BUDAPESTI MŰSZAKI ÉS GAZDASÁGTUDOMÁNYI EGYETEM Szervetlen és Analitikai Kémia Tanszék Többgyűrűs aromás szénhidrogének és alkil-fenolok koncentrációjának és eredetének meghatározása Duna vízben és üledékben Ph.D. Értekezés Tonka-Nagy Péter Gábor Témavezető: Dr. Fekete Jenő egyetemi tanár BME EGIS Gyógyszergyár Nyrt. Budapest, 2007.
1Többgyrs aromás szénhidrogének és alkil-fenolok koncentrációjának
és eredetének meghatározása
Duna vízben és üledékben
kutatás kísérleti részében, a publikációk és a jelen értekezés
elkészítésében nyújtott önzetlen
támogatásért, hasznos tanácsaiért.
Virender K. Sharma-nak is, valamint diákjaimnak, akik segítettek a
kísérleti munka során
vizsgált hatalmas mennyiség minta és adat feldolgozásában.
Hálával tarozom szüleimnek, akik támogatására tanulmányaim során
mindvégig
számíthattam. Végül de nem utolsó sorban köszönöm feleségemnek,
hogy türelmével és
szeretetével segítette doktori munkámat.
Értekezésemet kisfiamnak, Zsombornak ajánlom.
Szervetlen és Analitikai Kémia Tanszék
...................................................................................................................
1 Köszönetnyilvánítás
..................................................................................................................................................
2 Tartalomjegyzék
.......................................................................................................................................................
3 1. Bevezetés
...............................................................................................................................................................
5 2. Irodalmi áttekintés
.................................................................................................................................................
6
2.1. Vizsgált felszíni vizek
......................................................................................................
6 2.1.1. Duna
..........................................................................................................................
6 2.1.2. A Ráckevei- Soroksári Duna-ág
...............................................................................
6
2.2. A vizsgált vegyület csoportok
..........................................................................................
7 2.2.1. Többgyrs aromás szénhidrogének
.........................................................................
7 2.2.2. Alkil-fenolok
...........................................................................................................
10
2.3. Analitikai módszerek és alkalmazási lehetségük
......................................................... 12 2.3.1.
Mintavételezés felszíni vizekbl
............................................................................
12 2.3.2. Mintavételezés üledékbl
.......................................................................................
13 2.3.3. Vízminták mintaelkészítési módszerei
..................................................................
13
2.3.3.1. Vízminták mintaelkészítési módszerei a többgyrs aromás
szénhidrogének meghatározásában
.........................................................................................................
14 2.3.3.2. Vízminták mintaelkészítési módszerei az alkil-fenolok
meghatározsában .... 14
2.3.4. Üledék minták mintaelkészítési módszerei
........................................................... 15
2.3.5. Meghatározási módszerek
......................................................................................
18
2.3.5.1. Többgyrs aromás szénhidrogének meghatározása
....................................... 18 2.3.5.2. Alkil-fenolok
meghatározása
...........................................................................
19
2.3.6. Monofluorozott többgyrs aromás szénhidrogének kísér
standardként való alkalmazása az extrakciós technikákban
...........................................................................
19
2.4. A többgyrs aromás szénhidrogén szennyez források típusának
megállapítása ........ 20 2.5. Határértékek
...................................................................................................................
22
2.5.1. A többgyrs aromás szénhidrogénekre vonatkozó határértékek
........................... 22 2.5.2. Alkil-fenolokra vonatkozó
határértékek
..................................................................
23
3. Kísérleti rész
........................................................................................................................................................
24 3.1. Felhasznált eszközök és anyagok
...................................................................................
24
3.1.1. HPLC készülék
......................................................................................................
24 3.1.2. Egyéb fontosabb eszközök
......................................................................................
24 3.1.3. Felhasznált vegyszerek
...........................................................................................
24
3.2. Többgyrs aromás szénhidrogén és alkil-fenol szennyezk
meghatározása a Duna vízbl és üledékbl.
...............................................................................................................
25
3.2.1. Mintavétel
..............................................................................................................
25 3.2.1.1. Vízminták mintavétele a Ráckevei-Soroksári Duna-ágból
.............................. 25 3.2.1.2. Vízminták mintavétele az
Ipolyból
..................................................................
25 3.2.1.3. Vízminták mintavétele a Dunából
....................................................................
25 3.2.1.4. Üledék minták mintavétele a Dunából
.............................................................
26
3.2.2. Mintaelkészítés
......................................................................................................
26 3.2.2.1. A vízminták esetében alkalmazott mintaelkészítés
........................................ 26 3.2.2.2. Az üledék
minták esetében alkalmazott mintaelkészítés
............................... 26
3.2.3. A meghatározási módszer
........................................................................................
27 3.2.3.1. Többgyrs aromás szénhidrogének meghatározása
....................................... 27 3.2.3.1. 4-oktil-fenol
és 4-nonil-fenol meghatározása
.................................................. 29
3.2.4. Az analitikai mérések nyomonkövethetsége
......................................................... 30
3
4. Eredmények és értékelésük
.................................................................................................................................
31 4.1. A Ráckevei-Soroksári Duna-ág vízmintáiban mért többgyrs
aromás szénhidrogének mérési eredményei és értékelésük
.........................................................................................
31 4.2. Alkil-fenolok mérési eredményei és értékelésük
........................................................... 41 4.3.
Monofluorozott többgyrs aromás szénhidrogének (F-PAH-ok) kísér
standardként való alkalmazása a PAH-ok meghatározásában felszíni
vizekbl és üledékbl ................... 45 4.4. A Duna vízmintáiban
mért többgyrs aromás szénhidrogének mérési eredményei és
értékelésük
............................................................................................................................
48 4.5. A Duna üledék mintáiban mért többgyrs aromás szénhidrogének
mérési eredményei és értékelésük
........................................................................................................................
52
5. Összefoglalás
.......................................................................................................................................................
62 6. Tézispontok
.........................................................................................................................................................
66 7. Rövidítések jegyzéke
...........................................................................................................................................
68 8. Irodalomjegyzék
..................................................................................................................................................
69 8. Mellékletek
..........................................................................................................................................................
76 Publikációk
................................................................................................................................................................................
116
4
Felszíni vizeink több száz antropogén eredet vegyülettel
szennyezettek. Mivel a felszíni és az ezekkel kapcsolatban lév
felszín alatti vízkészletek a természeti környezet egyik
legsokoldalúbban hasznosított és így talán leginkább
veszélyeztetett elemei, ezért kiemelten fontos szennyezinek
azonosítása, mennyiségük alakulásának nyomon követése idben és
térben. Csak az így kapott adatok ismeretében van esélyünk a
szennyez források felderítésére, és azok megszüntetésére.
Számos, viszonylag nagyobb mennyiségben elforduló és kritikus
vegyület vizsgálatát ma már rendszeresen végzik hazánk felszíni
vizeiben, és üledékeiben is. De ezeken kívül még jó néhány, kis
koncentrációban környezeti, és humán egészségügyi kockázatot jelent
vegyület fordul el felszíni vízrendszereinkben, melyek rendszeres
vizsgálata nem megoldott. Ezen úgynevezett mikroszennyezk
vizsgálatát a felszíni vizekben, már számos nemzetközi szervezet
ajánlja, illetve elírja. Az EU elírja a tagállamoknak felszíni
vizeik mikroszennyezinek vizsgálatát. Jelenleg az EU-ban a felszíni
vizek állapotának felmérése folyik.
Doktori munkám f céljául a szerves mikroszennyezk két csoportjának,
a többgyrs aromás szénhidrogének (PAH-ok) és az alkil-fenolonak
vizsgálatát tztem ki Duna vízbl, valamint a PAH-ok esetében a Duna
üledékébl is. A felszíni vizekben a PAH-ok, alkil-fenol- etoxilátok
már kis mennyiség (ppb nagyságrend) jelenléte is jelents környezeti
kockázatot okoz. Igen nagy károkat okozhatnak a felszíni vizek
ökoszisztémájában, illetve számos fenti vegyületrl bizonyították
be, hogy már kis mennyiségben is mutációt okozó, valamint rákkelt
hatású.
