Biodisponibilidad de cromo en sedimentos marinos de la Ría de Arousa

Biodisponibilidad de Cromo en sedimentos marinos de la Ría de Arousa Paula Pazos Capeáns DEPARTAMENTO DE QUÍMICA ANALÍTICA, NUTRICIÓN E BROMATOLOXÍA E- 15872. Santiago de Compostela. España Teléfono: 981591079 BIODISPONIBILIDAD DE CROMO EN SEDIMENTOS MARINOS DE LA RÍA DE AROUSA Memoria presentada por Paula Pazos Capeáns para optar ao grao de Doutora Santiago de Compostela, novembro de 2007 Asdo. Paula Pazos Capeáns DEPARTAMENTO DE QUÍMICA ANALÍTICA, NUTRICIÓN E BROMATOLOXÍA E- 15872. Santiago de Compostela. España Teléfono: 981591079 Dna. Pilar Bermejo Barrera, Catedrática de Universidade do Departamento de Química Analítica, Nutrición e Bromatoloxía, e Dna. Mª Carmen Barciela Alonso, Profesora Contratada Doutora do mesmo Departamento, ambas da Universidade de Santiago de Compostela. Informan: Que a presente memoria titulada “Biodisponibilidad de Cromo en sedimentos marinos de la Ría de Arousa” que para optar ao Grao de Doutora en Química presenta Dna. Paula Pazos Capeáns, realizouse baixo a nosa dirección no Departamento de Química Analítica, Nutrición e Bromatoloxía da Universidade de Santiago de Compostela. Considerando que constitúe traballo de Tese, autorizan a súa presentación na Comisión do Terceiro Ciclo de Universidade de Santiago de Compostela. Asdo. Pilar Bermejo Barrera Asdo. Mª Carmen Barciela Alonso Agradecimientos Quero agradecer á catedrática Pilar Bermejo Barrera e á doutora Mª Carmen Barciela Alonso o seu traballo e adicación na dirección desta tese. En segundo lugar quero agradecer a colaboración do Departamento de Química Analítica, Nutrición e Bromatoloxía da Universidade de Santiago de Compostela, e os medios proporcionados polo Grupo de Elementos Traza, Espectroscopía e Especiación. Estos medios foron imprescindibles para levar a cabo esta tese. Thanks to University of Plymouth. I am especially grateful to Prof. Steve Hill and Dr. Andrew Fisher. Their collaboration and continuous help in the University of Plymouth gave me the opportunity to start the development of the alumina speciation study. Quero expresar a miña gratitude ás institucións que fixeron posible coa súa axuda económica o desenrolo e finalización deste traballo. Gracias á Xunta de Galicia e ao Ministerio de Educación y Ciencia. Non menos importante é toda a xente que estivo ao meu carón e me axudou ao longo destos anos de investigación. Non olvidarei a axuda que me prestaron todos os doutores, compañeiros de traballo, amigos e familia. Con cariño a Lola Acrónimos AAS Atomic absorption spectrometry –espectroscopía de absorción atómica- ACGIH American Conference of Governmental Industrial Hygienists ADN Ácido desoxiribonucleico ADTP Ácido dietilentetraaminpentaacético AEDT Ácido etilendiamintetraacético AF Ácido fúlvico AH Ácido húmico ANOVA Analysis of Variance-análisis de varianza- ASTM American Standard Test Method bcc Body Centred Cubic (structure) –(estructura) cúbica centrada en el cuerpo- BCR Bureau Community of Reference BOE Boletín Oficial del Estado CEE Comunidad Económica Europea CF Concentración de fondo CR Concentración real CRM Certified reference material –material de referencia certificado- CV Coeficiente de variación EP European Parliament EPA Environmental Protection Agency ETAAS Electrothermal atomic absorption spectrometry -espectroscopía de absorción atómica con atomización electrotérmica- FAAS Flame atomic absorption spectrometry –espectroscopía de absorción atómica de llama- FTG Factor de tolerancia de la glucosa GC Grado de contaminación GFAAS Graphite furnace atomic absorption spectrometry –espectroscopía de absorción atómica de horno de grafito- IARC International Agency for Research on Cancer ICP Inductively coupled plasma –plasma acoplado inductivamente- IUPAC International Union of Pure and Applied Chemistry JAAS Journal of Analytical Atomic Spectrometry LOD Limit of detection -límite de detección- LOQ Limit of quantification -límite de cuantificación- NIOSH National Institute for Occupational Safety and Health NRCC National Research Council Canada ORP Oxidation-reduction potential –potencial redox- OSHA Occupational Safety and Health Administration OSPAR Oslo y París PCA Principal Component Analysis –análisis de componentes principales- PIXE Proton induced X-ray emission –emisión de rayos X inducida por protones- PTFE Politetrafluoroetileno R Coeficiente de correlación RID Riverine Inputs and Discharges –emisiones y descargas fluvialesrpm Revoluciones por minuto RSD Relative standard deviation -desviación estándar relativa- SCTEE Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment SD Standard deviation -desviación estándar- SEM/EDX Scanning electron microscopy / Energy dispersive X-ray –microscopía electrónica de barrido/energía de dispersión de rayos X- STAT Slotted tube atom trap –tubo con ranura atrapa-átomos- STPF Stabilized Temperature Platform Furnace –horno con plataforma de estabilización de temperatura- SW Solid Waste SXRFM Synchrotron X-ray fluorescence microprobe TEA Trietilamina TEM Transmission electron microscopy –microscopía electrónica de transmisión- TRGS Technischen Regeln für Gefahrstoffe –reglamentos técnicos para materiales peligrosos- USA United States of America XAFS X-ray absorption fine structure spectroscopy XANES X-ray analysis near edge spectroscopy Introducción 5 CROMO El cromo (Cr) fue descubierto en Siberia por el químico francés Vauquelin en 1798, en forma de mineral rojo (crocoita) de fórmula PbCrO4. Su nombre, cromo, se debe a que todos sus compuestos presentan colores marcados (Barceloux, D. G. 1999; Losi, M. E. y col. 1994). Es el sexto elemento más abundante de la corteza terrestre y se presenta en combinación con otros elementos mostrando una gran variedad de colores. Es un metal duro, blanco, brillante y frágil. Presenta una configuración electrónica [Ar] 3d5 4s1 y estructura cristalina cúbica centrada en el cuerpo (bcc). Su estructura cristalina lo ha convertido en un aleante de propiedades interesantes a nivel industrial, como son la resistencia al calor y a la corrosión. Se disuelve en ácido clorhídrico y sulfúrico, pero se pasiva con ácido nítrico o agua regia. A elevadas temperaturas reacciona con halógenos, oxígeno, carbón, azufre, silicio y boro (Burriel Martí, F. 1994; Cotton, F. A. y Wilkinson, G. 1996). Presenta varios estados de oxidación que van desde (-II) hasta (VI). De ellos destacan la forma trivalente coma la más estable y la hexavalente de propiedades marcadamente oxidantes (Barceloux, D. G. 1999). Ambas especies se usan ampliamente a nivel industrial (Losi, M. E. y col. 1994). Los compuestos de Cr(VI) más destacados son los cromatos y dicromatos metálicos, todos ellos coloreados (PbCrO4, Ag2CrO4, Tl2CrO4, Ba2CrO4, HgCrO4 y K2Cr2O7). Los compuestos más destacados de Cr(III) son las sales solubles en agua como acetato, bromuro, cloruro, yoduro, nitrato y perclorato, o sales dobles del tipo de los alumbres: CrM(SO4)2.12H2O en donde M es un metal alcalino. Destacan también como compuestos más insolubles Cr2O3, Cr(OH)3 y CrPO4 (Burriel Martí, F. 1994). La insolubilidad de estos compuestos se ha tenido en cuenta en los resultados de algunos capítulos de este trabajo. En la naturaleza el cromo puede existir en 4 formas isotópicas: 50Cr, 52Cr, 53Cr, 54Cr, con abundancias relativas que van desde el 2.4% para 54Cr hasta un 83.8% para 52Cr (Pawlisz, A. V. y col. 1997). Está muy limitada la aplicación comercial de estos isótopos naturales (50Cr, 52Cr, 53Cr, 54Cr), pero el isótopo radioactivo 51Cr se aplica frecuentemente en biomedicina (Barceloux, D. G. 1999). Capítulo 1 6 1. Comportamiento químico y medioambiental El cromo experimenta una serie de reacciones químicas y biológicas en sistemas naturales que vienen gobernadas básicamente por la especiación, lo que justifica su comportamiento medioambiental. Las reacciones más importantes incluyen oxidación/reducción (Comber, S. y Gardner, M. 2003; Johnson, C. A. y col. 1992; Lin, C. J. 2002), precipitación/disolución y adsorción/desorción (Cossich, E. S. y col. 2004; Lee, B. G. y Luoma, S. N. 1998; Losi, M. E. y col. 1994). Parte de Cr(VI) se puede reducir a Cr(III) por medio de donantes inorgánicos de electrones, tales como Fe2+ y S2- en condiciones anaeróbicas (Saleh, F. Y. y col. 1989), o en procesos biológicos en los que interviene la materia orgánica. Después, el Cr(III) puede precipitar como óxido o hidróxido o formar complejos con numerosos ligandos. Los complejos de Cr(III) solubles, tales como los que forma con el citrato pueden oxidarse en presencia de MnO2 formando de nuevo Cr(VI) (Losi, M. E. y col. 1994). En general destacan, entre las numerosas reacciones, las de reducción de cromato en condiciones ácidas y presencia de Fe(II) con precipitación de especies (Fe,Cr)(OH)3 (Buerge, I. J. y Hug, S. J. 1997; Buerge, I. J. y Hug, S. J. 1998; Eary, L. E. y Rai, D. 1991), y las de reducción en presencia de ácidos fúlvicos (Wittbrodt, P. R. y Palmer, C. D. 1995), húmicos (Wittbrodt, P. R. y Palmer, C. D. 1996), y de forma más lenta y desfavorable la oxidación de Cr(III) por MnO2 (Fendorf, S. E. y Zasoski, R. J. 1992; Saleh, F. Y. y col. 1989; Smith, L. A. y col. 1995). La química medioambiental del cromo se fundamenta esencialmente en Cr(III) y Cr(VI). El cromo trivalente es un ácido duro con tendencia a formar complejos fuertes con ligandos, y por tanto con moléculas biológicas (Tessier, A. y Turner, D. R. 1995) en el medio ambiente. Las principales especies acuosas de Cr(III) son Cr3+, Cr(OH)2+, Cr(OH)3 y Cr(OH)4-, destacando la predominancia del Cr3+ a pH<3.6. La solubilidad del Cr(III) en lodos y aguas naturales se ve limitada por la formación de óxidos altamente insolubles, hidróxidos y fosfatos. Por eso el Cr(III) tiene una gran tendencia a adsorberse en superficies, y como otros metales de la primera serie de transición, tiene gran afinidad por ligandos que contienen O-, N-, y S-, pudiendo así formar complejos orgánicos en los medios acuáticos (Nriagu, J. O. y Kabir, A. 1995). Además el Fe3+, que se encontrará presente tanto en el medio acuoso como en los sedimentos, puede retirarlo del agua, con la formación de fases insolubles Introducción 7 Fex3+Cr1-x3+(OH)3, partiendo o bien del cromo como ión libre o complejado (Allen, H. E. 1995). La química de Cr(VI) difiere totalmente de la de Cr(III). El Cr(VI) forma un cierto número de oxoácidos y oxoaniones incluyendo: HCrO4-, Cr2O72- y CrO42-, siendo el último de importancia medioambiental y toxicológica (Nriagu, J. O. y Kabir, A. 1995). Dados su elevado potencial de ionización y coordinación tetraédrica, el ión cromato es un agente oxidante enérgico y un ácido fuerte (Losi, M. E. y col. 1994). Por ello, si consideramos un medio acuoso, y como variables principales tanto el pH como el potencial redox, tendremos como predominantes las especies que se mostrarán en el capítulo 6 dedicado a la especiación de cromo (ver los comentarios y las especies de cromo recogidas en la Figura 6- 15 de ese capítulo). El ión cromato se encuentra en equilibrio con otras formas de cromo hexavalente en función del pH, tales como HCrO4- y Cr2O72-. La forma CrO42- es predominante a pH>6 y suele predominar entonces en condiciones medioambientales. El cromo trivalente es mucho menos móvil y se adsorbe en las partículas más fuertemente. La solubilidad del Cr(III) decrece a pH>4 y precipita completamente a pH>5.5 (Alloway, B. J. 1990). Globalmente el principal mecanismo de eliminación de Cr(VI) soluble es la reducción de la especie hexavalente y coprecipitación como hidróxido junto con Fe(III) (Puls, R. W. y col. 1994), dependiendo dicha eliminación de la salinidad de las aguas (Mayer, L. M. y Schick, L. L. 1981). 2. Aplicaciones y fuentes de cromo La cromita o hierro cromado es el mineral más común (FeCr2O4) (Barceloux, D. G. 1999), y el de mayor importancia económica (Losi, M. E. y col. 1994; Nriagu, J. O. y Kabir, A. 1995; Pawlisz, A. V. y col. 1997). El cromo aquí se encuentra como especie trivalente. La crocoita (PbCrO4) es otro de sus minerales, menos abundante, de menor interés industrial y en el que de forma natural el cromo se presenta en estado hexavalente (Barceloux, D. G. 1999). Como impureza el cromo se encuentra en muchos minerales y rocas a los que da colores característicos, como en el caso del rubí, crisoberilo, esmeralda, granate, anfíboles, piroxenos y talcos (Burriel Martí, F. 1994). Capítulo 1 8 Las fuentes naturales de cromo en el aire incluyen emisiones volcánicas, incendios forestales, restos vegetales y aerosoles marinos. La principal fuente antropogénica de cromo en la atmósfera abarca torres de refrigeración, chapado de cromo, combustión de combustibles fósiles (fuel), incineración de basura, refinado da cromita, producción química de cromo y ferrocromo, fabricación de aceros especiales y producción de cemento. A pequeña escala también destaca el desgaste de neumáticos y revestimiento de frenos; y también son una fuente importante de cromo en ambientes cerrados las tintas de fotocopiadoras (Pawlisz, A. V. y col. 1997). En ambientes acuáticos la principal fuente de cromo incluye curtidos, torres de refrigeración, aceros y fundiciones no ferrosas, operación de chapado y acabado metálico, plantas de producción de asbestos y de espejos. También en medios acuáticos se detectan vertidos procedentes del tratamiento de pulpa y papel, fábricas de cementos y fertilizantes, plantas textiles e industrias petroquímicas. Algunas de estas industrias pueden incluso intervenir en el estado del agua, el aire y el suelo (Pawlisz, A. V. y col. 1997). 3. Efecto en los seres vivos Se ha identificado al Cr(III) como un elemento esencial en mamíferos (Cornelis, R. 2005), siendo uno de los últimos oligoelementos reconocidos. Se encuentra implicado en el factor de tolerancia de la glucosa (FTG), encargado de la eliminación de la glucosa en sangre. El FTG es un complejo de Cr(III), ácido nicotínico y aminoácidos (glicina, cisteína y ácido glutámico), que reacciona con la insulina y potencia su efecto sobre el nivel de glucosa (Barceloux, D. G. 1999). Se sabe que el FTG en mamíferos atraviesa la membrana activa fosfotirosina fosfatasa, pero la estructura de este complejo no ha sido identificada completamente (Cornelis, R. 2005; EPA 1998a). También se ha relacionado de forma más imprecisa a este metal con el metabolismo lipídico, la activación de algunos sistemas enzimáticos, con el metabolismo tiroideo y con la estabilización de proteínas y ácidos nucleicos (Baran, E. J. 1995; Metzler, D. E. 1977). Metabólicamente el cromo se absorbe primariamente en la zona media del intestino delgado, y su retención se regula por la presencia de agentes complejantes (ej. acetato, citrato, etc.), necesarios para prevenir su hidrólisis en el medio intestinal (Baran, E. J. 1995; Cornelis, R. 2005). Introducción 9 Los distintos estados de oxidación del metal y los diferentes compuestos orgánicos e inorgánicos de los que forman parte el cromo les confieren propiedades estructurales y fisicoquímicas distintas. Estas diferencias justifican vías no comunes de absorción, transporte, distribución y efecto final de ambas especies de cromo en los organismos. 3.1. Toxicidad en humanos El cromo ha suscitado interés como carcinógeno ocupacional y ambiental (EPA 1998b; EPA 1998a). Entre los mecanismos de acción posible se encuentran la unión covalente del metal con el ADN, formación de uniones cruzadas entre el ADN y proteínas, y deterioro de la replicación del ADN sobre la unión a proteínas nucleares o ARN. Varios de estos procesos pueden ser simultáneos. Los efectos carcinógenos fueron recogidos por la IARC, 1993, para algunos metales de interés industrial, entre los que se encuentra el cromo y algunos de sus compuestos (Repetto, M. 1995). De las especies de cromo destaca el fuerte poder carcinógeno de los compuestos de Cr(VI). La gran toxicidad de los cromatos se debe a su solubilidad y a la facilidad con que penetra en las membranas, dado su poder oxidante y la toxicidad posterior de las especies de Cr(III) originadas en su reducción (Baran, E. J. 1995; Cornelis, R. 2005). Estudios in vitro indican que el Cr(VI), aunque es relativamente estable, en condiciones fisiológicas se va reduciendo paulatinamente hasta Cr(III). El Cr(VI) puede penetrar a través de las membranas celulares en forma libre o complejado (siguiendo la ruta del sulfato o fosfato mediante transporte activo o bien por difusión facilitada al complejarse con proteínas transportadoras), mientras que el Cr(III) no (Cornelis, R. 2005; Tessier, A. y Turner, D. R. 1995). Una vez dentro de la célula tanto el Cr(VI) como sus estados de oxidación intermedios pueden reaccionar con el ADN produciendo finalmente tumores. Los compuestos de cromo alteran la salud humana causando (Cornelis, R. 2005; Nriagu, J. O. y Nieboer, E. 1988; Repetto, M. 1995). ¾ Efectos irritantes en la piel (aparición de palominos) y en los tejidos nasales, ¾ Bronquitis y neumonitis, deterioros gastrointestinales, hepáticos y renales, y Capítulo 1 10 ¾ Efectos embriotóxicos, teratogénicos y otros deterioros en la reproducción. Además las exposiciones ocupacionales de compuestos de Cr(VI) se han asociado a cuadros de cáncer de pulmón. En humanos se considera letal concentraciones en sangre de cromo de 2-3 mgCr l-1, la concentración media en orina para trabajadores no expuestos ronda los 0.11 ± 0.04 µgCr gcreatinina-1. Cabe destacar las dificultades existentes en los análisis de pelo dado que es difícil distinguir el cromo depositado procedente del ambiente ocupacional del cromo absorbido por los individuos. Aún así es interesante dado que en pelo las concentraciones del metal son 1000 veces mayores que por ejemplo en suero sanguíneo (Barceloux, D. G. 1999). Un antídoto conocido en caso de intoxicación con compuestos de Cr(VI) es el ácido ascórbico (Barceloux, D. G. 1999). 3.2. Toxicidad en biota Está probado que la biota acuática bioacumula el cromo procedente del agua y los sedimentos. Se han estudiado factores de bioacumulación de cromo procedente de sedimentos y del agua en algas, fitoplancton, zooplancton, en tejidos blandos de moluscos, crustáceos y en la carne de los peces (Nriagu, J. O. y Kabir, A. 1995). En la agricultura la presencia de Cr(VI) en niveles elevados facilita procesos de clorosis, reducción de la germinación y reducción de la actividad fotosintética (Pawlisz, A. V. y col. 1997). Sin embargo con anterioridad Pratt (1966) había recogido evidencias contrarias, aunque inconsistentes y poco concluyentes, sobre los efectos de la estimulación del crecimiento de las mismas (Nriagu, J. O. y Kabir, A. 1995), y lo atribuía a una sustitución limitada del cromato por el molibdato en su metabolismo. En general en las plantas el cromo se acumula especialmente en la zona de las raíces. En general, en mamíferos y aves las exposiciones a cromo alteran visiblemente los procesos reproductores (Nriagu, J. O. y Kabir, A. 1995). Introducción 11 3.3. Legislación y control de cromo 3.3.1. Exposición a cromo en ambientes antropogénicos Muchas organizaciones de carácter internacional se han ocupado de aspectos ambientales y ocupacionales relacionados con focos de contaminación y niveles permitidos para prevenir riesgos de toxicidad de ciertos compuestos. Algunas normativas y recomendaciones para la exposición de cromo y para su monitorización biológica se recogen en la Tabla 1- 1 (Barceloux, D. G. 1999): Tabla 1- 1: Normativas y recomendaciones para cromo en ambientes de trabajo. AGENCIA FOCO NIVEL COMENTARIOS 0.05 mg m-3 Para prevenir riesgos carcinogénicos de ciertos compuestos insolubles de cromo 0.5 mg m-3 Metal y compuestos de Cr(III) 0.01 mg m-3 Compuestos de Cr(VI) insolubles 0.05 mg m-3 Mena de cromita (cromato) y Cr Aire-zonas de trabajo 0.01 mg m-3 Cromatos de Zinc y también Cr ACGIH1 Orina humana 10-30 µg g-1 creatinina 1 µg m-3 10 h para sales de Cr(VI) carcinogénicas 25 µg m-3 10 h para sales de Cr(VI) no carcinogénicas incluyendo ácido crómico NIOSH2 Airezonas de trabajo 50 µg m-3 15 min. en zonas cerradas para sales de Cr(VI) no carcinogénicas 100 µg m-3 Límite de exposición permisible para ácido crómico y cromatos (zonas cerradas) 500 µg m-3 Límite de exposición para sales solubles de cromo OSHA3 Airezonas de trabajo 1000 µg m-3 Límite de exposición para cromo metal y sales insolubles Ambiente atmosférico Sin datos No está contemplado en la página oficial de la EPA dentro de la lista de Hazard Air Pollutant (año 2007) EPA4 Agua potable 50 µg l-1 Regulado para el máximo nivel de cromo total 1ACGIH: American Conference of Governmental Industrial Hygienists (http://www.acgih.org/home.htm), 2NIOSH: National Institute for Occupational Safety and Health (http://www.cdc.gov/niosh/), 3OSHA: Occupational Safety and Health Administration (http://www.osha.gov/), 4EPA: Environmental Protection Agency (http://www.epa.gov/). En particular se sabe que el cromo, en su forma hexavalente, se presenta en concentraciones elevadas en muestras de cemento. La concentración de esta Capítulo 1 12 especie se incrementa durante el proceso de fabricación, aún cuando durante el mismo se añaden en algunos casos reductores como sulfato ferroso para minimizar estos niveles. Su producción industrial, por tanto, también acarrea riesgos de exposición debido a la naturaleza de este tipo de productos pulverulentos. Las principales vías de entrada de este tóxico carcinogénico durante su producción son por inhalación de polvo de cemento o por el contacto con la dermis de los trabajadores durante su manipulación. La Comisión Europea recomienda no poner a la venta o no permitir el uso de estos productos para actividades manuales cuando existe riesgo de contacto con la piel y su contenido supera los 2 µg g-1 (0.0002%) de Cr(VI) soluble. La correlación entre el contenido en cementos de Cr(VI) soluble en agua y una reacción alérgica en la piel ha sido recogida por el Comité Europeo -Scientific Comité on Toxicity, Ecotoxicity and The Environment- (SCTEE) para examinar la toxicidad y ecotoxicidad de compuestos químicos (SCTEE 2002). El análisis de Cr(VI) en muestras de cemento y sedimento marino y los comentarios de los resultados obtenidos se recogen en el capítulo 6 de este trabajo. 