UNIVERZITA PALACKÉHO V OLOMOUCI

Transkript

1 UNIVERZITA PALACKÉHO V OLOMOUCI PŘÍRODOVĚDECKÁ FAKULTA Katedra fyzikální chemie Jednoduché kolorimetrické stanovení iontů v přírodních vodách BAKALÁŘSKÁ PRÁCE Autor: Vedoucí práce: Studijní obor: Radka Borůvková doc. RNDr. Libor Kvítek, CSc. chemie - matematika Olomouc 2009

2 Prohlašuji, že jsem bakalářskou práci vypracovala samostatně pod vedením pana doc. RNDr. Libora Kvítka, CSc., s použitím uvedené literatury. V Olomouci Vlastnoruční podpis 2

3 Poděkování Na začátek této práce bych ráda poděkovala všem, kteří mi umožnili toto dílo vytvořit, ať již přímým přispěním svými připomínkami, názory, tak svou trpělivostí a tolerancí vůči mé osobě. Své speciální poděkování věnuji vedoucímu této práce, panu doc. RNDr. Liboru Kvítkovi, CSc., za cenné rady, připomínky a odborné vedení bakalářské práce, které mi s ochotou poskytl. 3

4 Obsah 1. Úvod 6 2. Teoretická část Voda v přírodě a její význam pro člověka Analytické metody založené na barevnosti látek Kolorimetrie Fotometrie Spektrofotmetrie Metody stanovení vybraných iontů v přírodních vodách Fosforečnany Amoniakální dusík Dusitany Dusičnany Experimentální část Použité chemikálie Přístroje použité k měření Stanovení fosforečnanů Příprava roztoků Stanovení fosforečnanů jednotlivými metodami Spektrofotometrické stanovení fosforečnanů Fotometrické stanovení fosforečnanů Kolorimetrické stanovení fosforečnanů Stanovení amonných iontů Příprava roztoků Stanovení amonných iontů jednotlivými metodami Spektrofotometrické stanovení amonných iontů Fotometrické stanovení amonných iontů Kolorimetrické stanovení amonných iontů Stanovení dusitanů Příprava roztoků 41 4

5 3.5.2 Stanovení dusitanů jednotlivými metodami Spektrofotometrické stanovení dusitanů Fotometrické stanovení dusitanů Kolorimetrické stanovení dusitanů Stanovení dusičnanů Příprava roztoků Stanovení dusičnanů jednotlivými metodami Spektrofotometrické stanovení dusičnanů Fotometrické stanovení dusičnanů Kolorimetrické stanovení dusičnanů Shrnutí jednotlivých metod Nakládání s chemickými látkami a přípravky (vybrané části z obsahu zákona) Závěr Použitá literatura a další zdroje 62 5

6 1. Úvod Voda se nachází všude kolem nás a je nepostradatelnou složkou života na Zemi. Voda obsahuje rozpuštěné anorganické, organické látky a řadu mikroorganismů, přičemž tyto složky mohou učinit vodu nepoužitelnou jako zdroj pitné vody, jelikož nedostatek zdrojů pitné vody představuje v současnosti základní problém dalšího vývoje lidské civilizace. Kontrola znečištění přírodních vod, které mohou sloužit jako zdroje pitné vody tak představuje zajímavý analytický problém nejen z chemického hlediska popisu použitých metod, ale i z obecnějšího pohledu ochrany životního prostředí. Analýza znečištění přírodních vod tak může ve školské praxi splňovat několikerou roli v oblasti výuky jak chemie, tak i oborů spojených s environmentální problematikou. Ve školské praxi je ovšem obtížné provádět složité chemické analýzy, vyžadující nákladné přístrojové vybavení. Proto je tato práce zaměřená na využitelnost kolorimetrického stanovení iontů, které patří mezi hlavní ionty znečišťující přírodní vody, jako jednoduché, rychlé a málo nákladné metody, která může být vhodnou metodou zařazenou v laboratorních cvičeních ve školské praxi. Studenti, užitím kolorimetrie jako jednoduché optické metody stanovení koncentrace látek, využijí znalosti Lambert Beerova zákona, naučí se zacházet s chemickým nádobím a práce s barevnými roztoky pro ně může být zajímavá a motivační. Kolorimetrické metody jsou vhodné jak pro střední školy, tak i pro laboratorní cvičení na základních školách disponujícími potřebným chemickým zázemím (nutné některé speciální chemikálie). Cílem této bakalářské práce je tak ověření využitelnosti stanovení fosforečnanových, amonných, dusitanových a dusičnanových iontů, obsažených v přírodních vodách, optickými metodami v podmínkách školské praxe tedy v laboratořích bez složitého přístrojového vybavení. Pozornost byla zaměřena na stanovení anorganických iontů - fosforečnanových, amonných, dusitanových a dusičnanových, které bývají nejčastěji zastoupeny v přírodních vodách. Jednotlivé ionty byly stanovovány postupně spektrofotometrickou, fotometrickou a kolorimetrickou metodou za využití stejné sady reagentů, aby tak bylo možno výsledky této práce využít ve školské praxi na všech úrovních vzdělávání jako součást praktické výuky jak chemie, tak i oborů souvisejících s ochranou životního prostředí. 6

7 2. Teoretická část 2.1 Voda v přírodě a její význam pro člověka Voda je nezbytnou složkou našeho života a nejrozšířenější látkou na Zemi. Vyskytuje se zde ve všech třech skupenstvích, přičemž její celkové množství se odhaduje na 1, km 3. Pokrývá tak 2/3 zemského povrchu. Největšími zásobárnami vody jsou moře a oceány, dále pak ledovce, spodní a půdní voda, jezera, toky a malé množství v atmosféře. Voda je základní podmínkou vzniku života a přežití. Pro člověka slouží hlavně k pití, jako zdroj potravy nebo přepravy po vodních tocích či vodních plochách, a také jako zdroj elektrické energie. V průmyslu vodu používáme k ohřívání, chlazení, nebo jako rozpouštědlo. Obvykle ale z těchto výrobních procesů pak použitá voda odchází jako voda odpadní. Člověkem využívané vody dělíme nejčastěji na přírodní a odpadní. Mezi vody přírodní řadíme atmosférické, povrchové a podzemní. K vodám odpadním patří vody splaškové a průmyslové. Podle použití dělíme vodu na pitnou, užitkovou, provozní a odpadní. Vodu obsaženou v ovzduší nazýváme jako atmosférickou. Ta se do atmosféry dostává ve formě par, jejichž kondenzací vznikají srážky, které dělíme na kapalné (déšť,..) a tuhé (sníh,..). Chemické složení srážkových vod ovlivňuje významně složení podzemních a povrchových vod. Nejrozšířenějším kationtem ve srážkových vodách je kation amonný. Z aniontů jsou to pak hlavně anionty kyselinotvorných oxidů síry a dusíku. Proto jsou srážkové vody značným zdrojem plošného znečištění povrchových vod a jsou také příčinou jejich acidifikace. Podzemní vodou je voda vyskytující se v horninovém prostředí. Chemické složení je velmi rozmanité v závislosti na jeho složení. Dominujícím kationtem je obvykle vápník, dále pak sodík a hořčík. Z aniontů to jsou především hydrogenuhličitany, sírany nebo chloridy. Veškeré vody vyskytující se na zemském povrchu jsou vody povrchové. Tyto vody se dělí na kontinentální a vodu mořskou. Kontinentální povrchové vody jsou tekoucí (vodní toky) a stojaté (jezera, rybníky, nádrže) [1]. Voda v přírodě obsahuje celou řadu rozpuštěných a nerozpuštěných látek, které se do ní dostávají přirozenou cestou. Ovšem další látky se do ní dostávají díky lidské činnosti, která bohužel způsobuje kontaminaci vod. Zdroje znečišťování povrchových vod dělíme na 7