Doktori munkám során, két éven keresztül, nyolc mintavételi
alkalommal, tíz mintavételi helyen, kettszáznegyven mintában
vizsgáltuk a többgyrs aromás szénhidrogének (PAH-ok), és két
alkil-fenol, a 4-oktil-fenol, 4-nonil-fenol koncentrációjának
alakulását a Ráckevei- Soroksári Duna-ág (RSD) vizében. A
meghatározásuk HPLC-vel fluoreszcens detektálással történt. Az
alacsony koncentrációk, valamint a minta összetettsége miatt,
mintaelkészítési módszerként fordított fázisú, szilárd fázisú
extrakciós technikát alkalmaztunk. A szezonális változást is
vizsgáltuk, valamint felderítettük a lehetséges szennyez
forrásokat.
Emellett 2004 nyarán, a Duna Aquaterra Danube Survey elnevezés
nemzetközi felmérés keretében, vizsgáltuk a Duna Klosterneuburg-tól
(Ausztria) Vaskapuig terjed több mint 1100 km-es szakaszán a víz,
és üledék PAH szennyezettségét. A harmincegy vízminta és a
harmincöt üledék minta PAH szennyezettség adataiból, egyes PAH
vegyületek koncentrációinak aránya alapján, megállapítottuk a Duna
lehetséges PAH szennyez forrásait.
Munkámban az RSD, és a Duna szennyezettségének a mértékét
összevetettem a világ különböz tájain található felszíni vizekben
mért, és publikált adatokkal.
Emellett doktori munkám során vizsgáltam a monofluorozott PAH-ok
(F-PAH-ok) használhatóságát kísér standardként a PAH meghatározás
analitikai módszereiben. A vízminták esetében fordított fázisú,
szilárd fázisú extrakciós eljárással végeztünk kísérleteket az
Ipolyból vett mintákon.
Az üledék minták estében elször alkalmaztunk F-PAH-okat a PAH
analitikai módszer, mintaelkészítés nyomon követésére kísér
standardként. A Duna üledékek esetében a mintaelkészítést
gyorsított oldószeres extrakcióval végeztük.
Doktori munkám elzetes helyzetfelmérés, amelynek alapján célszeren
kialakíthatók a további monitorálási (ellenrzési) stratégiák. A
nagy számú minta elemzése emellett rámutatott a jól ismert
mintavételi, és mitaelkészítési problémákra is. Az adatok
elemzésével lehetség nyílt a PAH szennyezés eredetének (forrásának)
a meghatározására.
5
2.1.1. Duna
A Duna 2857 km-es hosszúságával Európa második leghosszabb folyója.
Forrása a Németországbeli Fekete-erdben található, ahonnan kilenc
országon keresztül (Németország, Ausztria, Szlovákia, Magyarország,
Horvátország, Szerbia, Bulgária, Ukrajna, és Románia) jut el a
Fekete-tengerig. Vízgyjtterülete 817000 km2 [1] melyen körülbelül
76 millió ember él. A Duna évente átlagosan 216 millió km3 vizet
szállít, ennek fele Ausztriából és a volt Jugoszláviából származik
[2]. Azaz a Duna egy nemzetközi folyó, mely a Rajnával része az
Európát átszel, a Balti tengert a Fekete-tengerrel összeköt fontos
vízi útnak [3]. 15 jelentsebb jobb parti és 20 számottev bal parti
mellékfolyója van [4].
A Duna igen változatos felépítés, szerkezet és domborzatú területen
folyik át. Mederviszonyai ennek megfelelen igen szélsséges
különbségeket mutatnak. A Duna medre a mélyen bevágott áttöréses
völgyszakaszon elkeskenyedik (pl. a Kazán-szorosban csupán 151 m
széles), míg a síkságokon kiszélesedik (pl. Belgrád alatt az 1 km
szélességet is megközelíti). Általánosságban felülrl lefelé haladva
a gyarapodó vízhozammal arányosan szélesedik a meder. A
szélességgel ellentétben alakul a vízmélység (pl. a Kazán-szorosban
a 75 m-t is meghaladja, de mélysége a budapesti szakaszon is 3-10 m
között váltakozik, aszerint, hogy milyen kzetbl áll a meder és
mennyire tudta azt a folyam eróziója kimélyíteni vagy
kiszélesíteni). A mélységnek megfelelen az esés és a vízsebesség is
növekszik, míg a sekélyebb helyeken csökken. Budapestnél az átlag
esés 8 cm/km, a sebesség 0,5 m/s, de ez utóbbi árvízkor a 2,5
m/s-ot is elérheti. [4, 5]
A természetes eredet hordalékanyagon kívül a folyó szállítja a
mellé települt városok kommunális és ipari szennyvizeit is. Ezért
vizének kémiai összetétele az utóbbi évtizedekben nagyon
kedveztlenül változott. A Duna vízminsége az egyes szakaszokon jobb
esetben is csak mérsékelten szennyezett kategóriájú, míg a Duna
nagyobb városok (Bécs, Pozsony, Budapest, Belgrád) alatt fokozottan
szennyezetté vált. [5].
2.1.2. A Ráckevei- Soroksári Duna-ág
Az általam vizsgált egyik Duna-szakasz a Ráckevei- Soroksári
Duna-ág (RSD) legfels szakasza volt. Ez a második leghosszabb
Duna-ág Magyarországon. A Duna-ág alsó és fels végén torkolati
mvekkel lezárt, a Duna vízállásától függetlenül szabályozható
vízszint folyás. A fels torkolati m a Kvassay vízbeereszt zsilipbl,
a hajózsilipbl, és a vízi ermbl, az alsó pedig a szabályozható
vízleeresztésre is alkalmas Tassi hajózsilipbl áll. Az 57,3 km
hosszú, 14 km2 felület Duna-ág átlagos víztérfogata mintegy 40
millió m3. A vízsebesség 0,2-0,4 km/óra, a Kvassay-zsilipen
keresztül évente 550-750 millió m3 víz kerül betáplálásra. Míg a
nagy Duna vízszintesése a Kvassay- és Tassi-zsilipek között
átlagosan 4-5 m, a szabályozott vízszint Duna-ágé 10-30 cm között
van. Üzemszer vízpótlás esetén nyári idszakban 1,5-2,5 hét alatt,
télen 3-5 hét alatt cseréldik ki a Duna-ág vize.
Az RSD partvonalának hossza - a mellékágakat is figyelembe véve -
180 km. A legfels szakaszon (57,3-47,5 fkm) 110 m
víztükör-szélesség, 50 m3/s elméleti vízszállító képesség meder
keskeny és sekély. A hajóútszélesség 40 m, az elméleti vízmélység
2,7 m. Itt
6
rakódik le a vízsebesség csökkenése miatt a Dunából bejutó hordalék
legnagyobb része. A víz minsége itt a legrosszabb, fürdésre végig
alkalmatlan és a horgászat számára sem kedvez [6].
2.2. A vizsgált vegyület csoportok
2.2.1. Többgyrs aromás szénhidrogének
A többgyrs aromás szénhidrogének (PAH) vegyületek kett vagy több
aromás gyrt tartalmazó kondenzált rendszerek (1. ábra). A PAH-ok a
környezetszennyez anyagok az egyik legelterjedtebb csoportja. A
csoport számos tagjáról bizonyították be mutagén, rákkelt,
magzatkárosító hatását [7]. Például ok-okozati összefüggést
találtak a benz[a]pirén és a tüdrák közt [8]. Számos egészség és
környezetkárosító tulajdonságuk miatt többségük szerepel EU és az
US-EPA (United States Environmental Protection Agency) elsdleges
prioritású szennyezk listáin.
A PAH-ok természetes és antropogén forrásokból egyaránt
származhatnak. A természetben erdtüzek, vulkanikus folyamatok,
szerves vegyületek fosszilizálódása, valamint mikroorganizmusok
életfolyamatai során képzd PAH-ok mennyisége jelentsen elmarad az
emberi tevékenység miatt létrejöv mennyiségtl. Az antropogén
forrásaik a következk: ipari termelés, energiatermelés, közlekedés,
olajszennyezés, háztartási tüzelés, biomassza égetés [9, 10].