3.3.2. Contaminación medioambiental La EPA ha establecido procedimientos estándar de tratamiento de cromo en aguas residuales basados en su reducción y precipitación química (Smith, L. A. y col. 1995). Estos mismos procedimientos se han propuesto para la remediación de suelos contaminados, y en ellos los reductores propuestos son ácidos orgánicos, sales de Fe(II) o materia orgánica de desecho (James, B. R. 1996). La Directiva 76/464/CEE, de 4 de mayo, impone a los Estados miembros de la Unión Europea la obligación de adoptar determinadas medidas para eliminar la contaminación causada por los vertidos al medio acuático de las sustancias peligrosas. Respetando estas medidas de la Unión Europea, España en el Real Decreto 995/2000, de 2 de junio, ha fijado objetivos de calidad para determinadas sustancias contaminantes, y en el mismo Decreto ha modificado el Reglamento de Dominio Público Hidráulico. Se establece así un régimen jurídico aplicable a las aguas superficiales continentales que contengan ciertos contaminantes como el Introducción 13 cromo. En el anexo I de esta directiva europea se encuentra el cromo total disuelto cuyo objetivo de calidad en agua es de 50 µg l-1. Se generan grandes cantidades de residuos de cromo durante muchos procesos industriales y se acaban vertiendo en el medioambiente. Estas descargas antropogénicas de metal, como se ha comentado anteriormente, son el resultado de actividades industriales como el cromado, curtido, inhibición de la corrosión, disoluciones de lavado de cristales, conservación de maderas, acabado metálico o procesado del mineral de cromita, en donde se emplean tanto cromo trivalente como hexavalente (Barceloux, D. G. 1999; Losi, M. E. y col. 1994). Con frecuencia, las actividades antropogénicas en estuarios y costas generan áreas contaminadas. En particular, los estuarios presentan un equilibrio medioambiental muy característico y a veces crítico. Cambios en la salinidad, composición química (nutrientes, gases disueltos, metales traza), morfología y corrientes (mareas y corrientes fluviales) son los factores clave de su calidad y equilibrio (Elliott, M. y McLusky, D. S. 2002; Uncles, R. J. 2002; Villares, R. y Carballeira, A. 2003). La regulación de contaminantes no es tan sencilla en sedimentos marinos. El cromo es un contaminante común de estuarios, pero los niveles de contaminación total son difíciles de evaluar. Por ello, directivas como las publicadas por el Parlamento Europeo o la Comisión para la Protección del Ambiente Marino del Atlántico Nororiental OSPAR (‘Oslo y París’) han estado estudiando los siguientes factores (EP 2000; EP 2001; OSPAR 2000): ¾ Criterio de evaluación toxicológica -Ecotoxicological Assessment Criteria- en agua, sedimento, peces y mejillones. ¾ Concentraciones de fondo de referencia de numerosos contaminantes, incluyendo al cromo. El convenio de protección del medio marino del Atlántico Nororiental (22 septiembre de 1992, París) ha sido aceptado por España, asimilado y publicado en el Boletín Oficial del Estado (BOE 1998). Dentro del Comité ASMO -Assessment and Monitoring-, es decir, el Comité de Evaluación y Seguimiento del Convenio OSPAR, existe un grupo de trabajo para la aplicación del Programa RID -Riverine Inputs and Dischargessobre control de emisiones a través de los ríos y descargas directas al mar, en cuyas reuniones Capítulo 1 20 En general estos ácidos se consideran macromoléculas complejas de composición variable (Buffle, J. y col. 1988; Decho, A. W. y Luoma, S. N. 1994; Leenheer, J. A. y col. 1995). Tanto los AH como los AF poseen estructuras flexibles sujetas entre ellas bajo interacciones inter- e intramoleculares de pequeña energía, y además están enlazadas a óxidos de Fe(III) y Mn(IV) de sedimentos siempre que las condiciones no sean anóxicas. En función de los grupos funcionales y propiedades fisicoquímicas se elaboraron distintos modelos para explicar la capacidad de complejación de estos compuestos. Todos los modelos coinciden en las ideas de flexibilidad, moléculas de estructura tridimensional de gran tamaño con cadenas alifáticas, alta aromaticidad, un gran número de puntos de complejación, la posibilidad de agregación inter- e intramolecular y una naturaleza altamente electrolítica (Jickells, T. D. y Rae, J. E. 1997; Stumm, W. 1987). Dado que el material húmico forma parte tanto de los sedimentos, material coloidal como el medio acuático, va a ser un componente de importancia en el ciclo del metal. La interacción que se dará con el metal estará directamente ligada a la estructura de estas macromoléculas de tamaño variable y las condiciones de salinidad (Lores, E. M. y Pennock, J. R. 1998). Las especies de cromo implicadas en las reacciones de complejación serán fundamentalmente las de cromo trivalente (Fukushima, M. y col. 1995). La salinidad puede afectar al enlace de cromo con los ácidos húmicos y fúlvicos, pudiendo influir de algún modo en la biodisponibilidad. Las condiciones medioambientales determinarán estas complejaciones, dado que el metal se introduce en el estuario por fuentes antropogénicas y no es un constituyente mayoritario natural del medio. Estudios experimentales, como los de B. M. Petronio, relativos a la distribución de metales (Cu, Pb, Cd, Zn ,Fe, Cr, Ni, Co, Mn y Al) asociados con sustancias húmicas en muestras de sedimentos marinos destacan estas fracciones orgánicas como eslabones de importancia en los ciclos biogeoquímicos (Petronio, B. M. y col. 1993). Tanto cambios de pH, como de fuerza iónica influirán en la quelatación y liberación del metal asociado a las sustancias húmicas por medio de sus numerosos y variados grupos funcionales, constituyendo la materia orgánica libre, sedimentada o coloidal. Introducción 21 Estos metales complejados cuando pasan de zonas de río a tramos de estuario o al mar pueden liberarse con el cambio de pH y de salinidad de las aguas (Lores, E. M. y Pennock, J. R. 1998). En el capítulo dedicado a la extracción secuencial de BCR se mostrarán valores de cromo extraído en la fase orgánica de los sedimentos de Arousa sensiblemente superiores al resto de fracciones extraídas (cromo intercambiable y cromo asociado a óxidos e hidróxidos de Fe y Mn). Esto indica que esta fracción es importante para el cromo, superando incluso su contenido en algunos casos al encontrado en la fracción residual. 5. Biodisponibilidad En general las reacciones de adsorción de los sedimentos (ver Tabla 1- 3) afectan a tres procesos importantes dentro de la química acuática: (i) la distribución de sus elementos entre la fase acuosa y la materia particulada, que afecta a su transporte en la hidrosfera, (ii) a las propiedades electrostáticas de las partículas suspendidas, que afectan a su agregación y transporte y (iii) a la reactividad de las superficies, incluyendo disolución, precipitación y reacciones de catálisis superficial de los solutos (Stumm, W. 1987). Tabla 1- 3: Interacciones intermoleculares de importancia en la química acuática de superficies. Reacciones químicas con superficies Hidrólisis superficiales Complejaciones superficiales Intercambio de ligandos superficiales Formación de enlaces de hidrógeno Interacciones eléctricas en las superficies Interacciones electrostáticas Interacciones de polarización Interacciones con disolventes Interacciones hidrofóbicas e hidrofílicas. Además, las reacciones abarcan mecanismos como: interacciones eléctricas y químicas intermoleculares, mecanismos de adsorción asociados a compuestos y superficies orgánicas, y mecanismos de adsorción asociados a superficies Capítulo 1 22 inorgánicas. Las interacciones intermoleculares más destacadas en química acuática de superficies se recogen en la Tabla 1- 3. Algunos de estos procesos (Buffle, J. y col. 1988) pueden observarse en la Figura 1- 5. Figura 1- 5: Representación del papel que pueden desempeñar partículas inorgánicas en suspensiones y material orgánico como componentes fúlvicos en el ciclo de metales mayoritarios (Mm), vitales (Mv) y tóxicos (Mt). La localización de los contaminantes asociados a los sedimentos se corresponde fundamentalmente a las interfases sedimento-agua. También es importante en los Introducción 23 sedimentos tanto mecanismos de floculación como velocidades de sedimentación, o el tipo de deposición (Kavanaugh, M. C. y Leckie, J. 1980; Olausson, E. y Cato, I. 1980), como se muestra en la Figura 1- 6. Figura 1- 6: Procesos de transporte de materia en un estuario teniendo en cuenta la influencia de distintos factores como las corrientes o las mareas. Además de los fenómenos mencionados, en medios acuáticos, las distintas formas químicas de un elemento pueden tener un comportamiento físico, químico y biológico totalmente distinto. La naturaleza de los iones metálicos que se incorporan en compuestos presentes en la naturaleza juega un papel central en la determinación de la distribución y circulación del mismo en el medio ambiente. Por lo que es importante intentar conocer esa distribución así como los tiempos de residencia en cada estadio. El ciclo entre sedimento, agua y biota dependerán fundamentalmente de parámetros como el pH, salinidad del agua, procesos redox con sustancias presentes en el medio y reacciones con agentes complejantes. Respecto a la biota, los iones metálicos están fuertemente asociados a procesos biológicos, siendo algunos esenciales. Todos los metales bajo ciertos niveles de concentración pueden ser tóxicos. La movilización antropogénica de ciertos metales tóxicos puede cambiar las condiciones naturales del medio y modificar su ciclo vital (Stumm, W. 1987). Tras los comentarios realizados, se puede definir el concepto de biodisponibilidad en este ámbito. La biodisponibilidad de contaminantes asociados a sedimentos es la fracción total del contaminante en agua intersticial y en las partículas de sedimento que está disponible durante la bioacumulación. Se considera, asimismo, bioacumulación a la acumulación del contaminante a través de todas las rutas Capítulo 1 24 disponibles para los organismos presentes. Estas rutas incluyen procesos como biotransformación y excreción. Una medida simple del sedimento es insuficiente para definir la concentración del contaminante al que la biota está expuesta, pero es representativo en ciertos grados de estudio. Por tanto consideramos el examen de los sedimentos como una medida parcial de la exposición potencial en el ecosistema acuático. En la bioacumulación de contaminantes procedentes de sedimentos influyen diferentes factores, destacando 3 grandes áreas: ¾ Características del contaminante. ¾ Composición y características del sedimento. ¾ Comportamiento y fisiología de los organismos. En la contaminación costera los mejillones han sido usados como monitores biológicos. Con ellos se ha llegado a estudiar la eficiencia de asimilación de Cr(III) y de Cr(VI) tanto procedente del agua, como del fitoplancton y sedimentos ingeridos (partículas en suspensión). Las medidas realizadas en estos estudios han demostrado que el cromo se acumula en los mejillones principalmente por 2 fuentes: Cr(III) procedente de la materia particulada, y Cr(VI) disuelto en la fase acuosa (Wang, W. X. y col. 1997). Se han llevado a cabo estudios similares en almejas, en donde además se ha tenido en cuenta la influencia de la biomasa de microalgas en la eficiencia de absorción de cromo, entre otros metales (Lee, B. G. y Luoma, S. N. 1998). En las algas verdes también se ha examinado la variación de concentración de cromo, encontrando que estas variaciones de metal dependían del medioambiente en el que se encontraban. La bioacumulación difería en función de la localización, de factores fisicoquímicos como pH, temperatura, salinidad, luz y exposición al oleaje del mar. En ese mismo estudio se encontraron variaciones estacionales del metal dependientes del crecimiento dinámico, la edad de los tejidos, y en función de la concentración del metal al que estaban expuestas en el agua (Haritonidis, S. y Malea, P. 1995). También, dado que podríamos considerar que los sedimentos son un sumidero de cromo, la bioacumulación en los bivalvos se encuentra condicionada por la materia orgánica que cubre a los sedimentos (ácidos húmicos y fúlvicos fundamentalmente y Introducción 25 entre otros). El material húmico es común en sedimentos de estuarios y costas, y la ingestión de estos materiales por la biota puede representar una fuente de exposición a metales con los que se encuentran complejados. Decho investigó la eficiencia de asimilación en dos almejas (Macoma balthica, Potamocorbula amurensis) y seleccionó el cromo porque es un contaminante común en estuarios. En sus conclusiones recoge que los ácidos fúlvicos tienen menor afinidad por cualquiera de las partículas utilizadas en el experimento (partículas de sílice o partículas cubiertas con óxidos de Fe) que los fúlvicos, y en general las capas orgánicas de las partículas afectan a la adsorción de cromo en las estructuras silíceas de los sedimentos. No encontraron grandes diferencias en la adsorción con capas de ácidos húmicos o fúlvicos, y aunque trabajaron con concentraciones elevadas de metal nunca llegaron a saturar los ligandos de este material (Decho, A. W. y Luoma, S. N. 1994). Cuando las sustancias húmicas se asocian con distintas superficies minerales, el enlace de los grupos funcionales con la superficie (ver Figura 1- 7) puede diferir en la conformación estérica de la molécula, y esto hace que los ligandos puedan o no estar disponibles condicionando también la fortaleza de los enlaces con los metales presentes en el medio (Buffle, J. y col. 1988). Figura 1- 7: Material húmico asociado a los sedimentos susceptible de coordinarse con cationes metálicos. Para la materia viva se ha encontrado que la absorción de cromo es <11% y las diferencias de absorción incluyen: efectos de las distintas capas de los sedimentos, concentración del metal en el medio, proceso de digestión y efectos específicos de cada especie. Por tanto los sedimentos actúan como un eslabón nutricional, y la variabilidad en la biodisponibilidad de metales enlazados a partículas refleja la complejidad de las reacciones metálicas con sustancias húmicas (Decho, A. W. y Luoma, S. N. 1994). Capítulo 1 26 6. Muestreo, almacenamiento y pretratamiento de muestras Esta es la etapa analítica en donde más manipulación instrumental y química suele ser necesaria. En general para los metales, y especialmente en el caso del cromo, es importante ser consciente de las clases y grados de transformación química que pueden darse en los sedimentos mientras se están estudiando. Los sedimentos frescos son reactivos debido a su contenido degradable de materia orgánica que puede transformarlos rápidamente en anóxicos si los cerramos en un recipiente de muestreo a temperatura ambiente. Por esta causa y por otras se pueden originar cambios en los equilibrios biogeoquímicos. Muchas de las técnicas analíticas emplean métodos preparativos que alteran la especiación química de los componentes inorgánicos además de favorecer pérdidas de analito antes del análisis. Dentro de estos procedimientos surgen problemas por congelación, liofilizado, evaporación, oxidación, cambios o ajustes en el pH, reacciones catalizadas por la luz, reacciones con los contenedores de muestra, demoras excesivas antes de los análisis de muestras biológicas activas, etc. (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2001). Durante el muestreo y la preparación se deben evitar cambios de las condiciones medioambientales, y si queremos estudiar esos cambios se deben llevar a cabo experimentos diseñados cuidadosamente. Los depósitos de sedimento son heterogéneos y su composición varía en las diferentes capas sedimentadas. De ellas, la fina capa de sedimento superficial controla el intercambio de elementos traza entre el sedimento y la columna de agua en contacto, proporcionando información sobre los contaminantes a los que se expone potencialmente la biosfera de esos ambientes (Olausson, E. y Cato, I. 1980). El tipo de secado causa grandes cambios tanto en sedimentos óxicos como anóxicos. De hecho el secado de sedimentos óxicos en horno reduce la cantidad de Fe extraíble en métodos que liberan los óxidos amorfos de Fe (ácido acético, hidroxilamina) ya que aumenta la cristalinidad de dichos óxidos. Con este secado se generan cambios en la capacidad extractiva especialmente en las capas de óxidos de Fe y Mn y en la capa orgánica, y disminuye la fracción de metal intercambiable y Introducción 27 asociada a carbonatos por el efecto del oxígeno gaseoso. Para minimizar estas pérdidas se aconseja un secado mejor por exposición al aire o, aún mejor, el secado por congelación (liofilizado). Las muestras, una vez secas, son estables durante años (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2001). El almacenamiento seco de sedimentos a temperatura ambiente es inapropiado dado que la población microbiana puede inducir cambios en las propiedades de los sedimentos almacenados, pasando a ser de oxidantes a reductoras. La refrigeración retrasa o inhibe estos efectos, pero la congelación suele ser un método útil para minimizar la actividad microbiana dado que mata estos biocomponentes. Consecuente a esta lisis celular se provoca una liberación de fluidos orgánicos junto con complejos metálicos traza. El congelado aumenta la solubilidad de los metales en agua afectando a su extracción con agentes suaves (máximo en Mn 8-17%) (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2001). Sin embargo el almacenamiento de sedimentos anóxicos por congelación no causa estos problemas de fraccionamiento de metales ni los cambios anteriores citados. Es recomendable el uso de recipientes plásticos inertes, e incluso en algunos casos contenidos en otros recipientes de vidrio bajo atmósfera de argón. En general no se puede evitar mínimos cambios en las muestras cuando interesa la especiación de elementos traza y lo ideal es analizar de inmediato las muestras tras su recolección. Algunos autores intentaron correlacionar la heterogeneidad de este tipo de muestras mediante el tamizado. Esta correlación considera el tamaño de partícula o el tipo de superficie y el tipo de análisis extractivo. Las capas de óxidos amorfos afectan al área superficial de sedimento y en los niveles de metales traza. Las capas orgánicas, las de carbonatos o de hidróxidos también son importantes adsorbentes geoquímicos (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2001). Capítulo 1 28 RÍA DE AROUSA 1. Rías Baixas: situación y características generales Las Rías Baixas son cuatro bahías de geometría alargada que se adentran en la costa oeste gallega (Noroeste de España) con orientación en dirección sudoestenordeste. De norte a sur nos encontramos con la Ría de ‘Muros e Noia’, la Ría de Arousa, la Ría de Pontevedra y la Ría de Vigo. De ellas, la Ría de Arousa es la más larga (Otto, L. 1975). La profundidad de las rías varía desde unos 50-60 metros en las zonas más externas a 5-10 metros en las bocas, próximas al límite fluvial. A excepción de la Ría de ‘Muros e Noia’, todas estas bahías presentan islas rocosas en su entrada que actúan de escudo de protección ante la acción del Océano Atlántico (Vilas, F. y col. 2005). 2. Ría de Arousa: situación y características generales La Ría de Arousa, no solo es la más larga de las Rías Baixas, si no que es la que presenta una geografía más irregular. Abarca una superficie de 230 km2, y su longitud desde la isla de Sálvora en la entrada de la boca del estuario hasta el río Ulla es de 25 km. Su canal principal mide unos 3 km de largo y se observa fácilmente en la representación batimétrica realizada de la ría para este trabajo (ver Figura 1- 8). La topografía compleja de Arousa incluye cuatro islas principales (Sálvora, Arousa, Cortegada y A Toxa), una gran cantidad de islas de menor tamaño, rocas y varias ensenadas secundarias (Otto, L. 1975). La zona más profunda de la ría, como se indica más adelante en este trabajo, alcanza casi los 70 metros. La definición lo más exacta posible de la zona costera muestreada en este trabajo ha sido el punto de partida del estudio medioambiental realizado. Además de la situación y características mencionadas de Arousa, se ha clasificado al estuario atendiendo a las distintas definiciones consultadas. A este respecto, Pritchard define genéricamente estuario como una ‘columna de agua semi-cerrada, con una conexión libre con el mar abierto y en donde el agua de mar se diluye con el agua dulce procedente del drenaje de la zona terrestre’ (Elliott, M. y McLusky, D. S. 2002; Olausson, E. y Cato, I. 1980). Esta es una definición Introducción 29 simplificada válida para nuestra área de investigación de cromo descrita, la Ría de Arousa, cuyas características batimétricas se representan a continuación en la Figura 1- 8. -80 -70 -60 -50 -40 -30 -20 -15 -10 -5 0 50 100 300 600 Altitud y profundidad /metros Ría de Arousa Figura 1- 8: Líneas batimétricas principales de la Ría de Arousa. Se pueden apreciar en la Figura 1- 8 las pequeñas diferencias en profundidad a lo largo de la zona muestreada de Arousa. Estas diferencias caracterizan de forma más específica a la ría, junto con otras características que se enumeran a continuación (Otto, L. 1975): ¾ Movimiento de mareas con mezclado de agua horizontalmente y verticalmente, es decir, con mezclado parcial de la columna de agua. ¾ Procesos de afloramiento de aguas frías ricas en nutrientes en la zona interna de la ría. Capítulo 1 36 El estudio de temperaturas y distintos gases de combustión mejoraron y favorecieron el análisis cada vez más específico de analitos. El desarrollo de la técnica de FAAS ha sido complementada con el uso de tubos atrapa-átomos (STAT: slotted tube atom trap) o la inserción de botes con muestra directamente en las llamas (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). En definitiva, el cromo puede determinarse por esta técnica o bien en llamas de aireacetileno ricas en fuel o bien en llamas de óxido nitroso-acetileno (Quevauviller, P. y col. 1995). El dispositivo de atomización más empleado para este análisis es un quemador laminar con cámara de premezcla. La llama de aire-acetileno es la que mayor sensibilidad presenta, pero al mismo tiempo puede ser más susceptible de sufrir interferencias (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Por otro lado, y como se ha comprobado experimentalmente al realizar la especiación de cromo, bajo una llama aire-acetileno rica en fuel las especies hexavalente y trivalente de este metal no presentan idéntica sensibilidad (Quevauviller, P. y col. 1995). La volatilización de una sustancia en una llama está controlada por el diámetro de partícula de dicha sustancia, por lo que también depende del diámetro de la gota nebulizada, está controlada asimismo por las reacciones químicas que sufre durante la volatilización (precipitación, deshidratación, descomposición térmica de sales, formación del analito con concomitantes de nuevas fases térmicamente estables o reacciones heterogéneas de superficie con gases de la llama entre las que se encuentran distintas reducciones o formación de carburos). Para eliminar interferencias se han empleado distintos compuestos como cloruro amónico (Barnes, L. 1966), tiocianato potásico, persulfato potásico (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999) o fluoruro amónico solo o junto con sulfato sódico (Hurlbut, J. A. y Chriswel, C. D. 1971). Estos efectos se eliminan fácilmente con una llama de óxido nitroso-acetileno. En esta última llama ambas especies de cromo presentan una misma sensibilidad, aunque inferior a la de una