JOVSĜHVQRVWtMHGQRWHNSURFHQW]DVRXþDVQpNRQW URO\ WRNX LRQWĤ QH]iYLVOH QD K\GURG\QDPLFH Y]RUNRYD QpKR V\VWpPX 0D[LPiOQt GRED H[SR]LFH MHGQRWHN '*7 ]iYLVt QD NDSDFLWČ D VHOHNWLYLWČ SRXåLWpKR VRUEHQWX 3ĜL SRXåLWtQHVHOHNWLYQtKR VRUEHQWXYSĜtURGQtFK V\VWpPHFKMH VRUEHQW QDV\FHQ EČKHPQČNROLNDKRGLQRYp H[SR]LFH YGĤVOHGNX NXPXODFH PDMRULWQtFK LRQWĤ 3UR &KHOH[ NWHUê MH VHOHNWLYQt N LRQWĤP VWRSRYêFK NRYĤ PĤåH EêW GREDH[SR]LFHYþLVWêFKSĜtURGQtFKYRGiFKDåQČNROLNPČ VtFĤDQLå VHVRUSþQtYUVWYD'*7Y]RUNRYDFtMHGQRWN\QD V\Wt .RQFHQWUDFH QDPČĜHQp WHFKQLNRX '*7 SĜHGVWDYXMt SUĤPČUQpNRQFHQWUDFH]DGDQêþDVH[SR]LFHY]RUNRYDFtFK MHGQRWHN'*7DOpSHY\SRYtGDMtRVWDYXVOHGRYDQpKRV\V WpPXQHå~GDMH]MLãWČQpSĜLMHGQRUi]RYpPRGEČUX 9ê]QDPQêPLSDUDPHWU\RYOLYĖXMtFtPLPČĜHQtWHFKQL NRX'*7MHWHSORWDS+DLRQWRYiVtODPČĜHQpKRUR]WRNX 3RO\DNU\ODPLGRYêGLIX]QtJHOYUR]PH]tWHSORW±& QHPČQt VYRX VWUXNWXUX D YODVWQRVWL D SURWR MH SĜL Yê SRþWHFK '*7 PRåQp SRþtWDW V WDEHORYDQêPL KRGQRWDPL GLIX]QtFK NRHILFLHQWĤ LRQWĤ YH YRGČ RGSRYtGDMtFt WHSORW\ DWHFKQLNX '*7 SRXåtW SUR PČĜHQt YH YČWãLQČ SĜtURGQtFK YRG ,QWHUYDO S+ YKRGQê SUR DSOLNDFL WHFKQLN\ '*7 MH ]iYLVOê QDYODVWQRVWHFK SRXåLWpKR VRUEHQWX 3UR VWDQRYHQt NRYĤ ]D SRXåLWt LRQWRPČQLþH &KHOH[ E\OR QDOH]HQR RSWLPiOQtS+YUR]PH]t±FLW FRåURYQČåRGSRYtGi KRGQRWiPS+YČWãLQ\SĜtURGQtFKYRG 7HFKQLND '*7 SRVN\WXMH VSROHKOLYp YêVOHGN\ SĜL PČĜHQt YUR]WRFtFK R LRQWRYp VtOH YČWãt QHå 0 FLW 3RX]H YH YRGiFK VYHOPL Qt]NêP FHONRYêP REVD

7DEXOND, 3ĜtNODG\SRXåLWtWHFKQLN\GLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpPILOPXSURVOHGRYiQtNRQFHQWUDFtNRYĤYSĜtURGQtFKYRGiFK .RY =Q0Q)H &X&G0Q 0Q)H&R$O%D1L &G&X1L&D0J )H0Q=Q&X&U3E1L$J$V &G&R&X1L3E=Q &D0J&G&X1L &X &G&X3E=Q &X=Q1L&G3E0Q &X&G )H0Q&X=Q &X&R&G3E &X=Q1L3E

9]RUNRYDFtPtVWR $QJOLH$WODQWLFNêRFHiQSUĤOLY0HQDL6WUDLWV $XVWUiOLH7DVPiQLHĜHND3LHPDQ9LFWRULDĜHND+RSNLQV $QJOLHMH]HUR(VWKZDLWH .DQDGDMH]HUR7DQWDUp ,WiOLH%HQiWVNiODJXQD 1RYê=HODQG'XQHGLQĜHND/HLWK âYpGVNRMH]HUR.XWVDVMDUYL .DQDGD]iWRN\&DSH&RGD6DQ'LHJR~VWtĜHN\(OL]DEHWK $XVWUiOLH]iWRN\:HVWHUQSRUW0DULQD+DVWLQJV-HWW\6W.LOGD 0DULQD6W.LOGD3LHU âYêFDUVNRMH]HUR*UHLIHQ .DQDGDMH]HUR7DQWDUp $QJOLHMH]HUD:LQGHUPHUH+DZHV(VWKZDLWH$EEH\VWHDG /DYHUV $XVWUiOLH)RUWKLOO:KDUI]iWRND'DUZLQ $XVWUiOLHPRĜH*ROG&RDVW%URDGZDWHU

/LW

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

FSYVWDQRYHQDMLQRXVURYQDWHOQRXDGRVWXSQRXWHFKQLNRX

KHP NDWLRQWĤ MH GLIX]H PČĜHQêFK LRQWĤ GR MHGQRWN\ '*7 RYOLYQČQD MLQêPL LRQW\ SĜHGHYãtP LRQW\ 1D XYROQČQêPL ]IXQNþQtFK VNXSLQ LRQWRPČQLþH &KHOH[ FRå YHGH N PDOpNODGQpFK\EČPČĜHQt 3 R X å L W t W H F K Q L N \ G L I X ] Q t K R J U D G L HQWXYWHQNpPILOPXSURDQDOê]X VHGLPHQWĤDSĤG 7HFKQLNX'*7MHSRGREQČMDNRWHFKQLNX'(7PRåQp SRXåtW NPČĜHQt KORXENRYêFK SURILOĤ NRYĤ YH YRGČ YSyUHFK VHGLPHQWĤ WDE,, 3UHNRQFHQWUDþQt VFKRSQRVW WHFKQLN\'*7XPRåĖXMHVWDQRYHQtLWČFKNRYRYêFKVSHFLt NWHUpQHQtPRåQRYGĤVOHGNXMHMLFKQt]NpNRQFHQWUDFHVWD QRYLWWHFKQLNRX'(7 9RGD Y SyUHFK VHGLPHQWĤ SĜHGVWDYXMH YH VURYQiQt VSĜtURGQtPL YRGDPL REMHPRYČ RPH]HQê D QHPtFKDQê V\V WpP3ĜLSRXåLWtYVHGLPHQWXWDNPĤåHMHGQRWND'*7NYĤOL GLIX]L LRQWĤ GLIX]QtP JHOHP D QiVOHGQpPX ]iFK\WX LRQWĤ YVRUSþQtP PpGLX VQLåRYDW MHMLFK NRQFHQWUDFL YH YRGČY SyUHFK9\SRþWHQiNRQFHQWUDFH]URYQLFH SDNPĤåHEêW LQWHUSUHWRYiQD MDNR NRQFHQWUDFH LRQWĤ YH YRGČ YSyUHFK SRX]HWHKG\MHOLSURFHVXYROĖRYiQtLRQWĤ]WXKpIi]HVHGL PHQWX GR WpWR YRG\ YHOPL U\FKOê WDNåH VWDþt Y\URYQiYDW GHILFLWY]QLNOêRGþHUSiQtPLRQWĤMHGQRWNRX'*7 -HVWOLåH VHGLPHQW QHGRNiåH U\FKOH Y\URYQiYDW NRQ FHQWUDþQt ]PČQ\ LRQWĤ YH YRGČ YSyUHFK MH DNWXiOQt NRQ FHQWUDFH LRQWĤ QD SRYUFKX MHGQRWN\ '*7 YNDåGpP þDVR YpP RNDPåLNX ]D SĜHGSRNODGX OLQHiUQt GLIX]H GHILQRYiQD GUXKêP)LFNRYêP]iNRQHPGLIX]H

wF wW

'

w F w[

5

F '*7 F SY

^5`

7HFKQLND'*7SĜHGVWDYXMHQRYêQiVWURMSURRGKDGGRVWXS QRVWL NRYĤ YSĤGiFK WDE,, 1D UR]GtO RG ĜDG\ SRVWXSĤ GRSRUXþRYDQêFKSURFKDUDNWHUL]DFLSĤGNWHUpSRVN\WX Mt~GDMHVStãHRFHONRYpP PQRåVWYtþLRXUþLWpPH[WUDKR YDWHOQpP SRGtOX NRYX SĜtWRPQpKR YSĤGČ Pi WHFKQLND '*7WXYêKRGXåHPĤåHVYêPDNWLYQtPQHGHVWUXNWLYQtP ]SĤVREHP Y]RUNRYiQt Y\SRYtGDW R SRGtOX NRYX GRVWXSQp KRSURNRĜHQRYêV\VWpPURVWOLQ-HGQRWND '*7]SĤGQtKR UR]WRNX NXPXOXMH LRQW\ K\GUDWRYDQp LRQW\ PRELOQt D OD ELOQt NRYRYp VSHFLHV WHG\ SUiYČ W\ IRUP\ NRYĤ NWHUp MVRXGRVWXSQpSURURVWOLQ\ ,QWHUSUHWDFH QDPČĜHQêFK YêVOHGNĤ SĜL PČĜHQt Y SĤ GiFK VH ĜtGt VWHMQêP SULQFLSHP MDNR SĜL SRXåLWt WHFKQLN\ '*7YVHGLPHQWHFK

=iYČU 9SĜHGORåHQpSUiFLMVRXSĜHGVWDYHQ\GYČQRYpJHORYp WHFKQLN\SURY]RUNRYiQtLQVLWXDWRWHFKQLND'(7DWHFK QLND'*77\WRWHFKQLN\SDWĜtNQRYêPPRGHUQtPSĜtVWX SĤP SRXåtYDQêFK N DQDOê]H SĜtURGQtFK V\VWpPĤ MHMLFKå SRXåLWtQHXVWiOHURVWH 7HFKQLNRX'(7O]HVQDGQRPČĜLWKORXENRYpNRQFHQW UDþQt SURILO\ NDWLRQWĤ D DQLRQWĤ YH YRGČ Y SyUHFK VHGL PHQWĤVY\VRNêPSURVWRURYêPUR]OLãHQtP 7HFKQLND'*7MHMHGQRGXFKiSUHNRQFHQWUDþQtWHFKQL NDSURĜDGXSUYNĤNWHUiMHEČåQČSRXåtYiQDNHVWDQRYHQt SUĤPČUQêFK NRQFHQWUDFt UR]SXVWQêFK OiWHN YH YRGQêFK V\VWpPHFK 3UR VYRX VFKRSQRVW NRQFHQWUDFH SRVN\WXMH PRåQRVW VWDQRYHQt REVDKX NRYĤ NWHUp VH YSĜtURGQtFK V\VWpPHFK Y\VN\WXMt YH VWRSRYêFK PQRåVWYtFK 6RUSFH QD VHOHNWLYQtVRUSþQtPpGLXPVRXþDVQČRGGČOXMHPČĜHQpDQD O\W\RGPQRKG\NRPSOLNRYDQpPDWULFHþtPå]QDþQČ]MHG

'R MDNp PtU\ VH GRSOĖXMt LRQW\ ]WXKp Ii]H VHGLPHQWX GR YRG\YSyUHFKO]H]MLVWLWVRXþDVQRXDSOLNDFtGYRXMHGQRWHN '*7VUR]GtOQRXWORXãĢNRXGLIX]QtYUVWY\ 'J D 'J'J !'J FLW QHERSRPRFtSRPČUX5URY FLW 3ĜL YêSRþWHFK 5 PXVtEêWNRQFHQWUDFHNRYXYHYRGČYSyUHFK

7DEXOND,, 3ĜtNODG\SRXåLWtWHFKQLN\GLIX]QtKRJUDGLHQWXYWHQNpPILOPXSURVOHGRYiQtNRQFHQWUDFtNRYĤYHYRGČYSyUHFKVHGLPHQWĤ DSĤG .RYD &X&R1L)H=Q &G0Q =Q$V)H0Q &R&G)H0Q

9]RUNRYDFtPtVWR $QJOLHMH]HUR (VWKZDLWH $QJOLHĜHND6DQNH\ ýHUQpPRĜH

&R1L$V0Q)H &G3E0Q)H

6NRWVNRMH]HUR'XLFK ýHVNiUHSXEOLND U\EQtN2FKR]

D

/LW

.RYE =Q&X&G1L

=Q&X&G1L3E=Q 6NRWVNR/DQDUNVKLUH =Q&X&G1L3E=Q $QJOLH6WDJQRJOH\

&X &G&U1L&X&X

6HGLPHQW\ESĤG\

9]RUNRYDFtPtVWR /LW 1ČPHFNR%UDXQVFKZHLJ

$QJOLH0HUVH\VLGH ýHVNiUHSXEOLND=OtQ

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

QRGXãXMHNRQHþQRXDQDOê]X .RPELQRYiQtP YtFH MHGQRWHN VUĤ]QêPL W\S\ VRUSþ QtFK D GLIX]QtFK JHOĤ O]H WHFKQLNX '*7 ~VSČãQČ SRXåtW NHVSHFLDþQt DQDOê]H 3ĜL SRXåLWt MHGQRWHN '*7 Y VHGL PHQWHFKVORXåt]tVNDQiGDWDNRGKDGXKPRWQRVWQtFKWRNĤ ]HVHGLPHQWXGRRNROQtYRG\YSyUHFKDNY\WYRĜHQtKORXE NRYêFKSURILOĤ=H]tVNDQêFKGDWMHPRåQRPDWHPDWLFNêPL PRGHO\ XUþLW WHUPRG\QDPLFNp D NLQHWLFNp NRQVWDQW\ MDNR QDSĜGLVWULEXþQtNRHILFLHQW\NRYĤFKDUDNWHUL]XMtFtUR]GČOH Qt ODELOQtFK IRUHP NRYĤ PH]L WXKRX D NDSDOQRX Ii]L YVHGLPHQWHFKDYSĤGiFK9SĤGiFKSDNXPRåĖXMHWHFKQL ND '*7 YH VURYQiQt V EČåQêPL SRVWXS\ SRXåtYDQêPL N MHMLFKFKDUDNWHUL]DFLPQRKHPYČUQČMLRGKDGQRXWPQRåVWYt GRVWXSQêFKIRUHPNRYĤ 9êEČU QRYêFK VRUSþQtFK PpGLt D PRGLILNDFH VRUSþ QtFK D GLIX]QtFK JHOĤ RWHYtUDMt ãLURNp PRåQRVWL SUR GDOãt UR]YRMWČFKWRQDGČMQêFKWHFKQLN LQVLWXDMHMLFKSRXåLWtSUR PRQLWRURYiQt ]QHþLãWČQt åLYRWQtKR SURVWĜHGt VWXGLXP SUR FHVĤ SUREtKDMtFtFK YVHGLPHQWHFK GRVWXSQRVWL SUYNĤ YSĤGiFKDFHONRYpKRNROREČKXSUYNĤYåLYRWQtPSURVWĜH Gt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þHNDORYi + &ODUULVH 2 6DORPRQ 6 :DUWHO 0 7DODQWD 0RUIRUG-.DOQHMDLV/0DUWLQ:)UDQFRLV5.DU OH,0-([S0DU%LRO(FRO =KDQJ+'DYLVRQ:2WWOH\&$TXDW6FL 0RUWLPHU5-*.URP0'+DOO32-+XOWK6 6WDKO+0DU&KHP

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

&KHP/LVW\ 5HIHUiW\

)RQHV*5'DYLVRQ:+ROE\2-RUJHQVHQ%% 7KDPGUXS%/LPQRO2FHDQRJU .URP0'0RUWLPHU5-*3RXOWRQ6:+D\HV 3 'DYLHV , 0 'DYLVRQ : =KDQJ + $TXDW 6FL =KDQJ + 'DYLVRQ : 0RUWLPHU 5 - * .URP 0 '+D\HV3-'DYLHV,06FL7RWDO(QYLURQ 0RWHOLFD+HLQR 0 1D\ORU &K =KDQJ + 'DYLVRQ :(QYLURQ6FL7HFKQRO 0RUWLPHU5-*.URP0'+DUULV6-+D\HV3 - 'DYLHV , 0 'DYLVRQ : =KDQJ + 0DU (FRO 3URJ6HU 'LYLã 3 'RþHNDORYi + 6PHWNRYi 9 &KHP /LVW\ +DUSHU 0 3 'DYLVRQ : 7\FK : $TXDW *HR FKHP +DUSHU03'DYLVRQ:=KDQJ+7\FK:*HR FKLP&RVPRFKLP$FWD =KDQJ+'DYLVRQ:.QLJKW%0F*UDWK6(QYL URQ6FL7HFKQRO +RRGD 36 =KDQJ + 'DYLVRQ : (GZDUGV $ & (XURS-6RLO6FL 'DYLVRQ : +RRGD 3 6=KDQJ + (GZDUGV $ & $GY(QYLURQ5HV =KDQJ + =KDR )DQJ-LH 6XQ % 'DYLVRQ : 0F *UDWK63(QYLURQ6FL7HFKQRO 'RþHNDO%6PHWNRYi9'RþHNDORYi+&KHP3DS 1RZDFN % .RHKOHU 6 6FKXOLQ 5 (QYLURQ 6FL 7HFKQRO 6RQJ - =KDR ) /XR < 0F*UDWK 6 3 =KDQJ + (QYLURQ3ROOXW 8UH$04XHYDXYLOOHU30XQWDX+*ULHSLQN% ,QW-(QYLURQ$QDO&KHP *XSWD6.$WHQ&,QW-(QYLURQ$QDO&KHP KWWSZZZGJWUHVHDUFKFRPVWDåHQR