8 bodové, plošné a difúzní. U bodového zdroje znečištění je možné sledovat jeho kvalitu i kvantitu, neboť je do vodního útvaru přiváděno soustředěně. Tyto zdroje představují města, obce, zemědělská a průmyslová činnost. Plošnými zdroji jsou především splachy ze zemědělsky obdělávaných půd a difúzními zdroji jsou rozptýlené bodové zdroje [2]. Znečišťující látky dělíme podle ovlivnění kvality povrchových vod do čtyř skupin na látky, které působí přímo toxicky, látky ovlivňující kyslíkovou bilanci, látky způsobující organoleptické závady a inertní látky. Ukazatele přípustného znečištění povrchových vod stanovuje nařízení vlády č. 61/2003 Sb. Ke srovnání jakosti povrchových vod z různých míst v různém čase slouží klasifikace jakosti povrchových vod (dle ČSN ) [1]. Normovány jsou i postupy stanovení znečištění vod, ať se již jedná o vody pitné či vody odpadní (např. ČSN ISO 6778 Jakost vod - Stanovení amonných iontů. Potenciometrická metoda.). Pro orientační stanovení obsahu znečišťujících látek jsou však použitelné i alternativní metody, zejména metody kolorimetrické či fotometrické, ovšem jejich výsledky nelze použít jako rozhodující v posuzování kvality vod. Přesto pro účely rychlého zjištění typu a rozsahu znečistění jsou tyto metody často využívány pro svou jednoduchost a rychlost. Z tohoto důvodu jsou tyto metody použitelné ve školské praxi jak pro demonstraci analytických postupů, tak i pro širší výukové účely např. v oblasti oborů zaměřených na ochranu životního prostředí. 2.2 Analytické metody založené na barevnosti látek Kolorimetrie Kolorimetrie je jednou z nejstarších optických fyzikálně chemických metod. Je to velice jednoduchá metoda, časově nenáročná a nevyžaduje vybavení laboratoře speciálními přístroji. Díky tomu lze kolorimetrické stanovení zahrnout do školské praxe, neboť není potřeba další odborné specializace. Kolorimetrické stanovení je zajímavé, jelikož je spojené s prací žáků s barevnými roztoky a výsledky práce jsou okamžitě viditelné. Předpokladem kolorimetrického stanovení je barevnost určované látky. Barevné látky se stanovují kolorimetricky přímo v roztoku. Pokud látka není barevná, tak je nutné ji převést vhodnou reakcí na barevnou sloučeninu. Koncentrace této látky se pak určí buď visuálním 8

9 srovnáním tohoto zabarvení se sadou standardů (roztoky se stejnou látkou o známé koncentraci) nebo s definovanou barevnou stupnicí. Historie kolorimetrie Základy kolorimetrie spočívají na znalosti zákonů absorpce, složení světla a fotoelektrického jevu. V 19. století se Frauenhofer, Bunsen s Kirchhofem a Angström zabývali charakteristickými liniemi emisních spekter a určováním jednotlivých vlnových délek viditelného světla. Ale již v roce 1729 Bouguer proměřoval, jak se zeslabuje intenzita světla, když prochází skleněnými deskami o různé síle a osvětlil závislost světelné intenzity vycházejícího světla na tloušťce vrstvy. O třicet let později definoval Lambert stejný, ale matematicky přesnější zákon. V roce 1852 byl tento zákon doplněn Beerovým poznatkem o vztahu mezi světelnou absorpcí a koncentrací barevné látky, která je v roztoku přítomna. Lambert i Beer dosáhli velmi přesných výsledků, které se staly základem kvantitativní kolorimetrické analýzy. Díky těmto novým poznatkům bylo sestrojeno několik kolorimetrů, z nichž nejznámější je kolorimetr Dubosqův z roku Další pokroky ve stavbě vizuálních kolorimetrů byly zaznamenány až ve 20. století. Zásluhou Pulfrichova fotometru (1925) a Leitzova absolutního kolorimetru (1933) se vyvíjí z klasické vizuální kolorimetrie tzv. absolutní kolorimetrie. V dalším vývoji docházelo k objektivnímu proměřování světelných intensit. Tato nová analýza byla závislá především na vývoji fotoelektrických článků. Dnes kolorimetrická analýza vyžaduje dokonalé objektivní fotometry, které nám umožňují sledovat světelnou absorpci nejen ve viditelné oblasti světla, ale také v ultrafialové či infračervené oblasti [3]. Obr. 1 Duboscqův kolorimetr [4] 9

10 Vnímání barev a Lambert Beerův zákon Roztok se nám jeví jako barevný, pokud absorbuje určitou vlnovou délku v oblasti viditelného světla. Viditelná oblast se nachází v rozmezí vlnové délky nm. Námi pozorované zabarvení je dáno doplňkovou (komplementární) barvou k barvě pohlcené. Největší citlivost má lidské oko pro barvu zelenou v okolí vlnové délky 555nm. Např. jestliže roztok absorbuje záření v rozmezí nm, které odpovídá modrofialovému zbarvení, pak barva vnímána našim okem bude barva žlutooranžová. Z toho vyplývá, že barva žlutooranžová je komplementem k barvě modrofialové. (znázorněno na obr. 2) Obr. 2 komplementární barvy (naproti sobě) Obr. 3 spektrální citlivost lidského oka [7] Při průchodu světelného toku roztokem tak dochází k zeslabení jeho počáteční intenzity díky absorpci elektromagnetického záření částicemi látek přítomných v roztoku. Velikost absorpce záření je závislá na tloušťce vrstvy a na koncentraci látky v roztoku. Schopnost molekul látek pohlcovat elektromagnetické záření o určité vlnové délce se nazývá absorbance (A). Lambert Beerův zákon, vyjádřený matematicky jako A = e c d udává vztah mezi absorpcí záření (A), koncentrací absorbující látky (c) a tloušťkou vrstvy (d). Koeficientem úměrnosti v tomto vztahu je absorpční (extinkční) koeficient (e). Lambert Beerův zákon je zákonem limitním. Podmínky, za kterých tento zákon platí, jsou následující: monochromatické záření, velmi zředěné roztoky (c < 10-2 mol/l) a přítomnost jen jedné 10