llama aire-acetileno. La longitud de onda más empleada en las determinaciones de cromo es 357.9 nm. En general las líneas analíticas de cromo más sensibles se muestran en la Tabla 1- 4 (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Introducción 37 Tabla 1- 4: Líneas de resonancia más sensibles de cromo. Longitud de onda / nm Nivel de energía / K Rendija / nm Concentración característica / mg l-1 357.87 0-27935 0.7 0.04 359.35 0-27820 0.7 0.05 360.53 0-27729 0.7 0.07 425.44 0-23499 0.7 0.11 427.48 0-23386 0.7 0.14 428.97 0-23305 0.7 0.20 2. Atomización electrotérmica Los estudios de atomizadores realizados por Boris L´Vov, Hans Massmann y Walter Slavin, entre otros, han sido fundamentales para el desarrollo de esta técnica. No en vano, L´Vov redescubrió la AAS usando un horno calentado eléctricamente como dispositivo de atomización y presentó los principios teóricos de la atomización electrotérmica en 1966. Estos principios fueron publicados más tarde en inglés, en 1970 (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Basándose en los descubrimientos de L´Vov, Walter Slavin introdujo el concepto de ‘Stabilized Temperature Platform Furnace’ (STPF) (Schlemmer, G. 1996), es decir, horno con plataforma para estabilización de temperatura, alcanzando las condiciones ideales isotérmicas indicadas por L´Vov. Además de la ‘plataforma L´Vov’, Slavin incluyó los siguientes elementos en el concepto de STPF: ¾ Una velocidad de calentamiento del tubo rápida (1500-2000 ºC / s). ¾ Trabajo sin flujo de gas durante la atomización (stop flow). ¾ Registro de señales electrónicas rápidas para estar libres de distorsiones. ¾ Integración del área de pico de absorbancia. La modificación química para reducir interferencias espectrales y no espectrales ha jugado un papel importante en el desarrollo del concepto de STPF. El uso de aditivos químicos para obtener una alteración controlada de las propiedades físicas y químicas de la muestra ha sido fundamental en muchos elementos para formar compuestos térmicamente estables de analito o para desestabilizar el resto de elementos de la matriz de muestra. De este modo se facilita la separación de concomitantes del analito antes de la atomización, se controlan las reacciones en la Capítulo 1 38 fase condensada para evitar pérdidas de analito y se minimiza la influencia de concomitantes que no se hayan podido separar mediante unas condiciones de atomización óptimas (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). En atomización electrotérmica ha tenido un gran impacto el uso de hornos de grafito. De ellos los dispositivos provistos de grafito pirolítico han demostrado una mayor sensibilidad para el cromo en muestras biológicas como orina, sangre y suero o muestras ambientales como agua, sedimentos o lodos (Quevauviller, P. y col. 1995). La eficacia de atomización de las llamas no siempre es suficiente para el análisis por absorción atómica a pesar de ser una atomización reproducible, fiable, con sensibilidad, exactitud y precisión aceptables en el intervalo útil de longitud de onda entre 200 y 800 nm (ultravioleta-visible). En general, la atomización electrotérmica presenta algunas ventajas con respecto a la técnica de llama: ¾ El proceso de atomización es prácticamente independiente de las propiedades físicas de la disolución (viscosidad, tensión superficial y densidad). ¾ Se eliminan posibles interferencias por destrucción de la matriz. ¾ Se introducen volúmenes fijos de muestra de forma directa. ¾ Los átomos tienen elevados tiempos de residencia (105 veces superior a las llamas). ¾ La técnica permite el uso de un gas inerte y así aumentan las propiedades reductoras del carbono, facilitando la descomposición de óxidos metálicos con dificultades de atomización en la llama. ¾ Permite obtener límites de detección muy bajos. En general las dos técnicas (FAAS y ETAAS) son complementarias. La atomización electrotérmica se emplea cuando la concentración de analito está próxima al límite de detección en la llama, dicha concentración es muy baja y sólo se dispone de un volumen pequeño de muestra. ETAAS es una técnica discontinua ampliamente estudiada y desarrollada con fines microanalíticos, de forma que la muestra se introduce totalmente y se volatiliza por efecto térmico. Existen distintas modalidades de montajes para la atomización de las muestras (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999), entre las que se encuentran los tubos revestidos de grafito pirolítico (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991) y carburos metálicos (Brennfleck, U. y col. 1996; Bulska, E. y Jedral, W. 1995; Bulska, E. y col. 1998), filamentos y electrodos de Introducción 39 grafito, tubos con plataforma L´Vov y hornos metálicos (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991), entre otros. Los dispositivos electrotérmicos de atomización más extendidos hoy en día son los hornos de grafito, que son tubos cilíndricos fabricados preferentemente con grafito pirolítico ya que es menos poroso y presenta menor tendencia a formar carburos. Dentro de los mismos existen variantes, como la propuesta por L´Vov, en las que se integra una plataforma debido al interés por trabajar en condiciones de atomización isotérmica (STPF). El uso de tubos de grafito pirolítico con plataforma L´Vov se recomiendan en la bibliografía para la determinación de cromo (Quevauviller, P. y col. 1995). Estas condiciones ya se han comentado en este capítulo. Este tipo de atomizador está recomendado para el análisis de cromo, y se muestra a continuación en la Figura 1- 12. Figura 1- 12: Tubo de grafito pirolítico con plataforma L´Vov. La atomización electrotérmica se efectúa mediante una serie de etapas delimitadas y claramente definidas en el tiempo. Son consecutivamente las siguientes: ¾ Secado (eliminación del disolvente). ¾ Mineralización (destrucción de la matriz). ¾ Atomización (formación de átomos libres). En la etapa de atomización se aplica una elevada temperatura con el fin de volatilizar, disociar y prever la condensación de sales de analito. ¾ Limpieza (eliminación de las últimas trazas de muestra antes del próximo análisis, evitando así efectos de memoria). La temperatura aumenta al superar cada etapa, hasta el proceso de limpieza donde se debe usar la máxima temperatura posible para la eliminación total de la muestra analizada. Este aumento progresivo de temperatura durante las distintas etapas a las que se someten las muestras siguiendo este programa electrotérmico se recogen con Capítulo 1 40 detalle en los capítulos experimentales en donde se ha aplicado la técnica de GFAAS. En la atomización electrotérmica la muestra se introduce en el horno antes de la atomización. La absorción del vapor de átomos generado depende de la cantidad de analito presente dando una respuesta de absorción variable con el tiempo y que dura unos segundos. La forma de la señal en función del tiempo depende de las propiedades físicas y químicas de la muestra (cantidad, volatilidad), de la velocidad de calentamiento, y de la naturaleza fisicoquímica del instrumental (material del tubo, porosidad, reactividad, permeabilidad y densidad). La cuantificación de la señal se efectúa midiendo la altura o área de pico de la curva de absorción, y el valor de absorbancia depende del tiempo de atomización de la muestra y del tiempo de permanencia del vapor atómico dentro del volumen de absorción. Normalmente el tiempo de medida se amplía hasta que la señal atómica de absorción alcanza de nuevo el valor de la línea base. Introducción 41 3. Interferencias En absorción atómica la señal analítica no siempre corresponde a la cantidad de elemento que se está midiendo. Interfieren y modifican las características analíticas del método (exactitud, precisión y sensibilidad) diversos factores que se pueden incluir dentro de las interferencias que se indican a continuación: (1) Interferencias espectrales (2) Interferencias de transporte (3) Interferencias de distribución espacial (4) Interferencias de volatilización de soluto (5) Interferencias en la fase vapor Respecto a las interferencias espectrales (1), son las más difíciles de detectar, y se deben a la superposición de líneas o bandas de absorción o de emisión tanto atómicas como moleculares. Pero los casos de solapamiento directo de una línea analítica emitida por la fuente de radiación con la línea de absorción de un concomitante se limitan a casos muy concretos y suelen ser las líneas de analito menos sensibles. Alguno de los pocos ejemplos para cromo que se puede encontrar es el solapamiento espectral de líneas entre los elementos de la Tabla 1- 5. Tabla 1- 5: Posibles interferencias espectrales para cromo tanto en FAAS como en GFAAS. Interferencia espectral debida a solapamiento directo de líneas (Aller, A. J. 1987) Analito Longitud de onda / nm Interferente Longitud de onda / nm Cromo λ = 359,349 nm Mercurio λ = 359,348 nm Cromo λ = 359,349 nm Neón λ = 359,352 nm Interferencia espectral potencial debida a una sobrecompensación de una fuente continua de corrección de fondo (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999) Analito Longitud de onda / nm Interferente Longitud de onda / nm Hierro 358.1 Cromo λ = 357,9 nm Niobio 358.0 En FAAS si trabajamos con un quemador de premezcla adecuado se consigue que la muestra nebulizada se volatilice completamente y se evitan así problemas de Capítulo 1 42 dispersión de radiación debida a partículas presentes en la llama (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). La atenuación de fondo observada en FAAS se atribuye mayoritariamente a la absorción molecular, no suele generar una interferencia espectral importante y en ella la banda de absorción molecular coincide con la línea analítica. Cuando esto sucede debido a la absorción de moléculas o radicales de una llama laminar de premezcla, esta interferencia se puede eliminar con un corrector de fondo continuo (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Sin embargo en FAAS la corrección de fondo por efecto Zeeman presenta muchas desventajas y no se suele aplicar para eliminar estas interferencias. Esto es debido a las dimensiones del quemador (quemadores de unos 10 cm) y la energía que se necesitaría para la correcta magnetización de toda esa zona (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). En GFAAS también encontramos fenómenos de absorción de fondo y dispersión (se produce un falso aumento de la absorción debido al desvío de la luz incidente sin ser absorbida, o bien hay un componente extra de ruido en la señal de medida). El proceso que mayor influencia tiene en la sensibilidad de FAAS es el transporte al atomizador de la disolución que se quiere medir. Las interferencias de transporte (2) dependen de la velocidad de aspiración del nebulizador y el rango de tamaños de las gotas generadas en el aerosol. Todo ello depende a su vez de las características físicas de la disolución a medir: densidad, viscosidad y tensión superficial. Estas interferencias no ocurren en GFAAS dado que no existe dispositivo nebulizador y se dispone una muestra discreta dentro de un atomizador protegido con un gas. Las interferencias de distribución espacial (3) dependen del movimiento de partículas sólidas en el flujo de gases y su correspondiente distribución espacial de analito. Estos cambios en la distribución espacial son función de alteraciones de la cantidad de productos de combustión, cambios en el volumen de la llama, cambios en el flujo de la llama o a la dirección de flujo del analito dentro de la llama (Boss, C. B. y Hieftje, G. M. 1977). Las interferencias de volatilización de soluto (4) son aquellas interferencias originadas por el cambio de la velocidad de volatilización de las partículas de aerosol causadas por la presencia o ausencia de concomitantes. Además de los procesos físicos que influyen en la volatilización del analito, pueden influir en la volatilización del soluto distintas reacciones químicas. Entre ellas se encuentran las siguientes: Introducción 43 ¾ Formación de compuestos entre el analito y los concomitantes durante la desolvatación. Los compuestos con menor producto de solubilidad precipitan primero. ¾ Deshidratación de sales hidratadas. ¾ Descomposición térmica de sales. ¾ Reacciones entre el analito y los concomitantes que generan nuevas fases de estabilidad térmica distinta. Pertenecen a este grupo las reacciones de formación de compuestos poco volátiles con el analito, y en ellas se reduce la velocidad de atomización, originando resultados cuantitativos menores a los esperados. Esto en FAAS se suele resolver aumentando la temperatura de la llama, empleando agentes liberadores (reaccionan con los interferentes e impiden su interacción con el analito) o empleando agentes protectores (forman con el analito especies volátiles estables). ¾ Reacciones heterogéneas en la superficie de la partícula con los gases de la llama. Reacciones de reducción y formación de carburos. En atomización electrotérmica ya no hablamos de interferencias originadas por el cambio de la velocidad de volatilización de las partículas de aerosol. Pero también nos encontramos con reacciones químicas interferentes similares. Se incluyen aquí efectos catalíticos, reacciones con el sistema atomizador (formación de carburos refractarios difíciles de atomizar) (Granadillo, V. A. y col. 1994) o reacciones con la matriz generando óxidos, sales o nuevos compuestos estables que no atomizan. Este tipo de interferencias químicas son más comunes que las espectrales. Si se escogen las condiciones de trabajo adecuadas sus efectos pueden ser mínimos tanto en FAAS como en GFAAS. En GFAAS no es fácil distinguir entre las interferencias por volatilización de soluto y las interferencias en la fase gas. La mayoría de ellas se sitúan en la etapa de mineralización. En FAAS muchos elementos forman óxidos a partir de los iones presentes en la disolución durante la etapa de secado. Como las llamas presentan temperaturas elevadas, estos óxidos pueden reaccionar con otros formando fases térmicamente más estables por lo que la volatilidad del analito se reduce notablemente. Este es el caso de las interferencias de aluminio, fosfato o silicio en la determinación de elementos alcalinotérreos en una llama aire-acetileno. Para combatir esta interferencia en la determinación de elementos alcalinotérreos se ha propuesto el uso Capítulo 1 44 de liberadores, agentes complejantes o incluso surfactantes (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Cuando se observan interferencias en llamas reductoras, estas suelen derivar de la formación de carburos mixtos. Este es el caso del clásico ejemplo de interferencia del hierro en la determinación de cromo. La adición de cloruro amónico elimina esta interferencia al aumentar la volatilidad del cromo evitando así la formación de óxidos de cromo refractarios. La fuerte dependencia de esta interferencia con la estequiometría de la llama aire-acetileno hace que en la determinación de cromo se trabaje con llamas ricas en fuel para trabajar con una óptima sensibilidad (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Las interferencias en la fase vapor (5) que nos podemos encontrar son las interferencias de disociación y las de ionización térmica. En las primeras destacan las reacciones de disociación de óxidos e hidróxidos metálicos (Skoog, D. A. y Leary, J. J. 1997). Las segundas son debidas a la transferencia de carga de iones moleculares como C2H3+ o H3O+ o a ionizaciones por colisión en la zona más reactiva de la llama. No se han encontrado referencias relativas a interferencias por ionización en dispositivos de GFAAS. Existen dos mecanismos conocidos para la supresión de las reacciones de ionización: bajar la temperatura de la llama (en el caso de metales alcalinos) y/o añadir un exceso de elemento fácilmente ionizable (cesio o potasio) para desplazar el equilibrio de ionización del analito (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Además de las interferencias descritas, para GFAAS también se deben mencionar las siguientes interferencias que se pueden clasificar como físicas: ¾ Volatilización incompleta. ¾ Efecto de la matriz (originada por las diferencias físicas entre la matriz y los patrones, influyendo en el número de átomos neutros disponibles para la absorción de la radiación de resonancia). Esto se combate con el uso de modificadores químicos. En general los métodos de atomización electrotérmica poseen una buena sensibilidad y suelen estar libres de interferencias químicas, aunque puedan ser susceptibles de interferencias espectrales. En GFAAS pueden existir interferencias físicas al ocluirse el elemento en la matriz interferente (Aller, A. J. 1987). Trabajando en condiciones de STPF se puede conseguir en tubos calentados longitudinalmente una temperatura óptima de atomización de 2500 ºC y una masa característica de 3 pg. En FAAS la Introducción 45 concentración característica con una llama aire-acetileno rica en fuel que se puede alcanzar a 357.9 nm es de 0.04 mg l-1 (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). 4. Eliminación de interferencias Las interferencias espectrales se eliminan en general usando un monocromador de buen poder de resolución, con la modulación adecuada y el uso de líneas de absorción recomendables. La corrección de las interferencias físicas puede realizarse por dilución de la muestra, emparejamiento de las propiedades físicas y composición de las muestras y patrones, empleo de técnicas de patrón interno o con el uso de técnicas de adición de patrón. Para la corrección de la dispersión o el fondo se pueden usar distintos correctores, entre los que se encuentra la lámpara de deuterio (zona ultravioleta), en donde dicha lámpara actúa como fuente de radiación continua que atraviesa la muestra alternativamente a la fuente de radiación excitatriz. Esta fuente de corrección continua tiene ciertas limitaciones que se comentarán en los siguientes apartados. En GFAAS el uso de una atmósfera inerte (Ar) (Quevauviller, P. y col. 1995) o reductora permite eliminar posibles interferencias químicas (Aller, A. J. 1987). 4.1. Corrección de fondo La radiación que atraviesa un atomizador puede atenuarse no solo por absorción atómica. Existen otros efectos denominados comúnmente absorción de fondo o pérdida de radiación no específica. No existen técnicas que permitan medir exclusivamente la absorción atómica de una analito por lo que se mide la absorción total (específica y no específica) y se mide adicionalmente la atenuación de esta radiación que se descuenta de la primera (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Se han desarrollado diversos métodos para corregir esta atenuación de la radiación. Destacan por su aplicación los métodos de corrección con fuente continua, los basados en el efecto Zeeman y los que utilizan una fuente pulsante de alta intensidad (método Smith-Hietfje). Estos métodos de corrección se comentan a continuación. Capítulo 1 52 Boughriet, A., L. Deram y M. Wartel. 1994. Determination of dissolved chromium(III) and chromium(VI) in sea-water by electrothermal atomic-absorption spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 9(10):1135-1142. Brennfleck, U., G. MullerVogt y W. Wendl. 1996. Stabilization of the oxide forming elements, lead, thallium and tin in graphite tubes for graphite furnace atomic absorption spectrometry by intercalation. Spectrochimica Acta Part B-Atomic Spectroscopy 51(9-10):1139-1145. Bruhn, C. G., J. Y. Neira, M. I. Guzman, M. M. Darder y J. A. Nobrega. 1999. Study of chemical modifiers for the determination of chromium in biological materials by tungsten coil electrothermal atomic absorption spectrometry. Fresenius Journal of Analytical Chemistry 364(3):273-278. Buerge, I. J. y S. J. Hug. 1997. Kinetics and pH dependence of chromium(VI) reduction by iron(II). Environmental Science & Technology 31(5):1426-1432. Buerge, I. J. y S. J. Hug. 1998. Influence of organic ligands on chromium(VI) reduction by iron(II). Environmental Science & Technology 32(14):2092-2099. Buffle, J., R. A. Chalmers, M. R. Masson y D. Midgley. 1988. Complexation reactions in aquatic systems: an analytical approach. E. Horwood; Halsted Press. Bulska, E. y W. Jedral. 1995. Application of palladium-plating and rhodium-plating of the graphite-furnace in electrothermal atomic-absorption spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 10(1):49-53. Bulska, E., K. Liebert Ilkowska y A. Hulanicki. 1998. Optimization of electrochemical deposition of noble metals for permanent modification in graphite furnace atomic absorption spectrometry. Spectrochimica Acta Part B-Atomic Spectroscopy 53(6-8):1057-1062. Burriel Martí, F., F. Lucena Conde, S. Arribas Jimeno y J. Hernández Méndez. 1994. Química analítica cualitativa. Paraninfo. Carballeira, A., E. Carral, X. M. Puente y R. Villares. 1997. Estado de conservación de la costa de Galicia: nutrientes y metales pesados en sedimentos y organismos intermareales. Universidade de Santiago de Compostela. Carlosena, A., P. López Mahía, S. Muniategui, E. Fernández y D. Prada. 1998. Determination of chromium in nitric acid extracts of soils by flame and electrothermal atomic absorption spectrometry. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 13(12):1361-1368. Chakraborty, R., A. K. Das, M. L. Cervera y M. Delaguardia. 1995. Determination of chromium by electrothermal atomic-absorption spectrometry after rapid microwaveassisted digestion of sediment and botanical samples. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 10(5):353-358. Bibliografía 53 Cobelo García, A. y R. Prego. 2003. Heavy metal sedimentary record in a Galician Ria (NW Spain): background values and recent contamination. Marine Pollution Bulletin 46(10):1253-1262. Comber, S. y M. Gardner. 2003. Chromium redox speciation in natural waters. Journal of Environmental Monitoring 5(3):410-413. Cornelis, R. 2005. Handbook of elemental speciation II: species in the environment, food, medicine & occupational health. J. Wiley. Cossich, E. S., E. A. Da Silva, C. R. G. Tavares, L. Cardozo y T. M. K. Ravagnani. 2004. Biosorption of chromium(III) by biomass of seaweed Sargassum sp. in a fixed-bed column. Adsorption-Journal of the International Adsorption Society 10(2):129- 138. Cotton, F. A. y G. Wilkinson. 1996. Química inorgánica avanzada. Ed. Limusa. de Castro, M., M. Gómez Gesteira, R. Prego y I. Álvarez. 2004. Ria-ocean exchange driven by tides in the Ria of Ferrol (NW Spain). Estuarine Coastal and Shelf Science 61(1):15-24. Decho, A. W. y S. N. Luoma. 1994. Humic and fulvic-acids - sink or source in the availability of metals to the marine bivalves Macoma-Balthica and Potamocorbula- Amurensis. Marine Ecology-Progress Series 108(1-2):133-145. Eary, L. E. y D. Rai. 1991. Chromate reduction by subsurface soils under acidic conditions. Soil Science Society of America Journal 55(3):676-683. Elliott, M. y D. S. McLusky. 