Amíg a kevésbé káros, illékonyabb PAH-ok nagyobb része az
atmoszférába kerülve gázfázisban marad, addig a nem illékonyak (az
öt vagy több gyrsek) a por szemcséken adszorbeálódnak. A közepes
illékonyságú PAH-ok megoszlanak a gáz fázis és a szilárd
(részecske) fázis közt. A megoszlási hányados értéke függ: a PAH
vegyület fizikai és kémia tulajdonságától, a környezeti
paraméterektl, és a fázisok természetétl [11, 12, 13]. A PAH- ok
elssorban a nagy fajlagos felület, kis szemcse átmérj (<1 μm)
részecskéken adszorbeálódnak, és ezek a részecskék nagy
távolságokra képesek eljuttatni a PAH szennyezést [14, 15].
A levegbl a felszíni vizekbe nedves és száraz kiülepedéssel
kerülnek [16, 17]. Ezen kívül kimosódhatnak esvízzel az utak
felszínérl, valamint ipari és háztartási szennyvizekkel,
olajszennyezéssel is bekerülhetnek a vizeinkbe. A vízi környezetbe
kerülve, hasonlóan a levegben lejátszódó folyamatokhoz, a PAH-ok
adszorbeálódnak a részecskéken alacsony vízoldhatóságuk miatt,
ezért rendkívül alacsony koncentrációban találhatóak meg a vízben
[18]. Az üleped részecskékre adszorbeálódott PAH-ok az üledékben
rakódnak le, és dúsulnak fel.
Ami a degradációjukat illeti a felszíni vizekben fotooxidáció révén
a 2-4 gyrt tartalmazó vegyületek keresztülmehetnek részleges
átalakulásokon, ami nem jelenti teljes bomlásukat. Üledékek
esetében azonban az ilyen típusú, az UV-sugárzás hatására végbemen
bomlás elhanyagolható mérték, hiszen az üledék fölötti vastag
vízréteg - amely ráadásul lebeg részecskékkel telített - szinte
nullára redukálja a meder fenekére érkez sugárzás- intenzitást
(Lambert-Beer törvény). Egyértelm, hogy a PAH-ok ebben környezetben
hosszabb ideig megmaradnak [19].
Bontásukra csak kevés mikroorganizmus képes (pl. Pseudomonas spp.,
Alkaligenes denitrificans). A négy aromás gyrnél többet tartalmazók
még fokozottabban ellenállnak az enzimes bontásnak [20] és
konzerválódva akár évtizedekig is változatlan formában
megmaradhatnak az üledékekben. Ez a tulajdonságuk teszi ket
alkalmassá nyomjelz
7
vegyületként való alkalmazásukra. Az olajok degradációjának
jellemzésére az egyes tartalmazott alkotók arányát használják fel
[21].
Mivel a felszíni vizek a világ számos részén ivóvíz forrásként
szolgálnak, és a PAH-ok már alacsony koncentrációban is károsak az
emberi szervezetre, ezért fontos mennyiségük alakulásának nyomon
követése. Az EU Környezetvédelmi Hivatala elírja a mikroszennyezk,
köztük a PAH-ok mennyiségének nyomon követését a vízi környezetben.
A PAH-ok emellett f indikátorai az olajszennyezésnek is, ami az
egyik leggyakoribb szennyezési forma a felszíni vizek
esetében.
Az 1. táblázatban a PAH-ok néhány, a doktori munka szempontjából
fontos fizikai kémiai tulajdonságát adtam meg.
PAH vegyület Képlet Gznyomás [Pa, 25oC-on]
Oldékonyság vízben [μg/ml , 25°C-on]
Oktanol/víz megoszlási koefficiens
logPow
Naftalin C10H8 11.0 31,7 3,3 Acenaftilén C12H8 0,89 n.a 4,07
Acenaftén C12H10 0,29 3,93 3.92 Fluorén C13H10 0,53 0,07 4,5
Fenantrén C14H10 0,016 1,29 4,6 Antracén C14H10 8.0E-04 0,073 4,5
Fluorantén C16H10 0,012 0,26 5,22 Pirén C16H10 6.0E-04 0,135 5,18
Benz[a]antracén C18H12 3.0E-05 0,014 5,61 Krizén C18H12 8.4E-05*
0,002 5,91 Benz[b]fluorantén C20H11 6.7E-05 0,001* 6,12
Benz[k]fluorantén C20H12 1,3E-08* 7,6E-04 6,84 Benz[a]pirén C20H12
7,3E-07 0,004 6,04 Dibenz[a,h]antracén C22H14 1,3E-08 5E-04** 6,50
Benz[ghi]perilén C22H12 1,4E-08 2,6E-04 7,10 Indeno[1,2,3-cd]pirén
C22H12 1,3E-08 0,062 6,58
1. táblázat: Az általam vizsgált 16 PAH vegyület néhány fizikai és
kémiai tulajdonsága [22].
Megjegyzés * 20oC-on n.a: nincs adat ** 27oC
8
1. ábra: Az US-EPA által elírt vizsgálandó 16 PAH vegyület
szerkezeti képlete
9
Az alkil-fenolok (AP) az alkil-fenol etoxilátok (APE) prekurzorai,
illetve bomlási termékei. A nonil-fenol-etoxilátok (NPE)
tapasztalati képlete: 4-(C9H19)C6H4(OCH2CH2)nOH Az
oktil-fenol-etoxilátok (OPE) tapasztalati képlete:
4-(C8H17)C6H4(OCH2CH2)nOH , ahol n=16 (NPE – NPE16, és OPE – OPE16
), melyek 4-nonil-fenollá (4-NP) és 4-oktil- fenollá (4-OP)
bomlanak le anaerob módon [23].
Az 2. táblázatban az alkil-fenolok néhány, a doktori munka
szempontjából fontos fizikai kémiai tulajdonságát adtam meg. A
2.ábrán pedig az alkil-fenolok szerkezeti képlete látható.
Alkil-fenol Gznyomás [Pa, 20oC-on]
koefficiens logPow* 4-oktil-fenol 1 12,6 4,65 4-nonil-fenol 20 5
5,22
2. táblázat: Az alkil-fenolok fizikai és kémiai tulajdonságai
[24]
Az alkil-fenol-etoxilátokat nem ionos felületaktív anyagokként
használják tisztítószerekben, emulgeálószerekként víz bázisú
festékekben. Felhasználják még a mezgazdaságban rovarirtó és
gyomirtó szerek alkotóelemeiként; kozmetikumok, ételcsomagolásra
használt polivinil-klorid adalékanyagaiként; papír
újrafeldolgozásánál a tinta eltávolításához, valamint a
textiliparban rostkezeléshez.
A 90-es években a világon körülbelül 500000 tonna
alkil-fenol-etoxilátot termeltek évente [25]. A kereskedelmi
készítmények általában különböz lánchosszúságú izomerek keverékei,
de nagy arányban oktil- és nonil- csoportot tartalmaznak. A
4-nonilfenol és a 4- oktil-fenol nonilfenol-etoxlitátok, és az
oktilfenol-etoxilátok természetben történ mikrobiológiai
lebontásának eredményei. [26]. Az alkil-fenolok és az
alkil-fenol-etoxilátok jelenleg is fontos problémát képvisel
antropogén vegyszerek, amelyek a vadon él fajok hormonális
(endokrin) rendszerét befolyásolják.
A 4-NP-t növényvéd szerek segédanyagaként is használják [23]. A
4-NP-nek háromszor nagyobb ösztrogén aktivitása van, mint a DDT-nek
[27]. Általános fejldési rendellenességeket, szaporodási és
növekedési teljesítmény csökkenést figyeltek meg, amikor az
édesvízi, és tengeri gerincteleneket nonil-fenol vegyülettel
kezelték. A 4-NP már alacsonyabb koncentrációban is jelents károkat
okozott [28, 29]. Az emberi szervezetre is hatással van, bizonyos
megfigyelések alapján mellrákot, és spermaszám csökkenést okozhat
[30].