11 absorbující složky. Ze zákona vyplývá, že čím je koncentrace látky v roztoku vyšší, tím je vyšší i hodnota naměřené absorbance. Tato závislost absorbance na koncentraci je v ideálním případě lineární a nazývá se kalibrační křivka. Prochází-li svazek paprsků monochromatického světla dvěma roztoky stejné barevné látky o různých koncentracích c 1 a c 2, pak jsou-li absorbance těchto dvou roztoků stejné, tak jsou si rovny i součiny koncentrace a tloušťky absorbujících vrstev a platí: c1 d1 = c2 d 2 [5, 6]. Ke stanovení neznámé koncentrace užíváme dvou základních postupů. Přitom vycházíme z rovnice Lambert-Beerova zákona: d 1 c 2 = c1. d 2 Při prvním postupu se zachová síla vrstev obou roztoků (d 1 =d 2 ), a tak se neznámá koncentrace c 2 porovná s koncentrací c 1 standardního roztoku, který vykazuje stejnou barevnost. Tím bude dosaženo shody v koncentracích (c 1 =c 2 ). Takovým způsobem se provádí metoda srovnávání s řadou standardů. Při dalším postupu nám stačí pouze jeden srovnávací roztok známé koncentrace ke stanovení koncentrace neznámé. Síly vrstev d 1 a d 2 se mění tak dlouho, dokud nebude dosaženo stejného zbarvení. Dále se určí poměr d 1 / d 2 a vypočítá koncentrace c 2. Takovým postupem se provádí metoda zřeďování a metoda vyrovnávací. Srovnávání s řadou základních barevných roztoků (standardů) Tato kolorimetrická metoda je nejjednodušší, nejméně nákladná a široce užívaná. Jednoduchým vizuálním kolorimetrem je zde několik zkumavek stejné světlosti, které jsou kalibrované na stejný průměr. Do jedné zkumavky se nalévá roztok, jehož koncentraci chceme zjistit a do zbývajících základní roztoky o známé koncentraci. Zkumavky se pozorují v procházejícím rozptýleném denním světle a zabarvení neznámého vzorku se porovnává se známými roztoky tak dlouho, dokud se jeden z nich jeví v průhledu stejně barevný. Koncentrace neznámého vzorku pak odpovídá koncentraci základního roztoku odpovídající barvy. 11

12 Obr. 4 Sada zkumavek standardních roztoků [8] Zřeďovací metoda Zřeďování se provádí v odměrných válcích se stejným vnitřním průměrem a rovným dnem. Jeden válec je naplněn zabarveným neznámým roztokem a druhý roztokem srovnávacím. Poté se zjistí, který z roztoků je ve vertikálním průhledu intenzivněji zabarven. Zabarvenější roztok je zřeďován, dokud není dosaženo stejného zbarvení. Změřením hodnot d 1 a d 2 a ze známé koncentrace c 1, se pak hledaná koncentrace c 2 vypočte z Lambert-Beerova zákona ( c1 d1 = c2 d 2 ). Vyrovnávací metoda Při vyrovnávací metodě se zmenšuje vrstva jednoho z roztoků vypouštěním z odměrného válce, pomoci klínu nebo ponořením skleněných hranolů do roztoku. Takovým nejjednodušším kolorimetrickým zařízením, které je založeno na vypouštění, jsou Hehnerovy válečky. Jedná se o dva odměrné válce s kohoutem u dna. Jeden z válců je naplněn standardním roztokem a druhý zkoumaným roztokem. Barevnost roztoků je pozorována shora. Roztok, který je intenzivněji zabarven, je vypouštěn z válce, dokud není dosaženo stejného zabarvení u obou roztoků ve válcích. Z výšek obou roztoků se vypočte poměr d 1 /d 2 a ze známé koncentrace standardního roztoku je zjištěna neznámá koncentrace opět z rovnice Lambert-Beerova zákona. Mezi další kolorimetrická zařízení založená na vyrovnávací metodě patří Wolfův kolorimetr, kolorimetr podle Campbella a Hurleye nebo Dubosqův kolorimetr. 12

13 Obr.5 Hehnerovy válečky Obr.6 Campbell Hurley kolorimetr [8] [8] [8] Obr.7 Dubosqův kolorimetr Výhody a nevýhody visuálního srovnávání Výhodou kolorimetrického srovnávání je, že tato metoda je velice rychlá, málo nákladná a nevyžaduje žádných speciálně školených pracovníků. Měření se může provádět za denního i umělého světla, neboť není závislé na spektrální čistotě použitého světla. Výjimkou jsou umělé barevné standardy (barevné stupnice). Mezi nevýhody se řadí příprava řady základních roztoků, které nejsou stálé, což může být zdrojem významných nepřesností. Přesnost tohoto stanovení je podmíněna vlastnostmi oka, zejména jeho citlivostí. Průměrná chyba visuálního srovnávání je ± 5 % [3] Fotometrie Fotometrie je vyšším vývojovým stupněm kolorimetrie, kdy je srovnávána světelná absorpce barevných roztoků neznámé koncentrace s absorpcí základních roztoků. Fotometrie se dělí na vizuální a objektivní. Aby byla dodržena platnost Lambert Beerova zákona, je důležité pracovat při fotometrických měřeních s monochromatickým světlem o vlnové délce, která je nejvíce absorbována barevným roztokem. Monochromatické světlo je získáno filtry, spektrálním rozkladem světla nebo spektrálními lampami. Většina fotometrů získává monochromatické světlo za použití filtrů. Barevnými filtry jsou barevná skla nebo skla pokrytá propustnou barevnou vrstvou. Každému filtru přísluší charakteristické absorpční spektrum o vlnových délkách, ve kterých propouští záření. 13

14 U vizuální fotometrie je k získání absolutní hodnoty absorbance zeslabována původní světelná intensita I 0 na hodnotu I, která je stejná jako světelná intensita opouštějící zabarvený roztok, na základě vizuálního pozorování. K zeslabení původní intensity se užívají metody vzdalování světelného zdroje, otáčivým sektorem, clonou, světelnou polarizací a šedým roztokem nebo klínem. V objektivní fotometrii bylo nahrazeno lidské oko fotoelektrickými články. Přístroje s fotoelektrickými články převádí srovnání dvou světelných intensit na srovnání elektrických proudů, které byly vzbuzeny ve fotoelektrických článcích různými světelnými intensitami. Fotoelektrické články přeměňují světelnou energii v elektrickou. Příslušný měřící přístroj se nazývá fotometr (absorpční fotometr). Fotometry se skládají ze zdroje záření, monochromátoru (filtr) a detektoru. Podle uspořádání základních částí se dělí na jednopaprskové a dvoupaprskové a podle způsobu měření se rozlišují fotometry výchylkové, kompenzační a substituční. Fotometrie se užívá k analýze kapalných vzorků. Protože se jedná o jednoduchou a rychlou metodu, která nevyžaduje náročné přístrojové vybavení, je oblíbenou metodou v praxi pro rychlé stanovení některých látek, například právě v oblasti kontroly znečištění složek životního prostředí, zejména pak vod [3,9,10] Spektrofotometrie Spektrofotometrie je obor zabývající se studiem absorpce elektromagnetického záření látkami v závislosti na vlnové délce záření. Zde bude věnována pozornost látkám absorbujícím elektromagnetické záření především z ultrafialové a viditelné oblasti spektra elektromagnetického záření. Jak již bylo řečeno dříve, absorbance udává, jaká část vstupujícího záření byla pohlcena při jeho průchodu roztokem. Proměřením absorpce záření při různých vlnových délkách a vynesením závislosti získané absorbance do grafu proti vlnové délce záření se získá absorpční křivka. U vlnových délek, při kterých dochází k absorpci, se na absorpční křivce objeví absorpční maximum. Hodnota absorbance v tomto maximu je využitelná v analytice ke stanovení koncentrace absorbující látky. K určení koncentrace se může použít Lambert Beerova zákona, změří-li se absorbance a jsou-li známy extinkční koeficienty a tloušťka vrstvy. Přednost se však dává stanovení koncentrací na základě kalibračních křivek, kdy se proměří absorbance sady vzorků známé koncentrace a závislost vynese do grafu jako funkce A = f(c). Z Lambert Beerova zákona vyplývá, že 14