2002. The need for definitions in understanding estuaries. Estuarine Coastal and Shelf Science 55(6):815-827. EP. 2000. European Water Framework Directive (WFD Directive 2000/60/EC). Official Journal of the European Communities. EP. 2001. Decision No 2455/2001/EC of the European Parliament and of the Council of 20 November 2001. Official Journal of the European Communities. EPA. 1998a. Toxicological review of trivalent chromium (CAS No. 16065-83-1). In support of summary information on the Integrated Risk Information System (IRIS). U.S. Environmental Protection Agency Washington, DC. EPA. 1998b. Toxicological review of hexavalent chromium (CAS No. 18540-29-9) In support of summary information on the Integrated Risk Information System (IRIS). U.S. Environmental Protection Agency Washington, DC. Evans, G., R. J. Howarth y M. A. Nombela. 2003. Metals in the sediments of Ensenada de San Simon (inner Ria de Vigo), Galicia, NW Spain. Applied Geochemistry 18(7):973-996. Capítulo 1 54 Fajgelj, A., K. Lenart, V. Strauch y M. Schara. 1991. Qualitative studies of interactions of chromium(III) on the surface of sediment. Vestnik Slovenskega Kemijskega Drustva 38(4):469-484. Fendorf, S. E. y R. J. Zasoski. 1992. Chromium(III) oxidation by delta-MnO2.1. Characterization. Environmental Science & Technology 26(1):79-85. Figueiras, F. G., U. Labarta y M. J. F. Reiriz. 2002. Coastal upwelling, primary production and mussel growth in the Rias Baixas of Galicia. Hydrobiologia 484(1-3):121-131. Fukushima, M., K. Nakayasu, S. Tanaka y H. Nakamura. 1995. Chromium(III) binding abilities of humic acids. Analytica Chimica Acta 317(1-3):195-206. Granadillo, V. A., L. P. Demachado y R. A. Romero. 1994. Determination of total chromium in whole-blood, blood components, bone, and urine by fast furnace program electrothermal atomization AAS and using neither analyte isoformation nor background correction. Analytical Chemistry 66(21):3624-3631. Griscom, S. B. y N. S. Fisher. 2004. Bioavailability of sediment-bound metals to marine bivalve molluscs: An overview. Estuaries 27(5):826-838. Haritonidis, S. y P. Malea. 1995. Seasonal and local variation of Cr, Ni and Co concentrations in Ulva-Rigida C Agardh and Enteromorpha-Linza (Linnaeus) from Thermaikos Gulf, Greece. Environmental Pollution 89(3):319-327. Harvey, C. E. 1950. Spectrochemical procedures. Chapter 4. Applied Research Laboratories. Hurlbut, J. A. y C. D. Chriswel. 1971. Suppression of interferences by sodium sulfate in trace chromium analyses by atomic absorption spectrometry. Analytical Chemistry 43(3):465-466. James, B. R. 1996. The challenge of remediating chromium-contaminated soil. Environmental Science & Technology 30(6):A248-A251. Jickells, T. D. y J. E. Rae. 1997. Biogeochemistry of intertidal sediments. Cambridge University Press. Johnson, C. A., L. Sigg y U. Lindauer. 1992. The chromium cycle in a seasonally anoxic lake. Limnology and Oceanography 37(2):315-321. Kavanaugh, M. C. y J. Leckie. 1980. Particulates in water: characterization, fate, effects, and removal. American Chemical Society. Lee, B. G. y S. N. Luoma. 1998. Influence of microalgal biomass on absorption efficiency of Cd, Cr, and Zn by two bivalves from San Francisco Bay. Limnology and Oceanography 43(7):1455-1466. Leenheer, J. A., R. L. Wershaw y M. M. Reddy. 1995. Strong-acid, carboxyl-group structures in fulvic-acid from the Suwannee River, Georgia.2. Major structures. Environmental Science & Technology 29(2):399-405. Bibliografía 55 Lin, C. J. 2002. The chemical transformations of chromium in natural waters - A model study. Water Air and Soil Pollution 139(1-4):137-158. Lores, E. M. y J. R. Pennock. 1998. The effect of salinity on binding of Cd, Cr, Cu and Zn to dissolved organic matter. Chemosphere 37(5):861-874. Losi, M. E., C. Amrhein y W. T. Frankenberger. 1994. Environmental biochemistry of chromium. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 136. New York. Manzoori, J. L. y A. Saleemi. 1994. Determination of chromium in serum and lake water by electrothermal atomic-absorption spectrometry using vanadium and molybdenum modifier. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 9(3):337-339. Mayer, L. M. y L. L. Schick. 1981. Removal of hexavalent chromium from estuarine waters by model substrates and natural sediments. Environmental Science & Technology 15(12):1482-1484. Metzler, D. E. 1977. Biochemistry: the chemical reactions of living cells. Academic Press. Nriagu, J. O. y A. Kabir. 1995. Chromium in the Canadian environment. Environmental Reviews (Ottawa) 3(1):121-144. Nriagu, J. O. y E. Nieboer. 1988. Chromium in the natural and human environments. Wiley. Olausson, E. y I. Cato. 1980. Chemistry and biogeochemistry of estuaries. Wiley. OSPAR. 2000. Regional QSR IV, Bay of Biscay and Iberian Coast. OSPAR Commission for the Protection of the Marine Environment of the North-East Atlantic, London. Otto, L. 1975. Oceanography of the Ría de Arosa (N.W. Spain). Staatsdrukkerij's Gravenhage. Pawlisz, A. V., R. A. Kent, U. A. Schneider y C. Jefferson. 1997. Canadian water quality guidelines for chromium. Environmental Toxicology and Water Quality 12(2):123-183. Pérez, F. F., X. A. Álvarez Salgado y G. Roson. 2000. Stoichiometry of the net ecosystem metabolism in a coastal inlet affected by upwelling. The Ria de Arousa (NW Spain). Marine Chemistry 69(3-4):217-236. Petronio, B. M., B. Cosma, A. Mazzucotelli y P. Rivaro. 1993. A multimethod approach to study humic compounds and metal speciation in marine sediment samples. International Journal of Environmental Analytical Chemistry 54(1):45-56. Puls, R. W., D. A. Clark, C. J. Paul y J. Vardy. 1994. Transport and transformation of hexavalent chromium through soils and into ground water. Journal of Soil Contamination 3(2):203-224. Pyrzynska, K. 1995. Chemical modification of graphite surfaces for the determination of chromium by electrothermal atomic absorption spectrometry. Spectrochimica Acta Part B-Atomic Spectroscopy 50(13):1595-1598. Capítulo 1 56 Quevauviller, P., E. A. Maier y B. Griepink. 1995. Quality assurance for environmental analysis: method evaluation within the Measurements and Testing Programme (BCR). Elsevier. Rann, C. S. y A. N. Hambly. 1965. Distribution of atoms in an atomic absorption flame. Analytical Chemistry 37(7):879-884. Repetto, M. 1995. Toxicología avanzada. Díaz de Santos. Ridgway, J. y G. Shimmield. 2002. Estuaries as repositories of historical contamination and their impact on shelf seas. Estuarine Coastal and Shelf Science 55(6):903-928. Roson, G., X. A. Álvarez Salgado y F. F. Pérez. 1997. A non-stationary box model to determine residual fluxes in a partially mixed estuary, based on both thermohaline properties: Application to the Ria de Arousa (NW Spain). Estuarine Coastal and Shelf Science 44(3):249-262. Rubio, B., M. A. Nombela y F. Vilas. 2000. Geochemistry of major and trace elements in sediments of the Ria de Vigo (NW Spain): an assessment of metal pollution. Marine Pollution Bulletin 40(11):968-980. Saleh, F. Y., T. F. Parkerton, R. V. Lewis, J. H. Huang y K. L. Dickson. 1989. Kinetics of chromium transformations in the environment. Science of the Total Environment 86(1-2):25-41. Schlemmer, G. 1996. Graphite furnace AAS for complex samples: Detection limits, precision, long-term stability. Atomic Spectroscopy 17(1):15-21. SCTEE. 2002. C2/AST/csteeop/ChromiumVI 27062002/D(02): Risk to health from chromium VI in cement. Scientific Committee on Toxicity, Ecotoxicity and the Environment, Brussels. Shen, H., P. H. Pritchard y G. W. Sewell. 1996. Microbial reduction of Cr(VI) during anaerobic degradation of benzoate. Environmental Science & Technology 30(5):1667-1674. Skoog, D. A. y J. J. Leary. 1997. Análisis instrumental. McGraw-Hill. Slavin, W., G. R. Carnrick y D. C. Manning. 1982. Magnesium-nitrate as a matrix modifier in the stabilized temperature platform furnace. Analytical Chemistry 54(4):621- 624. Smith, L. A., J. L. Means, A. Chen, B. Alleman, C. C. Chapman, J. S. Tixier, S. E. Brauning, A. R. Gavaskar y M. D. Royer. 1995. Remedial options for metalscontaminated sites. CR Lewis Publishers. Stumm, W. 1987. Aquatic surface chemistry: chemical processes at the particle-water interface. John Wiley & Sons. Taboada, J. J., R. Prego, M. Ruiz Villarreal, M. Gómez Gesteira, P. Montero, A. P. Santos y V. Pérez Villar. 1998. Evaluation of the seasonal variations in the residual Bibliografía 57 circulation in the Ria of Vigo (NW Spain) by means of a 3D baroclinic model. Estuarine Coastal and Shelf Science 47(5):661-670. Tessier, A. y D. R. Turner. 1995. Metal speciation and bioavailability in aquatic systems. J. Wiley. Thomas, R. P., A. M. Ure, C. M. Davidson, D. Littlejohn, G. Rauret, R. Rubio y J. F. López Sánchez. 1994. 3-stage sequential extraction procedure for the determination of metals in river sediments. Analytica Chimica Acta 286(3):423-429. Turner, A. y Y. S. Olsen. 2000. Chemical versus enzymatic digestion of contaminated estuarine sediment: Relative importance of iron and manganese oxides in controlling trace metal bioavailability. Estuarine Coastal and Shelf Science 51(6):717-728. Uncles, R. J. 2002. Estuarine physical processes research: Some recent studies and progress. Estuarine Coastal and Shelf Science 55(6):829-856. Ure, A. M. y C. M. Davidson. 2001. Chemical speciation in the environment. Blackwell Science. Vilas, F., A. M. Bernabeu y G. Méndez. 2005. Sediment distribution pattern in the Rias Baixas (NW Spain): main facies and hydrodynamic dependence. Journal of Marine Systems 54(1-4):261-276. Villares, R. y A. Carballeira. 2003. Seasonal variation in the concentrations of nutrients in two green macroalgae and nutrient levels in sediments in the Rias Baixas (NW Spain). Estuarine Coastal and Shelf Science 58(4):887-900. Villares, R., E. Carral, X. Puente y A. Carballeira. 2005. Metal levels in estuarine macrophytes: Differences among species. Estuaries 28(6):948-956. Wang, W. X., S. B. Griscom y N. S. Fisher. 1997. Bioavailability of Cr(III) and Cr(VI) to marine mussels from solute and particulate pathways. Environmental Science & Technology 31(2):603-611. Welz, B. y M. R. Sperling. 1999. Atomic absorption spectrometry. Wiley-VCH. Wittbrodt, P. R. y C. D. Palmer. 1995. Reduction of Cr(VI) in the presence of excess soil fulvic-acid. Environmental Science & Technology 29(1):255-263. Wittbrodt, P. R. y C. D. Palmer. 1996. Reduction of Cr(VI) by soil humic acids. European Journal of Soil Science 48(1):151-162. Tablas y figuras 59 LISTADO DE TABLAS Tabla 1- 1: Normativas y recomendaciones para cromo en ambientes de trabajo. ...........................11 Tabla 1- 2: Composición de ácidos húmicos y fúlvicos en aguas.....................................................19 Tabla 1- 3: Interacciones intermoleculares de importancia en la química acuática de superficies...................................................................................................................................21 Tabla 1- 4: Líneas de resonancia más sensibles de cromo.............................................................37 Tabla 1- 5: Posibles interferencias espectrales para cromo tanto en FAAS como en GFAAS............41 LISTADO DE FIGURAS Figura 1- 1: Reducción enzimática de Cr(VI) seguida de precipitación química................................16 Figura 1- 2: Reducción indirecta de Cr(VI) por H2S(g) seguida de precipitación química...................16 Figura 1- 3: Distribución de metales en ecosistemas acuáticos.......................................................17 Figura 1- 4: Interacción metálica de distintas sustancias que podemos encontrar tanto en sedimento como en material coloidal. ...........................................................................................19 Figura 1- 5: Representación del papel que pueden desempeñar partículas inorgánicas en suspensiones y material orgánico como componentes fúlvicos en el ciclo de metales mayoritarios (Mm), vitales (Mv) y tóxicos (Mt). .................................................................................22 Figura 1- 6: Procesos de transporte de materia en un estuario teniendo en cuenta la influencia de distintos factores como las corrientes o las mareas...................................................................23 Figura 1- 7: Material húmico asociado a los sedimentos susceptible de coordinarse con cationes metálicos. ......................................................................................................................25 Figura 1- 8: Líneas batimétricas principales de la Ría de Arousa. ...................................................29 Figura 1- 9: Corrientes profundas y superficiales de la Ría de Arousa y puntos principales de afloramiento. ...............................................................................................................................31 Figura 1- 10: Variación de la salinidad del agua más profunda a lo largo de las estaciones muestreadas en la cuarta campaña de Arousa. .............................................................................32 Figura 1- 11: Quemador laminar de premezcla empleado en los análisis de especiación de cromo realizados en este trabajo por FAAS...................................................................................35 Figura 1- 12: Tubo de grafito pirolítico con plataforma L´Vov. .........................................................39 CAPÍTULO 2 Objetivos Introducción 69 INTRODUCCIÓN Tradicionalmente y de forma rutinaria se ha empleado la digestión ácida para la determinación de metales traza en muestras sólidas. La técnica de determinación (FAAS, ICP, GFAAS, etc.) depende de la naturaleza del analito, de la composición de la matriz y del tipo de digestión seleccionada (Quevauviller, P. y col. 1995). Para la determinación de cromo en digestiones de suelos o sedimentos, se ha empleado una combinación de ácido nítrico y ácido clorhídrico (agua regia) (Belazi, A. U. y col. 1995; Davidson, C. M. y col. 1994), una combinación de ácido fluorhídrico, ácido nítrico y peróxido de hidrógeno o bien una combinación de ácido fluorhídrico y ácido perclórico (Schalscha, E. B. y col. 1999) o también pseudodigestiones con ácido nítrico (Usero, J. y col. 1998). La digestión es una etapa que implica consumo de tiempo, a veces con protocolos elaborados, y en donde existen riesgos de pérdida de analito y/o contaminación de las muestras (Quevauviller, P. y col. 1995). En este tipo de pretratamiento es necesario el uso de productos químicos peligrosos, en su mayoría corrosivos y contaminantes, que disminuyen la vida media del instrumental de medida. Estos productos de digestión de la muestra suelen ser ácidos fuertes que conducen normalmente a altos valores de blancos en las medidas analíticas. Como alternativa a los métodos tradicionales de digestión a partir de los años 70 comenzaron a desarrollarse métodos de análisis de muestras sólidas mediante espectroscopía de absorción atómica con atomización electrotérmica (Nichols, J. A. y col. 1978; Rettberg, T. M. y Holcombe, J. A. 1986). Estudios previos y simultáneos habían avalado resultados positivos en la introducción directa de muestras sólidas en plasmas (Hoare, H. C. y Mostyn, R. A. 1967; Salin, E. D. y Horlick, G. 1979). Las ventajas del análisis directo de muestras sólidas respecto a la digestión son fundamentalmente las siguientes (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991; Hoenig, M. y Vanhoeyweghen, P. 1986; Miller Ihli, N. J. 1990): ¾ Se reduce el pretratamiento de la muestra, lo que implica un menor tiempo de preparación, fundamental para análisis rutinarios. Capítulo 3 70 ¾ Menor riesgo de contaminación de la muestra, importante cuando se trabaja a nivel de trazas. Con menor riesgo de contaminación se mejora la exactitud y la fiabilidad de los resultados. ¾ Se reducen las pérdidas de analito por volatilización previa a la determinación. También se reduce la retención del analito en residuos insolubles de los pretratamientos de digestión. ¾ Se evita el uso de productos químicos de carácter peligroso y corrosivo. El análisis directo de muestras sólidas se puede llevar a cabo mediante técnicas analíticas de uso extendido como la espectroscopía de fluorescencia de rayos X, de emisión de arco o chispa, de plasma acoplado inductivamente, de absorción atómica, etc. De todas ellas ETAAS, dado que no necesita dispositivos de nebulización, se presenta como la técnica más útil en el análisis directo de muestras sólidas. Además de eso, los amplios tiempos de residencia de la muestra en el atomizador permite la completa atomización de las partículas sólidas, sea cual sea su tamaño o volatilidad (Kurfürst, U. 1998). De este modo se consiguen límites de detección bajos, necesario en análisis de metales traza. En general podemos considerar 2 métodos establecidos para el análisis de muestras sólidas: ¾ Análisis directo de muestras sólidas. ¾ Análisis de suspensiones. 1. Análisis directo de muestras sólidas El primero de los métodos, análisis directo de muestras sólidas, ha sido empleado inicialmente por Kerber con atomizadores comerciales en el año 1971. A partir de los 70 se comenzó a desarrollar instrumental apropiado para esta clase de determinaciones. Hoy en día se pueden consultar revisiones específicas de análisis de muestras sólidas por espectroscopía atómica (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991; Cal Prieto, M. J. y col. 2002; Lucker, E. y col. 2000; Vale, M. G. R. y col. 2006), apartados de actualizaciones en revisiones como las recogidas anualmente en el JAAS, o estudios de colaboración (Miller Ihli, N. J. 1997) relativos a avances de este tipo de técnicas. Introducción 71 El análisis directo de muestras sólidas presenta ciertas desventajas que han podido minimizarse con los avances tecnológicos (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991): ¾ La introducción de la muestra en el atomizador exige mayor habilidad por parte del operario que con muestras líquidas. ¾ Se requiere hacer una pesada por cada réplica antes de introducir la muestra en el atomizador, haciendo que el proceso sea tedioso. ¾ La calibración con patrones acuosos no siempre es aplicable, por lo que se debe recurrir al uso de materiales de referencia certificados para corregir el efecto de la matriz en la señal obtenida. No siempre existen materiales de referencia adecuados. ¾ Los modificadores químicos no pueden interaccionar fácilmente con el analito ocluido en el sólido, por lo que son menos efectivos. ¾ Cuando la concentración es muy alta se debe trabajar en condiciones de menor sensibilidad instrumental, lo que requiere una optimización adicional o bien la dilución de las muestras con grafito pulverizado. Con esta medida se corren riesgos de contaminación. ¾ Se obtiene peor precisión que para muestras líquidas. Se podría mejorar este parámetro analítico disminuyendo el tamaño de partícula o aumentando la cantidad de muestra cuando no es lo suficiente homogénea. ¾ Existe un evidente desgaste del atomizador dado que la matriz puede quedar pegada sobre el tubo durante la atomización. Aquí el efecto memoria en las medidas también suele aparecer. ¾ Las interferencias espectrales son mayores, siendo las señales de fondo mayores y más estructuradas, y por lo tanto más difíciles de corregir. Esto exige el uso de correctores de fondo eficaces. ¾ Suelen darse atomizaciones incompletas de metales refractarios o fuertemente ocluidos en la matriz sólida, lo que muestra resultados erróneos. Capítulo 3 72 2. Análisis de suspensiones Una variante del análisis directo de muestras sólidas es el análisis de suspensiones de muestras pulverizadas elaboradas en un disolvente apropiado. La mayor dificultad de esta técnica, tras ser introducida en 1974 por Brady, ha sido en años posteriores el conseguir una suspensión homogénea y estable (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). La evolución de ETAAS empleando plataformas y un tratamiento adecuado de la señal espectroscópica han facilitado la aplicación rutinaria de esta variante de análisis de muestras sólidas (Hoenig, M. 2001; Hoenig, M. y Vanhoeyweghen, P. 1986). En la actualidad la aplicación de suspensiones se encuentra totalmente integrada en determinaciones rutinarias. Atomizador de cubeta tipo copa Atomizador de microboteAtomizador de microbote Atomizador de tubo con plataforma incorporada Atomizador de minicopaAtomizador de minicopa Atomizador de segunda superficie Atomizador de cámara de anilloAtomizador de cámara de anillo tubo copaBarras de grafito Atomizador de barra de grafito tubo copaBarras de grafito Atomizador de barra de grafito Atomizador de boca Atomizador de boca Atomizador de sondaAtomizador de sonda Tubo de grafito pirolítico con plataforma L´Vov Tubo de grafito pirolítico con plataforma L´Vov Tubo de grafito pirolítico con plataforma L´Vov Figura 3- 1: Dispositivos de atomización electrotérmica empleados en análisis de muestras sólidas y suspensiones de muestras sólidas. Introducción 73 Se recogen en la Figura 3- 1 algunos dispositivos empleados para el análisis de muestras sólidas y suspensiones (Kurfürst, U. 1998). Las suspensiones permiten combinar las ventajas del análisis directo de muestras sólidas y líquidas. Así los atomizadores y dispositivos de inyección de sistemas convencionales de muestras líquidas pueden también emplearse indistintamente con las suspensiones. No es así para análisis de muestras sólidas ya que precisan de dispositivos específicos (atomizadores en forma de bote o copa, etc.). El análisis de muestras sólidas conlleva a la pesada de masas de muestra muy pequeñas en cada una de las réplicas y la contaminación es aquí posible con el manejo y transferencia de la masa de muestra al sistema electrotérmico. En cambio si manejamos suspensiones podemos emplear masas de muestra mayores y para una misma suspensión podemos analizar el número de réplicas que precisemos (Kurfürst, U. 1998). También podemos diluir fácilmente las suspensiones cuando las muestras están concentradas. Sin embargo, por análisis directo de muestras sólidas para diluir las muestras debemos añadir sustancias como el polvo de grafito que modifica la matriz y consecuentemente modifican el comportamiento durante el tratamiento electrotérmico. En esta última situación se generan señales de blanco mayores. Otra ventaja de las suspensiones es que se pueden usar modificadores de matriz, aplicar calibraciones estándar con disoluciones acuosas de patrones y aplicar adiciones de suspensiones junto con las calibraciones estándar (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991; Cal Prieto, M. J. y col. 2002). El punto más crítico en el análisis de suspensiones de muestras sólidas está en mantener estable la suspensión hasta la inyección de la muestra en el dispositivo de atomización. De no conseguirlo obtenemos resultados irreales y poco reproducibles. Cuando