CH 2 (CH 2 ) CH3
OH
7
Az oktil-fenol formaldehiddel keverve hre keményed vagy hálló
gyantát eredményez, amelyet a lakk- és festékiparban használnak
[31, 32].
Az APE-ok a felszíni vizekbe a talajból történ kimosódással, és a
szennyvízzel kerülhetnek [33]. Bekerülve a vízi környezetbe
akkumlálódnak a tengeri és édesvízi éllények (pl. halak, kacsák)
zsírszöveteiben [23, 34, 35].
Az APE-ok biodegradációja az etoxilát láncok rövidülésével
alkil-fenol-karboxiláton keresztül vezet az oktil-,
nonil-fenolokig. Ezeknek kicsi a vízoldhatósága és könnyen
adszorbeálódnak a szuszpendált szilárd részecskékhez, és az
üledékben rakodnak le. A nonil- fenol körülbelül tízszer olyan
toxikus, mint az etoxilát prekurzora.
A lebontást a Pseudomonas nemzettség tagjai végzik. Néhány másfajta
Gram – baktérium is képes bontani a 9-10 etoxi-csoporttal rendelkez
APE-ot. A Pseudomonas csak 4-5 etoxi-csoportig bont, más fajok
viszont ezeket tudják tovább bontani két etoxi-csoportot tartalmazó
termékké.
Oxigén jelenlétében majdnem teljes mértékben primer degradáció megy
végbe. A gyors primer degradáció a meghatározó, de a lebontási
termékek nem hozzáférhetek teljes mértékben a mikroorganizmusok
számára. A polietoxilát lánc könnyen biodegradálhatónak tnik, de az
NP származék ellenállóbb.
Az APE koncentrációja irodalmi adatok szerint sokkal magasabb volt
anaerob módon rothasztott iszapban (900-1100 mg/kg), mint aerob
körülmények között (0,3 mg/kg). Tehát a degradáció anaerob
körülmények között akadályozva van, ugyanis molekuláris oxigén
jelenléte nélkül az indító lépés: ω-oxidáció az alkil láncon nem
tud végbemenni.
Egyes vizsgálatok alapján a szennyvíziszappal javított talajban a
nonil-fenol koncentráció gyorsan visszaesik: három héten belül 80%
biodegradálódik, tehát aerob körülmények között nem akkumulálódik
[36].
Az APE-k bomlás termékei, köztük a vizsgált alkil-fenolok, már kis
mennyiségben bizonyítottan toxikusak a lazacokra, kagylókra.
Például a lazac estében a 96 órás LD50 =0,16 mg/l. Ezért rendkívül
fontos a 4-OP, és a 4-NP, mint indikátor vegyületek,
koncentrációjának nyomon követése a vízi környezetekben [34].
Az EU országaiban az APE használat folyamatosan csökken,
köszönheten használatuk korlátozásának. Az összes európai nagy
mosószer gyártó is önkéntesen vállalta a NPE-ok használatának
tiltását a háztartási mosószerekben [37]. Valamint az Európai
Bizottság 1999. május 28.-án kelt 31999D0427 számú, „A gépi
mosogatószerekre vonatkozó közösségi ökocímke odaítélésével
kapcsolatos ökológiai kritériumok meghatározásáról EGT vonatkozású
szöveg” cím határozatában tiltja az alkilfenol-etoxilátok
használatát.
11
Hasonló fizikai tulajdonságaiknak köszönheten a két
vegyületcsoportba tartozó vegyületek analitikájában ugyanazokat a
szempontokat kell érvényesíteni.
Mivel a PAH-ok közé több, mint ötszáz vegyület tartozik, nem lehet
egy általános módszerrel meghatározni mindet, ezért csak bizonyos
kiválasztott vegyületek megmérésébl következtetnek a terület
szennyezettségére. Az US-EPA 16 vegyületet (lásd 1. ábra) ad meg a
poliaromás szennyezettség mértékének jellemzésére. A nyomjelz
vegyületek kiválasztásánál f szempontok a vegyületek toxicitása és
az, hogy a különböz gyrtag számú komponensek mind képviselve
legyenek [38]. Víz és üledék mintából történ PAH és alkil-fenol
meghatározás f lépései a követezek:
• mintavétel, a minta tárolása • mintaelkészítési eljárás • mszeres
elemzés, kiértékelés
A mintaelkészítési eljárások több lépést foglalnak magukba, a
meghatározandó komponensek szelektív kinyerésétl kezdve, a minta
dúsításán keresztül, a minta tisztításáig.
A mintavételezés megismételhetetlen lépés, a legfontosabb része az
analitikai mérésnek, a legnagyobb hibát lehet vele elkövetni.
2.3.1. Mintavételezés felszíni vizekbl
A mintavételezés során ügyelni kell arra, hogy a mintákat a
párhuzamos mérésekhez azonos mélységbl vegyük. Inhomogén
rendszerekbl történ átlag mintavételezésnél vagy homogenizált
folyadék mintavétele esetén hasonló mintavételi eszközöket
alkalmazhatunk.
Mindig ügyelni kell az átszennyezdésre. A mintavétel bármely
pontján történ átszennyezdés additív és általában jóval nagyobb
mérték lehet, mint a mérések további részében.
A mintavételezés során átlagmintát kell létrehoznunk. Áramló
rendszerekbl id szerint átlagolt, míg álló rendszerekbl hely
szerint átlagolt mintát veszünk.
A mintának a valóságot közelíten szemléltetnie kell azt a közeget,
melyet vizsgálni szeretnénk. Minél srbben veszünk mintát, annál
valósabb eredményt kaphatunk, de a költségek arányosan
megnövekednek.
A mintavételezés során figyelmet kell fordítani a szennyezett
terület méretére, kémiai- és biológiai sajátosságaira, a mérend
komponensek inhomogén eloszlására, az idjárási viszonyokra és a
mintavételezés egyéb körülményeire (pl.: környez épületek) [39,
40]. Szerves anyagok meghatározásakor, üveg mintavételi eszközt
kell használni. Mikor lényeges, hogy meghatározott mélységbl
vegyünk mintát, zárt merít eszközt használunk [40].
Optimális mintavételezési helyek folyóvíz esetén: 1.
Kiömlnyílásoknál vagy ezek közelében, hogy mérni lehessen a
vízhozamot, ami
fontos lehet az alkotó / vízhozam arány számolásához. 2. Ahol
egyenletes az áramlás, és ahol az alkotók keverednek. 3. Folyások
keresztezdésétl és szennyez forrásoktól messzebb, elkerülve az
olyan
helyeket, ahol az áramlás nem egyenletes, és az alkotók még nem
keveredtek el. 4. Hidaktól és egyéb építményektl távolabb, hogy a
szerkezetbl, ill. az útról ered
szennyezdések ne zavarjanak. 5. Távol az örvényektl, ahol egyirányú
az áramlás. 6. Olyan pontokon, ahol már korábban végeztek méréseket
(információtöbblet). 7. Olyan helyen, ami elérhet a vizsgálat egész
ideje alatt [39].
12
A PAH-ok vízbl történ mintavétele általában üvegpalackokba
történik, amelyeket teflondugóval fednek le, és fénytl védve
tárolnak, mivel a legtöbb PAH fény hatására bomlik. A palackokat 4
oC-os htbe teszik a minta feldolgozásáig [41]. Ugyanezeket a
megoldásokat kell alkalmazni az alkil-fenolok estében is. Problémát
okozhat a lebeganyagok hidrofób jellege miatti PAH és alkil-fenol
adszorbeálódás is.
2.3.2. Mintavételezés üledékbl
Üledékek mintavételekor alkalmazott általános eljárás lehetséges
lépései:
1. Üledék gyjtése a meder fels rétegébl (3-5cm). Ezt fenékkaparóval
oldják meg [42]. A mintavétel történhet fzpohárral való
kimerítéssel is.
2. Az üledék mintát légszárazra szárítjuk szárítószekrényben,
illetve szobahmérsékleten hosszabb ideig állni hagyjuk (ez 24h-tól
akár több napig is terjedhet) [43].