3 'LYLã + 'RþHNDORYi DQG 9 6PHWNRYi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

Talanta 65 (2005) 1174–1178

Application of diffusive gradient in thin films technique (DGT) to measurement of mercury in aquatic systems H. Doˇcekalová∗ , P. Diviˇs Faculty of Chemistry, Brno University of Technology, Purkyˇnova 118, 61200 Brno, Czech Republic Received 17 May 2004; received in revised form 12 August 2004; accepted 24 August 2004 Available online 12 October 2004

Abstract The diffusive gradient in thin films (DGT) technique was investigated and used to measure mercury concentration in river water. Mercury ions are covalently bound to amide nitrogen groups of commonly used polyacrylamide, which makes this gel unsuitable as a diffusive medium. In contrast, agarose gel was found as the diffusive gel for mercury measurements. Basic performance tests of agarose DGT verified the applicability of Fick’s first law for DGT measurements. Two selective resins, Chelex-100 with iminodiacetic groups and Spheron-Thiol with thiol groups were used. The measured diffusion coefficient in agarose gel was close to that in water. The concentration of mercury in Svitava river measured by DGT with Speron-Thiol resin gel was higher (0.0116 ± 0.0009 ␮g l−1 ) than those obtained by Chelex-100 (0.0042 ± 0.0005 ␮g l−1 ). Different capture efficiencies of two adsorbents enable to estimate fractions of mercury bonded in different complexes in the river water. The concentrations of mercury found by DGT both Chelex-100 and Speron-Thiol resin gels are much lower than that measured directly in the river water (0.088 ± 0.012 ␮g l−1 ). This difference indicates that DGT concerns inorganic ions and labile species only, and that it is not able to include inert organic species and colloids. © 2004 Elsevier B.V. All rights reserved. Keywords: Mercury; Diffusive gradients in thin films technique (DGT); Agarose diffusive gel

1. Introduction This paper follows previous work [1] dedicated to diffusive equilibrium in thin films technique (DET), using hydrogels for sampling solute species in aquatic systems. Use of DET, and especially the DGT technique for the pollution monitoring and other environmental studies is increasing. In the present paper, we introduce the possibility to follow mercury transfers in aquatic systems using DGT and appropriate mercury measurement techniques. The diffusive gradient in thin films technique, recently developed by Davison and Zhang [2] for in situ determination of kinetically labile metal species in aquatic systems has been successfully used as a means to follow the concentration of trace metals in natural waters [3–6], metal fluxes in sediments ∗

Corresponding author. Tel.: +420 5 41 149 432; fax: +420 5 41 211 697. E-mail address: [email protected] (H. Doˇcekalová). 0039-9140/$ – see front matter © 2004 Elsevier B.V. All rights reserved. doi:10.1016/j.talanta.2004.08.054

[7,8] and soils [9–11] and also to estimate the concentration of metals in pore waters [12,13]. The DGT technique employs two layers of hydrogel: a diffusive layer and a binding phase. Diffusive layer is placed in the DGT unit on the top of the binding phase and covered with a membrane (usually 0.45 ␮m). These three layers are sealed in the DGT unit so that only the diffusive layer covered with membrane is exposed to the solution to be analyzed [14]. Dissolved metal species, which are smaller than membrane pore size, diffuse through a hydrated polyacrylamide gel (the diffusion gel layer), of thickness g and area A and are accumulated by an analyteselective adsorbent in binding phase. The use of synthetic ferrihydrite for phosphates [15], AG 50W-X cation-exchange resin for radioactive Cs and Sr [16] and silver iodide for sulfide [17] embedded in the binding phase are described. Most frequently, an iminodiacetate chelating resin, Chelex-100, is used and has been applied to a large number of divalent and trivalent metal ions [18], including heavy metals and other elements of environmental interest. After exposure of the DGT

H. Doˇcekalová, P. Diviˇs / Talanta 65 (2005) 1174–1178

unit for a time t in a solution, the amount of metal ions absorbed by the resin is analyzed and the mass M of captured metals determined. The amount of metal accumulated within the binding phase under these conditions is assumed to be equivalent to the amount of metal ion passing through the diffusive layer. The time-average concentration of metal in the bulk solution, cDGT can be calculated with the help of Fick’s first law of diffusion as: cDGT =

Mg tAD

(1)

where D is the diffusion coefficient of the metal in the gel, the exposure surface area A and g the thickness of the gel layer. Eq. (1) is valid only if the free metal ions are in rapid equilibrium with the resin, with a large binding constant and cbinding phase is effectively zero providing the resin is not saturated. The DGT technique gives useful information about a wide range of metal species but not for mercury. Mercury binding on the amide groups within polyacrylamide gel [19] rather than free diffusion does not allow use of this diffusive gel and this technique for mercury determination. In this work, an agarose diffusive gel having different structure from polyacrylamide gel has been tested. Results obtained with agarose diffusive gel were compared with those obtained for polyacrylamide diffusive gel. In addition to testing diffusive gels, two different resins Chelex-100 and Spheron-Thiol with –SH groups prepared by Smrˇz and Hradil [20] and intensively studied by Doˇcekal and Slovák [21], were used for the mercury DGT measurement.

2. Experimental 2.1. Apparatus DGT Research Ltd. (UK, www.dgtresearch.com) supplied DGT deployment units. Mercury in resin gels was measured using one-purpose atomic absorption spectrometer Advanced Mercury Analyser, model AMA 254 (Altec, Czech Republic) based on combustion of the sample in oxygen atmosphere and amalgamation preconcentration (www.leco.com/organic). 2.2. Reagents and materials All the reagents were of analytical-reagent grade. For dilutions, high-purity demineralized water provided by a Milli-Q Plus filter apparatus (Millipore, USA) was used. Mercury test solutions and mercury standards were prepared from 1 g l−1 stock standard solution (Analytica Ltd., Czech Republic). The pH of the test solution was adjusted to 5 by addition of 0.1 mol l−1 NaOH (Onex, Czech Republic). A 0.1 mol l−1 NaNO3 (Lachema, Czech Republic) medium was used in all experiments. The polyacrylamide resin gel and diffusive gel were prepared using acrylamide (Sigma-Aldrich, Germany), ammonium persulfate (Sigma-Aldrich, Germany), tetram-

1175

ethylethylenediamine (Sigma-Aldrich, Germany) and DGT cross-linker (DGT Research Ltd., UK). Chelex-100, Na form, 100–200 wet mesh (Bio-Rad Laboratories) and SpheronThiol (Lachema) resins were used. For the agarose diffusive gel preparation, a 1.5% solution of agarose (Prolabo, France) was used. To protect the outer surface of the diffusive gels, a 0.45 ␮m pore size membrane (Pall Corporation, USA) was placed between the diffusive gel and the plastic cap. The thickness of hydrated gels was measured using a dial micrometer. 2.3. Procedures 2.3.1. Gels preparation 2.3.1.1. Polyacrylamide gels. Preparation of resinembedded and ion-permeable diffusive gels followed the procedure used by Zhang and Davison [14]. Firstly, the pre-gel solution was prepared by mixing aqueous solutions of 15% acrylamide and 0.3% patented agarose-derived cross-linker (DGT Research Ltd., UK). Polymerization was initiated by adding 7 ␮l of freshly prepared ammonium persulfate and 2.5 ␮l of tetramethylethylenediamine (TEMED) per millilitre of a pre-gel solution. The resulting gel solution was cast between two glass plates separated by plastic spacers and the assemblage was maintained at about 40 ◦ C for 45 min. After removal, the gels were hydrated in demineralized water for at least 24 h to allow them to expand to a stable thickness. The thickness of hydrated gels was 0.82 ± 0.02 mm. The discs were cut using a plastic knife and stored in 0.01 mol l−1 NaNO3 . Resin gels were prepared from a pre-gel solution of the same composition. A 0.2 g wet weight of Chelex-100 or 0.12 g wet weight of Speron-Thiol resins were added per millilitre of the pre-gel solution. The polymerization rate was decreased by adding only 6 ␮l of ammonium persulfate and 2 ␮l of TEMED per millilitre of the pre-gel solution to allow settling of the resin on one side of the gel. After hydration, the discs were cut and stored in a small volume of demineralized water. The thickness of hydrated gels was 0.43 ± 0.02 mm. 2.3.1.2. Agarose gels. A diffusive gel containing 1.5% agarose was prepared by dissolving the agarose in an appropriate volume of 80 ◦ C warm demineralized water. The mixture was placed in a boiling water bath and gently stirred until all the agarose was dissolved and the solution became transparent. The hot gel solution was immediately pipetted between two preheated glass plates separated by plastic spacers of appropriate thickness and left to cool down to its gelling temperature (36 ◦ C or below). The discs of agarose diffusive gels were stored in demineralized water. Their thickness was varied between 0.50 and 1.22 mm. 2.4. DGT assembly Gels were placed on the top of the piston. The resin gel was covered by diffusive gel and by a 0.45 ␮m pore size

1176


cellulose nitrate membrane filter. The front cap was pressed tightly. 2.5. Diffusive gel testing Both agarose and polyacrylamide diffusive gels were tested in a mercury solution to established if mercury was binding to the gels. The mercury test solution containing 100 ␮g l−1 of mercury in 0.01 mol l−1 NaNO3 was stirred for 24 h to equilibrate. The DGT units, filled only with agarose and polyacrylamide diffusive gels and covered by a 0.45 ␮m pore size cellulose nitrate membrane filter were immersed into the equilibrated mercury solution, which was stirred using a magnetic follower. For this experiment, a 0.8 mm thick polyacrylamide diffusive gel and 0.5 mm agarose gel were used. Mercury was determined in the solution before DGT deployment and periodically during an experiment carried over 24 h. Two pistons, each filled with different diffusive gels, were removed for analysis at each testing time. The content of mercury in these gels was measured directly with the use of the AMA-254 spectrometer. When the amount of mercury in disc was more elevated than the available measurement range, the gel disc was cut for smaller pieces, and these were re-measured individually.

in the test solution was controlled. After 4 h of exposure, DGT units were taken from the solution, resin gels were extracted and the amount of mercury measured. Resin gel discs with high amounts of mercury were divided into smaller pieces for measurements. The total amount of mercury in each disc was than calculated as a sum of the masses in all these pieces. 2.7. Field applications DGT units were deployed in situ in the stream of Svitava river in the Husovice part of Brno. Ten DGT units, five with Chelex-100 resin and five with Spheron-Thiol and agarose diffusive gel were anchored to a nylon string. The units were suspended for 10 days in the middle of the river 0.5 m above the bottom and 0.5 m under the surface. During this time, a 1 l water sample was collected. To avoid any adsorption phenomena, this sample was stabilized by addition of potassium dichromate, nitric acid and hydrochloric acid [22]. The DGT units were rinsed with distilled water after retrieval from the river and kept in clean polyethylene bags for the transport to laboratory.

3. Results and discussion

2.6. Basic DGT performance tests

3.1. Stability of the mercury solution

In order to test the validity of DGT measurement for mercury analysis, the recommended tests [14] were carried out using a 100 ␮g l−1 mercury solution in 0.01 mol l−1 NaNO3 .

The significant adsorption of mercury on surfaces of all types of containers is a well-known phenomenon [23]. For this reason, the stability of mercury solution was checked before DGT deployment. Five litres of 100 ␮g l−1 mercury in 0.01 mol l−1 NaNO3 was placed in an HDPE container and stirred using a magnetic follower. The concentration of mercury in this solution was periodically checked. Due to the adsorption of mercury on the bottle walls, a 10% decrease of its concentration was observed during the first hour of stirring. After saturation of the walls, this concentration remained constant for 24 h. Subsequent immersion of DGT units lowered the mercury concentration further by 50% of its adsorption on the plastic DGT units. The actual concentration of mercury was measured during experiments and was taken into consideration for the calculation of DGT mercury concentration. This decrease of mercury concentration caused by adsorption on DGT units is significant because of the small volume of model solution relative to surface area of DGT units. It is assumed that this effect does not occur in environmental systems measured in situ.

2.6.1. Time-dependence experiments The DGT units were filled with resin and diffusive gels covered by membrane filter. Chelex-100 and Spheron-Thiol resin gels were combined with agarose and polyacrylamide diffusive gels and covered with membrane filters. The assembly was floated in a stirred solution for different time periods, up to 8 h. During the experiment, the concentration of mercury in the test solution was controlled. At each sampling time, three of each type of DGT units were taken from the solution, resin gels were extracted and the amount of mercury measured. Resin gel discs presenting high amount of mercury were divided into smaller pieces for measurement. The total amount of mercury in each disc was then calculated as a sum of mercury masses in all these pieces. 2.6.2. Diffusion layer thickness experiments The other recommended test confirming the validity of the Fick’s first law is the linear dependence of accumulated mass of metal in the resin on the reciprocal thickness of the diffusive gel. Agarose diffusive gels of three thicknesses (0.50, 0.72 and 1.22 mm) were used for this experiment. The DGT units with different thicknesses of diffusive gel and Chelex100 and Spheron-Thiol resin gels were exposed for 4h to a stirred model of 100 ␮g l−1 Hg solution in 0.01 mol l−1 NaNO3 . During the experiment, the concentration of mercury

3.2. Tests of gel-diffusion equilibration times The equilibration time for the agarose gel (thickness of 0.50 ± 0.02 mm) was measured directly by immersing it in a stirred solution of 100 ␮g l−1 Hg in 0.01 mol l−1 NaNO3 at 22.5 ◦ C. The amount of mercury in the gel increased with the exposure time, reaching a plateau within 8 h (Fig. 1). The concentration of mercury found in equilibrated agarose gel


Fig. 1. Mass of mercury in agarose gel discs exposed for various periods to a test solution of 100 ␮g l−1 Hg in 0.01 mol l−1 NaNO3 .

was 450 ␮g l−1 , which is 4.5 times higher than in solution. We assume that there are some impurities in the agarose, associated with specific binding groups. After their saturation, no more mercury is collected in agarose gel. The amount of bound mercury is not large and does not affect the use of DGT units with agarose diffusive gel for mercury measurement. The amount of mercury in the polyacrylamide gel increased more dramatically with time exposure. An average of 17 ␮g of mercury per polyacrylamide gel discs was found. It corresponds to concentration of mercury 70 mg l−1 in the polyacrylamide gel. The reactivity of the amide groups towards Hg(II) is known for more than 100 years: the Hg(II) ion appears to become covalently bound to one or two amide nitrogen atoms. Special dried polyacrylamide resin has been prepared for Hg removal and recovery [19]. When polyacrylamide diffusive gel is used in DGT units, it is not possible to interpret results because there is a competition for mercury ions between two resins, Chelex-100 and polyacrylamide. 3.3. Basic DGT performance tests Two experiments were performed to verify the applicability of Eq. (1) for DGT measurements of mercury with the systems described. The first experiment concerned the time dependence. DGT units with known agarose gel thickness were exposed for 8h to a 100 ␮g l−1 Hg stirred solution. The mass of accumulated mercury (M) normalized for mercury concentration in solution (c) was plotted against the exposure time (see Fig. 2). The two curves are linear for both Chelex-100 and Speron-Thiol sorbents and have simi-

Fig. 2. Measured mass of mercury in the resin layers immersed in Hg solution (100 ␮g l−1 ) for various periods. The agarose diffusive gel was used and two different resins in resin layers tested: Chelex-100 () and Spheron-Thiol (). Eq. (1) predicts the solid line.

1177

Fig. 3. Measured mass of mercury in the resin layers immersed in Hg solution (100 ␮g l−1 ) for various periods. The polyacraylamide diffusive gel was used and two different resins in resin layers tested: Chelex-100 () and Spheron-Thiol (). Eq. (1) predicts the dotted line.

lar slopes. Slopes obtained during the same experiment with DGT unit with polyacrylamide diffusive gel are much lower (Fig. 3) and differ for Chelex-100 and Speron-Thiol. Mercury is accumulated in the polyacrylamide gel and a competitive reaction takes place between two binding agents: the diffusive polyacrylamide gel and resin in resin gel. Spheron-Thiol resin has higher binding strength, so it can better compete with the adsorption of mercury in polyacrylamide gel structure. These competitive reactions do not allow interpretation of experimental data. The diffusion coefficients were calculated from plots furnished by the time experiment. Slope k of the dependance Mc−1 = f(t) can be expressed by Fick’s first law as: k = (DAt)g−1

(2)

From this equation, the diffusion coefficient can be calculated: kg (3) Dcal = At The calculated diffusion coefficient Dcal of mercury in agarose gel is (8.86 ± 0.11) × 10−6 cm2 s−1 for Chelex-100 and (9.08 ± 0.13) × 10−6 cm2 s−1 for Spheron-Thiol. The value in water is 9.13 × 10−6 cm2 s−1 [24]. The second recommended test experiment with DGT was also performed. The DGT units filled with agarose gels of different thickness were exposed for 4 h to a stirred solution of 100 ␮g l−1 mercury in 0.01 mol l−1 NaNO3 . The plot of the measured mass against the reciprocal gel thickness is linear (see Fig. 4). The mass in the figures is expressed as Mc−1 ,

Fig. 4. Measured mass of mercury in the resin layers, () Chelex-100, () Spheron-Thiol) immersed in Hg solution (100 ␮g l−1 ) for different thicknesses of agarose gel layer. Eq. (1) predicts the solid line.