se trabaja con matrices refractarias, otro problema que podemos encontrar en esta técnica es que el analito puede quedar atrapado dentro de las partículas sólidas. Esta oclusión impide la liberación total del analito en el proceso electrotérmico. Se usan modificadores químicos para corregir las interferencias debidas a la alta concentración de concomitantes de la matriz sólida. La eficacia aquí con respecto a las disoluciones líquidas es menor. No es tan eficiente la reacción entre analito y modificador ya que se encuentra en fases diferentes (sólida y líquida respectivamente). Con la técnica de suspensiones es importante controlar Capítulo 3 74 estrictamente ciertas variables como son el tipo de diluyente, el agente estabilizante de la suspensión, el dispositivo de homogeneización, el tamaño de partícula, o la cantidad de muestra. Por eso se han empleado técnicas quimiométricas para la optimización de la preparación de suspensiones (Cal Prieto, M. J. y col. 1999; Santos, C. y col. 2000). Algunos ejemplos de determinación de metales en suspensiones de muestras sólidas se recogen en la Tabla 3- 1. Tabla 3- 1: Determinación de metales en suspensiones de muestras sólidas. Muestra Elemento Referencia Alimentos Cr (Lendinez, E. y col. 2001) Cabello Cr (Bermejo Barrera, P. y col. 1998) Carbón Cd, Cu y Pb (Silva, M. M. y col. 1999) Cenizas de carbón, suelos y sedimentos Cr, Ni y V (Felipe Sotelo, M. y col. 2005) Compost Cr (Laborda, F. y col. 2004) Harina de trigo Co, Cr y Ni (González, M. y col. 1999) Leche en polvo, langosta, polietileno y lodos Cr (Resano, M. y col. 2004) Lodos de depuradora Co (Conte, R. A. y de Loos-Vollebregt, M. T. C. 2000) Lodos de depuradora Cd, Cr, Ni y Pb (Baralkiewicz, D. y Siepak, J. 2001) Marisco As (Santos, C. y col. 2000) Muestras biológicas Cu (Capelo, J. L. y col. 1999) Muestras biológicas y sedimentos Cd, Cu y Pb (Lima, E. C. y col. 2000) Polvo de nitruro de boro Al, Ca, Cd, Co, Cu, Fe, Mg, Mn, Na, Ni, Pb, Si y Zn (Krivan, V. y Rommelt, T. 1997) Sedimentos marinos Cd, Pb y Sn (Bermejo Barrera, P. y col. 1994) Sedimentos marinos As, Cd, Hg, Pb y Sn (Bermejo Barrera, P. y col. 1996) Sedimentos marinos Cr (Pazos Capeáns, P. y col. 2004) Sedimentos marinos Cd, Cr y Pb (Pereira, L. A. y col. 2006) Suelos y sedimentos Cd, Pb, Tl (López García, I. y col. 1996) Suelos y sedimentos certificados Sb (Cal Prieto, M. J. y col. 1999) Suelos y sedimentos contaminados As, Cd, Cr, Cu, Ni y Pb (Klemm, W. y Bombach, G. 1995) Suelos, sedimentos y lodos Mo y V (Campillo, N. y col. 2002) Partículas atmosféricas Cd, Cr, Cu, Ni y Pb (Terzieva, V. y Arpadjan, S. 1998) Suelos Cr y Ni (Dobrowolski, R. 1996) Introducción 75 2.1. Medio líquido y agentes estabilizantes Se han estudiado los errores analíticos cometidos debido al proceso de sedimentación que sufre una suspensión antes de la medida y que dependen del tamaño de partícula, de la densidad del sólido y de la viscosidad del medio (Majidi, V. y Holcombe, J. A. 1990). En la preparación de suspensiones y para evitar este error, se han empleado muchos diluyentes que actúan como estabilizantes de la suspensión. Estos estabilizantes mejoran la precisión y la exactitud de las medidas. Su selección depende de la naturaleza de la matriz de la muestra y de las características del analito. Se utilizan comúnmente HNO3, H2O2 o HF, pero no son comunes las disoluciones alcalinas, a excepción de los hidróxidos de alquilamonio (Cal Prieto, M. J. y col. 2002). Uno de los puntos clave de esta técnica es lograr una suspensión estable. Para lograrlo se suelen emplear agentes estabilizantes, además de agitación magnética y/o mecánica, ultrasonidos, burbujeo de un gas (como el Ar) o predigestión (comúnmente con ácidos minerales como HNO3, HCl) (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991) o los reactivos químicos citados anteriormente. La predigestión consiste en la adición de una pequeña cantidad de ácido para obtener una descomposición parcial y favorecer la liberación del analito a la fase líquida. Entre ellos, en algunas publicaciones han hecho uso de ácido fluorhídrico en la determinación metálica de suelos y sedimentos en suspensión, mejorando la extracción metálica de la matriz de silicatos (López García, I. y col. 1996). Para evitar la deposición de las partículas puede aumentarse la viscosidad del medio con la adición de Viscalex (Stephen, S. C. y col. 1987), glicerol (Hoenig, M. y Vanhoeyweghen, P. 1986) o disolventes orgánicos de alta viscosidad (Bendicho, C. y de Loos Vollebregt, M. T. C. 1991). Estos últimos presentan algunos problemas con la reproducibilidad de pipeteo de la muestra por quedar material adherido al exterior del capilar o porque la inyección de la muestra sea incompleta (Miller Ihli, N. J. 1988; Stephen, S. C. y col. 1987). También se emplean como agentes estabilizantes compuestos que aumentan la dispersión como el Triton X-100 (Miller Ihli, N. J. 1988) u otros antiespumantes (Lynch, S. y Littlejohn, D. 1989). De este modo, Bermejo y col. han desarrollado un método para la determinación de As, Cd, Hg, Pb y Sn en Capítulo 3 76 muestras de sedimento marino empleando Triton X-100 como estabilizante de la suspensión (Bermejo Barrera, P. y col. 1996). Las características fisicoquímicas de las muestras sólidas determinan los reactivos más adecuados para el análisis en medio líquido. Destacan las sustancias hidratantes, dispersantes, espesantes, estabilizantes, sustancias tixotrópicas y los surfactantes. En muestras de suelos (Miller Ihli, N. J. y Baker, S. A. 2001), carbón (Silva, M. M. y col. 1999), alimentos vegetales (Lendinez, E. y col. 2001) o muestras clínicas (Granadillo, V. A. y col. 1994) se ha usado como surfactante Triton X-100. Este reactivo es el que se ha empleado en la parte experimental de este trabajo correspondiente al análisis de suspensiones de muestras sólidas. 2.2. Masa representativa La concentración de suspensión es crítica en esta técnica, por lo que la masa de muestra tomada debe ser representativa de la muestra total y a su vez la alícuota inyectada en el dispositivo de atomización debe ser representativa. Para ello Miller- Ihli ya define crucial el establecer, más que la concentración, la relación óptima entre la masa de muestra sólida y el volumen de la suspensión final mediante la siguiente expresión (Miller Ihli, N. J. 1994): sx xo ss aMf )f1(V MV M×+ −× × = Ma: masa de muestra representativa. Ms: masa de muestra pesada (mg) para preparar la suspensión. fx: fracción de analito en disolución. Vo: volumen de suspensión (µl) preparado. Vs: volumen de suspensión (µl) inyectado en el horno. Con esta expresión es posible establecer la proporción de material representativo necesario en la determinación analítica. De esta expresión se puede observar que si el analito se logra extraer total o parcialmente en la fase líquida, cuanto mayor es la masa de muestra y mayor es el volumen de diluyente, mayor es Ma y por tanto mayor es la representatividad de la alícuota inyectada. Sin embargo si no es posible la extracción, Ma se hace independiente de estos 2 parámetros. En general no es recomendable expresar la concentración de suspensión en forma de porcentaje (% m/v). Es recomendable tener en cuenta el volumen de sólido por unidad de suspensión (Vm/Vs). Una relación de 0.25 es la aconsejada en bibliografía (Cal Prieto, M. J. y col. 2002), pero en su cálculo influye notablemente la densidad de la muestra. Introducción 77 En general, para establecer una masa de muestra y un volumen de diluyente adecuados para la preparación de la suspensión se considera el rango de respuesta lineal del analito y la concentración de analito en dichas muestras. En bajas concentraciones de analito se usan suspensiones lo más concentradas que sean posibles para obtener límites de detección y cuantificación bajos. Las relaciones m/v altas son también apropiadas para muestras a las que no se le puede disminuir el tamaño de partícula mediante el pulverizado. Las suspensiones concentradas muestran una reducción de la precisión porque existen dificultades durante el pipeteo. Una buena estabilidad de la suspensión es difícil de mantener especialmente con materiales de alta densidad (Krivan, V. y Rommelt, T. 1997). Al trabajar con suspensiones concentradas, con una gran cantidad de agente estabilizante pueden existir problemas de pipeteo. El aumento de la concentración de la suspensión conlleva a un aumento del efecto matriz y consecuentemente a un aumento de la señal de fondo. En este sentido valores m/v altos acortan el tiempo de vida de los tubos y los residuos son más resistentes (Cal Prieto, M. J. y col. 2002), por lo que se opta por una relación de compromiso. Una de las mayores ventajas del análisis de suspensiones es la simplicidad en la dilución. La precisión de estos análisis disminuye cuando se trabaja con diluciones muy diluidas dado que en la inyección existe un número de partículas relativamente pequeño. A este respecto algunos autores recomiendan el uso de masas de muestra lo suficientemente altas (50 partículas, de 100 µm o de inferior tamaño, por cada 20 µl de suspensión inyectada en el horno) (Miller Ihli, N. J. 1994). 2.3. Tamaño de partícula Otros factores a tener en cuenta son la densidad y tamaño da partícula, de donde se puede deducir el número de partículas depositadas en la cámara en el momento de la atomización. Conviene reducir el tamaño de partícula del sólido para facilitar la homogeneización de la suspensión y trabajar con alícuotas representativas de la muestra de sedimento, facilitando además su atomización. Se consigue reducir el tamaño de partícula con molinos de bolas (Stephen, S. C. y col. 1987), morteros de ágata (Lynch, S. y Littlejohn, D. 1989) o, como en nuestro caso, con perlas de zirconio (Bermejo Barrera, P. y col. 1994). Capítulo 3 84 de capacidad) para disoluciones y eluyentes empleados en las distintas etapas preparativas o de análisis, y material preparativo de vidrio y cerámica básico (espátulas, matraces aforados de clase A, matraces erlenmeyer, pipetas aforadas y graduadas, probetas, etc.). En la preparación de suspensiones de muestras sólidas se han empleado perlas de circonio esféricas (YSZ) estabilizadas con óxido de Itrio (5%) para molienda, de 3 mm de diámetro (Tosoh Corp., Tokio, Japón) y embudos de cerámica con plataforma integrada perforada (Haldenwanger Technische Keramic, Düsseldorf, Alemania) para la separación de las suspensiones una vez preparadas. Todo el material empleado durante los muestreos y utilizado en los laboratorios de química preparativa e instrumental ha sido sometido al siguiente procedimiento de limpieza: (1) un lavado inicial del material con agua de grifo, seguido de un aclarado posterior, (2) tres lavados abundantes con agua Milli-Q®, (3) inmersión del material en recipientes con ácido nítrico del 10% durante 48 horas, (4) tres lavados abundantes con agua Milli-Q® para eliminar restos de ácido, (5) cuando ha sido oportuno, el material de vidrio y plástico se ha secado en estufa y sellado con parafilm® para evitar su contaminación en el laboratorio. Con el procedimiento de limpieza en ácido nítrico 10% se minimiza el riesgo de contaminación tanto en la etapa de muestreo y almacenamiento como en la etapa analítica (Hoenig, M. 2001). 1.3. Reactivos Ácido nítrico suprapur (69.0-70.5%). BDH, Chemicals LTD, Poole, Reino Unido. Argón, Ar N-50, S.E.O., 99.999% purity, Madrid, España. Usado durante la atomización como gas de purga y como refrigeración durante el programa electrotérmico de los análisis. Disolución patrón de nitrato de cromo, disolución stock de 1 mg ml-1. BDH, Poole, Reino Unido. Todos los patrones acuosos fueron preparados inmediatamente antes de su uso con agua Milli-Q®. Material de referencia PACS-2. Sedimento marino, National Research Council Canada (NRCC), Ottawa, Ontario, Canadá. Nitrato de magnesio suprapur, Merck, Darmstadt, Alemania. Tritón X-100, polietilenglicol mono (p- 1,1,3,3-tetrametilbutilfenil) éter, para cromatografía gaseosa de Merck, Darmstadt, Alemania. Parte experimental 85 Todas las disoluciones empleadas han sido preparadas con agua ultrapura Milli-Q® de 18.2 MΩ cm de resistividad específica obtenida con un sistema purificador Milli-Q® (Millipore). Capítulo 3 86 2. Muestreo, almacenamiento y pretratamiento de sedimentos Figura 3- 2: Localización georeferenciada (latitud, longitud) y profundidad de las estaciones de muestreo de la Ría de Arousa. Noroeste de España, Océano Atlántico. Recientemente se ha publicado una distribución detallada de sedimentos superficiales distribuidos a lo largo de la Ría de Arousa (Vilas, F. y col. 2005). La caracterización de los fondos en el estuario se fundamenta en su clasificación en función de tres tipos de sedimento: arena, grava y fango. La información publicada ha sido empleada para corroborar las características generales de los sedimentos muestreados en Arousa durante las cuatro campañas realizadas durante los años 2002 y 2003, correspondientes a veranos e inviernos. Se ha observado que las muestras analizadas estaban constituidas mayoritariamente por arenas o lodos. Adicionalmente, en muchos de los puntos de muestreo cercanos a bateas, las muestras presentaron fracciones elevadas de conchas de mejillón. Parte experimental 87 Tras una clasificación preliminar de los sedimentos, atendiendo a sus características físicas, se liofilizaron para mantener su composición original (Cornelis, R. 2005) y tamizaron todas las muestras para trabajar con fracciones representativas de los puntos muestreados en el estuario. La descripción de los dominios de textura descritos por Vilas que se corresponden con las estaciones muestreadas en este trabajo se recogen en la Tabla 3- 2. Tabla 3- 2: Características de los sedimentos recolectados en Arousa. Datos descriptivos publicados (Vilas y col. 2005) Comentarios sobre las muestras recolectadas en Arousa 1 F: Fango 2 F(g): Fango con poca grava Estación próxima a bateas. 3 F(g)/Fa(g): Fango con poca grava / Fango con arena y poca grava 4 Agf: Arena con grava y fango Estación próxima a bateas. 5 Fa(g): Fango con arena y poca grava 6 Af(g): Arena con fango y poca grava 7 Gaf: Grava con arena y fango Rocas (no ha sido posible muestrear en ese punto en ninguna de las campañas). 8 Fg: Fango con grava 9 Agf/Gaf: Arena con grava y fango / Grava con arena y fango Estación próxima a bateas. Arena. 11 Gaf: Grava con arena y fango 12 Agf: Arena con grava y fango Arena. 13 Gaf: Grava con arena y fango 14 Fa(g)/F(g): Fango con arena y poca grava / Fango con poca grava 15 Gaf/Ag: Grava con arena y fango / Arena con grava 16 Fg: Fango con grava 18 F(g): Fango con poca grava Estación próxima a bateas. 19 F(g)/Fa(g): fango con poca grava/Fango con arena y poca grava 20 Fg: Fango con grava 21 Fg/Fa(g): Fango con grava/ Fango con arena y poca grava Estación próxima a bateas. 22 Fa(g): Fango con arena y poca grava 23 Fg: Fango con grava Estación próxima a bateas. 24 F: Fango Fango fino. Estación próxima a área portuaria (Rianxo). Capítulo 3 88 En este tipo de estudios ambientales el efecto del tamaño de partícula como variable del proceso se minimiza al separar la fracción fina de sedimento (Birch, G. F. y Taylor, S. E. 2000). Tabla 3- 3: Datos georeferenciados y cronológicos de los muestreos realizados en la Ría de Arousa. Nº de Muestreo Fecha de muestreo Estación del año 1 (M1) 18/03/2002 Invierno 2 (M2) 24/07/2002 Verano 3 (M3) 07/02/2003 Invierno 4 (M4) 08/07/2003 Verano Estación de muestreo Latitud (N) /º ' " Longitud (O) /º ' " Profundidad / m 1 42 35 57 8 47 24 -7 2 42 35 37 8 49 36 -17 3 42 35 12 8 51 18 -25 4 42 34 30 8 53 54 -43 5 42 32 29 8 56 2 -53 6 42 29 60 8 57 0 -45 7 42 28 1 8 58 16 -60 8 42 31 22 8 58 18 -42 9 42 29 8 8 54 58 -20 11 42 30 51 8 50 3 -7 12 42 30 27 8 51 55 -19 13 42 30 55 8 54 47 -32 14 42 32 42 8 57 31 -37 15 42 33 20 8 58 39 -25 16 42 34 2 8 56 1 -33 18 42 35 37 8 50 34 -10 19 42 35 27 8 53 45 -35 20 42 36 14 8 55 35 -11 21 42 37 24 8 54 7 -16 22 42 36 54 8 50 47 -11 23 42 36 32 8 49 19 -11 24 42 37 29 8 48 55 -6 Por ello, el estudio de la concentración de cromo en sedimentos marinos de Arousa fue llevado a cabo con un tamaño de partícula normalizado. La fracción seleccionada para el estudio metálico fue la de sedimento de tamaño de partícula < 63 µm (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2002). Un diagrama que localiza las estaciones de muestreo de sedimentos marinos se recoge en la Figura 3- 2 y en la Tabla 3- 3, con los Parte experimental 89 respectivos datos cronológicos. Los sedimentos superficiales se muestrearon en la Ría de Arousa con una draga tipo cuchara, a bordo del Buque Oceanográfico Mytilus (ver Figura 3- 3). Figura 3- 3: Muestreo de sedimento superficial a bordo del Buque Oceanográfico Mytilus realizado en la Ría de Arousa con una draga tipo cuchara. No se han analizado muestras de sedimento de las estaciones 7, 10 y 17 por las razones que se indican a continuación. En primer lugar, no se han incluido en la Figura 3- 2 las estaciones que fueron inaccesibles al Buque Oceanográfico (estaciones 10 y 17). En segundo lugar, la estación 7 sí se incluye en la figura, pero en todas las campañas se ha encontrado áreas rocosas. Por último, debe tenerse en cuenta que, aunque la estación 23 está indicada en el mapa, no ha podido ser recolectada en la tercera campaña de muestreo. A bordo del Buque Oceanográfico Mytilus y ayudados de una draga, se ha recogido sedimento superficial de cada estación, y se han tomado tres réplicas una vez recogida la draga del fondo. Todas las muestras de sedimento marino se han tomado con espátulas de polietileno para evitar contaminación metálica. Los sedimentos se almacenaron inmediatamente, tras su recolección, en botes de polietileno de cierre hermético a una temperatura de -22 ºC. El material de muestreo empleado había sido sometido previamente a un procedimiento de limpieza (ver descripción en apartado de material). Las muestras se conservaron congeladas y se liofilizaron progresivamente. Se mantienen así las características iniciales de la muestra (Hoenig, M. 2001) y se facilita el tamizado posterior. Una vez eliminado totalmente el agua, se tamizaron para separar las fracciones de tamaño de partícula < 200 µm y < 63 µm. Durante la etapa de separación se ha empleado una torre de tamices de Nylon (200 y 63 µm) dispuestos en un separador mecánico (ver Figura 3- 4). Ambas fracciones se almacenaron en botes de polietileno a temperatura ambiente. Capítulo 3 90 Figura 3- 4: Torre de tamices para el fraccionamiento automático de sedimentos liofilizados. El esquema de trabajo se recoge en la Figura 3- 5. •Uso de draga tipo cuchara a bordo del Mytilus •Toma de muestra (material limpio de polietileno) •Cierre hermético y conservación de muestras a -22ºC •Eliminación progresiva del agua de las muestras •Cierre hermético de los botes de muestras tras finalizar esta etapa •Almacenamiento a temperatura ambiente •Pesada inicial de la muestra liofilizada •Etapa de separación con torres de tamices de diferentes tamaños •Recolección de las fracciones < 63 µm y <200 µm •Almacenamiento de las muestras en botes de polietileno a temperatura ambiente Sedimento fresco Recolección en campo Liofilizado Tamizado Figura 3- 5: Muestreo, almacenamiento y pretratamiento de sedimentos marinos de Arousa. Parte experimental 91 3. Procedimiento de preparación de suspensiones de sedimento El sedimento liofilizado y tamizado ha sido sometido a un proceso preparativo previo a la medida espectroscópica de ETAAS. Para optimizaciones y análisis de muestras se ha procedido como se describe a continuación. Se ha pesado en balanza analítica 0.1 g de cada réplica de sedimento marino liofilizado de tamaño de partícula < 63 µm. A cada muestra, introducida en un vial de polietileno, se le ha añadido 5 g de perlas de circonio y 3 ml de agua Milli-Q® para agitación mecánica durante 60 minutos. Durante esta etapa, y con la ayuda de un agitador mecánico de brazo lateral (ver Figura 3- 6), se ha conseguido reducir el tamaño de partícula a la vez que se ha generado una suspensión acuosa concentrada. Finalizada la agitación, las perlas de circonio se han separado y enjuagado, arrastrando los restos de la suspensión concentrada a un volumen fijo (10 ml† con agua Milli-Q®). La separación de las perlas se ha llevado a cabo en un embudo de cerámica de plataforma perforada. Figura 3- 6: Agitador de brazo lateral para preparación simultánea de ocho suspensiones de sedimento marino. El objetivo de este procedimiento ha sido la disminución del tamaño de partícula y la liberación parcial de cromo al medio acuoso antes de su análisis por ETAAS (Cal Prieto, M. J. y col. 2002). Una vez preparada la suspensión de sedimento, a una porción de la misma se le ha añadido modificador de matriz, Mg(NO3)2, y surfactante, Tritón X-100, para conseguir unas concentraciones finales de 20 µg ml-1 y 0.1% respectivamente. El volumen final de esta porción, que se emplea para analizar en la cámara de grafito, es de 1 ml. La cantidad de surfactante ha sido optimizada en trabajos realizados con anterioridad por nuestro grupo de investigación (Bermejo Barrera, P. y col. 1994) y los resultados † en muestras con mayor contenido en cromo la dilución ha sido mayor. Capítulo 3 92 obtenidos para el uso de Mg(NO3)2 se recogen a continuación, en el apartado de optimización del programa electrotérmico. Para el análisis de muestras se han tomado 50 µl de Tritón X-100 del 2% para obtener una concentración final en 1 ml de 0.1%. La cantidad de modificador empleada fue 100 µl de Mg(NO3)2 de 200 µg ml-1 para alcanzar una concentración final de 20 µg ml-1 en 1 ml. Se han cogido volúmenes variables de muestras de suspensión pretratadas con perlas de circonio, en función de las características de cada muestra. El volumen de suspensión se ha tenido en cuenta a la hora de estudiar calibrados y adiciones estándar. La dilución final de las suspensiones en las etapas previas de optimización ha sido de 200 µgsedimento mldisolución-1. 4. Optimización del programa electrotérmico La optimización del programa electrotérmico ha tenido en cuenta el comportamiento de patrones acuosos y el comportamiento de suspensiones de sedimento variando las temperaturas de mineralización y atomización. Se ha estudiado el comportamiento electrotérmico de ambos casos, patrones y suspensiones, dado que en este punto de desarrollo del método se desconoce si la matriz influye en la señal espectroscópica. Las optimizaciones del programa electrotérmico con sedimento marino se han evaluado con 50 µl de suspensión de sedimento (descrito en el apartado 3), 50 µl de Tritón X-100 del 2% y 100 µl de Mg(NO3)2 de 200 µg ml-1. Estas cantidades se llevaron a 1 ml con agua Milli-Q®, trabajando así con Tritón X-100 0.1% y Mg(NO3)2 50 µg ml-1. Para la optimización de las curvas de mineralización y atomización con patrón acuoso, Cr(NO3)3, se ha llevado una cantidad de dicho patrón a un volumen final de 1 ml con las mismas cantidades de surfactante y modificador empleadas con la suspensión de sedimento marino. Parte experimental 93 4.1. Curvas de mineralización Para obtener una destrucción de la matriz eficiente se aplicaron dos etapas de mineralización, una primera a 480ºC (Bermejo Barrera, P. y col. 1994) y la segunda cuya temperatura fue evaluada para un rango comprendido entre 1000ºC y 2000ºC. Esta doble etapa de mineralización aumenta la eficacia de destrucción de la matriz durante el proceso electrotérmico sin pérdida de analito. Los datos de absorbancia corregida de patrón acuoso y suspensión con y sin modificador se recogen, a continuación (ver Figura 3- 7 y Figura 3- 8). 