15 závislost absorbance na koncentraci je lineární. Neznámá koncentrace je tak odečtena z tohoto grafu díky naměřené absorbanci jejího roztoku. Pomocí spektrofotometrie lze v jednom vzorku stanovit i více absorbujících látek za předpokladu, že se liší vlnové délky maxim jejich absorpce. Spektrofotometrickou metodou lze analyzovat kapalné i plynné vzorky. Pro spektrofotometrické měření se používají přístroje zvané spekrofotometry, které mohou mít jednopaprskové nebo dvoupaprskové uspořádání. Jednopaprskové spektrofotometry se skládají ze zdroje záření, ze kterého vychází spojité záření. To pak vstupuje do monochromátoru (hranol nebo mřížka), kde dochází k rozkladu spojitého záření na monochromatické, které dále prochází do kyvety s měřeným roztokem. Za kyvetou je umístěn detektor záření, který měří jeho intenzitu. Absorpční křivka je získána bod po bodu, kdy se nejprve proměří kyveta s čistým rozpouštědlem a pak kyveta s roztokem. U dvoupaprskových přístrojů je záření rozděleno na dva svazky paprsků, kdy jeden vstupuje do kyvety s čistým rozpouštědlem (blank, srovnávací vzorek) a druhý do kyvety s měřeným roztokem. Absorpční křivka zkoumané látky je získána přímo na základě rozdílu intenzit paprsku procházejícího srovnávacím a měřeným vzorkem. Při měření v ultrafialové oblasti se jako zdroj záření užívá vodíková výbojka, monochromátor a další optika jsou křemenné, protože ultrafialové záření je sklem pohlcováno. Ve viditelné oblasti je zdrojem záření žárovka s wolframovou spirálou a monochromátor i optika jsou skleněné. Pro měření se používají kyvety různých druhů, které propouští světlo dané vlnové délky. V rozmezí vlnových délek viditelného světla se používají skleněné nebo plastové kyvety. V oblasti UV záření se musí použít křemenné kyvety [9,10]. Obr. 8 Základní schéma jednopaprskového spektrofotometru 15

16 2.3 Metody stanovení vybraných iontů v přírodních vodách Fosforečnany Fosfor se ve vodě vyskytuje ve formě organické a formě anorganické. Anorganicky vázáný fosfor se dělí na orthofosforečnany (PO 3-4, HPO 2-4, H 2 PO - 4, H 3 PO 4 ) a polyfosforečnany, jejichž zdrojem jsou např. prací prostředky, fosforečná hnojiva nebo prostředky pro povrchovou úpravu chladicích zařízení. Organicky vázaný fosfor je produktem biologických procesů jako např. rozklad vodní flory a fauny nebo živočišné odpady. Velký význam v technologii vody a hydrochemii mají málo rozpustné fosforečnany kovů (Ca, Mg, Fe, Al), neboť ovlivňují zbytkové koncentrace fosforu ve vodách a používají se rovněž pro odstraňování některých kovů a fosforečnanů z vod. Významnou roli mají sloučeniny fosforu v přírodním koloběhu látek. Pro nižší i vyšší organismy, které je přeměňují na organicky vázaný fosfor, jsou nezbytné. Orthofosforečnany se po uhynutí a rozkladu organismů opět uvolňují do prostředí. Klíčový význam fosforu z hlediska jeho závadnosti v životním prostředí je eutrofizace povrchových vod (zejména stojatých vod), kdy se podílí při růstu zelených organismů ve vodě. Biomasa těchto zelených organismů (řas) je po odumření rozkládána bakteriemi za spotřeby kyslíku. Tento proces vede k ochuzení života ve vodě jak sníženým obsahem kyslíku, tak produkcí toxických látek mikroorganismy. Z hygienického hlediska jsou fosforečnany ve vodách zdravotně nezávadné, a proto v požadavkách na jakost pitné vody i užitkových vod nejsou uvedeny. Mají indikační charakter v podzemních vodách, kdy nárůst jejich koncentrace svědčí o možnosti fekálního znečištění. Pro stanovení fosforečnanů je nutné převedení všech forem fosforu na orthofosforečnany. Polyfosforečnany na tuto formu přecházejí při hydrolýze. Organicky vázaný fosfor lze převést na orthofosforečnany oxidací peroxodisíranem nebo mineralizací kyselinou dusičnou a sírovou nebo kyselinou dusičnou a chloristou. V běžné analytické praxi se jako nejvhodnější metoda pro stanovení orthofosforečnanů uplatnila spektrofotometrická metoda s molybdenanem amonným. Reakcí orthofosforečnanů s molybdenanem amonným vzniká fosfomolybdenová modř. V kyselém prostředí kyseliny sírové tvoří orthofosforečnany v přítomnosti nadbytku molybdenanových iontů, za katalytického účinku antimonitých iontů, žlutý heterokomplex polykyseliny 16

17 molybdátofosforečné. Redukcí vzniklého komplexu kyselinou askorbovou vzniká fosfomolybdenová modř vhodná ke spektrofotometrickému měření. Modré zbarvení má absorpční maximum v oblasti kolem 800 nm. Schéma vzniku fosfomolybdenové modře (bez uvedení stechiometrie) PO modř + (NH 4 ) 2 MoO 4 2SO 4 H H 4 P(Mo 1 2 O 4 0 ) kys. askorbová fosfomolybdenová K redukci komplexu lze místo kyseliny askorbové použít také např. chlorid cínatý, kyselinu 4-aminonaftolsulfonovou nebo siřičitan. Stanovení ruší křemičitany, neboť jejich reakce s molybdenanem amonným je podobná jako reakce molybdenanu s orthofosforečnany. Mimo tuto nejběžnější analytickou metodu jsou pro stanovení orthofosforečnanů ve vodách využívány zejména metody iontové chromatografie, kapilární elektroforézy a izotachoforézy. Tyto metody však nejsou schopny stanovit koncentrace orthofosforečnanů nižší než 0,5mg.l -1 [1, 2, 11, 12, 13, 18] Amoniakální dusík Amoniakální dusík se vyskytuje téměř ve všech vodách jako disociovaný ion NH + 4 a nedisociovaný NH 3 (ve skutečnosti při rozpouštění NH 3 ve vodě vzniká hydrát NH 3.H 2 O). Poměr disociovaného iontu a nedisociovaného NH 3 ve vodě závisí na hodnotě ph. Antropogenním zdrojem jsou především splaškové vody, neboť je amoniakální dusík primárním produktem rozkladu organických dusíkatých látek živočišného a rostlinného původu. Do podzemních a povrchových vod se dostává rovněž splachem ze zemědělských půd. V povrchových vodách jsou dalším významným zdrojem sloučenin dusíku srážkové vody, díky výskytu amonných sloučenin v ovzduší. Za oxických podmínek je amoniakální dusík nestálý a snadno podléhá biochemické oxidaci (nitrifikaci), ovšem chemická oxidace je obtížná. Jediným činidlem vhodným k jeho oxidaci je chlor. Z hlediska ochrany životního prostředí představuje amoniak velkou hrozbu, protože nedisociovaná molekula NH 3 působí velmi toxicky na ryby. Díky své toxicitě je obsah amoniakálního dusíku v pitné vodě limitován hodnotou 0,5 mg.l -1 a v povrchových vodách patří mezi základní ukazatele při kontrole a klasifikaci jakosti (ČSN a ČSN ). 17