3. A minta homogenizálása. 4. Vizsgálatig a mintát fénytl elzárt
helyiségben 4-10°C-on tárolják. A tároláshoz
használt edény készülhet üvegbl, amelyet elzetesen gondosan át kell
mosni valamilyen oldószerrel (pl. hexánnal), hogy nyomokban se
tartalmazzon szennyezéseket. Tárolási és szállítási célra gyakran
alkalmaznak alumíniummal bélelt üvegedényt, vagy alumínium
táskát.
5. Sokszor szükséges lehet a minta fizikai elkezelése is: rlés,
aprítás, darálás, szitálás. Ezeknek különösen nagy szerepük van az
extrakciós eljárások elkészítésében [44].
2.3.3. Vízminták mintaelkészítési módszerei
A vízminták estében ez a mvelet azt jelenti, hogy a vízben lév
PAH-okat és alkil- fenolokat a választott analitikai eljárás
szempontjából mérhetvé kell tenni. Ez alapveten három dolgot
takar:
• A mérend komponenst el kell választani a mátrixtól (extrakcióval
történik). • A mérend komponens mennyisége a mérési módszer szabta
koncentráció-
tartományban legyen: PAH-ok és alkil-fenolok esetében dúsítást kell
alkalmazni. • A mérend minta megfelel tisztaságú legyen.
Gyakori, hogy a fenti három követelmény egy lépésben valósul meg.
Az eljárásoknak kvantitatív visszanyerést kell biztosítaniuk a
vizsgált vegyületekre
nézve, és elkerülendk az olyan kémiai folyamatok, amelyek során a
meghatározandó komponensek átalakulnak.
A vízminták lebeganyagokat, kolloidális szennyezéseket
tartalmazhatnak, amelyek ersen adszorbeálják a PAH-okat és az
alkil-fenolokat. Ezeket a szennyezket vagy szréssel eltávolítják,
és külön analizálják, vagy ha a minta kevés szilárd szennyezt
tartalmaz, akkor a teljes mintát extrahálják [45].
13
A folyóvíz PAH tartalmát vagy folyadék–folyadék extrakcióval (LLE),
vízzel nem elegyed szerves oldószer alkalmazásával, vagy
szilárd-folyadék extrakcióval (SPE) nyerik ki.
Az LLE alkalmazása során a mintát vízzel nem elegyed, szerves
oldószerrel érintkeztetjük, így a vízben rosszul oldódó szerves
vegyületek átmennek az oldószerbe. A szelektivitás az oldószertl
függ. A módszer elnye, hogy egyszer, nem igényel bonyolult
eszközöket, a víz minta teljes PAH tartalmát kiextraháljuk. A
módszer legnagyobb hátránya, hogy nagy mennyiség, tzveszélyes,
egészségre ártalmas oldószert igényel, hiszen az extrakció
hatékonyságának növelése érdekében a mveletet többször kell
elvégezni [46].
Az SPE lényege, hogy a mintát egy szilárd állófázissal töltött
extrakciós oszlopon áramoltatjuk át. Alkalmasan megválasztott
töltet esetén a meghatározandó komponensek megoszlási hányadosa
sokkal nagyobb lehet, mint folyadék-folyadék extrakciónál. Ennek
következtében a vízben lév szerves vegyületek mennyiségileg az
extrakciós oszlopon kötdnek meg. Ezután megfelel polaritású
oldószerrel a koncentrált vegyületek leoldhatóak az oszlopról [47].
A mvelet elnyei, hogy nem igényel nagy mennyiség oldószert; jól
megválasztott töltettel a meghatározandó vegyületek szelektíven
dúsíthatóak; könnyen automatizálható az eljárás; és hogy kis
térfogatú oldószerrel eluáljuk a célkomponenseket, így elkerülhet
az extrakció utáni bepárlás. A mvelet hátrányai, hogy a zavaró
komponensek ersebben kötdnek az oszlopon; kis méret szilárd
részecskéken adszorbeálódott aromás szénhidrogének nem biztos, hogy
megkötdnek az oszlopon; és hogy a rosszabb reprodukálhatósága.
Mindezen hátrányok ellenére, gyakorlatilag ma már csak SPE
módszereket alkalmaznak a PAH-ok felszíni vizmintákból való
extrakciója során. A SPE módszerekben az egyik leggyakrabban
használt a szilikagél alapú C-18 modósított felület állófázis [48,
49, 50]. Az állófázison adszorbeált PAH-okat legtöbbszr
diklórmetánnal [48, 51] vagy etil-acetáttal oldják le
[49,50].
2.3.3.2. Vízminták mintaelkészítési módszerei az alkil-fenolok
meghatározsában
Az extrakciós folyamatot megelzen a vízmintát általában szrik a
nagyobb méret lebeg anyag eltávolítása céljából. Mivel az
alkilfenolok hasonlóan a PAH-okhoz hajlamosak a kis fajlagos
felület részecskék felületén adszorbeálódni, ezért a szrés során
szóba jöhet minimális pórusátmér 1 µm [52]. Az így elkezelt mintát
extrahálják, általában szilárd fázisú extrakciós módszerrel, ami
sokszor egyben dúsítási lépés is.
Hasonlóan a PAH vegyületek mintaelkészítéséhez, az alkil-fenolok
szennyvíz és felszíni vízmintákból történ meghatározása során is
legtöbbször az SPE-ra C-18 állófázist használnak [52, 53, 54, 55],
és a deszorpciót általában etil-acetáttal és diklórmetánnal [53,
54] vagy esetleg acetonnal [52, 55] végzik.
Folyadék-folyadék extrakciót is alkalmaznak felszíni vízmintákból
való kinyerésükre, ilyenkor az extraháló szer általában diklórmetán
[56]
Persze egyéb ritkábban alkalmazott megoldások is léteznek az
alkil-fenolok kinyerésére. Pélául vízmintákból alkil-fenolok és
alkilfenol-etoxilátok szilárd fázisú extrakciója 3M EmporeE
extraktorral. Az átlagos visszanyerés ezzel a technikával 70% volt
[57].
GC-MS módszert is dolgoztak ki fenol származékok, köztük a kérdéses
komponensek mennyiségének szennyvízbl, felszíni vízbl, és ivóvízbl
történ meghatározására. A minta metilezésével elérték, hogy további
tísztítás nélkül analizálják akár egyenesen a csatornából vett
mintát. A metódus igen érzékeny, kimutatási határa 0,001-0,05 ppb
volt [58].
14
Mivel doktori munkám során csak a PAH-ok meghatározását végeztem
üledékbl, így ebben a fejezetben is csak a PAH-ok meghatározásakor
használatos üledék mintaelkészítési technikákat ismertetem. PAH-ok
üledék mintából történ extrakciója történhet szerves oldószerek
alkalmazásával, amelyek a célmolekulát a mátrix nagy visszatartási
aktivitása ellenére is képesek felszabadítani. Ezeknek több
csoportja is ismeretes:
• Szénhidrogének: benzol, ciklohexán, pentán; • Klórozott
szénhidrogének: kloroform, diklórmetán; • Éterek, ketonok,
alkoholok: metanol, aceton, dietil-éter.
Számos extrakciós módszert alkalmaznak a PAH-ok analitikájában, úgy
mint a Soxhlet- extrakciót, mikrohullámmal segített extrakció,
ultrahanggal segített extrakció, mikro-fókuszált ultrahanggal
segített szilárd-folyadék extrakciót, szuperkritikus fluid
extrakciót valamint a gyorsított oldószeres extrakciót (ASE), más
néven nagynyomású folyadék extrakciót [59, 60].
Leggyakrabban használt módszerek a Soxhlet-extrakció és az
ultrahanggal segített extrakció. A Soxhlet-extrakció különösen
alkalmas a mátrixhoz ersen kötd szennyezk kinyerésére. A kioldás
úgy valósul meg, hogy a kinyerend komponenst jól oldódó oldószert
cirkuláltatnak a mintán keresztül. A cirkuláció melegítés hatására
történik, így a minta folyamatosan tiszta oldószerrel érintkezik
[61]. Hátránya azonban, hogy hosszú extrakciós idt igényel (akár
24-48 órát), és nagy mennyiség (mintánként 300-500 ml) gyakran
toxikus szerves oldószert igényel.