0.000 0.020 0.040 0.060 0.080 0.100 0.120 0.140 0.160 0.180 0.200 800 1100 1400 1700 2000 2300 Temperatura / ºC Absorbancia patrón acuoso patrón acuoso con modificador Figura 3- 7: Curvas de mineralización de patrón acuoso de Cr(NO3)3 7 µg l-1 en ausencia y presencia de modificador de matriz [50 µg ml-1 de Mg(NO3)2]. 0.000 0.050 0.100 0.150 0.200 0.250 0.300 900 1100 1300 1500 1700 1900 2100 Temperatura / ºC Absorbancia suspensión suspensión con modificador Figura 3- 8: Curvas de mineralización de suspensión de sedimento marino en ausencia y presencia de modificador de matriz [50 µg ml-1 de Mg(NO3)2]. Capítulo 3 100 El resultado ha sido de 3.9% con una muestra de concentración de 6.3 µg l-1 de cromo. La reproducibilidad del procedimiento completo ha sido evaluada mediante la medida de cinco suspensiones preparadas siguiendo el procedimiento completo a partir de una misma muestra de sedimento marino. La precisión del procedimiento total obtenida ha sido de 5.3%. Para el estudio de la exactitud del método se ha analizado el material de referencia certificado PACS-2, cuyo contenido en cromo es de 90.7 ± 4.6 µgCr g-1. El material de referencia y el blanco han sido medidos por triplicado, es decir, se han pesado y preparado tres suspensiones de material de referencia para su análisis. El resultado obtenido, expresado como valor promedio ± desviación estándar ha sido de 91 ± 2 µg g-1. Para la exactitud del método también se ha calculado la recuperación analítica, que varió entre 99, 102 y 98% para 2, 3 y 5 µg l-1 de cromo añadido. La recuperación analítica obtenida ha sido de 100 ± 2%. Parte experimental 101 6. Análisis de muestras 6.1. Análisis total de cromo en los sedimentos de Arousa Tras finalizar las optimizaciones del método de análisis mediante suspensiones de sedimento marino y el estudio de sus características analíticas, se llevó a cabo la determinación de la concentración de cromo en sedimentos marinos procedentes de la Ría de Arousa. La localización de las estaciones de muestreo se indica en la Figura 3- 2. Los sedimentos marinos de Arousa fueron recolectados en las cuatro campañas durante el 2002 y el 2003. La doble recolección anual (verano e invierno) ha servido para estudiar posibles cambios estacionales en la concentración metálica total de los sedimentos marinos. En cada estación se recogieron tres muestras de sedimento marino para la determinación del contenido total de cromo, así como para otros estudios de especiación y biodisponibilidad descritos en capítulos posteriores de este trabajo. La distribución de la concentración de cromo total en los sedimentos a lo largo del estuario ha sido representada en mapas de contorno en cada uno de los muestreos. En el cálculo de los contornos de la ría se ha aplicado el método de interpolación denominado ‘kriging’ de acuerdo con las recomendaciones para este tipo de aplicación medioambiental (Cressie, N. A. C. 1993). Los resultados del contenido total del metal se recogen a continuación en las tablas de los siguientes sub-apartados y en los mapas de cada muestreo, pudiendo observar así una variación temporal y espacial que sufre el metal (ver Figura 3- 13, Figura 3- 14, Figura 3- 15 y Figura 3- 16). Los mapas de distribución obtenidos y los datos tabulados de los análisis se recogen a continuación por orden cronológico. Capítulo 3 102 6.1.1. Sedimentos del muestreo de invierno de 2002 En este apartado se encuentran en la Figura 3- 13 y en la Tabla 3- 6 los resultados obtenidos para los análisis de cromo total en los sedimentos marinos recolectados en Arousa durante el muestreo de invierno de 2002. µg Cr g sedimento -1 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1112 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 210 µg Cr g sedimento -1 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1112 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 210 Figura 3- 13: Distribución de cromo total a lo largo de la Ría de Arousa en muestras recolectadas en la campaña de invierno de 2002 obtenida mediante análisis de suspensiones de sedimento por ETAAS. Parte experimental 103 Tabla 3- 6: Resultados de cromo total analizado en la fracción de sedimento < 63 µm durante el primer muestreo de la Ría de Arousa aplicando el procedimiento optimizado de análisis de suspensiones. Muestreo 1: invierno de 2002 estación Cr / µg g-1 SD / µg g-1 CV / % 1 131 14 10.4 2 82 5 6.0 3 130 7 5.4 4 72 5 6.9 5 63 6 9.9 6 47 2 4.2 8 49.6 1.2 2.4 9 41.5 1.6 3.9 11 48 4 8.2 12 63 3 4.6 13 43 5 12.8 14 56 4 7.1 15 61 3 4.8 16 84 3 3.7 18 70 4 6.2 19 78 3 4.3 20 125 10 8.3 21 99 3 3.4 22 187 15 8.2 23 118 5 4.2 24 209.5 1.4 0.7 En el primer muestreo se obtuvieron los valores de cromo total más bajos de las cuatro campañas llevadas a cabo en la Ría de Arousa. La zona de mayor concentración se centra en la estación 24, próxima al puerto de Rianxo, superando los 200 µgCr g sedimento-1. Le sigue en orden decreciente de concentración metálica la estación 22 (187 µgCr gsedimento-1) y las estaciones 1, 3, 20 y 23. Estas cuatro últimas estaciones ya presentan contenidos de cromo inferiores a 135 µgCr gsedimento-1. Por tanto, el área de mayor contenido en cromo es la más interna y norte de la ría en donde las corrientes marinas probablemente surten un efecto menos intenso que en mar abierto. Las estaciones de menor nivel metálico han sido las siguientes: 9, 13, 6, 11 y 8, nombradas por orden creciente de contenido metálico, con concentraciones inferiores a 50 µgCr g sedimento-1. Le siguen las estaciones 14, 15, 5 y 12, también citadas por Capítulo 3 104 orden creciente de contenido metálico, con valores en torno a 60 µgCr gsedimento-1. Esta zona de menor concentración es la más próxima al Océano Atlántico y la más influenciada por las corrientes marinas. Otro conjunto de estaciones son las siguientes: 21, 16, 2, 19, 4 y 18. Se han nombrado por orden decreciente de concentración y se sitúan con valores de cromo entre 100 y 70 µgCr g sedimento-1. Este grupo de puntos de muestreo, que presentan valores metálicos intermedios, pueden localizarse geográficamente en el área central de la ría. Una simple agrupación de las estaciones por áreas geográficas ha demostrado que en este muestreo la concentración máxima metálica se encuentra en la zona más interna y norte de la ría, sufriendo una dilución conforme nos acercamos al Océano Atlántico. Se ha considerado el efecto de las corrientes marinas en la Ría de Arousa sobre los resultados de los análisis. La orientación y direcciones de entrada y salida de dichas corrientes apuntan a una dilución a favor del flujo de salida del agua fluvial, que se ve frenada por las corrientes de entrada en el estuario. Las direcciones de estas corrientes y el efecto protector de la isla de Sálvora se han comentado en el primer capítulo. Además, la posición de la isla de Arousa dentro de la ría protege la ribera sur de menor profundidad. Comparando las orillas de la ría, la norte, además de ser la más profunda, es la de mayor contenido metálico y la sur, por el contrario, la menos contaminada y la de estaciones menos profundas. En relación con la distancia al Océano Atlántico, se observa que las corrientes de entrada en la ría favorecen la retención del metal en la zona interna. La dilución de cromo es acusada conforme nos distanciamos de esta área hasta llegar a concentraciones de cromo próximas a los valores publicados de fondo. Los niveles de cromo empleados como referencia de fondo han servido para cuantificar más adelante el factor de contaminación de sedimentos de la Ría de Arousa y la variación de estos factores de contaminación a lo largo del tiempo. Los puntos de muestreo que han presentado una concentración de cromo menos homogénea han sido las estaciones 13 y 1 (CV >10%). En la primera de ellas se ha obtenido uno de los niveles de cromo más bajos (43 µgCr gsedimento-1) y en la segunda uno de los valores pertenecientes al grupo de mayor concentración (131 µgCr g sedimento-1). Si atendemos a los resultados de cromo en el resto de Parte experimental 105 estaciones vemos que las estaciones de mayor contenido metálico no son las muestras que mayor desviación estándar presentan y viceversa, que las estaciones de menor contenido no son las de menor desviación estándar en el análisis. Por ello, el coeficiente de variación ha reflejado básicamente la heterogeneidad existente en las muestras medioambientales tras normalizar el tamaño de partícula durante la operación de tamizado. Se ha comentado en este apartado que la zona próxima al puerto de Rianxo (estación 24) ha presentado los mayores niveles de cromo. A este respecto también se puede decir que las estaciones próximas a otros puertos de mar como Pobra do Caramiñal, Cambados o Vilagarcía de Arousa presentan concentraciones variables y coherentes con su localización geográfica respecto a la ría (orilla norte o sur y distancia al Océano Atlántico). No existe en este muestreo una correlación directa entre la proximidad de la zona analizada a un puerto de mar próximo con el contenido metálico. El valor mínimo analizado en los sedimentos de cromo ha sido de 41 µgCr gsedimento-1 y la diferencia entre la estación de mayor y la de menor contenido ha sido de 168 µgCr gsedimento-1. En esta campaña se ha obtenido el mínimo rango de contenido metálico entre estaciones cuantificadas en los sedimentos de la Ría de Arousa. Otra observación a tener en cuenta es la proximidad de la estación muestreada con bateas de mejillones. La Ría de Arousa es conocida por su producción mejillonera, que alcanza un porcentaje elevado en la producción mundial. Las estaciones de sedimento que se han situado muy próximas a este tipo de explotaciones acuícolas han sido las siguientes: 2, 4, 9, 18, 21 y 23. De ellas, la estación 9 ha presentado un menor contenido de metal (41 µgCr gsedimento-1) y el resto de estaciones han mostrado concentraciones variables entre 70 y 117 µgCr gsedimento-1. En este primer muestreo no ha influido la cercanía a bateas en la cantidad de cromo analizado en los sedimentos aún cuando cabía esperar que los depósitos procedentes de estas zonas (aporte de concha y restos biológicos de mejillón) pudieran aumentar los niveles de cromo a los sedimentos marinos. El olor de los sedimentos muestreados en estas proximidades es muy característico y se atribuye a los restos mencionados. Capítulo 3 106 6.1.2. Sedimentos del muestreo de verano de 2002 A continuación, en la Figura 3- 14 y en la Tabla 3- 7 se recogen los resultados obtenidos para los análisis de cromo total en los sedimentos marinos recolectados en Arousa durante el muestreo de verano de 2002. µg Cr g sedimento -1 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1112 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 170 180 190 200 210 220 230 240 250 260 Figura 3- 14: Distribución de cromo total a lo largo de la Ría de Arousa en muestras recolectadas en la campaña de verano de 2002 obtenida mediante análisis de suspensiones de sedimento por ETAAS. Parte experimental 107 Tabla 3- 7: Resultados de cromo total analizado en la fracción de sedimento < 63 µm durante el segundo muestreo de la Ría de Arousa aplicando el procedimiento optimizado de análisis de suspensiones. Muestreo 2: verano de 2002 estación Cr / µg g-1 SD / µg g-1 CV / % 1 108 7 6.7 2 79 7 9.1 3 104 6 6.1 4 62 3 4.8 5 55 3 4.6 6 41.8 1.9 4.6 8 81 4 5.5 9 54.0 1.2 2.2 11 47.4 1.3 2.7 12 52 4 8.5 13 62 5 7.9 14 89 3 3.9 15 80 2 2.7 16 87 4 4.5 18 102 2 1.9 19 105 2 1.9 20 125 5 4.3 21 116 9 7.9 22 213 14 6.4 23 143 5 3.7 24 251 13 5.0 En los resultados obtenidos de las muestras de la segunda campaña, la zona de mayor concentración también se centra en la estación 24 con 250 µgCr gsedimento-1. El nivel de cromo en esta estación, respecto al anterior muestreo, ha aumentado un 20%. Se sigue observando que la estación 22 es la segunda con mayor contenido metálico, con una concentración de cromo ligeramente superior a la primera campaña (213 µgCr gsedimento-1). En relación a la estación 24, la estación 22 ha aumentado su contenido de cromo en menor proporción (14%). En general, en la campaña de verano de 2002 de Arousa se ha observado un incremento variable de metal en función de la estación analizada. Las estaciones que han superado el incremento de la estación 24 han sido por orden decreciente las siguientes: las estaciones 8, 14, 13, 18, aumentando en cromo desde un 63% hasta Capítulo 3 108 un 45% respectivamente, y las estaciones 19, 15, 9 y 23 aumentando de un 35% a un 22%. Por el contrario, en las muestras de las estaciones 6, 5, 4, 1, 12 y 3 los niveles de cromo son inferiores al primer muestreo (descenso que supera el 10%). En las muestras de esta campaña, el coeficiente de variación existente en los análisis de cada estación es relativamente bajo, considerando la naturaleza del tipo de muestras cuantificadas. Esto quiere decir que la heterogeneidad es mínima en las muestras medioambientales tras el normalizado del tamaño de partícula durante la operación de tamizado. Las muestras son en esta campaña, por tanto, homogéneas (CV < 10%). Si atendemos a los resultados obtenidos por estaciones analizadas, de nuevo, la zona sur y más próxima al Océano Atlántico (estaciones 13, 5, 9, 12, 11 y 6, citadas por orden decreciente de concentración) es la de niveles de cromo más bajos. Los valores cuantificados en este grupo de muestras van desde 61 hasta 41 µgCr gsedimento-1. Al igual que en el anterior muestreo, la zona de mayor contenido en cromo sigue siendo la que corresponde a la misma área situada en el interior de la ría hacia el norte (estaciones 24, 22, 23, 20, 21 y 1, citadas por orden decreciente de metal). En esta zona más interna la estación 2 parece presentar un comportamiento distinto a las estaciones que la rodean y muestra un contenido de cromo similar al área central de la ría. Comparando las orillas de la ría, la norte sigue siendo la de mayor contenido metálico y la sur la menos contaminada. Esta disminución de concentraciones más acusada en la orilla sur que en la norte conforme avanzamos desde el interior de la ría hasta el Océano Atlántico se aprecia claramente en el avance de las líneas de concentración de la Figura 3- 14. Esta observación es común al primer muestreo (ver en la Figura 3- 13 el avance de las líneas de concentración de cromo diagonalmente en dirección al Océano Atlántico). El valor mínimo analizado en los sedimentos de cromo ha permanecido prácticamente constante (41 µgCr gsedimento-1). La diferencia entre la estación de mayor y la de menor contenido en cromo en este muestreo ha crecido. Esta diferencia alcanza 208 µgCr gsedimento-1. El aumento de la concentración de cromo conforme disminuye la distancia a zonas de bateas de mejillones o áreas cercanas a puertos de mar se ha considerado inapreciable. Parte experimental 109 De las estaciones de sedimento próximas a bateas (estaciones 2, 4, 9, 18, 21 y 23), la estación 9 ha sido la que ha presentado de nuevo un menor contenido de metal (53 µgCr g sedimento-1) y el resto de estaciones ha resultado con concentraciones variables entre 62 y 143 µgCr gsedimento-1. En este muestreo sigue sin influir la cercanía a bateas en la cantidad de cromo analizado en los sedimentos y se ha mantenido globalmente la distribución de metal a lo largo de las distintas estaciones de la ría. Capítulo 3 116 en dirección al Océano. La dilución metálica en los sedimentos ha disminuido con el tiempo. El valor mínimo analizado en los sedimentos de cromo ha descendido a 41 µgCr gsedimento-1. La diferencia entre la estación de mayor y la de menor contenido en cromo en este muestreo es de 323 µgCr gsedimento-1, el mayor rango obtenido de todas las campañas. Esta diferencia refleja que existen estaciones que apenas han aumentado de concentración de cromo, si bien no han llegado a disminuir su contenido, mientras que otras han aumentado notablemente. Este es el caso de las estaciones 12 y 24 respectivamente. En las muestras de esta campaña, el coeficiente de variación existente en los análisis de cada estación es aceptable. Las estaciones menos homogéneas han sido la 1 (CV=11% y una concentración promedio de 140 µgCr gsedimento-1) y la 24 (CV=13% y una concentración promedio de 365 µgCr gsedimento-1). Las estaciones próximas a bateas de mejillones (2, 4, 9, 18 y 21) presentan concentraciones promedio entre 92 µgCr gsedimento-1 y 130 µgCr gsedimento-1. En todos los muestreos se ha descartado, por tanto, un posible aporte de cromo procedente de los restos de mejillón que se postulaba inicialmente. Respecto a los puertos de mar, la conclusión ha sido idéntica, sin correlación entre contenido metálico y distancia a los distintos puertos de mar. La única estación cercana a puerto que ha presentado un crecimiento de cromo ha sido la estación 24. Este crecimiento y sus distintos contenidos cuantificados a lo largo del tiempo han sido comentados en detalle. Parte experimental 117 6.2. Sedimentos procedentes del río Ulla previo a su desembocadura en el estuario Con recolecciones previas a 1997 de sedimento intermareal el análisis de cromo total en una zona muestreada del río Ulla había dado un grado de contaminación severo para cromo y cobre. Los valores de cromo analizados mostraban valores entre 190 y 438 µgCr g -1 (Carballeira, A. y col. 1997). Para completar los datos de cromo analizados en las distintas campañas de Arousa se ha tomado muestra en varias zonas del río Ulla, incluyendo un punto en el río Sar, uno de sus afluentes. Se ha muestreado sedimento perteneciente a esta zona a partir de la segunda campaña, en verano de 2002. El la Figura 3- 17 se indican los lugares en donde se ha recogido sedimento y su posición relativa a la Ría de Arousa. Rianxo Carril Bamio Isorna Catoira Bexo Cesures Sar Herbón O Grove Isla de Sálvora Ribeira Pobra do Caramiñal Padrón Vilagarcía de Arousa Isla de Cortegada Vilanova de Arousa Cambados Isla de Arousa Ría de Arousa A Coruña Pontevedra Figura 3- 17: Localización de la zona de muestreo de sedimento del río Ulla, previa a su desembocadura en la Ría de Arousa. Se ha determinado el contenido de cromo de las muestras de las que ha sido posible obtener la fracción de sedimento de tamaño de partícula < 63 µm. Los resultados se recogen en la Figura 3- 18 de tal forma que las estaciones aparecen ordenadas en el Capítulo 3 118 eje horizontal desde la zona más próxima al nacimiento del río Ulla (Sar) hasta la más próxima a la frontera entre el río Ulla y la Ría de Arousa (Rianxo). Muchos de los sedimentos tras el proceso de liofilización y tamizado no han aportado una mínima cantidad de muestra de este tamaño de partícula para su análisis mediante suspensiones por ETAAS. Las muestras de sedimento fluvial que más se acercan al valor de fondo empleado como referencia han sido las más alejadas del estuario, en el río Sar. La concentración de metal obtenida en el tercer muestreo ha sido de 54 ± 9 µgCr g sedimento-1 y en el cuarto de 69 ± 3 µgCr g sedimento-1. Son valores relativamente bajos en comparación a los obtenidos a lo largo de la ría. 0 50 100 150 200 250 300 350 400 450 Sar Herbón Bexo Catoira Isorna Bamio Carril Rianxo Es tación µg Cr g sedimento-1 Muestreo 2 Muestreo 3 Muestreo 4 Figura 3- 18: Concentración de cromo de la fracción de sedimento < 63 µm de muestras del río Ulla. La heterogeneidad de las muestras se refleja en el coeficiente de variación obtenido tras el análisis de las suspensiones de sedimento recolectadas, liofilizadas y tamizadas. Las estaciones que mayor coeficiente de variación han presentado son las siguientes: Sar en el tercer muestreo (13.8%), Bexo en el cuarto muestreo (14.6%) y Catoira en el segundo muestreo (12.1%). Este mayor coeficiente de variación se Parte experimental 119 puede apreciar a simple vista en las desviaciones estándar de los análisis recogidos en la Figura 3- 18. Las fracciones de sedimento de tamaño de partícula < 63 µm con características más arenosas han sido sometidas a un procedimiento de preparación más largo para una mejor homogeneización. Esto es, el método preparativo con perlas de circonio, descrito en el apartado 3 de este capítulo, se ha ampliado a dos horas. Los resultados de estos análisis son poco indicativos y no existe un crecimiento de metal gradual conforme nos acercamos al inicio del estuario y fin de los límites fluviales. Cabía esperar este crecimiento dado que la zona de mayor concentración de metal detectada se sitúa próxima a un área influenciada por actividad antropogénica. Aunque las muestras de Sar son las de menor contenido en cromo y las de Rianxo las de mayor contenido, existen estaciones intermedias con concentraciones muy variables entre campañas y con una gran heterogeneidad. Capítulo 3 120 6.3. Factores de contaminación, distribución y transporte de cromo a lo largo de la Ría de Arousa Los niveles de contaminación no son fácilmente evaluables. Directivas como las publicadas por el Parlamento Europeo o la Comisión OSPAR (‘Oslo y París’) para la protección del ambiente marino del Atlántico Norte, o directivas como la European Waste-Water han estudiado factores que evalúen criterios ecotoxicológicos en diversos medios (agua, sedimentos, peces y mejillones). Junto con estos criterios ecotoxicológicos se han tratado referencias de fondo de concentraciones de contaminantes tales como el cromo. Este apartado se ha enfocado al estudio del grado de contaminación de cromo en Arousa en función de una concentración de fondo de referencia. La concentración de fondo (CF) se suele considerar como la concentración de un contaminante que se encuentra en una zona remota y basándose en datos contemporáneos, o bien la concentración seleccionada tras un estudio histórico y por tanto en ausencia de contaminación. Por ello, la concentración denominada de fondo se corresponde con el valor que se estima de concentración de un lugar concreto (en sedimentos, agua o biota) cuando se acerca a esos valores de fondo ya mencionados en el primer capítulo de este trabajo. Para cromo en sedimentos marinos y considerando que Arousa es un estuario heterogéneo, el valor de fondo establecido por Carral mediante análisis modal (Carral, E. y col. 1995) ha sido de 32 µgCr gsedimento-1. Este valor publicado se ha tomado de referencia para determinar el grado de contaminación existente en los niveles de cromo obtenidos en los muestreos de sedimentos de la Ría de Arousa. El grado de contaminación (GC) se ha estimado aplicando la relación entre la concentración real (CR) encontrada y la concentración de fondo (CF) en los sedimentos superficiales recolectados (GC=CR/CF). Los grados de contaminación considerados han sido los siguientes (Carballeira, A. y col. 2000): ¾ Cero o despreciable para GC < 1. ¾ Moderado para 1 ≤ GC < 3. ¾ Severo para 3 ≤ GC < 6. ¾ Muy severo cuando GC ≥ 6. Parte experimental 121 Los resultados del grado de contaminación de cromo obtenido se recogen en la Figura 3- 19. Se ha observado un comportamiento general de grado de contaminación clasificable en tres grupos de estaciones: las de contaminación moderada (mayoritaria en casi todos los muestreos), las de contaminación severa y las de contaminación muy severa (estaciones 22 y 24). 