18 Při stanovení amoniakálního dusíku v přírodních vzorcích hlavní potíž způsobuje fakt, že chemickými metodami nelze rozlišit obsah disociovaného iontu NH + 4 a nedisociovaného amoniaku NH 3. Stanoví se vždy součet obou těchto forem. Koncentrace amoniakálního dusíku se vyjadřuje hmotnostní koncentrací v mg.l -1 jako N-( NH 3 + NH + 4 ) nebo N amon. Ke stanovení amoniakálního dusíku ve vodách se nejčastěji užívají spektrofotometrické metody. Nejstarší a nejrozšířenější takovou metodou byla Nesslerova metoda založená na reakci amoniaku a hydroxidů alkalických kovů s Nesslerovým činidlem (tetrajodortuťnatan sodný nebo draselný) za vzniku jodidu Millonovy báze. Tato metoda je velice rychlá a jednoduchá, ale poskytovala soustavnou chybu, neboť při stejné vlnové délce jako jodid vykazují absorbanci i huminové látky, které se v přírodních vodách často vyskytují. Další příčinou, proč se dnes už Nesslerova metoda pro stanovení nedoporučuje je používání rtuťnatých sloučenin, a tedy vzniku toxického odpadu. Nahrazující metody využívají reakce, při kterých vznikají modré indofenolové produkty. Spektrofotometrické stanovení indofenolovou metodou je založeno na reakci amoniaku, chlornanu a salicylanu v alkalickém prostředí za vzniku sloučeniny indofenolového typu. V alkalickém prostředí dojde k disociaci této sloučeniny na modré indofenolové barvivo vhodné ke spektrofotometrickému měření. Reakce je katalyzována nitroprusidem sodným, a jelikož jeho roztok je zbarven žlutě, tak výsledné zbarvení proměřovaných roztoků je zelené. Přídavek citronanu sodného brání rušivému vlivu zejména kationtů vápníku a hořčíku. 18

19 Reakce stanovení amoniakálního dusíku indofenolovou metodou [14] NH 3 + OCl - NH 2 Cl + OH - COO (-) COO (-) NH 2 Cl + OH N O Cl COO (-) COO (-) Cl N O + OH COO (-) N COO (-) O OH Vedle spektrofotometrických metod se ke stanovení NH 3 a NH + 4 používá odměrné neutralizační stanovení amoniakálního dusíku nebo potenciometrická metoda. Při potenciometrickém stanovení se ke vzorku vody přidává roztok hydroxidu sodného s komplexotvorným činidlem (např. Chelaton 3, Na 2 EDTA). Tím se vzorek zalkalizuje na hodnotu ph 12. Dojde k převedení amoniakálního dusíku na amoniak, který se potom stanoví membránovou iontově selektivní elektrodou. U odměrného neutralizačního stanovení se amoniakální dusík získá destilací jako plynný NH 3 ze vzorku s předem upraveným ph na hodnotu 6,0-7,4. Plynný amoniak se pak jímá do kyseliny borité, kde se pak amoniakální dusík stanoví titrací silnou kyselinou (např. chlorovodíkovou) [11, 12, 15, 16, 18]. 19

20 2.3.3 Dusitany Dusitany ve vodách vznikají zejména biochemickou oxidací amoniakálního dusíku (nitrifikací) a méně častou biochemickou redukcí dusičnanů. Protože k těmto reakcím dochází zejména při rozkladu organických látek, patří dusitany mezi významné indikátory fekálního znečištění přírodních vod podobně jako amoniakální dusík. Nitrifikace je způsobena litotrofními (autotrofními) a výjimečně i organotrofními bakteriemi. Tyto bakterie využívají jako zdroj energie biochemickou oxidaci a CO 2 jako zdroj uhlíku ke tvorbě biomasy. V čistých přírodních vodách se dusitany nevyskytují vůbec nebo jen ve stopových koncentracích. V povrchových vodách a silněji znečištěných podzemních vodách mohou koncentrace nabývat hodnot řádu jednotek mg.l -1 NO - 2. V pitné vodě připouští ČSN maximálně 0,1 mg.l -1 NO - 2 [19], protože dusitany ve větších koncentracích v podzemních a povrchových vodách působí toxicky vyvolávají tzv. methemoglobinemii. Při tomto postižení dochází k reakci dusitanů s hemoglobinem na methemoglobin, který nemá schopnost přenášet kyslík. Zvláště nebezpečné je toto onemocnění u kojenců, jejichž krev obsahuje tzv. fetální hemoglobin, který se snáze přeměňuje na methemoglobin. Navíc v silně kyselém prostředí v žaludku může dojít k reakci kyseliny dusité se sekundárními aminy za vzniku N-nitrosoaminů, z nichž některé mají karcinogenní účinky. Metody stanovení dusitanů využívají schopnosti kyseliny dusité diazotovat aromatické aminolátky. Touto reakcí vznikají diazoniové soli, které jsou kopulovány s jiným arylaminem za vzniku azobarviva vhodného pro spektrofotometrické vyhodnocení. Historická metoda podle Griesse a Ilosvaye z roku 1889 je založena na diazotaci kyselina sulfanilové a vzniklá diazoniová sůl je následně kopulována s α-naftylaminem. Reakce probíhá v prostředí kyseliny octové. Tato původní metoda prošla mnoha modifikacemi, ovšem k zásadní obměně došlo v roce 1966, kdy byl α-naftylamin označen jako karcinogení látka a nahrazen Cléve kyselinou (1-naftylamin-7-sulfonová kyselina) nebo NED-dihydrochloridem. Nejrozšířenější a nejpoužívanější metodou pro stanovení dusitanů se nakonec stala metoda s NED-dihydrochloridem (N-(1-naftyl)-ethylendiamin-dihydrochloridem). K diazotaci je používána buď kyselina sulfanilová nebo amid kyseliny sulfanilové. Současná ČSN pro stanovení dusitanů ve vodách používá k diazotaci amid kyseliny sulfanilové a ke kopulaci NED-dihydrochlorid, kdy obě reakce probíhají v prostředí 20

21 okyselené kyselinou fosforečnou. Absorbance vzniklého růžově zabarveného produktu se měří při vlnové délce 540nm [1, 11, 17, 18]. Reakce dusitanů s kyselinou sulfanilovou a NED-dihydrochloridem [14] H2NO2S NH NO H + H2NO2S N N + 2H 2 O + H2NO2S N N + + 2Cl - NH CH CH 2 CH 2 NH 3 4 -H + H2NO2S N N NH CH 2CH 2 NH2 + 2HCl Dusičnany Dusičnany se vyskytují ve všech druzích vod a patří mezi čtyři hlavní anionty vod. V podzemních a povrchových vodách se vyskytují v koncentracích jednotek až desítek mg.l -1. Jejich koncentrace v přírodních vodách v důsledku rostoucího počtu obyvatel a zemědělské činnosti neustále narůstají. Vznikají sekundárně při nitrifikaci amoniakálního dusíku nebo jako konečný stupeň rozkladu dusíkatých organických látek. Dalším zdrojem dusičnanů je hnojení zemědělské půdy dusíkatými hnojivy, a také přítomnost v atmosférických vodách díky emisím ze spalování paliv, kdy oxidací NO vzniká NO 2. Primárně jsou dusičnany ve vodě pro člověka málo závadné. Sekundárně však škodí tím, že se v gastrointestinálním traktu mohou bakteriální činností redukovat na dusitany, které jsou toxické (viz kapitola 2.3.3). Z tohoto důvodu musí být obsah dusičnanů v pitné vodě limitován. 21