Az ultrahangos extrakciót egyszersége miatt gyakran használják. A
kis frekvenciájú hanghullám a különböz fázisok érintkezési
felületét növeli, ezzel növeli a kioldás sebességét. Az extrakciós
id 2-3 perc, 2-3 ismétlésre szükség lehet [61]. E módszer
gyorsabban kivitelezhet (mintánként 30-60 perc), mint a
Soxhlet-extrakció és nagymennyiség minta feldolgozására alkalmas,
de a Soxhlet-extrakcióhoz hasonlóan ez is sok szerves oldószert
fogyaszt [62].
A gyorsított oldószeres extrakciós (ASE vagy más nevén: nagynyomású
folyadék extrakció) folyamat az oldószer atmoszférikus
forráspontjának két-háromszorosának megfelel hmérsékleten történik,
ami a nyomás szabályozásával érhet el [63]. A magas hmérséklet
növeli az oldószer oldóképességét az analizálandó vegyületre nézve,
a magas nyomás pedig a mátrix pórusaiba történ diffúzió mértékét
növeli, és ily módon megkönnyíti a célmolekula extrahálószerbe való
átmenetét. Elnye az, hogy idigénye kicsi (az extrakciós id
mintánként kb. 20 perc), oldószer-felhasználása minimális (15-40
ml), az eljárás az extrakciós lépés után szrést nem igényel, és
hogy a berendezés akár 6-12 minta sorozatos kezelését teszi
lehetvé. Ellenben f hátránya a kereskedelmi forgalomban lév
rendszerekre vonatkozó viszonylag magas beruházási költség.
Az 3. táblázat mutatja, hogy az ASE jóval hatékonyabbnak bizonyult
a Soxhlet- extrakciónál [64].
15
PAH vegyület Soxhlet ASE c [ng/g] c [ng/g]
Naftalin 180 220 Acenaftén 324 1058 Fluorén 12 12 Fenantrén 3530
3051 Antracén 86 106 Fluorantén 3605 4368 Pirén 2567 2761
Benz[a]antracén 958 904 Krizén 2242 2646 Benz[b]fluorantén 1672
2239 Benz[k]fluorantén 669 893 Benz[a]pirén 1028 1248
Dibenz[a,h]antracén 105 131 Benz[ghi]perilén 87 131
Indeno[1,2,3-cd]pirén 878 1158
3. táblázat: A Soxhlet és ASE módszerekre vonatkozó kinyerési
adatok [64].
A mikrohullámmal segített módszer (MAE) hforrásként alkalmazott
mikrohullámú energiával teszi lehetvé az oldott anyag szilárd
mátrixból történ gyors extrakcióját. A MAE technika számos elnnyel
bír: rövid extrakciós id (mintánkénti 20-30 perc), alacsony
oldószerfogyasztás (25-50 ml a Soxhlet-extrakció 300-500 ml-ével
szemben).
González és munkatársai beszámoltak a MAE szilárd fázisú
mikroextrakcióval (SPME) történ kombinációs eljárásról, amelyet
szintén PAH-ok kimutatásánál alkalmaztak. Ezen eljárás során a PAH
szennyezdések egy micelláris közegben oldott állapotba kerültek,
majd egy SPME szeparáció következett. Végül a megkötött komponensek
deszorpciója után következett a komponensek meghatározása GC-MS
módszerrel. A micelláris közeget, felületaktív anyag (POLE:
polioxietilén-10-lauril-éter) hozzáadásával hozták létre, amely
jóval hatékonyabbá tette az eljárást [65].
A szuperkritikus fluid extrakció (SFE) ritkán alkalmazott eljárás,
ahol az extraháló oldószer szuperkritikus állapotú széndioxid. Az
állapot eléréséhez megfelel nyomás (70 bar) és hmérséklet (30ºC)
biztosítása szükséges. A kinyerést ennél nagyobb hmérsékleten és
nyomáson végzik. Elnye a kis idigénye (az extrakciós id mintánként
30-60 perc) és kismennyiség oldószerfogyasztása (5-10 ml).
A 4. táblázat és 5. táblázat a tárgyalt extrakciós eljárások
fontosabb jellemzjét illetve az elnyüket, hátrányukat foglalja
össze szilárd minták esetében.
16
Alacsony
30-60 perc Szerves oldószer 300 ml
Alacsony
15-20 perc Szerves oldószer 15-40 ml
Magas
Mérsékelt, közepes
30-60 perc Szuperkritikus oldószer 5-10 ml
Magas
Módszer Fontosabb elnyei Fontosabb hátrányai
Soxhlet olcsó, megbízható jelents oldószer, munka és id igény
Ultrahang olcsó, gyors, jól ismert energia igény, nem zárt
rendszer
ASE gyors, hatékony, alacsony oldószer igény
igen magas beruházási költség, nitrogén gáz szükséglet
MAE gyors, hatékony nagy beruházási ár, nem rutinszeren
használt
SFE alacsony oldószer és id szükséglet, környezetbarát
technika
nem rutin módszer
17
A különböz módon kapott extraktumok általában nem alkalmasak
közvetlen mérésre, ezért tisztítási lépésre is szükség van. Ezek a
lépések a következk lehetnek: vízeltávolítás, oldószer csere és a
minta-mátrix összetevk elválasztása. A fenti mveletek elvégzése
eltt az extraktumot és az üledéket el kell különíteni, például
szréssel. A mintákat minden esetben a meghatározási eljárás
megszabta oldószerben kell a mérés eltt oldani [63]. A laborunkban
rendelkezésre álló technikák: az ultrahangos extrakció, a soxhlet
extrakció, és az ASE közül a fentiek alapján egyértelmen az ASE
módszerre esett a választásunk. Hiszen a nagy számú minták esetében
nagyon elnyös, hogy gyorsan, kis oldószerfogyasztással,
automatizálva végezhetjük a minták extrakcióját.
2.3.5. Meghatározási módszerek
Amikor megfelel elválasztási technikát keresünk a PAH vegyületek
meghatározására, akkor az egyik elsdleges szempont, hogy a
rendelkezésre álló módszerek melyike tesz lehetvé szelektív és nagy
érzékenység detektálást. Az alkalmazható elválasztási módszerek a
következk:
• Gázkromatográfia (GC)
• Nagyhatékonyságú folyadékkromatográfia (HPLC)
A PAH vegyületek elválasztására és meghatározására leginkább a
HPLC-s módszert alkalmazzák. Ennek legfbb magyarázata a módszer
variabilitásában rejlik. A mérési körülmény kiválasztásakor két
dologra kell ügyelnünk: az állófázis milyenségére és a detektor
érzékenységre. A PAH vegyületek elválasztására fordított fázisú és
csoport-elválasztásos kolonnákat alkalmaznak. Az elbbiek a
szénatomok száma szerint az utóbbiak a molekulák polaritása és
mérete alapján választják el a komponenseket. A fordított fázisú
technika elnye, hogy lehetvé teszi a gyrk száma szerinti
elválasztást.
Mivel a vegyületek hidrofób jellege nagyon hasonló, ezért csak az
apoláris jelleg alapján bizonyos, úgynevezett kritikus vegyület
párok nem választhatóak el. Ilyen kritikus párok például a fluorén
- acenaftén, benz[a]antracén - krizén. Ahhoz hogy ezek a PAH-ok jól
elválaszthatóak legyenek, polimer módosítású állófázist kell
alkalmazni, ami alakszelektivitást biztosít az állófázisnak. Így a
kritikus párok is elválaszthatóvá válnak [43]. A szelektivitást és
a visszatartást a PAH molekula térbeli szerkezete határozza meg. A
hosszabb tengely molekulák könnyebben kölcsönhatásba lépnek a
töltet poláris oldalláncaival, mint a kondenzáltabb molekulák. A
nem planáris PAH-ok szintén nehezebben lépnek kölcsönhatásba a
töltettel, mivel hozzáférésük sztérikusan gátolt a töltet
módosított felületének mélyebb rétegeihez. A telített gyr
jelenléte, és az alkilezettség csökkenti a retenciós idt [66,
43].