0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Estación de muestreo Factor de contaminación de cromo verano de 2002 invierno de 2002 verano de 2003 invierno de 2003 límite inferior del nivel moderado límite inferior del nivel severo límite inferior del nivel muy severo Figura 3- 19: Factores de contaminación de cromo en los sedimentos de la Ría de Arousa muestreados en las cuatro campañas. En ninguno de los muestreos analizados se ha detectado un grado de contaminación despreciable (GC <1), destacando, por otra parte, el porcentaje de estaciones que próximos a la concentración de fondo (CF) se establecen en un grado de contaminación moderado (1 ≤ GC < 3). La variación en el número de estaciones que se establece en cualquiera de los tres grados de contaminación (moderado, severo o muy severo) se recoge en la Tabla 3- 10 en forma de porcentajes. El grado de contaminación considerado moderado es mayoritario en el primer, segundo y cuarto muestreo. Sin embargo en la tercera campaña este porcentaje se iguala entre las estaciones de grado moderado y grado severo con un 45%. Capítulo 3 122 Tabla 3- 10: Porcentaje de estaciones que se encuentran en los distintos grados de contaminación (GC) definidos por la concentración de fondo (CF) de cromo en sedimentos de los cuatro muestreos de Arousa. Primer muestreo Segundo muestreo Tercer muestreo Cuarto muestreo GC moderado 67% 57% 45% 52% GC severo 29% 33% 45% 38% GC muy severo 5% 10% 10% 10% Los mayores cambios en grado de contaminación se observan entre las dos primeras campañas de análisis de sedimentos de Arousa (ver Figura 3- 19). Por otra parte, aunque del segundo al cuarto muestreo el porcentaje de estaciones en grado de contaminación muy severo es el mismo, el valor obtenido se aleja notablemente de GC=6.0. Un claro ejemplo es la estación 24, la más contaminada. La evolución del grado de contaminación en esta estación es la siguiente: partiendo de un GC=6.5 en el muestreo 1, alcanza un GC=7.8 en el muestreo 2, un GC=9.0 en el muestreo 3 y finalmente un GC=11.4 en el muestreo 4. Las estaciones 2-16 presentan en general contaminación moderada en todas las campañas (excluyendo de este grupo la estación 3). Las estaciones 18-23 presentan contaminación severa, y las estaciones 22 y 24 presentan contaminación muy severa. Estas dos últimas estaciones se sitúan en la zona norte e interna del estuario. Se han detectado cambios elevados en el grado de contaminación (GC) en las estaciones 18 y 19 de la primera campaña a las siguientes. Las estaciones 21, 23 y 24 también han experimentado una subida sensible en el grado de contaminación, pero de forma más gradual a lo largo de las cuatro campañas. La estación excepcional ha sido la 2, que geográficamente se encuentra entre las estaciones 1 y 3. Su grado de contaminación es sensiblemente inferior a estas dos últimas, y en las dos primeras campañas se sitúa en un grado de contaminación moderado, estando las estaciones 1 y 3 en grado severo. Para una visualización más clara de la distribución del grado de contaminación de cromo en los sedimentos de las distintas estaciones recolectadas en Arousa, y para un estudio de su evolución temporal más sencillo, se ha procedido a representar el grado de contaminación de cromo de los sedimentos en mapas de distribución de la ría (ver resultados en la Figura 3- 20). Parte experimental 123 Invierno de 2002 Verano de 2002 Invierno de 2003 Verano de 2003 Figura 3- 20: Variación de la distribución espacial de los factores de contaminación de cromo a lo largo de los cuatro muestreos de sedimentos de Arousa. En la Figura 3- 20 podemos apreciar trazos continuos y discontinuos que definen los distintos grados de contaminación cuantificados. Las líneas continuas delimitan los límites inferiores de los grados de contaminación moderado (línea 1), severo (línea 3) y muy severo (línea 6), y las líneas discontinuas definen grados intermedios de los tres primeros. En el primer muestreo (invierno de 2002) el área delimitada por el límite inferior de grado de contaminación muy severo (línea 6) se sitúa rodeando la zona de la estación 24. En este mismo muestreo el límite inferior del grado de contaminación severo (línea 3) se sitúa en la zona interna de la ría y no llega a alcanzar la isla de Arousa en dirección al Atlántico. En el segundo muestreo la línea 6 va aumentando la superficie que rodea a la estación 24, y aparecen dos nuevas zonas de valores de contaminación GC > 6 centradas en las estaciones 18 y 21. La línea 3 se desplaza hacia el Océano Atlántico Capítulo 3 124 por la orilla norte de la ría hasta situarse a la altura de la isla de Arousa. Es evidente el aumento en el área de los grados de contaminación más elevados y la disminución de las zonas de la ría con grado de contaminación inferior. En los últimos dos muestreos la línea 6 se sitúa en la práctica totalidad de la zona más interna y norte de la ría, y la línea 3 alcanza y llega prácticamente a rebasar la isla de Arousa por ambas orillas. La evolución temporal de las líneas de grados de contaminación más elevadas en dirección al Océano Atlántico indica que la zona de sedimentos estudiada ha aumentado en contenido en cromo gradualmente. Los niveles más cercanos al valor de fondo de cromo se van acotando a las estaciones más próximas a la frontera exterior de la ría. Conclusiones 125 CONCLUSIONES Se ha optimizado un método de determinación de cromo en suspensiones de sedimentos marinos para su determinación por ETAAS. El procedimiento de preparación de dichas suspensiones es rápido y simple. No ha sido necesario el uso de sustancias ácidas y corrosivas ni durante el procedimiento preparativo ni durante el procedimiento de análisis. Para impedir la deposición de las suspensiones destinadas a inyectar en la cámara de grafito, se ha empleado Triton X-100 0.1% como agente surfactante. Experimentalmente se ha concluido que es suficiente con el uso de 20 µg ml-1 Mg(NO3)2 como modificador de matriz durante los análisis. Las características analíticas obtenidas para el procedimiento completo de preparación y análisis de suspensiones de sedimento marino han sido satisfactorias. En calibrados y adiciones de suspensiones medidas por ETAAS no se han encontrado diferencias significativas entre sus pendientes, y la cuantificación de muestras se ha realizado mediante calibrados acuosos de patrones de cromo. Los límites de detección y cuantificación del procedimiento (0.80 y 2.65 µgCr g sedimento-1 respectivamente) y la masa característica (3.5 ± 0.3 pg) han definido la sensibilidad del método. La precisión obtenida inyectando reiteradamente una misma muestra de 6.3 µg l-1 de cromo (3.9%) o la precisión obtenida con el análisis de cinco suspensiones preparadas aplicando el procedimiento completo (5.3%) han sido aceptablemente bajas. También el estudio de la recuperación analítica (100 ± 2 %) o el análisis de un material de referencia certificado (PACS-2 con contenido analizado 91 ± 2 µgCr g -1 y valor certificado 90.7 ± 4.6 µgCr g -1) han mostrado que el procedimiento es preciso. El análisis de cuatro muestreos medioambientales realizados en la Ría de Arousa ha demostrado la aplicabilidad del procedimiento para las determinaciones rutinarias en laboratorio. El pretratamiento de dichas muestras (liofilizado y tamizado) para su conservación y análisis posterior ha sido una etapa clave. La normalización del tamaño de partícula de las muestras estudiadas ha facilitado el estudio comparativo y la evolución temporal de cromo en sedimentos de la Ría de Arousa. Capítulo 3 132 Santos, C., F. Álava Moreno, I. Lavilla y C. Bendicho. 2000. Total As in seafood as determined by transverse heated electrothermal atomic absorption spectrometrylongitudinal Zeeman background correction: an evaluation of automated ultrasonic slurry sampling, ultrasound-assisted extraction and microwave-assisted digestion methods. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 15(8):987-994. Schalscha, E. B., P. Escudero y I. Ahumada. 1999. Concentration and fractionation of Cu, Cr, Ni and Zn in montmorillonitic and allophanic soils: comparison of two different extraction methods. Agrochimica 43(3-4):126-136. Silva, M. M., M. Goreti, R. Vale y E. B. Caramao. 1999. Slurry sampling graphite furnace atomic absorption spectrometry: determination of trace metals in mineral coal. Talanta 50(5):1035-1043. Stephen, S. C., J. M. Ottaway y D. Littlejohn. 1987. Slurry atomization of foodstuffs in electrothermal atomic-absorption spectrometry. Fresenius Zeitschrift Fur Analytische Chemie 328(4-5):346-353. Terzieva, V. y S. Arpadjan. 1998. Determination of metals in atmospheric particulates by electrothermal atomic absorption spectrometry with organic slurry sample introduction. Journal of Analytical Atomic Spectrometry 13(8):815-817. Ure, A. M. y C. M. Davidson. 2002. Chemical speciation in the environment. Blackwell Science. Usero, J., M. Gamero, J. Morillo y I. Gracia. 1998. Comparative study of three sequential extraction procedures for metals in marine sediments. Environment International 24(4):487-496. Vale, M. G. R., N. Oleszczuk y W. N. L. dos Santos. 2006. Current status of direct solid sampling for electrothermal atomic absorption spectrometry - a critical review of the development between 1995 and 2005. Applied Spectroscopy Reviews 41(4):377- 400. Vilas, F., A. M. Bernabeu y G. Méndez. 2005. Sediment distribution pattern in the Rias Baixas (NW Spain): main facies and hydrodynamic dependence. Journal of Marine Systems 54(1-4):261-276. Welz, B. y M. R. Sperling. 1999. Atomic absorption spectrometry. Wiley-VCH. Tablas 133 LISTADO DE TABLAS Tabla 3- 1: Determinación de metales en suspensiones de muestras sólidas......................... 74 Tabla 3- 2: Características de los sedimentos recolectados en Arousa.................................. 87 Tabla 3- 3: Datos georeferenciados y cronológicos de los muestreos realizados en la Ría de Arousa................................................................................................................... 88 Tabla 3- 4: Parámetros instrumentales empleados para la determinación de cromo por ETAAS............................................................................................................................. 96 Tabla 3- 5: Rectas de calibrado acuoso y adición estándar de suspensión de sedimento marino.............................................................................................................................. 98 Tabla 3- 6: Resultados de cromo total analizado en la fracción de sedimento < 63 µm durante el primer muestreo de la Ría de Arousa aplicando el procedimiento optimizado de análisis de suspensiones. ........................................................................................... 103 Tabla 3- 7: Resultados de cromo total analizado en la fracción de sedimento < 63 µm durante el segundo muestreo de la Ría de Arousa aplicando el procedimiento optimizado de análisis de suspensiones............................................................................ 107 Tabla 3- 8: Resultados de cromo total analizado en la fracción de sedimento < 63 µm durante el tercer muestreo de la Ría de Arousa aplicando el procedimiento optimizado de análisis de suspensiones. ........................................................................................... 111 Tabla 3- 9: Resultados de cromo total analizado en la fracción de sedimento < 63 µm durante el cuarto muestreo de la Ría de Arousa aplicando el procedimiento optimizado de análisis de suspensiones. ........................................................................................... 114 Tabla 3- 10: Porcentaje de estaciones que se encuentran en los distintos grados de contaminación (GC) definidos por la concentración de fondo (CF) de cromo en sedimentos de los cuatro muestreos de Arousa................................................................. 122 Figuras 135 LISTADO DE FIGURAS Los datos empleados en las figuras de este capítulo y que no se contemplan numéricamente se recogen tabulados en el Anexo I. Figura 3- 1: Dispositivos de atomización electrotérmica empleados en análisis de muestras sólidas y suspensiones de muestras sólidas......................................................... 72 Figura 3- 2: Localización georeferenciada (latitud, longitud) y profundidad de las estaciones de muestreo de la Ría de Arousa. Noroeste de España, Océano Atlántico............ 86 Figura 3- 3: Muestreo de sedimento superficial a bordo del Buque Oceanográfico Mytilus realizado en la Ría de Arousa con una draga tipo cuchara. .................................................. 89 Figura 3- 4: Torre de tamices para el fraccionamiento automático de sedimentos liofilizados. ....................................................................................................................... 90 Figura 3- 5: Muestreo, almacenamiento y pretratamiento de sedimentos marinos de Arousa. ............................................................................................................................ 90 Figura 3- 6: Agitador de brazo lateral para preparación simultánea de ocho suspensiones de sedimento marino.................................................................................... 91 Figura 3- 7: Curvas de mineralización de patrón acuoso de Cr(NO3)3 7 µg l-1 en ausencia y presencia de modificador de matriz [50 µg ml-1 de Mg(NO3)2]............................................. 93 Figura 3- 8: Curvas de mineralización de suspensión de sedimento marino en ausencia y presencia de modificador de matriz [50 µg ml-1 de Mg(NO3)2]............................................. 93 Figura 3- 9: Curvas de atomización de patrón acuoso [7µg l-1 Cr(NO3)3] y suspensión de sedimento marino con 50 µg ml-1 de Mg(NO3)2.................................................................... 94 Figura 3- 10: Perfiles de picos de atomización de suspensión de sedimento con 50 µg ml-1 de Mg(NO3)2............................................................................................................... 95 Figura 3- 11: Variación de absorbancia en la etapa de atomización del cromo con patrón acuoso [7 µg l-1 de Cr(NO3)3] y suspensión de sedimento marino variando la concentración de Mg(NO3)2................................................................................................ 95 Figura 3- 12: Variación de temperatura del programa electrotérmico para análisis de cromo en suspensiones de sedimento marino. .................................................................... 97 Figura 3- 13: Distribución de cromo total a lo largo de la Ría de Arousa en muestras recolectadas en la campaña de invierno de 2002 obtenida mediante análisis de suspensiones de sedimento por ETAAS. .......................................................................... 102 Figura 3- 14: Distribución de cromo total a lo largo de la Ría de Arousa en muestras recolectadas en la campaña de verano de 2002 obtenida mediante análisis de suspensiones de sedimento por ETAAS. .......................................................................... 106 Figura 3- 15: Distribución de cromo total a lo largo de la Ría de Arousa en muestras recolectadas en la campaña de invierno de 2003 obtenida mediante análisis de suspensiones de sedimento por ETAAS. .......................................................................... 110 Figuras 136 Figura 3- 16: Distribución de cromo total a lo largo de la Ría de Arousa en muestras recolectadas en la campaña de verano de 2003 obtenida mediante análisis de suspensiones de sedimento por ETAAS. ...........................................................................113 Figura 3- 17: Localización de la zona de muestreo de sedimento del río Ulla, previa a su desembocadura en la Ría de Arousa.................................................................................117 Figura 3- 18: Concentración de cromo de la fracción de sedimento < 63 µm de muestras del río Ulla.......................................................................................................................118 Figura 3- 19: Factores de contaminación de cromo en los sedimentos de la Ría de Arousa muestreados en las cuatro campañas. ...................................................................121 Figura 3- 20: Variación de la distribución espacial de los factores de contaminación de cromo a lo largo de los cuatro muestreos de sedimentos de Arousa. ...................................123 CAPÍTULO 4 Extracción secuencial de cromo en sedimentos marinos de Arousa Índice INTRODUCCIÓN 141 1. Extracciones simples ...................................................................................................141 2. Extracciones secuenciales............................................................................................143 3. Aceleración del procedimiento de extracción.................................................................146 3.1. Extracción asistida por energía de ultrasonidos ...........................................................146 3.2. Extracción asistida por energía de microondas............................................................147 PARTE EXPERIMENTAL 149 1. Instrumental, material y reactivos de laboratorio...........................................................149 1.1. Instrumental ............................................................................................................149 1.2. Material ...................................................................................................................149 1.3. Reactivos.................................................................................................................150 2. Procedimiento de extracción secuencial........................................................................151 3. Optimización del programa electrotérmico ....................................................................153 3.1. Curvas de mineralización...........................................................................................153 3.2. Curvas de atomización..............................................................................................155 3.3. Concentración de modificador de matriz.....................................................................157 3.4. Programa optimizado................................................................................................159 4. Aceleración de las extracciones con energía de microondas............................................160 5. Parámetros analíticos..................................................................................................164 5.1. Rango lineal. Rectas de calibrado y adición estándar ...................................................164 5.2. Sensibilidad del método ............................................................................................165 5.3. Precisión y exactitud.................................................................................................166 6. Análisis de muestras ...................................................................................................168 6.1. Resultados de la fracción ‘ácida soluble’ en los cuatro muestreos de la Ría de Arousa ....169 6.1.1. Sedimentos del muestreo de invierno de 2002.......................................................170 6.1.2. Sedimentos del muestreo de verano de 2002 ........................................................175 6.1.3. Sedimentos del muestreo de invierno de 2003.......................................................179 6.1.4. Sedimentos del muestreo de verano de 2003 ........................................................183 6.2. Resultados de la fracción ‘reducible’ en los cuatro muestreos de la Ría de Arousa..........188 6.2.1. Sedimentos del muestreo de invierno de 2002.......................................................189 6.2.2. Sedimentos del muestreo de verano de 2002 ........................................................193 6.2.3. Sedimentos del muestreo de invierno de 2003.......................................................197 6.2.4. Sedimentos del muestreo de verano de 2003 ........................................................201 6.3. Resultados de la fracción ‘oxidable’ en los cuatro muestreos de la Ría de Arousa...........205 6.3.1. Sedimentos del muestreo de invierno de 2002.......................................................206 6.3.2. Sedimentos del muestreo de verano de 2002 ........................................................210 6.3.3. Sedimentos del muestreo de invierno de 2003.......................................................214 6.3.4. Sedimentos del muestreo de verano de 2003 ........................................................218 CONCLUSIONES 223 BIBLIOGRAFÍA 229 LISTADO DE TABLAS 233 LISTADO DE FIGURAS 235 Introducción 141 INTRODUCCIÓN Los sedimentos han suscitado interés en el análisis de cromo junto con otros muchos metales pesados en ríos (Baruah, N. K. y col. 1996; Chakraborty, R. y col. 1995; Davidson, C. M. y col. 1994; Tessier, A. y col. 1979; Thomas, R. P. y col. 1994), zonas intermareales de costas (Belazi, A. U. y col. 1995), marismas (Gauthreaux, K. y col. 1998), en la boca de estuarios (Usero, J. y col. 1998), o en lagos (Sahuquillo, A. y col. 1999), en donde suele existir una alta actividad industrial y/o consumo de aguas y fauna acuícola importante (peces, algas y mariscos). En la especiación química de cromo, además de otros metales, se han intentado explicar los procesos de remobilización en sedimentos. Estudios realizados como los de Baruah y col. concluyen que el comportamiento geoquímico de los metales traza se evalúan bien con estudios de especiación y que además son indicativos de su biodisponibilidad potencial (Baruah, N. K. y col. 1996). Entre otras destacan las siguientes conclusiones: ¾ La fracción carbonatada y sus iones intercambiables están débilmente enlazados y pueden equilibrarse con la fase acuosa, por tanto es la fracción más biodisponible. ¾ Los óxidos de Fe-Mn y la materia orgánica son fundamentalmente un sumidero de metales y su liberación depende fundamentalmente del potencial redox y del pH. ¾ La fracción residual no está disponible. Los sedimentos son un sumidero de contaminantes, especialmente en el caso de metales, y un posible foco de peligrosidad e intercambio en los ambientes acuáticos. Además, la mayoría de los autores obtienen buenos resultados con estudios de especiación de los mismos. Estos trabajos son interesantes para el análisis de la biodisponibilidad potencial en sedimentos. 