22 Pro stanovení dusičnanů ve vodách existuje mnoho metod, žádnou však nelze označit za nejlepší a univerzální. Nejvíce užívané metody stanovení dusičnanů jsou založeny na absorpční spektrofotometrii. U dusičnanů tyto spektrofotometrické metody dělíme na metody přímého stanovení a na metody nepřímého stanovení, kdy vyhodnocujeme dusičnany spektrofotometricky jako dusitany nebo jako amoniakální dusík. Metody přímého stanovení dusičnanů U přímého stanovení dusičnanů se využívá schopnosti kyseliny dusičné nitrovat některé aromatické látky za vzniku barevných nitroderivátů. Kyselina dusičná se uvolní v kyselém prostředí koncentrované kyseliny sírové z dusičnanů přítomných ve vzorku analyzované vody. Jako aromatická látka k nitraci je používán např. 2,6-dimethylfenol, fluorfenol, ale nejpoužívanější je kyselina sulfosalicylová. Metody nepřímého stanovení dusičnanů U tohoto stanovení se dusičnany nejprve redukují na dusitany nebo až na amoniakální dusík. Dusičnany se pak stanoví spektrofotometricky jako dusitany nebo amoniakální dusík. Redukce se provádí kadmiovou amalgámou, hydrazinsulfátem nebo práškovým zinkem. Ke stanovení dusičnanů se pak používá stejné metody jako u dusitanů, pomocí amidu kyseliny sulfanilové s NED- dihydrochloridem v kyselém prostředí kyseliny fosforečné. Reakcí vzniká růžové zbarvení, které přímo úměrně odpovídá obsahu dusitanů ve vzorku. Absorpční maximum se pohybuje okolo 540 nm. U čistých vod se pro stanovení dusičnanů používá také polarografické metody, potenciometrické metody s použitím dusičnanové iontově selektivní elektrody nebo odměrné metody s indigokarmínem. Pro analýzu vzorku neznámého složení nebo s větším počtem analyzovaných anionů se užívá iontové chromatografie. Novější elektrochemickou metodou pro stanovení obecně všech aniontů ve vodách je kapilární elektroforéza a izotachoforéza. Současná ČSN ovšem stanovuje použití 3 samostatných metod stanovení dusičnanů ve vodách: spektrometrickou metodu s 2,6-dimethylfenolem, destilační spektrometrickou metodu s 4-fluorfenolem a spektrometrickou metodu s kyselinou sulfosaslicylovou [1, 11, 12, 18]. 22

23 3. Experimentální část V rámci experimentů realizovaných v rámci této bakalářské práce bylo provedeno ověření dříve navržených metod stanovení čtyř iontů, které patří mezi hlavní sledované parametry znečištění vod, ať se již jedná o vodu pitnou nebo o vody průmyslové či odpadní. Jednalo se o tyto ionty: PO 3-4, NH + 4, NO - 2 a NO - 3. Ověřované metody byly dále upraveny pro jednoduché použití ve školské praxi za využití vizuální kolorimetrie v hodinách chemie, ale i v další vhodné výuce, zejména v souvislosti se znečištěním a ochranou životního prostředí. Z tohoto pohledu bylo dbáno na podrobné a jasné zpracování návodů pro tato stanovení včetně návodů pro přípravu reakčních činidel tak, aby s těmito návody mohl pracovat nejen zkušený učitel chemie, ale i učitelé jiných přírodovědných aprobací. 3.1 Použité chemikálie Dihydrogenfosforečnan draselný, p.a. Kyselina sírová 96 %, p.a. Molybdenan amonný, p.a. Vinan antimonylo-draselný, p.a. Kyselina askorbová, p.a. Chlorid amonný, p.a. Salicylan sodný, p.a. Dihydrát citronan sodný, p.a. Hydroxid sodný, p.a. Nitroprusid sodný, p.a. Dihydrát dichlorisokyanuratan sodný, p.a. Dusitan sodný, p.a. Amid kyseliny sulfanilové, p.a. NED dihydrochlorid, p.a. Kyselina fosforečná, p.a. Dusičnan draselný, p.a. Zinek, p.a. Síran sodný, p.a. (LACHEMA, ČR) (PENTA, ČR) (PENTA, ČR) (PENTA, ČR) (TAMDA) (LACHEMA, ČR) (LACH-NER, ČR) (LACH-NER, ČR) (LACH-NER, ČR) (PENTA, ČR) (FLUKA, ČR) (LACHEMA, ČR) (LACHEMA, ČR) (LACHEMA, ČR) (LACHEMA, ČR) (LACHEMA, ČR) (LACHEMA, ČR) (LACHEMA, ČR) 23

24 3.2 Přístroje použité k měření Fotometr PF-11 Visocolor Jedná se o jednopaprskový fotometr s vlnovou délkou v rozmezí nm vymezitelnou za pomoci 6 barevných filtrů. V přístroji je zabudovaná řada standardních metod podle setů chemikálií ( např. Visocolor, ECO Visocolor a Nanocolor) [21]. Obr. 9 Fotometr PF-11 Visocolor [14] Spektrofotometr Specord S 600 Spektrofotometr Specord S 600 je dvoupaprskový spektrofotometr s detekcí diodovým polem a spektrálním rozsahem nm. Ovládání je prováděno z externího počítače s programem WinASPECT. [22] Obr. 10 Spektrofotometr Specord S

25 3.3 Stanovení fosforečnanů Příprava roztoků Potřebné nádobí: 100 ml odměrná baňka, kádinka 250 ml, 2x kádinka 100 ml, lžička a lodička k vážení. Chemikálie: Dihydrogenfosforečnan draselný (KH 2 PO 4 ), kyselina sírová (H 2 SO 4 ), molybdenan amonný ((NH 4 ) 6 MoO 24.4H 2 O), vinan antimonylo-draselný (K(SbO)C 4 H 4 O 6.0,5H 2 O), krystalická kyselina askorbová (C 6 H 8 O 6 ). Dihydrogenfosforečnan draselný (KH 2 PO 4 ), zásobní roztok standardu (c = 0, mol/l) Pro přípravu zásobního roztoku o dané koncentraci bylo naváženo 0,07165 g vysušeného dihydrogenfosforečnanu draselného (2 hodiny při 105 C). Toto množství bylo rozpuštěno v destilované vodě v odměrné baňce 100 ml a doplněno destilovanou vodou po rysku. Pozn. Před vlastním měřením byl zásobní roztok 100x naředěn na výslednou koncentraci (c = 0, mol/l). Kyselina sírová (H 2 SO 4 ), (c = 9 mol/l) Za stálého chlazení a míchání bylo opatrně přidáno 75 ml kyseliny sírové (ρ = 1,84 g/l) do kádinky se 75 ml destilované vody. Molybdenan amonný ((NH 4 ) 6 MoO 24.4H 2 O) V kádince s 25 ml destilované vody bylo rozpuštěno 3,25 g molybdenanu amonného. Vinan antimonylo-draselný (K(SbO)C 4 H 4 O 6.0,5 H 2 O), ( působí jako katalyzátor) V kádince s 25 ml destilované vody bylo rozpuštěno 0,875 g vinanu antimonylo-draselného. Směsný roztok Směsný roztok byl připraven tak, že do kádinky ke 150 ml kyseliny sírové bylo za stálého míchání přidáno 25 ml připraveného roztoku molybdenanu amonného a pak 25 ml roztoku 25