18
A HPLC eljárásnál UV vagy fluoreszcens detektálást alkalmaznak. Az
UV detektálásnál mozgófázisként aromás oldószer nem használható.
Érzékenysége elmarad a fluoreszcens módszerétl. A fluoreszcens
detektor jóval érzékenyebb és szelektívebb, mint az UV detektor,
viszont kevesebb PAH komponens mérhet vele, mivel a PAH-ok egy
része fluoreszcensen nem aktív [67].
Az MSZ 21978-40 számú magyar szabvány C18-as fordított fázisú
kolonnát (5 µm-es szemcse- 4,6 mm bels átmérvel és 250mm hosszal),
valamint fluoreszcens detektálást ír el [68]. Az alkalmazott
mozgófázis leggyakrabban acetonitril - víz elegye. Ha az elsdleges
szennyezket akarjuk meghatározni, akkor gradiens elúciós módszert
alkalmazunk [43, 68].
• Egyéb módszerek
2.3.5.2. Alkil-fenolok meghatározása
2.3.6. Monofluorozott többgyrs aromás szénhidrogének kísér
standardként való
alkalmazása az extrakciós technikákban
Környezeti mintáknál az analízis hibája fként a mintavételi és
elkészítési lépések hibájából tevdik össze. A mintavétel ugyan nem
ismételhet, a mintaelkészítés hibáját viszont visszanyerési
információval tudjuk korrigálni, hogy minél pontosabb eredményeket
kapjunk. A visszanyerést úgy is ellenrizhetjük, hogy a
meghatározandóhoz kémiailag hasonló vegyületet ismert mennyiségben
a mintához adunk. A kémiai hasonlóság alapfeltétel, hogy az
analízis eljárás során a vegyület a hatásokra a mérend komponenshez
hasonlóan reagáljon. Az analitikai eljáráson az így elkészített
mintát végigvisszük, és meghatározzuk, hogy mekkora részét nyerjük
vissza. Mivel a mintaelkészítési lépéstl kezdve a hozzáadott és a
mérend vegyület ugyanolyan hatásoknak kitett, feltételezhetjük,
hogy a visszanyerésük hasonlóan változik a körülmények
változásával. Ezzel a számmal korrigáljuk a mérési eredményeket
[63].
A poliaromások meghatározásakor ketts bels standardként (kísér
standard) általában deuterizált és metilezett PAH-okat alkalmaznak.
A használatuknak számos hátránya van. A deuterizált PAH-ok drágák,
és nem minden analitika módszer esetében alkalmazhatóak. A
metilezett PAH-ok pedig a természetben elfordulnak, bármilyen
környezeti mintában jelen lehetnek [69].
Andersson és Weiss voltak az elsk, akik bevezették a fluorozott
PAH-ok (3. ábra) alkalmazását az analitikába kísér standardként. k
polifluorozott PAH-okat használtak GC-
19
FID detektálás mellett. A fluorozott PAH-ok használata elnyösebbnek
tnik, mert fizikai és kémiai tulajdonságuk hasonló az anya PAH
vegyületéhez és a természetben nem fordulnak el [70, 71].
Luthe és munkatársai kísérleteik során monofluorozott
poliaromásokat kísér standardként alkalmaztak a szennyvíz minták
PAH tartalmának meghatározására. A PAH-okat vízmintákból szilárd
fázisú extrakcióval (SPE) nyerték ki. A szilikagél alapú töltetrl
acetonitrillel oldották le a PAH-okat. Az elválasztás
folydékkromatográfiásan, UV detektálással történt. Az UV spektrumot
nem változtatja meg a fluor atom jelenléte, az abszorpciós maximum
viszont 0,5-5 nm-rel megn, az alap PAH vegyülettl és a
szubsztitúciós helytl függen.
Az összehasonlítás céljából az eredményeket kétféleképpen
kiértékelték: kísér standard módszerrel ill. kísér standard nélkül.
A kísér standard módszerrel korrigált eredmények relatív szórása
sokkal kisebb volt.
Megállapították, hogy a monofluorozott poliaromás szénhidrogének
kísér standardként alkalmazhatók a szilárd fázisú extrakción
alapuló PAH meghatározási módszerekre [71].
Antizar-Ladislao és társai 1-fluoronaftalint és 2-fluorobifenilt
használtak kísér standardként talajminták PAH tartalmának
meghatározására. A mintaelkészítéshez gyorsított oldószeres
extrakciót használtak, és a meghatározást GC-MS-sel végezték [72,
73, 74].
A doktori munkámban felhasznált F-PAH-ok szerkezeti képletét a 3.
ábrán tüntettük fel.
3. ábra: A fluorozott kísér standardok szerkezeti képlete
2.4. A többgyrs aromás szénhidrogén szennyez források típusának
megállapítása
Mivel a PAH vegyületek elssorban tökéletlen égés (pirogén források)
eredményeként és olajszennyezésekkel (petrogén források) kerülnek
környezetünkbe, ezért legalább e két szennyezforrás típus
megkülönböztetése nagy segítség a PAH források felderítésében.
Bizonyos PAH vegyületek koncentrációinak aránya alapján
következtetéseket lehet levonni a szennyezés eredetét illeten.
Habár használják ezeket az indexeket azért óvatosnak kell lennünk
ezekkel szemben, mivel PAH vegyületek szelektív degradációja
befolyásolhatja ket [75]. A 178 és 202 molekula tömeg PAH-ok
arányait általánosan használják a kolajszennyezés, és az égésbl
ered szennyezések megkülönböztetésére [18].
Amennyiben az antracén/(antracén + fenantrén) arány (An/178)
kisebb, mint 0,1 az azt mutatja, hogy a szennyezés valószínleg
kolaj származék eredet. Ha az arány nagyobb, mint 0,1 akkor a
szennyezdés túlnyomórészt égésbl származik [76].
A másik arány, ami javasolt az eredet meghatározására a fluorantén/
(fluorantén + pirén) arány (Fl/Fl+Py); itt 0,4-et határoztak meg
átmeneti pontnak [49, 18, 76], de ezt a határvonalat a gyakorlatban
kevésbé veszik döntnek az An/178-as arány 0,1-es átmeneti
20
pontjával szemben. A legtöbb olajmintában a Fl/Fl+Py arány 0,4
alatti, míg az égés során keletkez PAH-ok aránya nagyobb, mint 0,4.
0,4-es arány feletti tartományt két részre osztják; ha az arány 0,4
és 0,5 közötti akkor a leginkább a folyékony tüzelanyagok (gázolaj,
nyersolaj) égetésébl származó szennyezésre utal, ha az arány
>0,5 akkor a szennyezés eredete f, szén, fa elégetése lehet
[49].
A benz[a]antracén/(benz[a]antracén + krizén) arány (B[a]An/
B[a]An+Chry) az An/178-hoz hasonlóan a petrogén és pirogén
szennyezforrás közötti döntésben segít. Amennyiben a B[a]An/
B[a]An+ Chry arány kisebb, mint 0,2 akkor petrogén eredet
szennyezésrl beszélünk. Ha értéke 0,2 és 0,35 közé esik akkor vagy
pirogén vagy petrogén eredet a szennyezettség. A 0,35-nél nagyobb
értékek viszont pirogén szennyezforrásra utalnak [18].
A negyedik arány, ami javasolt az eredet meghatározására az
indeno[1,2,3-cd]pirén/ (indeno[1,2,3-cd]pirén + benz[g,hi]perilén)
arány (IP/IP+B[g,h,i]Pe). Ez, két a degradációnak sokkal jobban
ellenálló nehéz PAH aránya alapján ad felvilágosítást a lehetséges
forrásokról, így mintegy megersíti az alacsonyabb tömeg PAH-ok
aránya alapján kapott szennyezforrás információkat. Amennyiben a
IP/IP+B[g,h,i]Pe arány kisebb, mint 0,2 olaj szennyezésrl, ha 0,2
és 0,5 közötti akkor leginkább a folyékony tüzelanyagok (gázolaj,
nyersolaj) égetésébl származó szennyezésrl beszélhetünk. Ha a ráció
nagyobb, mint 0,5 akkor a szennyezés eredete f, szén, fa elégetése
lehet [18].
