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