1178


because of variable Hg concentrations in solution during experiments. Results of both testing experiments with agarose diffusive gel confirm the validity of basic DGT principles. The DGT with agarose diffusive gel is thus possible to use for reliable mercury measurements. 3.4. Field study In March 2004, the DGT technique was used to measure in situ mercury concentration in the Svitava river in the Husovice part of Brno, Czech Republic. Both Chelex100 and Spheron-Thiol resin embedded in polyacrylamide gel were used, covered by agarose diffusive gel with 0.5 mm thickness. Because of the low concentration of mercury in water, the preconcentration mode proposed by the AMA254 spectrometer was used for direct measurement of mercury in the water sample. The value of direct measurement (0.088 ± 0.012) ␮g l−1 Hg was higher than the DGT measured concentrations, (0.0042 ± 0.0005) ␮g l−1 for Chelex100 resin gel and (0.0116 ± 0.0009) ␮g l−1 or Spheron-Thiol. The differences between direct measurement and DGT measurement may be explained by the fact that DGT measures only ionic mercury and labile mercury species and does not include inert organic species and large colloids. Chelex-100 with iminodiacetic groups enable to assess ionic mercury, and mercury related to week complexes. Spheron-Thiol has a greater affinity for mercury than Chelex-100. Thiol groups of Spheron-Thiol are capable to react with mercury bonded even in very strong complexes. Consequently, the concentration measured by Spheron-Thiol DGT unit has to be higher than those given with Chelex-100. The DGT units filled with resins having different capture efficiencies to mercury could be used to distinguish between mercury complexes with different stability and fractionate various mercury species in the sample.

4. Conclusion DGT commonly used polyacrylamide gel is unsuitable as diffusive medium for the mercury determination. During diffusion to the resin embedded in the resin layer, mercury ions are covalently bound to amide groups of polyacrylamide diffusive gel. Competitive reactions between two adsorption agents do not allow interpretation of experimental data. On the other hand, agarose gel was found to be suitable as the diffusive gel for mercury measurements. Performing of the both recommended DGT tests has confirmed the usefulness of DGT principles. The diffusion coefficient of mercury in agarose gel calculated on the base of Fick’s law was found very similar (8.97 × 10−6 cm2 s−1 ) to that in water (9.13

× 10−6 cm2 s−1 ) for both Chelex-100 and Spheron-Thiol resins, in mercury solution. Concentration of mercury in the river water measured by DGT with Speron-Thiol resin layer (0.0116 ± 0.0009) ␮g l−1 was three times higher than that measured by Chelex-100 (0.0042 ± 0.0005) ␮g l−1 . This can be explained by the higher affinity of thiol groups to Hg(II) bound in non-labile complexes. In a real water sample, there are not only cations and small inorganic complexes of mercury, but also complexes with natural ligands as fulvic acids and humic acids. The DGT with Speron-Thiol resin measures even those species of mercury, which are more stable and are not measured by Chelex-100. References [1] H. Doˇcekalová, O. Clarisse, S. Salomon, M. Wartel, Talanta 57 (2002) 145–155. [2] W. Davison, H. Zhang, Nature 367 (1994) 545–546. [3] S. Denney, J. Sherwood, J. Leyden, Sci. Total Environ. 239 (1999) 71–80. [4] M.C. Alfaro De la Torre, P.Y. Beaullieu, A. Tessier, Anal. Chim. Acta 418 (2000) 53–68. [5] R. Dahlqvist, H. Zhang, J. Ingri, W. Davison, Anal. Chim. Acta 460 (2002) 247–256. [6] R.J. Dunn, P.R. Teasdale, J. Warnken, R.R. Schleich, Environ. Sci. Technol. (2003) 2794–2800. [7] H. Zhang, W. Davison, S. Miller, W. Tych, Geochim. Cosmochim. Acta 59 (1995) 4181–4192. [8] G.R. Fones, W. Davison, O. Holby, B.B. Jorgensen, B. Thampdrup, Limnol. Oceanogr. 46 (2001) 982–988. [9] H. Zhang, W. Davison, B. Knight, S. McGrath, Environ. Sci. Technol. 32 (1998) 704–710. [10] H. Zhang, F.J. Zhao, B. Sun, W. Davison, S.P. McGrath, Environ. Sci. Technol. 35 (2001) 2602–2607. [11] B. Doˇcekal, V. Smetková, H. Doˇcekalová, Chem. Pap. 57 (2003) 161–166. [12] H. Zhang, W. Davison, R.J.G. Mortimer, M.D. Krom, P.J. Hayes, I.M. Davies, Sci. Total Environ. 296 (2002) 175–187. [13] P. Diviˇs, H. Doˇcekalová, V. Smetková, Chem. Listy 97 (2003) 1184–1189. [14] H. Zhang, W. Davison, Anal. Chem. 67 (1995) 3391–3400. [15] H. Zhang, W. Davison, R. Gadi, T. Kobayashi, Anal. Chim. Acta 370 (1998) 29–38. [16] L.Y. Chang, W. Davison, H. Zhang, M. Kelly, Anal. Chim. Acta 368 (1998) 243–253. [17] P.R. Teasdale, S. Hayward, W. Davison, Anal. Chem. 71 (1999) 2186–2191. [18] O.A. Garmo, O. Royset, E. Steinnes, T.P. Flaten, Anal. Chem. 75 (2003) 3573–3580. [19] N. Bicak, D.C. Sherrington, React. Funct. Polym. 27 (1995) 155–161. [20] M. Smrˇz, J. Hradil, Czech. Patent AO 190171 (1978). [21] Z. Slovák, M. Smrˇz, B. Doˇcekal, S. Slováková, Anal. Chim. Acta 111 (1979) 243–249. [22] V. Stefanidesová, J. Seidlerová, P. Dvorská, Chem. Listy 96 (2002) 117–119. [23] L.P. Yu, X.P. Yan, Trends Anal. Chem. 22 (2003) 245–253. [24] CRS Handbook of Chemistry and Physics, 76th ed., CRC Press Inc., Boca Raton, USA, 1995, pp. 5–90.

ANALYTICAL SCIENCES APRIL 2009, VOL. 25 2009 © The Japan Society for Analytical Chemistry

575

Notes

Application of New Resin Gels for Measuring Mercury by Diffusive Gradients in a Thin-films Technique Pavel DIVIš,*† Roman SZKANDERA,* Lukáš BRULíK,* Hana DOCˇEKALOVá,* Peter MATúš,** and Marek BUJDOš** *Brno University of Technology, Faculty of Chemistry, Purkynˇova 118, Brno CZ-61200, Czech Republic **Comenius University in Bratislava, Faculty of Natural Sciences, Mlynská dolina 1, Bratislava SK-84215, Slovakia

A possible replacement of previously recommended Spheron-Thiol resin gel for measuring mercury by diffusive gradients in a thin film (DGT) was studied. Duolite GT73 resin and newly prepared 6-mercaptopurine modified Iontosorb AV as binding phases were tested. The preparation procedure of resin-embedded gels was optimized and DGT with new resin gels verified. The verified DGT containing new resin gels was used for in situ mercury measurement in Svitava River. (Received October 28, 2008; Accepted January 19, 2009; Published April 10, 2009)

Introduction The diffusive gradients in the thin-films technique (DGT), a relatively new analytical technique capable of measuring in situ concentrations of trace metals in an aquatic environment, has proved to be useful because of its simplicity and wide applicability. It is largely used for measuring kinetically labile metal species in natural waters1,2 or trace metal fluxes in sediments and soils.2,3 The DGT technique employs two layers of hydrogel, a diffusive layer and a binding phase. The choice of the binding agent and the diffusive layer defines the measured species. During recent years, DGT has been investigated for measuring more than 50 elements.2,4 Only a little effort has been expended to measure mercury species,5–8 though they have attracted great attention concerning environmental contamination monitoring, due to their unique toxicity.9 This paper follows our previous work5 dedicated to the determination of mercury by diffusive gradients in the thin-films technique. The commonly used polyacrylamide diffusive gel was not found to be suitable as a diffusive medium for mercury determination, because of mercury binding on the amine groups of polyacrylamide. An agarose diffusive gel having a different structure from polyacrylamide gel was tested and recommended. Moreover, the use of another resin, Spheron-Thiol with –SH groups, instead of the most frequently used Chelex-100 resin, has been described. Iminodiacetic groups of Chelex-100 enable one to assess only ionic mercury and mercury related to weak complexes. Thiol groups of Spheron-Thiol are capable of reacting with mercury bonded even in very strong complexes. The concentrations obtained by DGT with Speron-Thiol were found to be very similar to those obtained by direct measurements of total dissolved mercury.6 A resin with thiol groups presents the best choice for mercury determination. Spheron-Thiol prepared by Smrž and Hradil10 is not available in the market at present, and therefore possible alternatives were To whom correspondence should be addressed. E-mail: [email protected] †

studied in the present work. We studied an application of commercially available Duolite GT73 resin, recently used for the preconcentration of noble metals prior to determinations of these metals by ICP-OES,11,12 or in industrial processes for removing heavy metals from wastewater13,14 and the application of a new Iontosorb AV-MP resin synthesized in the laboratory. A 6-mercaptopurine functionalized sorbent was successfully used in foretime for the determination of mercury and silver in environmental samples by AAS.15 The preparation procedure of new resin gels was optimized and the DGT technique verified. The verified DGT containing new resin gels was used for in situ mercury measurements in Svitava River.

Experimental Reagents and chemicals All of the reagents were of analytical-reagent grade. All water used in this study was high-purity demineralized water (conductivity 0.05 mS cm–1, Millipore, USA). Mercury solutions were prepared from a 1 g L–1 stock standard solution (AstasolHg, Analytica Ltd., Czech Republic). The temperature of mercury solutions was 25 ± 1˚C and the pH 5. A hydrogel with incorporated Duolite GT73 resin (Sigma-Aldrich, Germany) was prepared using acrylamide (Sigma-Aldrich), N,N,N¢,N¢tetramethylethylendiamin (Sigma-Aldrich), ammonium persulfate (Sigma-Aldrich) and a patented agarose-based crosslinker (DGT Research Ltd., UK). Hydrogels with incorporated Iontosorb AV-MP resin and diffusive gels were prepared from agarose (Merck, Germany). To protect the outer surface of the diffusive gel, a 0.45-mm pore size membrane (Pall Corporation, USA) was used. For preparing of 6-mercaptopurine modified Iontosorb AV resin (Iontosorb AV-MP), Iontosorb AV (Iontosorb, Czech Republic), 6-mercaptopurine (Sigma-Aldrich) hydrochloric acid (Penta, Czech Republic), sodium nitrite (Lachema, Czech Republic) and potassium carbonate (Lachema) were used. For the quantitative determination of thiol groups in Iontosorb AV-MP resin, potassium iodine and sodium thiosulfate (Lachema) were used.

576 Apparatus DGT probes (piston type, 2.5 cm in diameter with an exposed area of 3.14 cm2) were obtained from DGT Research Ltd. (Lancaster, UK), and assembled as described previously.5 The determination of mercury was performed using a one-purpose atomic absorption spectrometer, AMA 254 (Altec, Czech Republic). For pretreating the resin, a porcelain mortar and a Teflon sieve (0.09 mm) were used. All testing solutions were stirred (900 rpm) using a magnetic stirrer. For measuring of the pH and the temperature, a WTW-320 multimeter (WTW, Germany) was used. Dissolved organic carbon was measured using a Shimadzu 5000 (Shimadzu, Japan) elemental analyzer. For the qualitative determination of thiol groups in Iontosorb AV-MP resin, an infrared spectrometer (Nicolet Impact 400, Nicolet, USA) was used. Duolite-GT73 pretreatment Because of the large diameter size of Duolite GT73 resin particles (0.5 – 0.7 mm), it was impossible to incorporate the resin into the polyacrylamide hydrogel (the thickness of plastic spacers determining the diameter size of the resin was 0.25 mm). For this reason, a pretreatment of the resin before use was necessary. The resin was ground in porcelain mortar, and then sieved with 0.09 mm Teflon sieve. The fraction passed through the sieve was soaked in a hydrochloric acid solution overnight, then washed several times with ultrapure water, and used for resin gel preparation. The resulting thickness of the prepared gel after swelling in deionized water was 0.4 mm. Iontosorb AV-MP synthesis and characterization Iontosorb AV (modified bead-form cellulose containing aminoaryl-b-ethylsulfone groups) was washed in ethanol, and then with ultrapure water. After the flushing of Iontosorb AV, this sorbent was modified using diazotation and coupling reactions.15,16 An amount of 5 g Iontosorb AV was washed with hydrochloric acid and then with ultrapure water until achieving neutral pH. After washing, diazotation was performed at 0 – 5˚C using 1 mol L–1 solutions of hydrochloric acid and sodium nitrite. Diazotation was stopped after adding of 40 mL of reagents. A yellow product was filtered out and washed several times with ultrapure water. Diazonium salt was then added to a continuously mixed and cooled reactor containing 3.5 g of 6mercaptopurine dissolved in 10% sodium carbonate. After 24 h a new red-brown product was filtered out, washed several times with ultrapure water and dried in an exicator. A qualitative test was performed using infrared spectroscopy. The infrared spectrum of a new functionalized resin was compared with a blank infrared spectrum of Iontosorb AV. A quantitative test of thiol groups was performed by iodometric titration at pH ~9. To 50 mg of modified Iontosorb AV, 25 mL of 0.001 mol L–1 potassium iodine was added, and after 5 min of shaking and 30 min of standing in the dark, the resulting solution was titrated by 0.001 mol L–1 ammonium thiosulfate. Hydrogels preparation The preparation of Duolite GT73 embedded gel, comprising 15% by volume acrylamide and a 0.3% cross-linker, followed a procedure used by Zhang and Davison.1 A freshly prepared ammonium persulfate initiator (15 mL) and a N,N,N¢,N¢tetramethylethylendiamin catalyst (5 mL) were added to 2 mL of gel solution containing 0.3 g of crushed Duolite GT73 resin. The resulting gel solution was cast between two glass plates separated by plastic spacers, and was set in an incubator at (42 ± 2)˚C for 45 min. Prepared hydrogel sheets were hydrated for at least 24 h in water, and then discs of 2.5 cm in diameter were

ANALYTICAL SCIENCES APRIL 2009, VOL. 25 cut from these sheets. Iontosorb AV-MP embedded gel was prepared by a different way. After an amount of 0.2 g of Iontosorb AV-MP was mixed together with a hot 2% agarose solution, this solution was transferred between two preheated glass plates separated by plastic spacers, and left to form the gel at room temperature. Similarly, agarose diffusive gels were prepared from a 2% agarose hot solution. All types of gels were stored in water before use. The thicknesses of the prepared gels were 0.4 mm for resin gels and 0.7 mm for diffusive gels. Basic DGT performance tests After deploying of a DGT unit for time t in a solution, the amount of metal ions absorbed by the resin is analyzed, and the mass M of captured metals determined. The amount of metal accumulated within the binding phase under these conditions is assumed to be equivalent to the amount of metal ion passing through the diffusive layer. The time-average concentration of metal in the bulk solution, cDGT, thus can be calculated with the help of Fick’s first law of diffusion, if the diffusion coefficient, D, of the metal in ion-permeable hydrogel, the thickness of the diffusive layer, Dg, and the exposure surface area, A, is known by Eq. (1): cDGT = M·Dg/t·A·D

(1)

Two basic tests1 were performed in order to test the validity of DGT. A 10 mg L–1 mercury solution was used in both of these experiments. In the recovery test, 10 DGT units were immersed into the test solution and after 3 h of exposure, mercury was determined in resin gels. During all of these tests, the concentration of mercury in solution was continuously controlled, because the significant adsorption of mercury on the surface of all types of containers is a well-known phenomenon.5 In the second test, 8 DGT units were immersed into the test solution, and after intervals of 2, 4, 6 and 8 h, two DGT units were taken out from the solution and the mass of accumulated mercury in resin gels was determined. Field application Five DGT sampling units filled with agarose diffusive gels and Duolite GT73 and Iontosorb AV-MP resin gel were deployed in situ in stream of Svitava River in the Obâny part of Brno, Czech Republic. The sampling units were anchored to a nylon string, fixed on a river bridge and suspended for 7 days approximately 0.5 m under the water surface. After the deployment time, DGT sampling units were rinsed with distilled water and kept in clean polyethylene bags for the transport to laboratory. On the first and last days of deployment, 1 L of a water sample was collected in a brown glass bottle containing preservation agents,17 and the temperature and pH of the river water were recorded. Dissolved organic carbon and mercury concentrations were measured in the laboratory.

Results and Discussion The successful incorporation of 6-mercaptopurine to Iontosorb AV was proved by the change in the resin color from white to red-brown. In a comparison with the Iontosorb AV infrared spectra, the infrared spectra of Iontosorb AV-MP showed new bands at 1520 cm–1 for N=N, 1626 cm–1 for C=N, 2360 cm–1 for –S–H and 3457 cm–1 for –N–H stretches. Other vibrations at 720, 1062, 1518 and 2918 cm–1 showed the presence of a 6-mercaptopurine skeleton in Iontosorb AV-MP (Fig. 1). The amount of thiol groups was determined by iodometric titration

ANALYTICAL SCIENCES APRIL 2009, VOL. 25

577 Table 1 Results from a DGT reproducibility test Sampling unit No.

DGT (Duolite GT3) concentration

DGT (Iontosorb AV-MP) concentration

1 2 3 4 5 Average concentration Standard deviation

8.4 7.8 8.3 8.1 8.5 8.22 0.28

7.5 8.2 7.9 8.2 7.7 7.9 0.3

All of concentrations are in mg L–1. Fig. 1 AV.