Doktori munkám során a PAH szennyezdés eredetének meghatározására
használt ötödik arány a LPAH/HPAH arány (2-3 gyrtag számú és a 4-6
gyrtag számú PAH-ok aránya) volt. Amennyiben ez arány nagyobb, mint
1, akkor petrogén forrásról beszélhetünk, míg ha kisebb, mint 1
akkor pirogén forrású a PAH szennyezettség [76, 77].
A PAH-ok eredetének vizsgálatára használt arányokat a 6.
táblázatban foglaltam össze.
Szennyezés eredete An Fl BaA IP LPAH
An+Ph
e HPAH
Petrogén < 0,1 < 0,4 < 0,2 < 0,2 > 1 Petrogén vagy
pirogén 0,2-0,35 Pirogén > 0,1 > 0,35 < 1 - Folyékony
tüzel- anyag égetése 0,4-0,5 0,2-0,5
- Szilárd tüzel- anyag égetése > 0,5 > 0,5
6. táblázat: A PAH szennyez források megállapítására szolgáló PAH
arányok összefoglaló táblázata
21
2.5.1. A többgyrs aromás szénhidrogénekre vonatkozó
határértékek
Magyarországon a felszíni vizekre nincs, azonban a 10/2000. (VI.2.)
KÖM-EÜM- FVM-KHVM együttes rendeletében [78] a felszín alatti
vízekre található határérték a PAH- okra (7. táblázat), amely
értékeket a felszíni vízekre is használhatjuk, ugyanis általában
felszíni alatti vízekre szigorúbb határértékeket adnak mint a
felszíni vízek esetében.
A WHO elírásai szerint az ivóvizek teljes PAH tartalma nem
haladhatja meg a 200 (ng/l) értéket. A vizek PAH szennyezettségének
megítélésére 4 vegyület vizsgálatát ajánlja: benz[k]fluorantén,
benz[b]fluorantén, benz[g,h,i]perilén, indeno[1,2,3,-cd]pirén
[79].
(mértékegység:μg/l) A B C1 C2 C3
Naftalinok* 0,1 2 5 20 70 Acenaftilén 0,02 0,2 0,5 2 5 acenaftén
0,02 0,05 0,5 2 5 Fluorén 0,02 0,05 0,5 2 5 Fenantrén 0,02 0,1 0,5
2 5 Antracén 0,02 0,05 0,5 2 5 Fluorantén 0,005 0,1 0,2 0,5 1 Pirén
0,002 0,1 0,2 0,5 1 Benz[a]antracén 0,002 0,02 0,1 0,2 0,5 Krizén
0,002 0,02 0,05 0,1 0,2 Benz[b]fluorantén 0,001 0,02 0,03 0,05 0,1
Benz[k]fluorantén 0,001 0,02 0,03 0,05 0,1 Benz[a]pirén 0,001 0,01
0,02 0,05 0,1 Indenol[1,2,3cd]-pirén 0,001 0,01 0,02 0,05 0,1
Dibenz[a,h]antarcén 0,02 0,01 0,02 0,05 0,1 Benz[g,hi]perilén 0,002
0,01 0,02 0,05 0,1 Össszes PAH a naftalin(ok) nélkül 0,1 2 5 8
15
7. táblázat: A PAH-okra vonatkozó határértékek az MSZ szerint
* Naftalinok: Naftalin + 1-Metil-naftalin + 2-Metil-naftalin MSZ
1484-4 (A): háttér koncentráció (B): szennyezetségi határérték
(Ci:) intézkedési szennyezetségi határérték (C1 = fokozottan
érzékeny-, C2 = érzékeny-, C3 = kevésbé érzékeny terület)
Az EU 2000/60/EC jel direktivája alapján a benz[a]pirén maximális
megengedhet koncentrációja a felszíni vizekben 0,1 µg/l [80]. A
direktíva az összes PAH tartalomra nem ad meg határértéket.
Magyarországon és az EU-ban nem létezik még üledékekre vonatkozó
PAH határérték. A Környezetvédelmi és Vízügyi Minisztérium
kiadványában csak talajra vonatkozó határértékek szerepelnek. A
kiértékelés során a holland szabályozás szerinti folyó üledékben
maximálisan megengedhet koncentrációkhoz (8. táblázat)
hasonlítottuk a Duna üledékében mért PAH tartalmat [81, 82].
.
PAH vegyület Határérték
(ng PAH /g száraz anyag) Naftalin 15 Fenantrén 50 Antracén 50
Fluorantén 300 Krizén 50 Benz[a]antracén 50 Benz[k]fluorantén 200
Benz[a]pirén 50 Benz[g,h,i]perilén 50 Indeno[1,2,3-cd]pirén 50 Σ
PAH10 1000
8. táblázat: Folyó üledékben maximálisan megengedhet PAH
koncentrációk a holland
szabályozás szerint.
2.5.2. Alkil-fenolokra vonatkozó határértékek
Az MSZ 12749:1993 Felszíni vizek minsége, minségi jellemzk és
minsítés cím szabvány nem ad meg határértéket a nem ionos felület
aktív szerekre, azonban kimodja, hogy mérésük fontos [83].
Az EU már 1975-ben szabályozta a fürdhelyek vizének maximális
felületaktív anyag- tartalmát.
Az EU 2000/60/EC jel direktívája alapján a maximális megengedhet
koncentráció a 4-nonil-fenolra 2 μg/l, míg a 4-oktil-fenolra a
2015-ig teljesítend Víz Keretirányelv ad egy 0,13 μg/l-es maximális
megengedhet koncentrációt [80].
23
3.1.1. HPLC készülék
A folyadékkromatográfiás méréseket egy Merck Hitachi LaChrom HPLC-s
rendszeren (Merck® KGaA Darmstadt, Németország) végeztük, mely az
alábbi egységekbl épült fel: egy L-7250-es programozható automata
mintaadagolóból, egy L-7100-es eluens szállító szivattyúból, egy
L-7480-es fluoreszcens detektorból, egy L-7400-es UV detektorból,
egy L- 7350-es oszlop termosztátból, egy D-7000-es interface-bl. Az
adatgyjtéshez és az adatok feldolgozásához a HPLC - rendszer System
Manager Ver. 4.1 chromatography data station szoftver-jét
használtam
A mérésekhez egy Supelcosil LC-PAH (4,6*250 mm) 5 µm (Supelco Inc.
Bellefonte, Pennsylvania, USA) oszlopot használtunk. - NNN
3.1.2. Egyéb fontosabb eszközök
A vízmintavételnél felhasznált mintavev eszköz fémnyélre rögzített,
zárható 500 és 1000 ml-es üvegpalack volt, melyet a kívánt
mélységig (30 cm mélyre) leeresztve, majd ott a szilikon dugót egy
damil segítségével kihúzva biztosította, hogy az adott
folyadékrétegnek megfelel összetétel anyag áramoljon az
edénybe.
Az üledék minták vételre az ARGUS elnevezés mintavételezésre, és
mobil labornak átalakított hajó kis markólóját használta a
nemzetközi csapat. A markolóval felszíni üledék mintákat vettek
búvár segédlettel.
Az üledék minták extrakcióját Dionex ASE 200-as (Dionex Corporation
Sunnyvale, USA) gyorsított oldószeres extraktorral végeztük. Az
iszap minták extraktumának tisztításához, és szréséhez Waters
Sep-Pak® Plus Silica cartridge (Waters® Milford, USA)
kolonnát használtunk. A vízminták szilárd fázisú extrakciójához és
a dúsításhoz Waters Sep-Pak® Plus C18
cartridge kolonnát használtunk. A vízminták szréséhez Schleicher
& Schüll Nr.5892 szrt alkalmaztunk a mintaelkészítés
során.
3.1.3. Felhasznált vegyszerek
A US-EPA 610 PAH mixet (Supelco Inc. Bellefonte, USA) használtunk a