26 vinanu antimonylo-draselného. Pro uchování roztoku je nutné ho skladovat v chladu a tmavé láhvi. Pak je roztok stálý asi 2 měsíce Stanovení fosforečnanů jednotlivými metodami Spektofotometrické stanovení fosforečnanů Postup: Pro spektrofotometrické stanovení je potřeba deset odměrných baněk o objemu 10 ml. Do baněk bylo napipetováno dané množství (postupně 0,5; 1; 1,5; 2; 2,5; 3; 3,5; 4; 4,5; 5ml) 100x zředěného standardního zásobního roztoku dihydrogenfosforečnanu draselného. Do každé baňky pak byla přidána lžička krystalické kyseliny askorbové, roztok promíchán a následně přidáno deset kapek směsného roztoku. Odměrné baňky byly doplněny destilovanou vodou po rysku. Po 20 minutách, kdy roztok reagoval, bylo pozorováno modré zbarvení. Absorbance byla měřena na spektrofotometru proti slepému vzorku (destilovaná voda) v 1 cm kyvetách při vlnové délce nm. Absorpční maximum fosfomolybdenové modře se nachází při vlnové délce 890nm. Výsledky měření: Pro měření spektrofotometrickou metodou byla použita sada deseti roztoků připravených ředěním 100x zředěného standardního roztoku fosforečnanů o výchozí koncentraci c = 0, mol/l. Sada roztoků byla připravena v rozsahu koncentrací 2, , mol/l. 26

27 Tab. 1 Naměřené hodnoty absorbance standardního roztoku fosforečnanů vybarveného reagenty za vzniku fosfomolybdenové modře při vlnové délce 890 nm. V KH 2 PO 4 (ml) c KH 2 PO 4 (mol/l) Absorbance (λ=890 nm) 0,5 2, , , ,0825 1,5 7, , , ,212 2,5 1, ,27 3 1, ,32 3,5 1, , , ,444 4,5 2, , , ,5102 Graf 1 Závislost naměřené hodnoty absorbance (λ=890 nm) na koncentraci standardního roztoku fosforečnanů vybarveného reagenty za vzniku fosfomolybdenové modře 0,6 0,5 y = 21452x - 0,0232 R 2 = 0,9923 0,4 Absorbance 0,3 0,2 0, , , , , , ,00003 Koncentrace KH2PO4 Z grafu jde vidět, že ověřovaná spektrofotometrická metoda pro stanovení fosforečnanů je použitelná i pro použití v kolorimetrii, neboť závislost absorbance fosfomolybdenové modře na koncentraci fosforečnanů je lineární. Molární absorpční koeficient zjištěný z tohoto experimentu odpovídá hodnotě dm 3.mol -1.cm -1, koeficient korelace pro získanou kalibrační přímku činí 0,

28 Fotometrické stanovení fosforečnanů Postup: Pro fotometrické stanovení byly použity uzavíratelné zkumavky 10 ml, které byly součástí fotometru. Do deseti zkumavek bylo napipetováno dané množství 100x zředěného standardního roztoku (postupně 0,5; 1; 1,5; 2; 2,5; 3; 3,5; 4; 4,5; 5 ml). Zkumavky byly doplněny destilovanou vodou do objemu 10 ml. Dále byla přidána lžička krystalické kyseliny askorbové a po promíchání přidáno 10 kapek směsného roztoku. Postup přípravy sady vzorků byl stejný jako u spektrofotometrického stanovení. Fotometr PF-11 Visocolor byl zapnut do módu Visocolor a nastaven na metodu V Phosphate DEV s rozsahem 0,2 0,5 mg/l PO 3-4 a filtr dán na polohu 6. Potom byl vložen slepý vzorek (destilovaná voda i s činidly) a stisknutím tlačítka Null Zero byl fotometr nakalibrován na nulovou hodnotu. Měření jednotlivých vzorků bylo provedeno stisknutím tlačítka M. Výsledky měření: Měření fotometrickou metodou bylo provedeno třikrát. Z těchto naměřených hodnot byla vypočítána průměrná hodnota a určena odchylka od skutečného obsahu fosforečnanů. Na základě této odchylky byla zjištěna použitelnost fotometrického stanovení při uplatnění této metody v laboratorní praxi. 28

29 Tab. 2 Fotometricky zjištěné hmotnostní koncentrace standardního roztoku fosforečnanů v porovnání se skutečnými hodnotami obsahu fosforečnanů V KH 2 PO 4 (ml) Skutečný obsah PO 4 3- (mg/l) 1.měření 3- PO 4 (mg/l) 2. měření 3- PO 4 (mg/l) 3. měření 3- PO 4 (mg/l) Průměr PO 4 3- (mg/l) 0,5 0,25 >0,2 >0,2 >0,2 >0,2 1 0,5 0,3 0,3 0,3 0,3 1,5 0,75 0,6 0,6 0,7 0, ,7 0,8 0,8 0,77 2,5 1,25 1,3 1,4 1,3 1,33 3 1,5 1,5 1,6 1,5 1,53 3,5 1,75 1,9 1,8 1,6 1, , ,03 4,5 2,25 2,2 2,1 2 2,1 5 2,5 2,4 2,2 2,6 2,4 Graf 2 Porovnání skutečných koncentrací fosforečnanů s naměřenými koncentracemi fotometrickou metodou (fotometr Visocolor PF-11) za použití fosfomolybdátové metody fosforečnany 3 2,5 obsah mg/l 2 1,5 1 skutečný obsah 1.měření 2.měření 3.měření 0, V KH2PO4 Výpočet odchylky v (%): (průměr skutečná hodnota)*100 / skutečná hodnota 29

30 Tab. 3 Odchylky průměrných naměřených hmotnostních koncentrací od skutečného obsahu fosforečnanů při fotometrickém stanovení na fosfomolybdátovou modř V KH 2 PO 4 (ml) 3- Skutečný obsah PO 4 (mg/l) Odchylka (%) 0,5 0,25-1 0,5-40 1,5 0, ,5 1,25 6,4 3 1,5 2 3,5 1,75 1, ,5 4,5 2,25 6,6 5 2,5-4 Graf 3 Graf odchylky průměrných naměřených hmotnostních koncentrací od skutečného obsahu fosforečnanů odchylka (%) 0 0 0,5 1 1,5 2 2, skutečný obsah (mg/l) Z grafu jde vidět, že ve vyšších koncentracích fosforečnanů je fotometrická metoda s testovanou sadou reagentů místo komerční sady dobře použitelná, neboť odchylka výsledku měření od skutečné hodnoty je zde v řádu jednotek procent. 30

31 Kolorimetrické stanovení fosforečnanů Postup: Pro stanovení byla připravena sada standardních barevných roztoků známé koncentrace (v testovaném případě sada pěti zkumavek). Do pěti zkumavek bylo napipetováno dané množství standardního 100x zředěného zásobního roztoku (postupně 1; 2; 3; 4; 5 ml). Zkumavky pak byly doplněny do 10 ml destilovanou vodou vzorky tak obsahovaly 0,5; 1; 1,5; 2 a 2,5 mg/l PO 3-4. Potom byla přidána opět lžička kyseliny askorbové, roztok promíchán a přikapáno 10 kapek směsného roztoku. Roztoky 25 minut reagovaly a byl pozorován vznik modrého zbarvení fosfomolybdenové modře. Výsledky měření: Obr. 11 Sada barevných standardních roztoků pro stanovení fosforečnanů jako fosfomolybdátová modř 31

32 Obr. 12 sada standardních barevných roztoků s neznámým vzorkem Z předchozích fotografií jde na základě zbarvení roztoků vidět, že koncentrace neznámého vzorku se nachází v rozmezí 2 až 2,5 mg/l, což odpovídá skutečné hodnotě 2,25 mg/l PO 3-4. Tato metoda je velice rychlá, jednoduchá a pro orientační stanovení koncentrace zcela dostatečná, tedy vhodná i pro demonstrační použití ve školské praxi včetně jednoduchých experimentů pro stanovení přibližného obsahu fosforečnanů ve vodách. Obecná poznámka k uvedeným postupům: kyselina askorbová je přidávána lžičkou ze sady k fotometru PF-11, přidávané množství odpovídá obecnému chemickému pokynu na špičku nože, resp. toto množství odpovídá cca 100 mg askorbové kyseliny. 32