An infrared spectra of 6-mercaptopurine modified Iontosorb

to be 0.5 mmol g–1. This should be sufficient to prevent saturation of the functional groups when DGT sampling units are deployed in natural water locations. To be sure that the Duolite GT73 and Iontosorb AV-MP resin gel preparation procedure is correct and reproducible, several sheets of resin gels containing these sorbents were prepared, and 10 discs were cut randomly from the sheets, and were used to assemble the DGT units. Before starting the test, a 10 mg L–1 mercury solution was prepared and left to equilibrate overnight. Due to the absorption of mercury to the container walls, the mercury concentration in a prepared solution decreased and the final stable concentration measured by AAS was 8.4 ± 0.2 mg L–1. The DGT units were subsequently immersed in this stirred solution for 3 h. The results from the experiment are given in Table 1. The calculated DGT concentrations differ from each other by less than 10%; moreover, the average DGT concentration agrees with the concentration measured by an independent technique (AAS). It showed that resin gels can be prepared repeatedly with the same quality, and that they work well. The correct function of all prepared gels was tested again in a time dependence test.1 DGT units were exposed for up to 8 h in an equilibrated 10 mg L–1 mercury solution. The final stable concentration of mercury in this solution was 8.6 ± 0.3 mg L–1. As can be seen from Fig. 2, the mass of mercury accumulated in the resin gel increased linearly with the time, and the measured mass of accumulated mercury in DGT sampling units agrees with a theoretical prediction using Eq. (1). In July 2007, five DGT sampling units filled with agarose diffusive gel and Duolite GT73 resin gel were used to measure the in situ mercury concentration in the Svitava River in the Obâny part of Brno, Czech Republic. The average temperature during the deployment time was 17.5 ± 0.5˚C, and the average pH was 7.89 ± 0.12. The amount of dissolved organic carbon during the deployment was 6.4 ± 0.2 mg L–1. In our previous study,5 the diffusive coefficient, D25, of mercury in agarose diffusive gel was calculated to be 8.97 ¥ 10–6 cm2 s–1. Applying the correction equation,1 the diffusive coefficient D17.5 of 7.25 ¥ 10–6 cm2 s–1 was taken into account in order to calculate the DGT mercury concentration. The DGT measured concentration in the Svitava River was 62 ± 11 ng L–1. This value is slightly lower than the value of the total dissolved mercury concentration (94 ± 6 ng L–1), which indicates that some part of mercury in the river water is complexed by dissolved organic carbon. Mercury strongly complexed with dissolved organic carbon can pass through a 0.45-mm filter, and can be further analyzed, but in the case of DGT these complexes are excluded from the measurement.18 At the same place (Svitava River, Obâny part

Fig. 2 Measured mass of mercury in the resin layers (A, Duolite GT73; D, Iontosorb AV-MP) immersed in a Hg solution (10 mg L–1) for various periods. Equation (1) predicts the dashed line.

of Brno) in April, 2008, five DGT sampling units filled with agarose diffusive gel and Iontosorb AV-MP resin gel were deployed under comparable conditions. Similar results as in July 2007 were obtained. The DGT measured concentration in the Svitava River was 75 ± 9 ng L–1, while the total dissolved concentration was 102 ± 7 ng L–1.

Conclusions This study demonstrated that there are some possibilities to replace Spheron-Thiol resin gel in diffusive gradients in the thin-films technique in order to measure mercury in an aquatic environment. There are no mercury specific resins applicable for direct use in the DGT technique on the market; however, some available resins can be used after a pretreatment in the laboratory. As an example of this approach, we used Duolite GT73 resin. After graining, sieving and acid washing of this resin it was useable for incorporation into the polyacrylamide gel. Another possibility is to prepare characteristic resin directly in the laboratory. For this purpose, we used Iontosorb AV resin, which was modified with 6-mercaptopurine using simple diazotation and coupling reactions. All resin gels prepared from Duolite GT73 or Iontosorb AV-MP resins match all of the requirements for a correct function of the DGT technique. After verification of DGT in the laboratory, the DGT technique with new resin gels was successfully used to measure the in situ mercury concentration in Svitava River.

578

Acknowledgements This work has been supported by grants No. GABR 525/09/P583, MEB 080813 and SK-CZ-0044-07. Mr. Oldîch Tokar is acknowledged for providing a free Iontosorb AV sample.

References 1. H. Zhang and W. Davison, Anal. Chem., 1995, 67, 3391. 2. P. Diviš, H. Dobekalová, and V. ≠ezábová, Chem. Listy, 2005, 99, 640. 3. M. P. Harper, W. Davison, and W. Tych, Aquat. Geochem., 1999, 5, 337. 4. O. A. Garmo, O. Royset, E. Steinnes, and T. P. Flaten, Anal. Chem., 2003, 75, 3573. 5. H. Dobekalová and P. Diviš, Talanta, 2005, 65, 1174. 6. P. Diviš, M. Leermakers, H. Dobekalová, and Y. Gao, Anal. Bioanal. Chem., 2005, 382, 1715.

ANALYTICAL SCIENCES APRIL 2009, VOL. 25 7. O. Clarisse and H. Hintelmann, J. Environ. Monit., 2006, 8, 1242. 8. I. Cattani, S. Spalla, G. M. Beone, A. A. M. Del Re, R. Boccelli, and M. Trevisan, Talanta, 2008, 74, 1520. 9. M. F. Wolfe, S. Schwarzbach, and R. A. Sulaiman, Environ. Toxicol. Chem., 1998, 17, 146. 10. M. Smrž and J. Hradil, Czech. Patent AO, 1978, 190171. 11. P. Pohl and B. Prusisz, Microchim. Acta, 2005, 150, 159. 12. P. Pohl and B. Prusisz, Anal. Sci., 2004, 20, 1367. 13. S. Chiarle, M. Ratto, and M. Rovatti, Water Res., 2000, 34, 2971. 14. J. A. Ritter and J. P. Bibler, Water Sci. Technol., 1992, 25, 165. 15. R. V. Davies, J. Kennedy, E. S. Lane, and J. L. Willans, J. Appl. Chem., 1958, 8, 68. 16. B. C. Mondal, D. Das, and A. K. Das, Anal. Chim. Acta, 2001, 450, 223. 17. V. Stefanidesová, J. Saidlerová, and P. Dvorská, Chem. Listy, 2002, 96, 117. 18. W. Li, H. Zhao, P. R. Teasdale, and F. Wang, Talanta, 2005, 67, 571.

Journal of Inorganic Biochemistry 103 (2009) 1473–1479

Contents lists available at ScienceDirect

Journal of Inorganic Biochemistry journal homepage: www.elsevier.com/locate/jinorgbio

Determination of trace amounts of total dissolved cationic aluminium species in environmental samples by solid phase extraction using nanometer-sized titanium dioxide and atomic spectrometry techniques Peter Matúš a,*, Ingrid Hagarová a, Marek Bujdoš a, Pavel Diviš b, Jana Kubová a a b

Comenius University in Bratislava, Faculty of Natural Sciences, Mlynská dolina 1, 84215 Bratislava, Slovakia Brno University of Technology, Faculty of Chemistry, Purkynˇova 118, Královo Pole, 61200 Brno, Czech Republic

a r t i c l e

i n f o

Article history: Received 9 April 2009 Received in revised form 8 July 2009 Accepted 9 August 2009 Available online 15 August 2009 Keywords: Aluminium Nanometer-sized titanium dioxide TiO2 Solid phase extraction Slurry sampling ET AAS ICP OES

a b s t r a c t Nanometer-sized titanium dioxide was used as a solid-phase extractant for the separation and preconcentration of trace amounts of Al(III) prior to its determination by electrothermal atomic absorption spectrometry (ET AAS) and inductively coupled plasma optical emission spectrometry (ICP OES). The optimal conditions for the proposed solid phase extraction (SPE; 50 mg TiO2, 10 min extraction time, pH 6.0, HCl and HNO3 as eluents) and ET AAS measurement (1500 °C pyrolysis and 2600 °C atomization temperatures, Mg(NO3)2 as matrix modifier) were obtained. The adsorption capacity of TiO2 was 4.1 mg Al g 1 TiO2. Two modes of the proposed procedure were compared, (I) batch and elution mode with the elution of Al from TiO2 phase by nitric or hydrochloric acid, and (II) batch and slurry mode (without elution) with the direct TiO2 phase-slurry sampling. Finally, the batch and slurry mode of nanometer-sized TiO2 SPE with slurry ET AAS detection and quantification was preferred and used for the determination of trace amounts of total dissolved cationic Al species in synthetic and natural water samples. The method accuracy was checked by the analysis of lake water CRM TMDA-61 and by the technique of analyte addition (sample spiking). Under the optimal conditions, the calibration curve for batch and slurry TiO2 SPE with a 10-fold preconcentration was linear up to 40 lg L 1 Al. The limit of detection (LOD) and the limit of quantification (LOQ) was 0.11 lg L 1 Al and 0.35 lg L 1 Al, respectively, with a preconcentration factor of 20 and a relative standard deviation (RSD) lower than 5%. Ó 2009 Elsevier Inc. All rights reserved.

1. Introduction During the last few decades aluminium and its distribution in the environment has attracted much attention because of its toxic effects on plants, animals and humans. High aluminium amounts limit the input and the transport of the nutriments and influence negatively the cell division and cell-walls of the plants. The chronical effect of Al compounds is often connected with mortality of some animals and Alzheimer or some other human neurodegenerative diseases [1–11]. Aluminium is usually not readily available in the environment and it is contained primarily in the structures od primary minerals and aluminosilicate clays. Because of its low solubility in a solution under neutral conditions, Al was regarded for a long time as a nontoxic element and its environmental and biological effects were not investigated until recently. As the soils become acidified through the weathering and/or possible anthropogenic activity,

* Corresponding author. E-mail address: [email protected] (P. Matúš). 0162-0134/$ - see front matter Ó 2009 Elsevier Inc. All rights reserved. doi:10.1016/j.jinorgbio.2009.08.004

these sources of aluminium solubilize, releasing Al in its readily available chemical species. It has been confirmed that acid deposition leads to considerable increases of dissolved Al concentrations in acidified soils and surface waters [1–11]. The Al concentration in different environmental samples varies widely. The distribution of aluminium species in pure Al water solution shows that ‘‘free” Al3+ cations dominate in it below pH 3.5. The cationic Al-hydroxycomplexes [Al(OH)]2+ and [Al(OH)2]+ are present above pH 3.5 and the colloid Al(OH)3 exists at pH > 6.0. The [Al(OH)4] species begin to form in solutions above pH 7.0 and are predominant at pH 8.0–9.0. The cationic and anionic sulphato, fluoro, phosphato and some organic complexes of Al are also present in common soluble forms [1–11]. The extent of Al complexation depends on the availability of Al, solution pH, concentrations of complexing ligands, ionic strength and temperature. Also the Al polymeric hydroxycomplexes (e.g. so-called Al13, [AlO4Al12(OH)24]7+) can be created by the hydrolysis of Al3+ ions. Mainly Al labile cationic species (‘‘free” Al3+, [Al(OH)]2+, [Al(OH)2]+, [AlO4Al12(OH)24]7+) are responsible for its toxic effects. The toxicity of [AlSO4]+ ions is not always accepted. Complexes of Al with organic ligands are considered practically non-toxic

1474

P. Matúš et al. / Journal of Inorganic Biochemistry 103 (2009) 1473–1479

[10,11]. Anyway, the knowledge of Al speciation (i.e. the distribution of its physico-chemical forms) is important because in the main this factor controls the toxicity of Al. While determination of high Al concentrations can be realized with no serious problem, reliable determination of its trace and ultratrace concentrations requires the development of advanced techniques for improving both, selectivity and also sensitivity for this analyte [1,11]. Solid phase extraction (SPE) using nanometersized TiO2 (anatase) as a solid sorbent can be utilized for the separation and preconcentration of trace amounts of aluminium in various samples. This subject is described insufficiently in present literature. Liang and colleagues developed the method for ultratrace Al(III) ions preconcentration using nanometer-sized TiO2 microcolumn with dynamically immobilized 8-hydroxyquinoline, 0.5 M HCl elution and inductively coupled plasma optical emission spectrometry (ICP OES) detection [12]. The adsorption capacity of TiO2 modified by 8-hydroxyquinoline was 5.23 mg Al g 1 TiO2 at pH 6.0. For the analysis of rice flour and lake water they achieved a detection limit of 1.96 ng mL 1 and a preconcentration factor of 50. On the contrary, many papers about the determination of other metal(loid)s in cationic or anionic form by TiO2 based SPE were published [13–31]. Sorption kinetics, isotherms and capacities, TiO2 regeneration and stability, analyte desorption and elution, effect of sample volume, TiO2 mass, extraction time, pH and coexisting ions, detection and quantification limits, precision, accuracy and various applications were studied. A critical parameter of TiO2 based SPE is the pH value. In most cases the adsorption of cations proceeds when the solution pH value is higher than the isoelectric point (IEP) of TiO2 (6.2–6.8), whereas for anion adsorption a pH value lower than IEP is required [13]. In general, it is believed that the adsorption of ions proceeds with the participation of TiO2 surface hydroxyl groups [13]. Two types of such hydroxyl groups are suggested to exist. One kind of OH groups is assumed to be bound to one Ti4+ site (terminal OH) and the second one is bound to two Ti4+ sites (bridged OH) [14]. At pH values higher than IEP, TiO2 surface is covered by OH groups and is negatively charged. It becomes active towards cation adsorption. In contrast, the positive surface charge at low pH is caused by adsorbed protons and is able to adsorb anions [13]. Various dilute acids (e.g. HCl, HNO3) are often used for the desorption of cations and dilute bases (e.g. NaOH) are used for the elution of anions. The adsorption behaviour of nanometer-sized TiO2 towards the cations Cu, Cr, Mn and Ni at pH 8.0 in batch [15] and microcolumn [16] system was investigated by Liang et al. [15,16], using ICP OES. The method was applied to digested certified reference materials (CRMs) of vehicle exhaust particulates, coal fly ash [15] and rice flour and to real samples of lake water [16]. TiO2 microcolumn preconcentration at pH 8.0 and ICP OES detection were used for the determination of rare earth elements (La, Y, Yb, Eu, Dy) in digested stream sediment and plant (citrus leaves) CRMs by Liang et al. [17]. Direct determination of trace rare earth elements (Tm, Sm, Ho, Nd) in digested stream sediment CRM by fluorination-assisted electrothermal vaporization (FETV) ICP OES with slurry sampling through nanometer-sized TiO2 separation/preconcentration at pH 7.0 was studied by Hang et al. [18]. Liu and colleagues used nanometersized TiO2 immobilized on silica gel for the preconcentration of Cd, Cr, Cu and Mn at pH 8.0 prior to their determination by ICP OES in decomposed CRMs of poplar leaves and natural lake water samples [19]. Flow injection TiO2 microcolumn preconcentration at pH 8.5 on-line coupled with ICP OES determination of Co, Cd, Cr, Cu, Mn, Ni, V, Ce, Dy, Eu, La and Yb in soil CRM, coal fly ash and various water samples was described by Huang et al. [14]. Wu and colleagues proposed a titania-coated capillary microextraction (CME) at pH 8.0 combined with ETV ICP mass spectrome-

try (MS) for the determination of V, Cr and Cu in rice flour and sargasso CRMs, lake water and urine samples [20]. Liu and Liang [21] determined cationic Au in digested gold ore CRM and filtered tap, lake and synthetic sea water sample by nanometer-sized TiO2 immobilized on silica gel microcolumn separation at pH 8.0 and flame atomic absorption spectrometry (F AAS) detection. Anions of noble metals (Au, Ag, Pd) in digested water deposit CRMs were determined using ICP OES after their preconcentration on TiO2 in static (batch) and dynamic mode at pH 5.5 by Qing et al. [22]. Trace Mo amounts in digested steel CRMs were determined by ICP OES after the separation and preconcentration of anionic Mo using TiO2 microcolumn at pH 1.0 (Liang et al. [23]). Concentrations of the total soluble anions As, Se and Sb on TiO2 at pH 2.0 by slurry electrothermal atomic absorption spectrometry (ET AAS) with Zr-coated tube were simultaneously determined in filtered tap and river water [24,25]. Zhang and colleagues showed data from the separation, preconcentration and determination of In(III) as InCl4 at pH 3.5 from decomposed soil CRMs with nanometer-sized TiO2 batch technique and spectrophotometry [26]. SPE by nanometer-sized TiO2 is often used for the speciation analysis of various elements. This separation technique using TiO2 microcolumn, F AAS, ET AAS and ICP OES was utilized for the determination of Cr(III) and Cr(VI) ions in natural water samples [13,27]. Likewise, Liang and colleagues reported the data from speciation analysis of Cr in tap and lake water samples by TiO2based microcolumn SPE and ICP OES [28]. The adsorption of arsenate and arsenite from synthetic solutions on TiO2 suspensions in static mode was investigated using ICP OES, ICP MS and spectrophotometry [29]. Also the Langmuir and Freundlich isotherms were used for the characterization of both As species sorption. Liang and Liu [30] similarly studied the speciation of inorganic As in water samples on TiO2 microcolumn by ET AAS. The results from the speciation analysis of inorganic As, Se and Sb in natural water were shown by Zhang et al. [31]. For this purpose they used TiO2 SPE, Pb pyrrolidinedithiocarbamate coprecipitation and slurry ET AAS detection. In this work, SPE using nanometer-sized TiO2 as a solid sorbent by batch technique and spectrometric methods such as ET AAS and ICP OES were employed for the separation, preconcentration and quantification of total dissolved cationic Al species in synthetic and natural water samples. Two manners of the suggested procedure were investigated, firstly, the elution of Al from TiO2 phase by nitric or hydrochloric acid prior to its determination by ET AAS or ICP OES, and secondly, the direct analyte-enriched TiO2 phase-slurry sampling to ET AAS without previous Al elution.

2. Experiments 2.1. Samples and certified reference material Synthetic river water (SRW) was prepared by dissolving CaCl22H2O (0.2942 g), NaCl (0.2160 g), MgSO47H2O (0.0862 g), KCl (0.0097 g) and (NH4)2HPO4 (0.0073 g) in 1000 mL of double distilled water (DDW). Drinking tap water (DTW) was sampled from laboratory tap. Non-contaminated natural lake water (NLW) was sampled from Lubietova (NE part of Slovenske Stredohorie Mts, Slovakia). Certified reference material (CRM) of lake water TMDA-61 (National Water Research Institute, Burlington, Canada) with certified value of Al concentration (58.4 ± 0.7 lg L 1) was used for checking the accuracy of the optimized procedure for total dissolved cationic Al species determination. All water samples and CRM were filtered through 0.40 lm cellulose nitrate membrane filters before the analysis.

