VYSOKÉ UČENÍ TECHNICKÉ V BRNĚ BRNO UNIVERSITY OF TECHNOLOGY

Transkript

1 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 Ing. PAVEL DIVIŠ, Ph.D. BRNO 2013

2 OBSAH: 1. Úvod... str.1 2. Rtuť v životním prostředí... str.3 3. Techniky pro stanovení rtuti... str.5 4. Technika difúzního gradientu v tenkém filmu... str.7 5. Agarosový difusní gel... str.9 6. Testování techniky DGT pro měření rtuti ve vodném prostředí s agarosovým difúzním gelem a se sorpčním gelem obsahující sorbent Chelex str Příprava nových sorpčních gelů... str Testování nových sorpčních gelů... str Aplikace v reálném prostředí... str Závěr... str Seznam použitých zkratek a symbolů... str Přehled citované literatury... str Přílohy... str.43

3 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

4 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

5 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 Hg 0, 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 Hg 0, tak i ve formě methylrtuti, přičemž dominantní je forma Hg 0 (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 Hg 2+ je mnohem reaktivnější a rozpustná ve vodě. Doba zdržení Hg 2+ 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 Hg 0 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 Hg 2+ 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 Hg 2+. Methylaci rtuti zprostředkovává řada mikroorganismů, Brno, 2013 strana 3

6 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 Hg 0 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

7 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

8 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

9 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 dc = D dx = D ( c c ) Δg 0 (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 c 0 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 c 0 = 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 = (2) A t 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

10 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

11 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 NH 2. 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) D A s = (4) Δg 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

12 gelu pro teplotu 20 C byl vypočítán (8,86 ± 0,11) x 10 6 cm 2 s 1 [86] což je ve shodě s difúzním koeficientem rtuti ve vodě 9,13 x 10 6 cm 2 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 ( T 25) 4 2 1, ,36 10 ( T 25) D25 (273 + T ) log D T = + log 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 cm 2 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 cm 2 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 cm 2 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 cm 2 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

13 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 cm 2 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

14 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 (c HA = 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 1x Brno, 2013 strana 12

15 Mc [ng] 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 6 Mc [ng] ,0 0,5 1,0 1,5 2,0 1/Δg [mm -1 ] 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

16 5 4 nd [μmol] c [μmol l -1 ] Obr. 5 : Závislost akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu Chelex 100 na koncentraci rtuti v roztoku 1,1 0,9 cdgt/cb 0,7 0,5 0, ph Obr. 6 : Závislost faktoru výtěžnosti na ph modelového roztoku rtuti pro sorpční gel Chelex 100. Brno, 2013 strana 14

17 1,2 1,0 0,8 cdgt/cb 0,6 0,4 0,2 0, 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

18 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 TiO 2 je vhodným sorpčním médiem pro ostatní kovy [ ]. Příprava sorpčního gelu s TiO 2 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

19 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

20 8. Testování nových sorpčních gelů 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) Mc [ng] a Mc [ng] b čas [h] čas [h] Mc [ng] c Mc [ng] d čas [h] čas [h] Obr. 9 : Závislost normalizovaného akumulovaného množství rtuti v sorpčním gelu na čase a) Duolite GT73 b) Spheron Thiol c) Iontosorb AV-MP d) TiO 2 a znázornění teoretického množství akumulované rtuti vypočtené z rovnice 3 (přerušovaná čára) Brno, 2013 strana 18

21 8 8 Mc [ng] a Mc [ng] b 0 0 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 1/Δg [mm -1 ] 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 1/Δg [mm -1 ] Mc [ng] c Mc [ng] d 0 0 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 1/Δg [mm -1 ] 0,0 1,0 2,0 1/Δg [mm -1 ] 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) TiO 2 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

22 1,2 1,0 cdgt / cb 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 Duolite GT73 Iontosorb AV-MP Spheron Thiol TiO 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 Hg 2+ 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 HgCl 2. 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

23 1,2 1,0 cdgt / cb 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 Duolite GT73 Spheron Thiol Iontosorb AV-MP TiO2-2 -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. cdgt / cb 1,2 1,0 0,8 0,6 0,4 0,2 0,0 Duolite GT73 Spheron Thiol Iontosorb AV-MP TiO log (c) Obr. 13 : Závislost faktoru výtěžnosti na koncentraci huminových látek v modelovém roztoku rtuti. Brno, 2013 strana 21

24 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 (TiO 2 ) 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. nd [μmol] Duolite GT73 Spheron Thiol TiO2 Iontosorb AV-MP c [μmol l -1 ] Obr. 14 : Závislost akumulovaného množství rtuti v sorpčních gelech na koncentraci rtuti v roztoku. Brno, 2013 strana 22

25 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 km 2. 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

26 Duolite GT73 Spheron Thiol Iontosorb AV-MP TiO 2 Chelex100 M (ng) c (ng l -1 ) 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 TiO 2. 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

27 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

28 Duolite GT73 Spheron Thiol Chelex100 M (ng) 2,9 2,5 0,6 c (ng l -1 ) 19,2 16,6 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. Duolite GT73 Spheron Thiol Chelex100 M (ng) 1,26 0,92 0,31 c (ng l -1 ) 7,8 5,9 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

29 6 4 CENTR a b 2 c hloubka [cm] DGT koncentrace [ng.l -1 ] hloubka [cm] koncentrace [ng.l -1 ] hloubka [cm] koncentrace [ng.l -1 ] Obr. 17 : Hloubkové profily rtuti v sedimentu řeky Deule pro vzorkovací místo I a) Duolite GT73 b) Spheron Thiol c) Chelex100 a hloubka [cm] DGT CENTR b hloubka [cm] c hloubka [cm] koncentrace [ng.l -1 ] koncentrace [ng.l -1 ] 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

30 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 [ ]. Brno, 2013 strana 28