33 3.4 Stanovení amonných iontů Příprava roztoků Potřebné nádobí: Odměrná baňka 1000 ml, kádinka 100 ml, třecí miska s tloučkem, lodička a lžička k vážení, dále pro stanovení deset odměrných baněk objemu 10 ml, uzavíratelné zkumavky k fotometru, zkumavky, pipety. Chemikálie: Chlorid amonný (NH 4 Cl), salicylan sodný (C 7 H 5 O 3 Na), dihydrát citronan sodný (C 6 H 5 Na 3 O 7.2H 2 O), hydroxid sodný (NaOH), nitroprusid sodný [Fe(CN) 5 NO]Na 2.2H 2 O), dichlorisokyanuratan (C 3 Cl 2 N 3 O 3 Na.2H 2 O), čerstvě připravená destilovaná voda. Chlorid amonný (NH 4 Cl), zásobní roztok standardu (c = 0,0714 mol/l) V odměrné baňce o objemu 1000 ml bylo rozpuštěno v destilované vodě 3,819 g vysušenému chloridu amonného (2 hodiny při 105 C) a doplněno po rysku. Zásobní roztok se uchovává v tmavé láhvi a v chladu. Roztok je stálý alespoň měsíc. Pozn. Pro měření byl zásobní roztok 100x naředěn na výslednou koncentraci c = 0, mol/l. Činidlo I: V kádince s 50 ml destilované vody bylo rozpuštěno 10 g salicylanu, 10 g citronanu a 2,5 g NaOH. Činidlo II: V třecí misce bylo rozetřeno 0,1 g nitroprusidu, 0,2 g dichlorisokyanuratanu a 10 g citronanu. 33

34 3.4.2 Stanovení amonných iontů jednotlivými metodami Spektrofotometrické stanovení amonných iontů Postup: Do deseti odměrných baněk o objemu 10 ml bylo napipetováno dané množství 100x zředěného zásobního roztoku standardu o známé koncentraci (postupně 0,1; 0,2; 0,3; 0,4; 0,5; 0,6; 0,7; 0,8; 0,9; 1 ml). Do každé baňky pak přidáno 10 kapek činidla I a lžička činidla II. Roztok byl promíchán a doplněn destilovanou vodou po rysku. Po 10 minutách reakce měly roztoky zelené zbarvení. Absorbance byla měřena na spektrofotometru proti slepému vzorku (destilovaná voda) v rozmezí vlnových délek nm v 1 cm kyvetách. Maximum zabarvení analyzované sloučeniny se nalézá při vlnové délce 660 nm. Výsledky měření: Pro měření bylo použito deset roztoků připravených ředěním ze 100 x zředěného zásobního roztoku standardu o výchozí koncentraci c = 0, mol/l, v rozmezí koncentrací 7, až 7, mol/l (přídavky v objemech 0,1 až 1 ml standardního roztoku). Tab. 4 Naměřené hodnoty absorbance (λ=660 nm) standardního roztoku amonných iontů při stanovení indofenolovou metodou V NH 4 Cl (ml) c NH 4 Cl (mol/l) Absorbance (λ=660 nm) 0,1 7, ,148 0,2 1, ,226 0,3 2, ,342 0,4 2, ,532 0,5 3, ,63 0,6 4, ,77 0,7 4, ,922 0,8 5, ,051 0,9 6, , , ,44 34

35 Graf 4 Závislost naměřené hodnoty absorbance při vlnové délce 660 nm na koncentraci standardního roztoku amonných iontů při stanovení indofenolovou metodou 1,6 1,4 y = 19689x - 0,0485 R 2 = 0,9913 Absorbance 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0, , , , , , , , ,00008 Koncentrace NH4Cl (mol/l) Z grafu jde vidět, že ověřovaná spektrofotometrická metoda pro stanovení amonných iontů je použitelná i pro použití v kolorimetrii, neboť závislost absorbance na koncentraci amonných iontů je lineární. Molární absorpční koeficient zjištěný z tohoto experimentu odpovídá hodnotě dm 3.mol -1.cm -1, koeficient korelace pro získanou kalibrační přímku činí 0, Fotometrické stanovení amonných iontů Postup: Do deseti uzavíratelných zkumavek fotometru bylo napipetováno dané množství 100 x zředěného standardního zásobního roztoku jako u spektrofotometrické metody (postupně 0,1; 0,2; 0,3; 0,4; 0,5; 0,6; 0,7; 0,8; 0,9; 1ml). Zkumavky byly doplněny destilovanou vodou a pak do každé přidáno 10 kapek činidla I a lžička činidla II. Roztok byl promíchán a ponechán 10 minut reagovat. Fotometr PF 11 Visocolor byl zapnut do módu Visocolor a nastaven na + metodu AMONIUM DEV s měřícím rozsahem 0,1 2,0 mg/l NH 4 a filtr dán do polohy 6. 35

36 Pak byl vložen slepý vzorek (destilovaná voda s činidly) a tlačítkem Null Zero nakalibrován fotometr na nulovou hodnotu. Měření bylo prováděno stisknutím tlačítka M. Výsledky měření: Měření fotometrickou metodou bylo provedeno třikrát. Z těchto naměřených hodnot byla vypočítána průměrná hodnota a určena odchylka od skutečného obsahu fosforečnanů. Na základě této odchylky bylo zjištěno, zda je fotometrické stanovení použitelné při uplatnění této metody v laboratorní praxi. Tab. 5 Fotometricky zjištěné hmotnostní koncentrace standardního roztoku amonných iontů v porovnání se skutečnými hodnotami obsahu amonných iontů V NH 4 Cl (ml) Skutečný obsah NH 4 + (mg/l) 1.měření NH 4 + (mg/l) 2.měření NH 4 + (mg/l) 3.měření NH 4 + (mg/l) Průměr NH 4 + (mg/l) 0,1 0,129 0,1 0,1 0,1 0,1 0,2 0,257 0,4 0,2 0,3 0,3 0,3 0,385 0,6 0,4 0,5 0,5 0,4 0,514 0,7 0,6 0,7 0,7 0,5 0,642 0,6 0,8 0,8 0,7 0,6 0,77 0,8 0,9 1,0 0,9 0,7 0,899 1,1 1,1 1,1 1,1 0,8 1,027 1,0 1,3 1,2 1,2 0,9 1,156 1,3 1,3 1,4 1,3 1 1,284 1,3 1,4 1,7 1,4 36

37 Graf 5 Porovnání skutečných koncentrací amonných iontů s naměřenými koncentracemi fotometrickou metodou (fotometr Visocolor PF-11) při stanovení indofenolovou metodou 1,6 1,4 1,2 Obsah NH4+ (mg) 1 0,8 0,6 0,4 Skutečný obsah 1. měření 2. měření 3. měření 0, ,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2 V NH4Cl (ml) Tab. 6 Odchylky průměrných naměřených hmotnostních koncentrací od skutečného obsahu amonných iontů V NH 4 Cl (ml) Skutečný obsah NH 4 + (mg/l) Odchylka (%) 0,1 0,129-22,5 0,2 0,257 16,7 0,3 0,385 29,9 0,4 0,514 36,2 0,5 0, ,6 0,77 16,9 0,7 0,899 22,4 0,8 1,027 16,8 0,9 1,156 12,5 1 1,284 8,8 37