1475


All used reagents of analytical grade (except TiO2) were produced by Merck (Darmstadt, Germany). TiO2 (anatase form, nanopowder, <25 nm, 99.7%, Aldrich, St. Louis, USA) was used as a solid phase in SPE. Magnesium nitrate solution (10 g L 1 Mg) was used after its 10-fold dilution as a matrix modifier in ET AAS. Aluminium nitrate solution (1 g L 1 Al) was used as an Al standard in the Al spectrometric measurement and in the preparation of Al model solution. Nitric acid and sodium hydroxide solutions (5 M) were added to adjust the final pH of the model and sample solutions. Nitric and hydrochloric acid solutions (0.1–5.0 M) were used for the elution of Al from TiO2 phase in SPE. 2.3. Procedures The filtered sample solution (50 mL) with pH adjusted to 6.0 (optimized pH value) was placed into a 100 mL HNO3-washed and dried high-density polyethylene (HDPE) bottle containing 50 mg (optimized mass) of nanometer-sized TiO2. The suspension was shaken by a mechanical shaker for 10 min (optimized extraction time) at 20 °C. Then, the mixture was centrifuged at 4000 rpm and 20 °C for 10 min and the bulk aqueous phase (supernatant) was easily decanted by simply inverting the bottle. Supernatant can be then analyzed by ET AAS or ICP OES for the fraction of nonextracted Al which is representing mainly the total dissolved noncationic Al species. Further procedure was dependent on the manner of extracted Al determination. Firstly, in batch and elution mode the solutions (20 mL) of nitric or hydrochloric acid (5.0 M, the highest but still insufficient concentration from studied ones) were added to TiO2 phase in a bottle and the suspension was shaken by a mechanical shaker for 10 min at 20 °C. Then, the mixture was centrifuged at 4000 rpm and 20 °C for 10 min and the bulk aqueous phase (eluate) was easily decanted. Eluate was then analyzed by ET AAS or ICP OES for the fraction of extracted Al which is representing the total dissolved cationic Al species. Secondly, in batch and slurry mode the volume of 5 mL of DDW was added to TiO2 phase to prepare a slurry sample. The slurry sample was then agitated for 1 min at 20 °C, transferred into an autosampler cup (immediately before injection into a graphite tube) and directly analyzed by slurry ET AAS for extracted Al which is representing the total dissolved cationic Al species. The described procedures were repeated four times for every sample solution. 2.4. Instrumentation The concentration of Al was measured by ET AAS using a Perkin–Elmer Model 3030 spectrometer equipped with a graphite furnace (Überlingen, Germany) or by ICP OES using a Jobin Yvon Model 70 Plus sequential spectrometer (Longjumeau, France). All measurements were performed in the peak area mode. The Al measurement conditions for both detection techniques are listed in Tables 1 and 2.

Table 1 Al measurement conditions for ET AAS. Graphite furnace Autosampler Background corrector Graphite tube Ar flow rate (mL min 1) Wavelength (nm) Slit (nm) Lamp Lamp current (mA) Injection sample volume (lL) Injection modifier volume (lL) Calibration range (lg L 1) LOD (lg L 1) LOQ (lg L 1)

HGA-600 AS-60 Zeeman Pyrolytic 250 309.3 0.7 Hollow cathode 25 20 10 50–400 3.7 12

LOD, limit of detection. LOQ, limit of quantification.

Table 2 Al measurement conditions for ICP OES. RF power (W) Outer Ar flow rate (L min 1) Sheath Ar flow rate (L min 1) Carrier Ar flow rate (L min 1) Sample flow rate (mL min 1) Wavelength (nm) Entrance slit (lm) Exit slit (lm) Monochromator Calibration range (lg L 1) LOD (lg L 1) LOQ (lg L 1)

900 12.0 0.20 0.35 1.0 396.152 20 25 Czerny–Turner (1 m focal length) 100–5000 15 50

LOD, limit of detection. LOQ, limit of quantification.

0.70

0.60

0.50 Absorbance

2.2. Reagents

0.40

0.30

0.20

PC: Al (no modifier) AC: Al (no modifier) PC: Al+Mg(NO3)2 AC: Al+Mg(NO3)2

0.10

0.00 300

600

900

1200

1500

1800

2100

2400

2700

Temperature (°C)

3. Results and discussion

Fig. 1. Pyrolysis (PC) and atomization (AC) curves measured with and without modifier Mg(NO3)2.

3.1. Optimization of the ET AAS measurement conditions To establish a suitable temperature program for Al determination in supernatant, eluate and slurry samples, the pyrolysis and atomization curves of 200 lg L 1 Al were investigated in the presence and the absence of magnesium nitrate matrix modifier (10 lg Mg) in the range of 500–2100 °C and 2000–2600 °C, respectively (see Fig. 1). Similarly, Srinivasan et al. [32] studied eight different temperature programs with Mg(NO3)2 as matrix modifier for

graphite furnace AAS determination of Al. The charring and atomization temperatures ranged from 1100 °C to 1700 °C and from 2500 °C to 2800 °C, respectively. They achieved very similar results. The highest absorbances were obtained for temperatures 1400– 1500 °C (pyrolysis) and 2600 °C (atomization) (see Fig. 1). Therefore, the pyrolysis temperature of 1500 °C and atomization tem-

1476


Table 3 Temperature program for ET AAS.

100 90 Ramp time (s)

Hold time (s)

Ar flow rate (mL min 1)

110 1500 2600 2650

10 10 0 1

20 20 3 1

250 250 0 250

80

perature of 2600 °C were selected in accord with other works [32– 34] and used in the temperature program (see Table 3) for following ET AAS measurements of Al concentration in supernatant, eluate and slurry samples. Since higher reproducibility of obtained results and slightly higher absorbance values were achieved in the presence of Mg(NO3)2 (see Fig. 1), this matrix modifier was used in further measurements. When using Mg(NO3)2 as a matrix modifier, Al is sequestered within the stable MgO crystals and hence the potential volatilization of Al, e.g. in the form of chloride (AlCl3 sublimes at 178 °C) is partially prevented [32]. Mechanisms that explain the stabilization of Al by Mg(NO3)2 were shown to involve two temperature regions. It is believed that Al atoms are formed in graphite furnace by the thermal dissociation of Al2O3(s) after drying and pyrolysis steps [32,33]. During the thermal pretreatment magnesium hydroxides and oxides are formed from Mg(NO3)2. This prevents Al losses as its hydroxides which were shown to occur between 1000 °C and 1300 °C. At temperature above 1300 °C analyte oxidation-dissociation sequence takes place involving the reduction of MgO (the created Mg is volatilizing at boiling point of 1090 °C). This results in the retention of adsorbed Al2O3 until the MgO is depleted, thereby delaying the atomization of Al to higher temperatures [33,34].

SPE recovery of Al (%)

Drying Pyrolysis Atomization Cleaning

Temperature (°C)

70 60 50 40 30 20 10 0 0

20

40 60 Mass of TiO2 (mg)

80

100

Fig. 2. Effect of TiO2 mass on the SPE recovery of Al.

100 90 SPE recovery of Al (%)

Step

80 70 60 50 40 30 20 10

3.2. Optimization of the TiO2 SPE procedure

0

3.2.1. Effect of TiO2 mass The effect of TiO2 mass on the SPE recovery of Al was studied under the experimental conditions listed in Table 4. While mass of TiO2 was up to 5.0 mg, recoveries of Al were above 95% and remain almost constant (see Fig. 2). Finally, the mass of 50 mg TiO2 was chosen and used in the optimized SPE procedure. 3.2.2. Effect of extraction time and kinetics The effect of extraction time and kinetics on the SPE recovery of Al was investigated using the experimental conditions listed in Table 4. The results after 5 min showed Al-recoveries above 95%, but relative standard deviation (RSD) of obtained data less than 5% was achieved when shaking time was up to 10 min (see Fig. 3). Finally, the extraction time of 10 min was chosen and used in the optimized SPE procedure. 3.2.3. Effect of pH The effect of pH value on the SPE recovery of Al was observed under the experimental conditions listed in Table 4. The obtained recoveries increased from 4.8% Al (pH 2.05) to 86.7% Al (pH

5

10

15 Time (min)

20

25

30

Fig. 3. Effect of extraction time on the SPE recovery of Al.

5.21), see Fig. 4. Recoveries of around 92.1 ± 1.8% Al were found for the pH range of 6.02–9.27. Finally, the pH 6.0 was chosen for further experiments in spite of the fact that it is slightly lower than the IEP value for TiO2 (6.2–6.8). The reason for this choice was finding that at higher pH the soluble cationic Al species can convert to colloid Al(OH)3 [11]. These colloid species cannot be extracted by TiO2 SPE because of their neutral character. Further, during the centrifugation after TiO2 SPE the nonsoluble Al(OH)3 can be separated from the supernatant together with the TiO2 phase. This can cause higher concentrations of the extracted Al fraction. Another factor, which can be affected by the pH, is the stability of TiO2 slurry for slurry ET AAS measurement. When the pH of the TiO2 suspension is lower, the spontaneous adsorption of H+ on titania results in a positive charge on the anatase surface. The reaction among these ions with the same positive charge can keep the slur-

Table 4 Studied and final optimized experimental conditions from the optimization of the TiO2 SPE procedure. Study/conditions Studied conditions Effect of TiO2 mass Effect of extraction time Effect of pH Effect of Al elution Final optimized conditions

TiO2 mass (mg)

Extraction time (min)

pH

Concentration of HCl and HNO3 eluents (M)

Al quantification method

Sample volume (mL)

Al concentration (lg L 1)

0–100 50 50 50 50

10 0–30 10 10 10

6.0 6.0 2.0–9.0 6.0 6.0

– – – 0.1–5.0 –

Slurry ET AAS Slurry ET AAS Slurry ET AAS ET AAS, ICP OES Slurry ET AAS

50 50 50 50 50

100 100 100 100 100

1477


AAS measurement in spite of used Mg(NO3)2 as matrix modifier (see Fig. 5). Anyway, the determination of Al in this medium was not possible by ET AAS because of chemical interference of chloride

100 90

70 100

60 50 40 30 20 10 0 1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

pH

Al determined by ET AAS (µg -1 L)

SPE recovery of Al (%)

80

90 80 70 60 50 40 30 20 10

Fig. 4. Effect of pH on the SPE recovery of Al.

0

ry stable. In our experiments, RSD values less than 5% were achieved at the pH 6.0 and the TiO2 slurry remained stable at least 10 min. At higher pH values, the RSD increased. Finally, the pH 6.0 was chosen and used in the optimized TiO2 SPE procedure. The same pH value was used for SPE of Al using TiO2-oxine by Liang et al. [12].

2 3 Concentration of HCl (M)

Fig. 5. Effect of HCl on the determination of 100 lg L

4

1

5

Al by ET AAS.

100 Al determined by ICP OES (µg L-1)

3.2.4. Effect of Al desorption and elution The effect of Al desorption and elution on the SPE recovery of Al was examined using the experimental conditions listed in Table 4. Nitric and hydrochloric acid with various concentrations (0.1– 5.0 M) were used as eluents, see Tables 5 and 6. Recoveries of only 75% Al for 5 M HCl and 55% Al for 5 M HNO3 were found. Even such high concentrations of used mineral acids did not provide sufficient results for complete elution of Al from TiO2 phase. Higher acid concentrations were not studied (the main reasons are described in further paragraph). Besides that, increasing chloride concentration in the HCl eluate causes decreasing Al absorbance signals from 100% to 14% in ET

1

98 96 94 92 90 88 86 0

Table 5 Determination of Al in HCl eluates and TiO2 phase by ICP OES and slurry ET AAS, respectively. Al recovery determined in HCl eluate by ICP OES (%)

Al recovery determined in TiO2 phase by slurry ET AAS (%)

Sum (%)

0.1 0.5 1.0 3.0 5.0

42.3 49.2 58.6 68.4 75.4

51.5 43.0 37.2 29.4 21.4

93.8 92.2 95.8 97.8 96.8

Table 6 Determination of Al in HNO3 eluates and TiO2 phase by ET AAS and slurry ET AAS, respectively. Concentration of HNO3 eluent (M)

Al recovery determined in HNO3 eluate by ET AAS (%)

Al recovery determined in TiO2 phase by slurry ET AAS (%)

Sum (%)

0.1 0.5 1.0 3.0 5.0

38.6 44.0 47.8 49.6 54.8

58.5 51.1 45.6 41.6 38.0

97.1 95.1 93.4 91.2 92.8

2 3 Concentration of HNO3 (M)

Fig. 6. Effect of HNO3 on the determination of 100 lg L

4

1

5

Al by ICP OES.

5

4 Al adsorbed (mg g-1)

Concentration of HCl eluent (M)

1

3

2

1

0 0

2000

4000

6000

Al introduced (µg L-1) Fig. 7. Adsorption isotherm of Al(III).

8000

10000

1478


use clean and dry HDPE bottle (100 mL)

put 50 mg nano-sized TiO2

add 50 mL sample with pH 6.0

shake 10 min at 20 °C

centrifuge 10 min at 4000 rpm and 20 °C

remove bulk solution (supernatant)

in all cases higher than 90% of the total measured Al. These data confirmed the accuracy of the obtained results. Finally, the slurry ET AAS was found to be the most suitable measurement method for given purpose because the complete Al elution from TiO2 by HNO3 and HCl is not possible. Therefore, it is necessary to analyze the solid TiO2 phase for Al directly, without elution. 3.2.5. Adsorption isotherm and capacity The above results were obtained using relatively low concentrations of Al. In order to obtain the information about the adsorption kinetics, equilibrium process and capacity for Al, the adsorption isotherm was carried out. Fig. 7 shows the adsorption isotherm obtained after application of the SPE using the final optimized experimental conditions listed in Table 4 for various concentrations of Al (0–10,000 lg L 1). The profile of Al adsorption isotherm was gained by plotting the concentration of Al introduced to a solution versus the amount of Al adsorbed on TiO2 phase after SPE application. The adsorption capacity of TiO2 for Al(III) was evaluated from Al adsorption isotherm with 4.1 mg Al g 1 TiO2. This parameter determines the required amount of TiO2 for quantitative separation of Al from a given solution. The obtained value of adsorption capacity of TiO2 is close to the adsorption capacity of TiO2 modified by 8-hydroxyquinoline in the work of Liang et al. [12] with 5.23 mg Al g 1 TiO2.

add 5 mL double distilled water to TiO2 3.3. Analytical application

agitate 1 min at 20 °C

determine Al by slurry ET AAS Fig. 8. Scheme of proposed and developed batch and slurry TiO2 SPE.

ions which were present at very high level. This interference is caused by creating stable gaseous Al chlorides and by various gas-phase effects in the graphite tube of ET AAS (decreasing Al signal is mainly caused by the loss of volatile Al chloride species) [33]. The determination of Al in the HNO3 eluate by ICP OES was also affected. The intensity signals of Al in ICP OES measurement decreased significantly (from 100% to 86%) with increasing concentration of nitric acid (see Fig. 6). This is caused by various effects of HNO3 on the aerosol generation (aspiration and nebulization of sample), transport processes and plasma properties in ICP OES measurement (decreasing Al signal is mainly caused by the changing physical properties of the HNO3 solution, e.g. viscosity, density and surface tension) [35,36]. From these reasons Al recoveries in the HCl eluates were determined by ICP OES and Al recoveries in the HNO3 eluates were determined by ET AAS. The TiO2 phase samples, from which Al was not completely eluted by neither HNO3 nor HCl acids, were subsequently analyzed for Al by slurry ET AAS (see Tables 5 and 6). The amounts of Al recoveries obtained from the eluate and TiO2-slurry samples were

In order to apply the proposed method of batch SPE to real samples the obtained results should be resumed. The followed parameters were used for the separation and preconcentration of total dissolved cationic aluminium species using nanometer-sized TiO2 as solid phase and atomic spectrometry detection. The mass of 50 mg TiO2, sample volume of 50 mL, extraction time of 10 min, laboratory temperature of 20 °C, pH 6.0 (see Table 4) and slurry ET AAS were combined with appropriate results. Under these conditions, a preconcentration factor of 10 can be reached. If higher preconcentration of analyte is required, the sample volume has to be increased. Finally, the batch and slurry mode of nano-sized TiO2 SPE is preferred and was applied in further experiments. The scheme of proposed batch and slurry TiO2 SPE is shown in Fig. 8. Under proposed conditions, the calibration curve for batch and slurry TiO2 SPE with a 10-fold preconcentration was linear up to 40 lg L 1 Al with a correlation coefficient of 0.9991. The limit of detection (LOD) and the limit of quantification (LOQ) was 0.11 lg L 1 Al and 0.35 lg L 1 Al, respectively, with a preconcentration factor of 20 (100 mL sample used) and a relative standard deviation (RSD) lower than 5%. The accuracy of the proposed batch and slurry TiO2 SPE was checked by analyzing the filtered and: (a) 10-times diluted (with a preconcentration factor of 10) and (b) 20-times diluted (with a preconcentration factor of 20) CRM of lake water TMDA-61 (see Table 7). Recoveries (calculated from relevant certified values of Al concentration) in the range of 97–102% were obtained. To confirm that major matrix components of natural water such as K, Na, Mg, Ca and other elements do not influence the batch and

Table 7 Determination of Al in filtered dilute and spiked dilute CRM of lake water TMDA-61 by batch and slurry TiO2 SPE. Dilute CRM CRMa CRMb a b

Al determined in dilute CRM (lg L 1)

Al recovery (%)

5.65 ± 0.38 2.97 ± 0.13

96.7 102

Dilute CRM + Al addition (lg L CRMa + 5.0 CRMb + 2.5

CRM diluted 10-times, the relevant certified value of Al concentration: 5.84 ± 0.07 lg L CRM diluted 20-times, the relevant certified value of Al concentration: 2.92 ± 0.04 lg L

1

. .

1

1

)

Al determined in spiked dilute CRM (lg L 1)

Al recovery (%)

10.79 ± 0.28 5.44 ± 0.08

99.5 100

1479

P. Matúš et al. / Journal of Inorganic Biochemistry 103 (2009) 1473–1479 Table 8 Determination of Al in filtered spiked drinking tap water (DTW) and synthetic river water (SRW) samples by batch and slurry TiO2 SPE. Sample + Al addition (lg L

1

)

DTW + 0.0 DTW + 2.5 DTW + 5.0 DTW + 10.0

Al determined in spiked sample (lg L

1

)

0.87 ± 0.05 3.53 ± 0.07 5.78 ± 0.10 11.16 ± 0.17

Al recovery (%)

Sample + Al addition (lg L

– 105 98.5 103

SRW + 0.0 SRW + 2.5 SRW + 5.0 SRW + 10.0

LOQ, limit of quantification; LOQ of batch and slurry TiO2 SPE with preconcentration factor of 20 = 0.35 lg L

Table 9 Determination of Al in filtered non-contaminated natural lake water (NLW) samples by ET AAS and by batch and slurry TiO2 SPE.

Al determined in spiked sample (lg L

1

)

1

)

Al recovery (%) – 106 97.0 94.8

1

.

step can be used directly in the field using the TiO2 filled plastic microsyringes with filter holder.

Sample

Al determined by ET AAS (lg L 1)

Al determined by batch and slurry TiO2 SPE (lg L 1)

Al recovery (%)

Acknowledgements

NLW1 NLW2 NLW3 NLW4 NLW5 NLW6 NLW7 NLW8

14.07 ± 1.25 13.48 ± 1.87
13.94 ± 0.49 13.73 ± 0.62 3.76 ± 0.17 2.10 ± 0.15 3.01 ± 0.21 2.74 ± 0.28 36.18 ± 0.84 5.91 ± 0.21

99.1 102 – – – – 103 –

The authors would like to thank the anonymous reviewers for their useful comments and suggestions. The work was supported by Science and Technology Assistance Agency under the Contracts Nos. APVT-20-010204, LPP-0038-06, LPP-0146-09 and SK-CZ0044-07, by Scientific Grant Agency of the Ministry of Education of Slovak Republic and the Slovak Academy of Sciences under the Contracts Nos. VEGA 1/4464/07 and VEGA 1/0272/08 and by Ministry of Education, Youth and Sports of Czech Republic under the Contract No. MEB 080813.

LOQ, limit of quantification; LOQ of ET AAS = 12 lg L

1

.

slurry TiO2 SPE, filtered dilute CRM of lake water TMDA-61, synthetic river water (SRW) and drinking tap water (DTW) spiked with different concentrations of Al (analyte addition technique) were analyzed with a preconcentration factor of 10 or 20 by the proposed procedure (see Tables 7 and 8). Recoveries in the range of 95–106% were obtained. Finally, the proposed batch and slurry TiO2 SPE was used for the determination of trace amounts of total dissolved cationic aluminium species in filtered non-contaminated natural lake water (NLW) samples (see Table 9). It can be assumed that at a working pH value of 6.0 only dissolved cationic Al species are present in filtered samples [11]. For the comparison of the obtained results the concentrations of Al in filtered NLW samples were directly determined by ET AAS and ICP OES. The concentrations of Al in filtered NLW samples were unfortunately lower than the LOQ of ICP OES (50 lg L 1). Al recoveries of batch and slurry TiO2 SPE with the preconcentration factors of 10 or 20 for the samples with Al directly determined by ET AAS were in the range of 99–103%.

4. Conclusion In this study, the method of SPE using nanometer-sized TiO2 by batch technique and slurry ET AAS was developed for the determination of total dissolved cationic aluminium species at trace level in natural water samples. Proposed batch and slurry TiO2 SPE is limited mainly by LOD (LOQ) and linearity of slurry ET AAS calibration curve. It means that it is possible to determine the fraction of total dissolved cationic Al from concentrations 0.11 (0.35) lg L 1 (with a preconcentration factor of 20, 100 mL sample used) to 40 lg L 1 (with a preconcentration factor of 10, 50 mL sample used). This method offers the advantages of separation, preconcentration and direct quantification of Al fraction mostly responsible for its toxic effects in the environment. The developed procedure is relatively simple, rapid and without the need of high-cost instrumentation and can be a useful tool in the Al environmental risk assessment. In certain conditions its separation/preconcentration

References [1] P. Matus, J. Kubova, Chem. Listy 96 (2002) 174–181. [2] P. Dlapa, J. Kubova, P. Matus, V. Stresko, Fresen. Environ. Bull. 11 (2002) 626– 630. [3] P. Matus, J. Kubova, V. Stresko, Chem. Papers 57 (2003) 176–178. [4] P. Matus, J. Kubova, M. Bujdos, V. Stresko, J. Medved, Anal. Bioanal. Chem. 379 (2004) 96–103. [5] P. Matus, J. Kubova, M. Bujdos, J. Medved, Anal. Chim. Acta 540 (2005) 33–43. [6] J. Kubova, P. Matus, M. Bujdos, J. Medved, Anal. Chim. Acta 547 (2005) 119– 125. [7] P. Matus, J. Kubova, J. Inorg. Biochem. 99 (2005) 1769–1778. [8] P. Matus, J. Kubova, Anal. Chim. Acta 573–574 (2006) 474–481. [9] P. Matus, J. Kubova, M. Bujdos, J. Medved, Talanta 70 (2006) 996–1005. [10] P. Matus, J. Inorg. Biochem. 101 (2007) 1214–1223. [11] P. Matus, J. Kubova, in: A.N. Dubois (Ed.), Soil Contamination: New Research, Nova Science, New York, 2008, pp. 43–72. [12] P. Liang, L. Yang, B. Hu, Z. Jiang, Anal. Sci. 19 (2003) 1167–1171. [13] E. Vassileva, K. Hadjiivanov, T. Stoychev, C. Daiev, Analyst 125 (2000) 693–698. [14] C. Huang, Z. Jiang, B. Hu, Talanta 73 (2007) 274–281. [15] P. Liang, Y. Qin, B. Hu, C. Li, T. Peng, Z. Jiang, Fresen. J. Anal. Chem. 368 (2000) 638–640. [16] P. Liang, Y. Qin, B. Hu, T. Peng, Z. Jiang, Anal. Chim. Acta 440 (2001) 207–213. [17] P. Liang, B. Hu, Z. Jiang, Y. Qin, T. Peng, J. Anal. Atom. Spectrom. 16 (2001) 863– 866. [18] Y. Hang, Y. Qin, Z. Jiang, B. Hu, Anal. Sci. 18 (2002) 843–846. [19] Y. Liu, P. Liang, L. Guo, Talanta 68 (2005) 25–30. [20] Y. Wu, B. Hu, W. Hu, Z. Jiang, B. Li, J. Mass Spectrom. 42 (2007) 467–475. [21] R. Liu, P. Liang, Anal. Chim. Acta 604 (2007) 114–118. [22] Y. Qing, Y. Hang, R. Wanjaul, Z. Jiang, B. Hu, Anal. Sci. 19 (2003) 1417–1420. [23] P. Liang, Y. Liu, L. Guo, J. Anal. Atom. Spectrom. 19 (2004) 1006–1009. [24] L. Zhang, D. Ishi, K. Shitou, Y. Morita, A. Isozaki, Talanta 68 (2005) 336–342. [25] L. Zhang, Y. Morita, K. Yoshikawa, A. Isozaki, Anal. Sci. 23 (2007) 365–369. [26] L. Zhang, Y. Wang, X. Guo, Z. Yuan, Z. Zhao, Hydrometallurgy 95 (2009) 92–95. [27] E. Vassileva, Analysis 28 (2000) 878–884. [28] P. Liang, T. Shi, H. Lu, Z. Jiang, B. Hu, Spectrochim. Acta, Part B 58 (2003) 1709– 1714. [29] P.K. Dutta, A.K. Ray, V.K. Sharma, F.J. Millero, J. Colloids Interf. Sci. 278 (2004) 270–275. [30] P. Liang, R. Liu, Anal. Chim. Acta 602 (2007) 32–36. [31] L. Zhang, Y. Morita, A. Sakuragawa, A. Isozaki, Talanta 72 (2007) 723–729. [32] P.T. Srinivasan, T. Viraraghavan, K.S. Subramanian, Am. Lab. 32 (2000) 76–91. [33] E. Beinrohr, J. Mocak, X. Svobodova, O. Losova, Chem. Listy 85 (1991) 131–140. [34] W. Frech, A. Cedergren, in: M. Stoeppler (Ed.), Techniques and Instrumentation in Analytical Chemistry, Hazardous Metals in the Environment, vol. 12, Elsevier, Amsterdam, 1992, pp. 451–473. [35] I.I. Stewart, J.W. Olesik, J. Anal. Atom. Spectrom. 13 (1998) 1249–1256. [36] J.-L. Todoli, J.-M. Mermet, Spectrochim. Acta, Part B 54 (1999) 895–929.

Cent. Eur. J. Chem. • 8(5) • 2010 • 1103–1107 DOI: 10.2478/s11532-010-0090-3

Central European Journal of Chemistry

Characterization of sorption gels used for determination of mercury in aquatic environment by diffusive gradients in thin films technique Research Article

Pavel Diviš1*, Roman Szkandera1, Hana Dočekalová2 Brno University of Technology, Faculty of Chemistry, Brno, 61200, Czech Republic

1

Department of Chemistry and Biochemistry, Faculty of Agronomy, Mendel University in Brno, CZ-613 00 Brno, Czech Republic

2

Received 16 April 2010; Accepted 8 June 2010

The influence of pH, ionic strength and selected natural ligands on the measurement of mercury by the diffusive gradients in thin Abstract: films technique (DGT) using recently introduced sorption gels was determined. Sorption gels containing Chelex 100, Spheron-Thiol, Duolite GT73 and modified Iontosorb AV resins were investigated, with the sorption capacity determined for all used sorption gels. The minimum DGT measurable concentrations were calculated from 3 times the standard deviation of mercury amount in unexposed sorption gels. Keywords: Diffusive gradients in thin films technique • Mercury • Sorption gels • pH • Ionic strenght © Versita Sp. z o.o.

1. Introduction During the last 10 years, diffusive gradients in thin films technique (DGT) [1] was developed for determination of all common metals, some alkali metals and selected lanthanides and actinides in surface water [2,3]. In addition to that, some anions like sulphides or phosphates can be determined using DGT technique [2]. The DGT technique is based on a simple device consisting of two thin hydrogel layers protected from outside solution by filter membrane [2]. Dissolved species from aquatic system diffuse through diffusive gel and are immobilized in a layer of sorption gel containing selective resin. If the resin is not saturated, the concentration of dissolved species on the sorption gel surface is zero. This effect leads to formation of concentration gradient between the sorption gel and the outside solution, which provides the motivation for other solutes to diffuse through the diffusion gel. If Fick´s first law of diffusion is applied, concentration of dissolved, kinetically labile metal species can be calculated from the accumulated mass of metal species in the sorption gel using basic DGT equation: cDGT = m . r / A. t. D (1)

where m is accumulated mass of metal species in sorption gel, r is diffusive layer thickness, A is area of exposed gel, t is deployment time and D is diffusion coefficient of metal species. Only a little effort has been expended to measure mercury species by DGT technique, though they have attracted great attention concerning environmental contamination monitoring, due to their unique toxicity [4,5]. In the pilot study dealing with mercury determination by DGT, problems were found with commonly used polyacrylamide diffusive gel and thus, this gel was replaced with agarose diffusive gel [6]. Moreover, the iminodiacetic functional groups of Chelex 100 resin, commonly used as binding phase in sorption gel for wide range of metals, were found to capture only hydrated mercury ions and mercury bonded in labile inorganic and organic complexes [7]. On the other hand, the thiol functional groups of Spheron Thiol resin were found to be able to capture mercury bonded even in strong complexes with natural ligands. The concentrations obtained by Spheron-Thiol DGT corresponded to concentrations obtained by direct measurements of total dissolved mercury [7]. Following the concept introduced by Li and coworkers [8], simultaneous use of Chelex 100

* E-mail: [email protected] 1103

Characterization of sorption gels used for determination of mercury in aquatic environment by diffusive gradients in thin films technique

Figure 1.

influence of natural ligands to DGT measurements, sodium chloride (Lachema) and a mixture of humic substances (Fluka, Switzerland, product No.53680) were used. Diffusive gel was prepared using agarose (Sigma), while the sorption gels were prepared using acrylamide (Sigma), patented agarose cross-linker (DGT Research), amonium persulfate (Sigma) and N,N,N´,N´ tetramethylenediamine (Sigma). Preparation of all gels followed the procedure described previously [9]. Sorption isotherms of all tested sorption gels

and Spheron-Thiol DGT probes can provide valuable information about speciation of mercury in studied environment. Unfortunately, Spheron-Thiol resin is no longer available at present time and for this reason, new resins have to be introduced. As an alternative to Spheron-Thiol resin, Duolite GT73 and modified Iontosorb resins were used recently [9]. This work followed the last studies [6,9] and yields new knowledge needed for application of DGT technique with recently introduced sorption gels to measure mercury species in aquatic environment. An influence of pH, ionic strength and selected natural ligands to DGT mercury measurement was studied and other parameters like sorption capacity of all prepared sorption gels and minimum DGT measurable concentrations were determined.

2. Experimental Procedure 2.1. Reagents and chemicals All reagents were of analytical grade. Mercury nitrate solution (1 g dm-3 Hg, Astasol, Analytika, Czech Republic) was used as Hg standard in atomic absorption spectrometric (AAS) measurement and in the preparation of all model solution. Concentration of all test solutions was 20 μg dm-3 if it is not given otherwise. For preparation of the sorption gels 0.3 g of Chelex 100 (Na form, 200-400 mesh, Biorad, USA), Duolite GT73 (Sigma, Germany), Spheron Thiol (Lachema, Czech Republic) and Iontosorb AV (Iontosorb, Czech Republic) resins were used. Iontosorb AV resin was modified by imidazole (Sigma) instead of 6-mercaptopurine according to the procedure described previously and final product was marked as Iontosorb AV-IM. Nitric acid (Analpure, Analytika) and sodium hydroxide (Penta, Czech Republic) solutions (2 mol dm-3) were added to adjust the final pH of the model solutions. Sodium nitrate and potassium sulfate (Lachema) were used to set the ionic strength. In experiments focused on the

1104

2.2. Apparaturs and instruments: The DGT sampling units (piston type, 3.14 cm2 exposition area) were purchased from DGT Research Ltd. All solutions were stirred at 800 rpm using magnetic stirrer. For mercury analysis in model solutions and in sorption gels, an Advance Mercury Analyser AMA 254 (Altec, Czech Republic) was used. During the sorption capacity tests an atomic absorption spectrometer with flame atomization (SpectrAA 30, Varian, Australia) was used to determine mercury at wavelength 253.9 nm, lamp current 4 mA, spectral band 0.1 nm, burner height 12 mm, air flow 3.5 dm3 min-1 and acetylene flow 1.5 dm3 min-1.

2.3. Sorption capacity measurement In order to obtain the information about the equilibrium process and capacity of prepared sorption gels, the adsorption isotherm was carried out. The amount of sorbed Hg in one sorption gel disc (n) was measured as a function of Hg concentration in the initial solution (c). The concentration of mercury ranged from 3 to 15 μmol dm-3 and the pH was arranged to be 6 in all solutions. After 8 hours, equilibrium concentration of mercury in model solutions was determined and from the depletion of Hg concentration, adsorbed amount of mercury was calculated. The molar amount of adsorbed Hg was plotted as a function of Hg concentration in model solutions. The adsorption capacity of the sorption gels for mercury was calculated from the Langmuir equation [10].

2.4.Effect of pH The DGT sampling units were deployed in equilibrated model mercury solutions with different pH varied between 2 and 10 for 3 hours. After the deployment, sorption gels were extracted from DGT units and analyzed for mercury content. Calculated DGT mercury concentration (cDGT , Eq. 1) was then compared with those obtained by direct analysis of mercury in model solutions (cAAS). The ratio of cDGT / cAAS is expressed as R in further text of this article.

P. Diviš, R. Szkandera, H. Dočekalová

3. Results and Discussion

Figure 2. Influence

of pH to measurement of mercury by DGT technique with various sorption gels

Figure 3. Influence

of chloride concentration to measurement of mercury by DGT technique with various sorption gels

Table 1.

Mercury mass in unexposed sorption gels with standard deviation of measurement (n=10) and calculated minimum DGT measureable concentrations Spheron Thiol

Duolite GT73

Chelex 100

Iontosorb AV-IM

Hg mass (ng)

0.53 ± 0.16

0.15 ± 0.04

0.19±0,07

0.36 ± 0.11

cminDGT (ng L )

20

5

7

13

-1

2.5. Effect of ionic ligands

strength and natural

Three DGT sampling units were immersed stepwisely in mercury test solutions with different ionic strength in a range from 0.5 mmol dm-3 to 1 mol dm-3 for 3 hours. Subsequently, exposed sorption gels were analyzed using AMA 254 spectrometer. Similarly, experiments in mercury test solutions containing sodium chloride in concentrations range from 0.5 mmol dm-3 to 0.5 mol dm-3 were performed. In the experiment with humic substances test solutions containing 100 μg dm-3 of mercury were prepared. Subsequently, humic substances were added to the solutions in concentrations 0.01, 0.1, 1 and 10 mg dm-3. All solutions were left to equilibrate overnight and finally, DGT sampling units were immersed in all prepared solutions for 3 hours. All experiments were repeated at least three times. The error bars in graphs are not shown for better transparence of the pictures. The relative standard deviation in all measurements varied from 3 to 8%.

Fig. 1 shows the sorption isotherms of all tested sorption gels. The total sorption capacity of the sorption gels for mercury was found to be 5.7 μmol (Duolite GT73), 4.4 μmol (Iontosorb AV-IM), 4.3 μmol (Spheron-Thiol) and 3.9 μmol (Chelex 100). It is possible that the sorption capacity of Spheron-Thiol is slightly reduced, because thiol groups can be oxidized during the storage for longer time (several years). Available sorption capacities in real aquatic systems usually reach 5-10% of total sorption capacities because, in natural systems, oversaturation of functional groups present in sorption gel by mercury is not possible. Even this, the sorption capacity of all tested sorption gels is sufficient for long time deployment in natural waters. The investigation of Hg sorption as function of pH is shown in Fig. 2. Sorption was independent of pH (R~0.98) in the case of Duolite GT73 and Iontosorb AV-IM sorption gels. On the other hand, similar sorption (R~0.95) was observed by Spheron Thiol and Chelex100 only in the pH between 6 and 8. In solutions with pH less than 6, sorption of mercury decreased (R~0.85 for Spheron Thiol and R~0.60 for Chelex 100). Slovák et al. [11] found quantitative sorption of mercury for Spheron Thiol in presence of 0.05 mol dm-3 hydrochloric acid. In this study, test solution was acidified with nitric acid instead of hydrochloric acid to exclude the formation of stable chloride complexes. It is thus possible that some thiol groups were oxidized during the experiment. The sorption of mercury decreased even more (R~0.35) for both Spheron Thiol and Chelex 100 sorption gels in solutions with pH greater than 8. Decrease of the Hg sorption in the case of Chelex 100 DGT is caused by change in structure of Chelex 100 resin [12]. In solutions with pH greater than 8, hydrolysis reactions take place in Spheron-Thiol resin structure, which lead to lower sorption of mercury [13]. Effect of ionic strength on Hg sorption was negligible for all tested sorption gels. Higher concentration of chloride ions in tested solutions affected the DGT measurement mainly with the use of Chelex 100 sorption gel (Fig. 3). In the case of other tested sorption gels, recovery of mercury from test solutions fluctuated around 0.9 for all chloride concentrations. Beside chloride ions, mercury forms stable complexes with humic substances [14]. An influence of humic substances concentration to the DGT mercury measurement is shown in Fig. 4. It can be seen that only Duolite GT73 and Spheron Thiol sorption gels can effectively bond mercury present in stable humic substance complexes. On the other side, 1105

Characterization of sorption gels used for determination of mercury in aquatic environment by diffusive gradients in thin films technique

4. Conclusions

Figure 4. Influence

of humic substance concentration to measurement of mercury by DGT technique with various sorption gels

stability constant of mercury-iminodiacetic complex (Chelex 100) and mercury-imidazole complex (Iontosorb AV-IM) is lower than stability constant of mercury-humic substance complex, which leads to the effect that mercury-humic substance complexes are not measured by DGT [8]. The obtained results confirmed the early founding from real aquatic system [6,7,9]. From 3 times the standard deviation of mercury amount in the unexposed sorption gels the minimum concentration measurable by DGT technique (cminDGT) was calculated using Eq. 1. Calculated data are valid for the deployment time of 24 hours and diffusive layer thickness 0.63 mm (thickness of commonly used agarose diffusive gel and filter membrane). As can be seen from Table 1, minimum concentration measurable by DGT technique with various sorption gels vary between 5 and 20 ng dm-3. Concentrations of total dissolved mercury in unpolluted natural water ranged from 0.1 to 15 ng dm-3 [4,15]. Taking local variations from this range into consideration, concentration up to 100 ng dm-3 can be found in natural waters. From this point of view, all tested sorption gels should be used for mercury determination in aquatic system, but if it is possible, longer deployment time than 24 hours (3-5 days) is recommended to measure lower mercury concentration.

The highest sorption capacity for mercury was found for Duolite GT73 sorption gel. Other tested sorption gels had lower sorption capacity. However, this capacity is sufficient for long deployment time (weeks) of DGT technique in aquatic environment. The minimum DGT measurable concentrations allow for the measurement of mercury in most natural waters. Concentrations below 5 ng dm-3 can be measured if deployment time of DGT sampling units is about 3 - 5 days. The Duolite GT73 sorption gel can be used to measure mercury in wider variety of aquatic systems (i.e., waste waters or acid mine waters) in comparison with other tested sorption gels. This is because it works properly in wider pH range and it is capable of measuring mercury bonded even in strong complexes. All other tested sorption gels can be used for mercury measurement in aquatic systems with pH in range of 6-8 and except the Spheron-Thiol these sorption gels are able to capture only labile mercury species as inorganic ions and weak complexes. These properties can be used for speciation measurement in natural waters if combined DGT probe with different sorption gels is used.

Acknowledgements The authors thanks the Grant agency of Czech Republic for financial support (projects no. GAČR 525/09/P583 and GAČR P503/10/2002), Hana Frišhansová for her experimental assistance and Bohumil Dočekal for help with manuscript preparation.

References [1] H. Zhang, W. Davison, Anal. Chem. 67, 3391 (1995) [2] P. Diviš, H. Dočekalová, V. Řezáčová, Chem. Listy 99, 640 (2005) [3] O.A. Garmo, O. Royset, E. Steinnes, T.P. Flaten, Anal. Chem. 75, 3573 (2003) [4] P. Houserová, K. Janák, P. Kubáň, J. Pavlíčková, V. Kubáň, Chem. Listy 100, 862 (2006) [5] M.F. Wolfe, S. Schwarzbach, R.A. Sulaiman, Environ. Toxicol. Chem. 17, 146 (1998) [6] H. Dočekalová, P. Diviš, Talanta 65, 1174 (2005)

1106

[7] P. Diviš, M. Leermakers, H. Dočekalová, Y. Gao, Anal. Bioanal. Chem. 382, 1715 (2005) [8] W. Li , H. Zhao, P.R. Teasdale, R. John, F. Wang, Anal. Chim. Acta. 533, 193 (2005) [9] P. Diviš, R. Szkandera, L. Brulík, H. Dočekalová, P. Matúš, M. Bujdoš, Anal. Sci. 25, 575 (2009) [10] O. Hazer, S. Kartal, Anal. Sci. 25, 547 (2009) [11] Z. Slovák, M. Smrž, B. Dočekal, S. Slováková, Anal. Chim. Acta 111, 243 (1979) [12] Bio-Rad Laboratories: Chelex 100 and Chelex 20 chelating ion exchange resin instruction manual (1998)

P. Diviš, R. Szkandera, H. Dočekalová

[13] Z. Slovák, Lachema Bulletin 30, 34 (1979) [14] R.F.C. Mantoura, A. Dickson, J.P. Riley, Estuar. Coast. Mar. Sci. 6, 387 (1978) [15] O. Lindqvist, Tellus 37B, 136 (1985)

1107

Chem. Listy 107, 160164(2013)

Laboratorní pĜístroje a postupy

LABORATORNÍ PěÍSTROJE A POSTUPY filmu (Diffusive Gradients in Thin films technique, DGT) 16,17 , jejíž další nespornou výhodou pro mČĜení velmi nízkých koncentrací, je kromČ použití in situ i prekoncentraþní schopnost. Technika DGT je dnes již bČžnČ používána pro stanovení koncentrací široké škály labilních kovových specií stopových, ale i minoritních a majoritních kovĤ v pĜírodních vodách, jezerech, Ĝekách a v moĜích17,18. Je využívána i pro mČĜení koncentraþních gradientĤ a tokĤ látek v pĤdách19,20 a sedimentech21–23. PĜedností techniky DGT je její jednoduchost, finanþní nenároþnost, možnost stanovení celé Ĝady prvkĤ a již zmiĖovaná prekoncentraþní schopnost. Technika DGT využívá dva typy hydrogelĤ: difuzní a sorpþní. Oba typy gelĤ jsou spoleþnČ s membránovým filtrem utČsnČny ve vzorkovací jednotce ve tvaru pístu. Ionty kovĤ, jejich mobilní a labilní formy, difundují kruhovým okénkem vzorkovací jednotky DGT o ploše A (cm2) difuzní vrstvou známé tloušĢky ǻg (cm) a vážou se na vhodné sorpþní médium zakotvené v sorpþním gelu. Množství kovu M (ng) vázaného bČhem doby expozice t (s) v sorpþním gelu se obvykle stanovuje po eluci sorpþního gelu kyselinou dusiþnou metodami atomové spektrometrie, v pĜípadČ rtuti lze s výhodou použít stanovení rtuti bez eluce pĜímo v disku sorpþního gelu pomocí jednoúþelového atomového absorpþního spektrometru AMA 254 . BČžnČ používaným hydrogelem je polyakrylamidový hydrogel, který slouží jako difuzní gel. Polyakrylamidový sorpþní gel má v sobČ zabudováno sorpþní médium, pro stanovení kovĤ a jejich specií to bývá iontomČniþ Chelex-100. Tento typ DGT s polyakrylamidovým difuzním gelem nelze použít pro stanovení rtuti, protože rtuĢ se váže na volné aminové skupiny hydrogelu, což omezuje její difuzi k iontomČniþi. Proto byl polyakrylamidový difuzní gel nahrazen agarosovým gelem23. Pro záchyt vČtšího poþtu specií rtuti bylo místo iontomČniþe Chelex-100 navrženo použití iontomČniþe Spheron-Thiolu s –SH skupinami, které silnČ vážou ionty rtuti a jsou schopny konkurovat i pevnČjším komplexĤm rtuti s pĜírodními ligandy23. PĜi studiu chování rtuti v sedimentech bylo prokázáno, že koncentrace rtuti nalezené DGT se Spheron-Thiolem odpovídají celkové rozpuštČné rtuti zmČĜené klasickým postupem po centrifugaci. NásobnČ nižší obsahy nalezené DGT s Chelexem-100 pak odpovídají rtuti v iontové formČ a rtuti ve slabých anorganických a malých organických komplexech23,24. Vzhledem k souþasné komerþní nedostupnosti Spheron-Thiolu byly hledány, syntetizovány, validovány a pĜi analýze reálných vzorkĤ použity iontomČniþe obsahující thiolové skupiny, Duolit a Iontosorb21,25. Byly pĜipraveny a použity iontomČniþe umožĖující stanovení methylrtuti26,27. Tato práce se zabývá optimalizací pĜípravy a testováním sorpþního gelu s þásticemi oxidu titaniþitého jako

SORPýNÍ GEL S OXIDEM TITANIýITÝM PRO STANOVENÍ RTUTI TECHNIKOU DIFUZNÍHO GRADIENTU V TENKÉM FILMU ROMAN SZKANDERAa, HANA DOýEKALOVÁb, MILADA KADLECOVÁa,c, JANA TRÁVNÍýKOVÁa a PAVEL DIVIŠa a Vysoké uþení technické v BrnČ, Fakulta chemická, PurkyĖova 118, 612 00 Brno, b Mendelova univerzita v BrnČ, ZemČdČlská 1/1665, 613 00 Brno, ýeská republika, c Technická univerzita Lille 1, LaboratoĜ geosystémĤ, 59655 Villeneuve dÁscq, Francie [email protected]

Došlo 18.3.11, pĜepracováno 17.10.11, pĜijato 8.12.11.

Klíþová slova: DGT, TiO2, rtuĢ, sorpþní gel

Úvod RtuĢ patĜí pro své toxické vlastnosti a vysokou schopnost bioakumulace k prvkĤm, kterým je vČnována mimoĜádná pozornost. Rychlý rozvoj analytických metod v posledních desetiletích vedl k vývoji nových analytických technik umožĖujících stanovení rtuti a jejich slouþenin v rĤzných složkách životního prostĜedí, jež byly následnČ použity v mnoha environmentálních studiích1–4. Stanovení rtuti v jednotlivých matricích životního prostĜedí se však i pĜes tento pokraþující vývoj stále potýká s Ĝadou problémĤ. Ty pĜevážnČ souvisí s nízkou koncentrací rtuti a jejich specií v mČĜených vzorcích, þasto na úrovni ng kg–1 resp. ng dm–3. Stanovení tak nízkých koncentrací vyžaduje použití speciálních zaĜízení5,6 a bezkontaminaþních postupĤ7,8. S takto nízkou koncentrací souvisí výskyt možných ztrát a na druhé stranČ možnost kontaminace vzorku bČhem odbČru, transportu a úpravy k analýze9–15. Se zmČnou fyzikálnČ-chemických parametrĤ mĤže docházet rovnČž ke zmČnám speciace. Minimalizaci manipulace se vzorkem a zamezení þi výraznému snížení kontaminace Ĝeší použití in situ technik. I pĜes více jak deset let práce v oblasti in situ mČĜení je však v souþasnosti možno mluvit pouze o poþátcích praktického používání in situ metod, neboĢ jejich vývoj a ovČĜení jsou þasto velmi obtížné a zdlouhavé. Pokrokem v in situ mČĜení solutĤ ve vodných systémech je v 90. letech minulého století vyvinutá vzorkovací gelová technika, technika difuzního gradientu v tenkém 160

Chem. Listy 107, 160164(2013)


sorpþního média pro stanovení rtuti v pĜírodních vodách technikou DGT. Oxid titaniþitý je znám jako velmi dobré adsorpþní médium pro kovové ionty. Je úspČšnČ používán pro zakoncentrování široké škály kovĤ metodou extrakce tuhou fází (SPE) pro jejich stanovení pomocí spektrálních metod28–30, k odstraĖování tČžkých kovĤ z odpadních vod31,32 a k odstraĖování rtuti ze spalin pĜi spalování uhlí33,34. Použití oxidu titaniþitého jako sorpþního média pro techniku DGT popsali v nedávné dobČ Bennet a spol.35, kteĜí použili adsorbent Metsorb založený na þásticích TiO2 k pĜípravČ sorpþního gelu pro stanovení anorganických forem arsenu a selenu v pĜírodních vodách pomocí techniky DGT. Panther a spol.36 referovali o použití sorpþního gelu s oxidem titaniþitým na stanovení reaktivního fosforu v pĜírodních vodách.

Pracovní postupy Difuzní a sorpþní gely byly pĜipravovány dle postupu doporuþovaného Zhang a Davisonem17 s mírnými modifikacemi. Difuzní agarosový gel (1,5%) byl pĜipraven rozpuštČním pĜíslušného množství agarosy v horké deionizované vodČ a vzniklý roztok byl nalit mezi dvČ skla oddČlená distanþní fólií o tloušĢce 0,5 mm. Ochlazením na teplotu místnosti roztok ztuhl a vytvoĜil agarosový hydrogel. PĜi pĜípravČ sorpþního gelu s TiO2 se vycházelo ze zkušeností s pĜípravou gelĤ s iontomČniþi Spheron-Thiol18 a Chelex100 (cit.23). K navážce 0,4 g suchého TiO2, která zaruþovala dostateþnou sorpþní kapacitu disku DGT jednotky pro dlouhodobé použití v reálných systémech pĜírodních vod, byly pĜidány 2 ml gelového roztoku a smČs byla míchána na míchaþce 5 min. Pro homogennČjší rozložení þástic TiO2 ve vzniklém gelu byl gelový roztok s TiO2 vložen do ultrazvukové láznČ, což usnadnilo dávkování do sklenČné formy a vznik kvalitnČjšího gelu. Z plátkĤ vyrobených gelĤ byly plastovým nožem vykrajovány kruhové disky o prĤmČru 25 mm. Disky difuzního agarosového a sorpþního gelu s oxidem titaniþitým byly pĜed použitím uchovávány v deionizované vodČ. Vzorkovací jednotky DGT byly sestaveny tČsnČ pĜed použitím tak, že na vnitĜní stranu jednotky byl uložen disk sorpþního gelu, pĜekryt diskem difuzního gelu a nakonec polyethersulfonovým membránovým filtrem (Supor®-450, Pall Corporation USA) s póry o velikosti 0,45 Pm pro ochranu proti poškození. Jednotka byla uzavĜena prstencovým krytem s expoziþním okénkem o prĤmČru 2 cm. PĜipravené jednotky DGT byly vloženy do míchaných modelových roztokĤ rtuti o objemu pČti litrĤ za vybraných podmínek bez a za pĜítomnosti dalších látek. Koncentrace rtuti v modelových roztocích byla 20 Pg dm–3. Hodnota pH v základním modelovém roztoku byla upravena na hodnotu 6. pH roztokĤ k testování vlivu kyselosti se pohybovalo v rozmezí 2–10. Pro testování vlivu iontové síly byly pĜipraveny modelové roztoky rtuti o iontové síle 0,001 až 0,5 mol dm–3. Koncentrace chloridĤ v testovaných roztocích byla 0,001–0,5 mol dm–3 a koncentrace huminových kyselin 0,01–10 mg dm–3. Po uplynutí expoziþní doby byly jednotky z roztoku vyjmuty, rozebrány a jednotlivé vrstvy gelĤ oddČleny. Pro srovnávací mČĜení byly z modelových roztokĤ odebírány alikvotní vzorky roztoku, a to pĜed vložením a po vytažení jednotek a zfiltrovány pĜes membránový filtr o velikosti pórĤ 0,45 Pm a okyseleny kyselinou dusiþnou. Koncentrace rtuti v odebraných vzorcích roztokĤ CSOL a obsah rtuti v sorpþních gelech byl stanoven na pĜístroji AMA 254. DGT þasovČ prĤmČrná koncentrace CDGT byla vypoþítána dle rovnice: CDGT = M ǻg / D t A (1) kde M (ng) je množství rtuti navázané na sorpþní gel bČhem doby expozice t (s). A (cm2) je plocha expoziþního okénka a ǻg (cm) je tloušĢka difuzního gelu, D je difuzní koeficient rtuti v agarosovém gelu.

Experimentální þást Použité chemikálie Pro pĜípravu sorpþního gelu byl použit akrylamid (Boehringer, SRN), patentované agarosové síĢovadlo (DGT Research, Lancaster, UK), peroxosíran amonný (Lachema, ýR), N,N,N‘,N‘-tetramethylethylendiamin TEMED (Sigma-Aldrich, SRN) a oxid titaniþitý (SigmaAldrich, SRN) – anatáza, velikost þástic menší než 44 Pm. Ve všech experimentech byly použity chemikálie þistoty p.a. a deionizovaná voda (Milli-Q Academic, Millipore, USA). Pro pĜípravu agarosového difuzního gelu byla použita agarosa (Merck, SRN). Pro pĜípravu modelových roztokĤ rtuti byl použit standardní roztok Hg o koncentraci 1 mg cm–3 (Astasol®, Analytika Praha, ýR). Pro úpravu iontové síly v modelových roztocích rtuti byl použit dusiþnan sodný (Lachema). Hodnota pH modelových roztokĤ byla upravována pomocí hydroxidu sodného Suprapur® 30% (Merck) a kyseliny dusiþné Suprapur® 65% (Merck). Pro studium vlivu pĜírodních ligandĤ na sorpci rtuti v sorpþním gelu byly použity chlorid sodný (Lachema) a smČs huminových kyselin (Prod. Num. 53680, Fluka, Švýcarsko). Vzorkovací jednotky DGT s expoziþní plochou 3,14 cm2 byly zakoupeny u firmy DGT Research Ltd. (Lancaster, UK). Použité pĜístroje Ke stanovení celkového množství rtuti v modelových roztocích a sorpþních gelech byl použit jednoúþelový atomový absorpþní spektrometr AMA-254 (Advanced Mercury Analyser, Altec, Praha, ýR). Pro dispergaci oxidu titaniþitého v gelovém roztoku byla použita ultrazvuková lázeĖ Powersonic PSO 3000 A (Ultrashalltechnik AG, Straubehhardt, SRN). Modelové roztoky rtuti byly míchány laboratorní míchaþkou Hei-Standard (Schwabach, SRN) a pH tČchto roztokĤ bylo sledováno pH metrem WTW 320 (Weilheim, SRN) kalibrovaného pufraþními roztoky o pH 4,0 a 7,0 (Analytika Praha, ýR).

161

Chem. Listy 107, 160164(2013)


Výsledky a diskuse

350

300 300 M, ng

Charakteristiky sorpþního gelu

250

V pĜipravených sorpþních gelech s TiO2 byl stanoven obsah rtuti, který byl odeþítán od obsahu rtuti nalezeného po expozici jednotek DGT v roztocích. PrĤmČrná hodnota množství rtuti nalezená v neexponovaných gelech byla 0,13 ± 0,05 ng (n = 10), což pĜi expoziþní dobČ DGT vzorkovacích jednotek 24 hodin odpovídá minimální mČĜitelné koncentraci rtuti 3,4 ng dm–3. Nižší koncentraci rtuti lze mČĜit zvýšením expoziþní doby jednotek DGT. PĜi nČkolikanásobném pĜetížení disku ionty rtuti byla nalezena kapacita diskĤ 2,5 Pmol/disk (obr. 1), která je dostateþnČ vysoká pro nČkolikatýdenní i nČkolikamČsíþní expozici jednotky DGT s tímto sorpþním gelem v pĜírodních vodných systémech.

M [ng]

200 200 150

100 100 50

00 0

22

0

4 4

6

88

6

10 10

t, h

t [h]

Obr. 2. Závislost množství rtuti MHg (ng) sorbované v jednom sorpþním disku na þase t (h) pro koncentraci rtuti v roztoku 20 Pg dm–3, þárkovaná þára znázorĖuje teoretickou závislost z rovnice (1)

n, Pmol/disk -1 n [P mol.disk ]

3,0 3,0 2,5

Vliv pH, iontové síly a vybraných pĜírodních ligandĤ na stanovení rtuti DGT s TiO 2

2,0 2,0 1,5

1,0 1,0

Vliv kyselosti roztoku na sorpci rtuti byl sledován v rozmezí pH 2–10. Bylo prokázáno, že sorpþní gel váže rtuĢ plnČ v rozmezí pH 4–8 (obr. 3). PĜi nižším pH dochází k neutralizaci povrchového náboje a k pĜekrytí aktivních míst na povrchu TiO2, což vede k celkovému snížení adsorpce39. Hodnota pH pĜírodních povrchových vod se pohybuje v rozmezí 6,5–9. Techniku DGT se sorpþním gelem obsahující TiO2 tedy lze bez problémĤ ve vČtšinČ pĜírodních vod použít. Vliv iontové síly na sorpci rtuti v sorpþním gelu s TiO2 byl v rozmezí hodnot 0,001 až 0,01 mol dm–3 zanedbatelný. Tyto hodnoty odpovídají bČžnému rozsahu iontové síly v povrchových vodách (0,002–0,02 mol dm–3). K 20% poklesu sorpce rtuti v sorpþním gelu docházelo až

0,5

0,0 0,0 0

0

2

2

4

4

6

8

6

c [P mol.dm-3]

8

10

12

10 12 c, Pmol dm–3

Obr. 1. Závislost akumulovaného množství rtuti n (Pmol) v disku na její koncentraci v roztoku c (Pmol dm–3)

D = D ǻg / A C

cDGT/cSOL

Koncentrace rtuti vypoþtená z množství rtuti navázané na sorpþní gel za þtyĜi hodiny pomocí rovnice (1) odpovídala koncentraci rtuti zmČĜené pĜímo v roztoku. Odchylky mezi koncentracemi nepĜesahovaly 5 % a splnily tak kritéria doporuþovaná DGT Research37. Množství rtuti vázané v sorpþním gelu rostlo lineárnČ s þasem expozice (obr. 2) a odpovídalo teoretickému množství vypoþítanému z rovnice (1). Tyto výsledky ukazují, že technika DGT se sorpþním gelem s TiO2 poskytuje spolehlivá data pro stanovení rtuti. Ze smČrnice závislosti (D) navázaného množství rtuti (M, ng) na sorpþní gel za þas (t, s), tloušĢky difuzního gelu (ǻg, cm), expoziþní plochy (A, cm2) a koncentrace rtuti v roztoku (CSOL, ng ml–1) byl vypoþítán difuzní koeficient pro rtuĢ v agarosovém gelu s sorpþním gelem TiO2

CDGT/CSOL

Validace techniky DGT se sorpþním gelem s TiO 2

1,2 1,2 1,0 1,0

0,8 0,8

0,6 0,6

0,4 0,4

(2) í6

0,2

2 í1

Jeho hodnota (8,90 ± 0,13)10 cm s odpovídala hodnotám nalezeným pro Chelex 100 a Spheron Thiol23 a hodnotČ difuzního koeficientu rtuti ve vodČ 9,1310í6 cm2 sí1 z tabulek38.

0,2 0 0

2

2

4

4

6

6 pH

8

8

10

12

10

12 pH

Obr. 3. Závislost sorpce rtuti na hodnotČ pH vnČjšího roztoku

162

Chem. Listy 107, 160164(2013)


CDGT/CSOL

1,0 1,0

cDGT/cSOL

cDGT/cSOL

CDGT/CSOL

1,2 1,2

0,8 0,8

1,2 1,2 1,0

0,8 0,8 0,6

0,4 0,4

0,6 0,6 0,2

0,0 0,0

0,4 0,4 -4,5

-4,5

-3,5

-3,5

-2,5

-1,5

-2,5

log (c)

-1,5

-0,5

0,5

-0,5

-2,5

-2,5

0,5 log(c)

-1,5

-1,5

-0,5

-0,5 log (cm)

0,5

1,5

0,5

1,5 log(cm)

Obr. 4. Závislost sorpce rtuti na iontové síle vnČjšího roztoku c (mol dm–3)

Obr. 6. Závislost sorpce rtuti na koncentraci huminových kyselin cm (mg dm–3)

pĜi iontové síle roztoku 0,1 mol dm–3 (obr. 4). Zásadní vliv na stanovení rtuti technikou DGT má koncentrace pĜírodních ligandĤ. V této práci byl studován vliv chloridĤ a smČsi huminových kyselin. Již pĜi koncentraci chloridĤ v modelovém roztoku 0,03 mg dm–3 docházelo k 25% poklesu sorpce rtuti. Zvyšování obsahu chloridĤ v roztoku na hodnotu 3 mg dm–3 vedlo k tvorbČ stabilních chlorokomplexĤ, které nebyly technikou DGT zachyceny (obr. 5). PĜítomnost huminových kyselin v roztoku rovnČž ovlivĖovala množství rtuti zachycené v sorpþním gelu tvorbou pevných komplexĤ (obr. 6). Již koncentrace huminových kyselin 1 mg dm–3 zpĤsobila snížení záchytu rtuti o 40 %, koncentrace 10 mg dm–3 potom o 80 %. Koncentrace chloridĤ v þistých povrchových vodách nepĜesahuje 0,05 mg dm–3 a koncentrace huminových kyselin se pohybuje v jednotkách mg dm–3 v pĜírodních vodách40. Výsledky provádČných testĤ prokázaly, že techniku

DGT se sorpþním gelem s TiO2 nelze použít pro mČĜení koncentrací rtuti v moĜských vodách, neboĢ zde je rtuĢ díky vysoké koncentraci chloridĤ (až 22 g dm–3) pĜítomna ve stabilních chlorokomplexech. RovnČž v pĜírodních vodách s velkým obsahem huminových látek je rtuĢ vázána v pevných komplexech, které nejsou jednotkou DGT se sorpþním gelem s TiO2 zachyceny. V pĜírodních povrchových vodách s obsahem huminových látek do 1 mg dm–3 je možné techniku DGT s TiO2 sorpþním gelem s úspČchem použít pro stanovení labilních specií rtuti. Kombinace DGT jednotek s TiO2 s jednotkami se sorpþním gelem obsahujícím thiolové skupiny, jako je Spheron-Thiol nebo Duolit GT73, umožĖuje odhad rĤzných forem rtuti v pĜírodních vodných systémech.

ZávČr Techniku DGT se sorpþním gelem obsahujícím TiO2 lze použít pro stanovení labilních specií rtuti ve vČtšinČ sladkovodních pĜírodních vod. Není vhodná pro stanovení rtuti v moĜské vodČ, která obsahuje vysokou koncentraci chloridĤ, s nimiž rtuĢ tvoĜí stabilní komplexy. Naopak lze DGT s TiO2 použít ve vodách obsahujících huminové kyseliny do 1 mg dm–3 obdobnČ jako s iontomČniþi s thiolovými skupinami Duolite GT73 a Spheron-Thiol41. Stanovení s bČžnČ používaným iontomČniþem Chelex-100 je ovlivĖováno ĜádovČ nižšími koncentracemi huminových kyselin.

C /C cDGT/cSOL DGT SOL

0,8 0,8

0,6 0,6

0,4 0,4

0,2 0,2

Tato práce vznikla díky finanþní podpoĜe projektu GA ýR P 503/10/2002.

0,00 -3,5

-3,5

-2,5

-2,5

-1,5

-1,5 log (c)

-0,5

0,5

-0,5

0,5

LITERATURA

log(c)

1. Gavis J., Ferguson J. F.: Water Res. 6, 989 (1972). 2. Vandal G. M., Mason R. P., Fitzgerald W. F.: Water Air Soil Pollut. 80, 665 (1991).

Obr. 5. Závislost sorpce rtuti na koncentraci chloridĤ c (mol dm–3)

163

Chem. Listy 107, 160164(2013)


3. Mason R. P., Fitzgerald J., Hurley J. K., Hanson A. K., Donaghay P. L., Sieburth J.: Limnol. Oceanogr. 38, 1227 (1993). 4. Mason R. P., Fitzgerald W. F., Morel F. M.: Geochim. Cosmochim. Acta 58, 3191 (1994). 5. Reimann P., Schmidt D., Schomaker K.: Mar. Chem. 14, 43 (1983). 6. Brügmann L., Geyer E., Kay R.: Mar. Chem. 21, 91 (1987). 7. Laxen D. P. H., Harrison R. M.: Anal. Chem. 53, 345 (1981). 8. Kinsella B., Willis R. L.: Anal. Chem. 54, 2614 (1982). 9. Coyne R. V., Collins J. A.: Anal. Chem. 44, 1093 (1972). 10. Rosain R. M., Wai C. M.: Anal. Chim. Acta 65, 279 (1973). 11. Bothner M. H., Robertson D. E.: Anal. Chem. 47, 592 (1975). 12. Krivan V., Haas H. F.: Freseniusૅ Z. Anal. Chem. 332, 1 (1988). 13. Copeland D. D., Facer M., Newton R., Walker P. J.: Analyst 121, 173 (1996). 14. Carron J., Agemian H.: Anal. Chim. Acta 92, 61 (1977). 15. Štefanidesová V., Seidlerová J., Dvorská P.: Chem. Listy 96, 117 (2002). 16. Davison W., Zhang H.: Nature 367, 546 (1994). 17. Zhang H., Davison W.: Anal. Chem. 67, 3391 (1995). 18. Diviš P., Doþekalová H., ěezáþová V.: Chem. Listy 99, 640 (2005). 19. Cattani O., Fabbri D., Salvati M., Trombini C., Vassura I.: Environ. Toxic. Chem. 18, 1801 (1999). 20. Cattani I., Zhang H., Beone G.M., Del Re A.A.M., Boccelli R., Trevisan M.: J. Environ. Qual. 38, 493 (2008). 21. Merritt A. K., Amirbahman A.: Environ. Sci. Technol. 41, 717 (2007). 22. Zhang H., Davison W., Miller S., Tych W.: Geochim. Cosmochim. Acta 59, 4181 (1995). 23. Doþekalová H., Diviš P.: Talanta 65, 1174 (2005). 24. Diviš P., Leermakers M., Doþekalová H., Gao Y.: Anal. Bioanal. Chem. 382, 1715 (2005). 25. Diviš P., Szkandera R., Brulík L., Doþekalová H., Matúš P., Bujdoš M.: Anal. Sci. 25, 575 (2009). 26. Clarisse O., Hintelmann H.: J. Environ. Monit. 8, 1242 (2006). 27. Clarisse O., Foucher D., Hintelmann H.: Environ. Pollut. 157, 987 (2009). 28. Vassileva E., Proinova I., Hadjiivanov K.: Analyst 121, 607 (1996). 29. Worathanakul P., Kongkachuichay P., Noel J. D.,

30. 31. 32. 33. 34. 35. 36. 37. 38. 39. 40. 41.

Suriyawong A., Giammar D. E., Biswas P.: Environ. Eng. Sci. 25, 1061 (2008). Matúš P., Hagarová I., Bujdoš M., Diviš P., Kubová J.: J. Inorg. Biochem. 103, 1473 (2009). Visa M., Carcel R. A., Andronic L., Duta A.: Catal. Today 144, 137 (2009). Barakat M. A., Chen Y. T., Juany C. P.: Appl. Catal., B 5, 13 (2004). Li Y., Murphy P., Chang-Yu W.: Fuel Process. Technol. 89, 567 (2008). Suriyawong A., Smallwood M., Zhuang Y., Biswas P.: Aerosol Air Qual. Res. 9, 394 (2009). Bennett W. W., Teasdale P. R.: Anal. Chem. 82, 7401 (2010). Panther J. G., Teasdale P. R., Bennett W. W., Welsh D. T., Zhao H.: Environ. Sci. Technol. 44, 9419 (2010). http://www.dgtresearch.com, staženo 13.1.2011. CRS Handbook of Chemistry and Physics, 76. vyd., CRC Press Inc., Boca Raton 1995. Pei L., Zucheng J., Bin H., Yongchao Q., Jinggang P.: Anal. Sci. 17, a333 (2001). Pitter P.: Hydrochemie. 3. pĜeprac. vyd. Vydavatelství VŠCHT, Praha 1999. Diviš P., Szkandera R., Doþekalová H.: Cent. Eur. J. Chem. 8, 1103 (2010).

R. Szkanderaa, H. Doþekalováb, M. Kadlecováa,c, J. Trávníþkováa, and P. Diviša (a Department of Chemistry and Technology of Environmental Protection, Faculty of Chemistry, University of Technology, Brno, Czech Republic b Mendel University, Brno, Czech Republic, c Laboratory of Geosystems, University I – Science and Technology, Lille, France): A Sorption Gel with Titanium Dioxide for Mercury Determination by the Technique of Diffusion Gradient in Thin Film A new polyacrylamide sorption gel with titanium dioxide has been tested as a new alternative for the determination of labile mercury species in aquatic systems by diffusive gradients in a thin film (DGT) technique. The deployment experiments in model solutions gave linear mass uptake over time corresponding to the Fick´s 1st law of diffusion. The titanium dioxide resin gel provides reliable results in the pH range 4–8, independently of ionic strength (1 mmol dm–3 – 0.01 mol dm–3 NaNO3), which is a typical range for natural waters. The formation of strong and stabile complexes of mercury ions with chlorides decreases DGT response and limits its application in seawater. In contrast, the interference of humic acids in the sorption of mercury on titanium dioxide resin gel is several orders of magnitude lower in comparison with the commonly used Chelex-100 based resin, which favorites the new resin gel.

164

VYSOKÉ UČENÍ TECHNICKÉ V BRNĚ BRNO UNIVERSITY OF TECHNOLOGY

Recommend Documents