1. Extracciones simples La determinación de especies químicas es con frecuencia complicada debido a la composición y heterogeneidad de las muestras. Algunos estudios medioambientales han desarrollado métodos de determinación en los cuales el metal se debe extraer Capítulo 5 244 Tabla 5- 1: Concentración de cromo de la fracción residual de los sedimentos marinos recolectados en el primer muestreo. Muestreo 1: invierno de 2002 estación Cr / µg g-1 SD / µg g-1 1 77 14 2 49 5 3 103 7 4 56 5 5 53 6 6 19 2 8 35.9 1.5 9 4 3 11 42 4 12 53 3 13 35 6 14 1 4 15 50 3 16 71 3 18 41 5 19 57 4 20 96 11 21 70 4 22 132 16 23 132 6 24 181 2 En general, la cantidad de cromo encontrada en la fracción residual es la mayoritaria de todas las fracciones estudiadas de los sedimentos marinos de Arousa. La fracción que permanece en los sedimentos suele ser superior a la suma de fracciones extraídas de cromo. Por el contrario, en el caso de las estaciones 6 y 9 de este primer muestreo, la concentración de cromo en la fracción residual es inferior a la suma de las fracciones de BCR extraídas y analizadas por ETAAS (ver concentraciones en la Tabla 5- 1). En estos dos casos el extracto de mayor contenido en cromo ha sido el correspondiente a la fracción ‘oxidable’, asociada a capas orgánicas (ver Tabla 5- 2). En la primera campaña se obtuvo el valor promedio de concentración metálica de esta fracción más bajo de los cuatro muestreos de sedimentos de Arousa (64.7 µgCr gsedimento-1). La diferencia entre la estación de mayor concentración y la de menor concentración no es la mínima de las cuatro campañas (180.8 µgCr gsedimento-1), dado que el rango mínimo corresponde al tercer muestreo con 125.0 µgCr gsedimento-1. Fracción residual de cromo 245 Tabla 5- 2: Contenido de cromo total y fraccionado en sedimentos marinos de las estaciones 6 y 9 durante la campaña de invierno de 2002 en la Ría de Arousa. Estación 6 Cr / µgCr gsedimento-1 Fracción ‘ácida soluble’ de BCR 0.140 ± 0.015 Fracción ‘reducible’ de BCR < 0.033 Fracción ‘oxidable’ de BCR 28.1 ± 0.7 Contenido total 47 ± 2 Fracción residual de BCR 19 ± 2 Estación 9 Cr / µgCr gsedimento-1 Fracción ‘ácida soluble’ de BCR 0.177 ± 0.008 Fracción ‘reducible’ de BCR < 0.033 Fracción ‘oxidable’ de BCR 37 ± 3 Contenido total 41.5 ± 1.6 Fracción residual de BCR 4 ± 3 La fracción residual de la estación 24 es, como ocurría con el contenido total de cromo, la de mayor concentración de metal. Se sitúa entre los puntos de muestreo de mayor concentración, por el siguiente orden, las estaciones 24, 22, 23, 3 y 20. Este grupo de estaciones se han citado por orden decreciente de contenido metálico, desde 180.8 µgCr gsedimento-1 hasta 96.4 µgCr gsedimento-1 respectivamente para la primera y última estación citada. El área de mayor contenido metálico se localiza en la zona interna de la ría, al igual que ocurría en las tres fracciones de BCR o como ocurría también en el contenido total de cromo de los sedimentos de esta campaña. Las estaciones de menor nivel metálico han sido las siguientes: 8, 13, 6, 9 y 14, nombradas por orden decreciente de cromo, con concentraciones inferiores a 35.9 µgCr gsedimento-1. Esta zona de menor concentración es la más próxima al Océano Atlántico, situada en las cercanías de la isla de Sálvora. Como se ha comentado en capítulos anteriores, no se incluye aquí la estación 7, dado que no se ha podido recolectar sedimento de esa zona. Otro conjunto de estaciones es el siguiente: 1, 16, 21, 19, 4, 5, 12, 15, 2, 11 y 18. Los puntos de recolección se han nombrado por orden decreciente de concentración y se sitúan con valores de cromo entre 77.5 y 41.2 µgCr gsedimento-1. Este grupo que presenta valores metálicos intermedios, se distribuye geográficamente disperso a lo largo de la ría, siendo la mayoría de las estaciones las de la zona central. Capítulo 5 246 En general se sigue cumpliendo que la zona más externa de la ría, y más próxima al Océano Atlántico, es la de menor contenido metálico. Los extractos de BCR y el contenido total de cromo determinados en los sedimentos de la estación 14 muestran valores de los que se obtiene un contenido residual con un coeficiente de variación muy elevado (ver las concentraciones de cromo de las distintas fracciones en la Tabla 5- 3). Este resultado es el de menor precisión que se ha obtenido a lo largo de los cuatro muestreos. Es, en definitiva, una estación con niveles de cromo en la fracción ‘oxidable’ relativamente alta respecto al resto de fracciones y con valores próximos al contenido total. Tabla 5- 3: Contenido de cromo total y fraccionado en sedimentos marinos de la estación 14 durante la campaña de invierno de 2002 en la Ría de Arousa. Estación 14 Cr / µgCr gsedimento-1 Fracción ‘ácida soluble’ de BCR 0.117 ± 0.012 Fracción ‘reducible’ de BCR 0.143 ± 0.002 Fracción ‘oxidable’ de BCR 54.7 ± 1.1 Contenido total 56 ± 4 Fracción residual de BCR 1 ± 4 Un incremento de cromo en las capas de óxidos, capas orgánicas o compuestos asociados a los sedimentos fácilmente intercambiables con la columna de agua no conllevaría necesariamente a un incremento en la fracción residual de los sedimentos marinos. Sin embargo esto no es lo que se observa. Se ha recogido en el capítulo 3 un aumento gradual y superior en la concentración de cromo total de los sedimentos de Arousa que en la concentración de cromo de las fracciones de BCR extraídas. Esto indica que todas las fracciones, incluida la residual, han crecido gradualmente. De nuevo todo apunta a que los sedimentos actúan como un sumidero de cromo. Fracción residual de cromo 247 2. Fracción residual de los sedimentos del muestreo de verano de 2002 En este apartado se encuentran en la Figura 5- 3 y en la Tabla 5- 4 los resultados obtenidos para la fracción residual de cromo en los sedimentos marinos recolectados en Arousa durante la segunda campaña. µg Cr g sedimento -1 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1112 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 0 10 20 40 60 80 100 120 140 160 170 180 Figura 5- 3: Distribución de la fracción residual de cromo del muestreo de verano de 2002. En la segunda campaña el valor promedio de concentración metálica de esta fracción apenas ha aumentado (65.8 µgCr g sedimento-1 en la segunda campaña frente a 64.7 µgCr g sedimento-1 en la primera). Sin embargo la diferencia entre la estación de mayor concentración y la de menor concentración ha disminuido ligeramente (170.0 µgCr gsedimento-1). La estación 24 es, como ocurría en la campaña anterior, la de mayor concentración de metal en la fracción residual. Se sitúa entre los puntos de muestreo de mayor concentración, por el siguiente orden, las estaciones 24, 22, 23, y 21 (ver Tabla 5- 4). Este grupo de estaciones se han citado por orden decreciente de contenido metálico, desde 173.5 µgCr gsedimento-1 hasta 90.9 µgCr gsedimento-1 respectivamente para la primera y última estación citada. Capítulo 5 248 Tabla 5- 4: Concentración de cromo de la fracción residual de los sedimentos marinos recolectados en el segundo muestreo. Muestreo 2: verano de 2002 estación Cr / µg g-1 SD / µg g-1 1 4 8 2 30 8 3 67 6 4 28 3 5 31 3 6 29 2 8 62 4 9 43.5 1.2 11 31.7 1.3 12 43 4 13 55 5 14 76 4 15 67 2 16 66 4 18 68 3 19 79 2 20 87 6 21 91 9 22 146 14 23 103 7 24 174 13 El área de mayor contenido metálico se localiza de nuevo en la zona interna de la ría. Las estaciones de menor nivel metálico han sido las siguientes: 11, 5, 2, 6, 4 y 1, nombradas por orden decreciente de cromo, con concentraciones inferiores a 30.0 µgCr gsedimento-1. Se aprecia, salvo por la estación 11 que se sitúa en la orilla sur del estuario, que los menores niveles de cromo de la fracción residual se corresponden al eje central de la ría (estaciones 1-6). Si retrocedemos a examinar los mapas obtenidos en la fracción ‘oxidable’ y en el contenido total de cromo del segundo muestreo se observan dos comportamientos distintos. Por un lado se ha obtenido un menor crecimiento de cromo total en los sedimentos a lo largo del eje central de la ría (indicado con una flecha en la parte A de la Figura 5- 4). Por otro lado se observa un aumento de concentración en el cromo de la fracción ‘oxidable’ mayor sobre ese eje central respecto al resto del estuario (indicado con una flecha en la parte B de la Figura 5- 4). Fracción residual de cromo 249 Esta situación, que ha propiciado este eje de valores mínimos de cromo residual, únicamente se observa en esta campaña. Cromo oxidable B Cromo total A Cromo oxidable B Cromo total A Figura 5- 4: Variación de la concentración de cromo total y cromo de la fracción ‘oxidable’ a lo largo del eje central de la Ría de Arousa durante el segundo muestreo. Otro conjunto de estaciones son las siguientes: 20, 19, 14, 18, 3, 15, 16, 8, 13, 9 y 12. Se han nombrado por orden decreciente de concentración y se sitúan con valores de cromo entre 87.0 y 42.7 µgCr g sedimento-1. Estos puntos de muestreo que presentan valores metálicos intermedios, se distribuyen geográficamente dispersos a lo largo de la ría. Se observa que algunas de las estaciones que suelen presentar niveles elevados de cromo en muchas de las fracciones, como la estación 3, en este caso presentan valores intermedios. Los extractos de BCR y el contenido total de cromo determinados en los sedimentos de la estación 1 muestran valores de los que se obtiene un contenido residual con un coeficiente de variación muy elevado (ver las concentraciones de cromo de las distintas fracciones en la Tabla 5- 5). De nuevo nos encontramos con una estación con niveles de cromo en la fracción ‘oxidable’ relativamente alta respecto al resto de fracciones, y con valores próximos al contenido total. En todos los mapas de contorno calculados para la fracción de cromo residual de los sedimentos de Arousa se ha representado con una línea continua los niveles de concentración que corresponden a 40, 80, 120, 160 y 200 µgCr gsedimento-1. El resto de niveles de concentración de cromo se han indicado con líneas discontinuas. Gráficamente se observa que de la primera a la segunda campaña las líneas de concentración se empiezan a desplazar en dirección al Océano Atlántico. Sólo se Capítulo 5 250 observa un retroceso en la línea de concentración de 40.0 µgCr g sedimento-1 hasta la altura de la isla de Arousa. El comportamiento que ha presentado el cromo residual a lo largo del eje central es el responsable del retroceso de esta línea de concentración. Tabla 5- 5: Contenido de cromo total y fraccionado en sedimentos marinos de la estación 1 durante la campaña de verano de 2002 en la Ría de Arousa. Estación 1 Cr / µgCr gsedimento-1 Fracción ‘ácida soluble’ de BCR 0.31 ± 0.03 Fracción ‘reducible’ de BCR 0.82 ± 0.05 Fracción ‘oxidable’ de BCR 104 ± 2 Contenido total 108 ± 7 Fracción residual de BCR 4 ± 8 Fracción residual de cromo 251 3. Fracción residual de los sedimentos del muestreo de invierno de 2003 En este apartado se encuentran en la Figura 5- 5 y en la Tabla 5- 6 los resultados obtenidos para la fracción residual de cromo en los sedimentos marinos recolectados en Arousa durante la tercera campaña. µg Cr g sedimento -1 1 2 3 4 5 6 7 8 9 1112 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 35 40 50 60 70 80 90 100 110 120 130 140 150 160 165 Figura 5- 5: Distribución de la fracción residual de cromo del muestreo de invierno de 2003. En la tercera campaña el valor promedio de concentración metálica de la fracción residual ha seguido aumentando respecto a las anteriores campañas (78.5 µgCr gsedimento-1). Pero no ha aumentado la diferencia entre la estación de mayor concentración y la de menor concentración (125.0 µgCr g sedimento-1) respecto a los muestreos anteriores. La estación 24 es, como ocurre en todas las campañas, la de mayor concentración de metal en la fracción residual. Se sitúa entre los puntos de muestreo de mayor concentración, por el siguiente orden, las estaciones 24, 22, 1, 20, 21 y 19. Este grupo de estaciones se han citado por orden decreciente de contenido metálico, desde 161.8 µgCr gsedimento-1 hasta 91.3 µgCr gsedimento-1 respectivamente para la primera y última estación citada. Capítulo 5 252 El área de mayor contenido metálico se localiza de nuevo en la zona interna de la ría, centrada en las proximidades de Rianxo. Tabla 5- 6: Concentración de cromo de la fracción residual de los sedimentos marinos recolectados en el tercer muestreo. Muestreo 3: invierno de 2003 estación Cr / µg g-1 SD / µg g-1 1 102 14 2 74 3 3 81 3 4 89 6 5 73 4 6 51 3 8 73 5 9 43 2 11 39 3 12 37 8 13 43 4 14 72 4 15 76 2 16 64.7 1.9 18 82 10 19 91 4 20 96 4 21 94 4 22 127 15 23 - - 24 162 20 Las estaciones de menor nivel metálico han sido las siguientes: 6, 9, 13, 11 y 12, nombradas por orden decreciente de cromo, con concentraciones inferiores a 47.9 µgCr gsedimento-1. De estos puntos de muestreo, las estaciones 6, 9 y 13 se sitúan en la zona más exterior de la ría, próximos a la península de O Grove, en la orilla sur del estuario. Las estaciones 11 y 12 se localizan en la orilla sur del estuario al sur de la isla de Arousa, siendo las estaciones más exteriores y próximas al Océano Atlántico. Salvo la estación 8, que ha presentado niveles de cromo residual intermedios, la zona exterior sigue siendo la de menor concentración de metal. Otro conjunto de estaciones son las siguientes: 4, 18, 3, 15, 2, 5, 8, 14 y 16. Se han nombrado por orden decreciente de concentración y se sitúan con valores de cromo Fracción residual de cromo 253 entre 89.4 y 64.7 µgCr g sedimento-1 que presentan valores metálicos intermedios, se distribuyen geográficamente dispersos a lo largo de la ría. Esto es, las estaciones que suelen presentar niveles elevados de cromo en muchas de las fracciones, como la estación 3, en este caso presentan valores intermedios. La estación 2, a pesar de situarse en una zona interna de la ría, sigue siendo un punto que presenta niveles de cromo residual intermedio o bajo. En la Figura 5- 5 se observa que la línea continua que representa una concentración residual de 40.0 µgCr gsedimento-1 se ha desplazado a la zona sur del estuario situándose próxima a la Península de O Grove. El resto de líneas de concentración también se han desplazado gradualmente hacia el Océano Atlántico. En este muestreo se observa un mayor desplazamiento de las líneas de mayor concentración de la fracción residual y una geometría de las líneas de concentración similar al primer muestreo. CAPÍTULO 6 Extracción selectiva de Cr(VI) y especiación Índice INTRODUCCIÓN 265 1. Extracción alcalina ......................................................................................................266 2. Separación de Cr(III) y Cr(VI)......................................................................................266 PARTE EXPERIMENTAL 271 1. Instrumental, material y reactivos de laboratorio...........................................................271 1.1. Instrumental ............................................................................................................271 1.2. Material ...................................................................................................................271 1.3. Reactivos.................................................................................................................272 2. Recolección de muestras y pretratamiento....................................................................273 3. Procedimientos de extracción selectiva de cromo hexavalente........................................273 4. Procedimiento de separación de Cr(VI) y Cr(III) con alúmina.........................................275 4.1. Optimizaciones.........................................................................................................279 4.1.1. Flujo de bombeo .................................................................................................279 4.1.2. Optimizaciones en la elución de Cr(VI) y Cr(III).....................................................280 4.1.3. Capacidad de adsorción de la columna de alúmina.................................................282 4.1.4. Estudio de interferencias......................................................................................283 4.1.5. Programa optimizado...........................................................................................285 5. Parámetros analíticos..................................................................................................286 5.1. Rango lineal. Rectas de calibrado y adición estándar ...................................................286 5.2. Sensibilidad del método ............................................................................................287 5.3. Precisión y exactitud.................................................................................................289 6. Análisis de muestras ...................................................................................................291 7. Comportamiento de los sedimentos marinos ante especies de cromo..............................292 7.1. Composición elemental de los sedimentos de Arousa...................................................293 7.2. Valores de potencial redox y pH de los sedimentos de Arousa......................................298 CONCLUSIONES 303 BIBLIOGRAFÍA 305 LISTADO DE TABLAS 309 LISTADO DE FIGURAS 311 Introducción 265 INTRODUCCIÓN La toxicidad y capacidad de absorción de muchos elementos traza en los organismos depende en gran medida de la forma química en la que se encuentren dichos elementos. La cuantificación de formas individuales de un analito se denomina comúnmente análisis de especiación o determinación de especies. Muchos autores consideran a este respecto que las especies se pueden distinguir por su estado de oxidación (especies redox), por su forma molecular (organometales), por su coordinación (complejos), por la fase en la que se encuentra el analito (disuelto, adsorbido, coloidal, en suspensión, etc.) o por su solubilidad en ciertos disolventes (intercambiable, soluble en ácido, etc.) (Das, A. K. y col. 1995; Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2002; Ure, A. M. y col. 1993; Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). La IUPAC sin embargo considera especie química a la forma específica de un elemento definida por su composición isotópica, electrónica o estado de oxidación, y/o su estructura compleja o molecular. Separa así de especiación el concepto de fraccionamiento. Este último lo define como el proceso de clasificación de un analito o un grupo de analitos de una muestra concreta de acuerdo con sus propiedades físicas (ej. tamaño o solubilidad) o propiedades químicas (ej. enlace o reactividad) (Templeton, D. M. y col. 2000). Las extracciones simples y secuenciales pertenecen consecuentemente a este apartado aún cuando son comúnmente denominadas especiación. Ure y Davidson en su capítulo introductorio afirman que no existe una definición de especiación aceptada de forma generalizada. La definición propuesta por la IUPAC es perfectamente válida para la especiación en muestras líquidas, pero excluye muchos de los estudios de especiación realizados en muestras sólidas. Muchos de estos estudios de especiación pertenecerían entonces, según esta organización, al campo de los procedimientos denominados de fraccionamiento o de extracción selectiva (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2002). En este trabajo hemos denominado de forma genérica especiación de cromo al procedimiento experimental desarrollado. Se requiere una etapa de extracción selectiva inicial en las muestras sólidas estudiadas que se desarrolla y detalla en este Capítulo 6 266 capítulo. A la extracción le sigue una segunda etapa de especiación que cumple estrictamente con la definición de la IUPAC. 1. Extracción alcalina Existe un menor número de métodos analíticos capaces de identificar y cuantificar las especies de cromo en muestras sólidas que en líquidas. La identificación de una de las especies de cromo en muestras sólidas suele ser más compleja, lo que implica en muchos casos su extracción selectiva de la matriz con un extractante orgánico o inorgánico apropiado (Marqués, M. J. y col. 1998). La extracción selectiva de una de las especies de cromo no es simple. Los trabajos se decantan por extraer la especie hexavalente dado que en los intentos de extracción de la especie trivalente en medio ácido existe riesgo de liberación de componentes de la matriz con reactividad redox. Los componentes reactivos de la matriz hacen que las especies de cromo lleguen a interconvertirse, como se ha detallado en el apartado de comportamiento químico y medioambiental de cromo y en el apartado dedicado a sedimentos. Para extraer todos los compuestos químicos de Cr(VI) en muestras sólidas se pueden aplicar varios procedimientos de extracción alcalina. El cromo hexavalente se ha extraído en este tipo de muestras con hidróxido sódico, o también con Na2CO3/NaOH, tanto a temperatura ambiente como calentando (James, B. R. y col. 1995). La determinación de Cr(VI) en muestras medioambientales como suelos, sedimentos o residuos sólidos se ha realizado frecuentemente aplicando el método oficial USEPA SW-846 3060 (EPA 1996). El protocolo alcalino se ha evaluado positivamente para la cuantificación precisa de cromo hexavalente total (Vitale, R. J. y col. 1994) e incluso algunos autores han conseguido acelerar dicho proceso con energía de microondas (Morales Muñoz, S. y col. 2004) o energía de ultrasonidos (Luque García, J. L. y de Castro, M. D. L. 2002; Ndung'u, K. y col. 1999; Wang, J. y col. 1999). El procedimiento convencional se ha aplicado en este trabajo y se comenta en detalle en la parte experimental. 2. Separación de Cr(III) y Cr(VI) Dado que no todas las técnicas de espectroscopia atómica son selectivas para el análisis de especiación, se hacen necesarias dos etapas en el proceso: la separación Introducción 267 de las especies presentes en el extracto obtenido de la muestra sólida y la determinación de las mismas (Welz, B. y Sperling, M. R. 1999). Estas etapas son especialmente necesarias cuando la técnica de determinación es espectroscópica. En general, las técnicas de separación se pueden clasificar en los siguientes grupos (Ure, A. M. y Davidson, C. M. 2002): ¾ Separación selectiva por tamaño: (i) tamizado y centrifugado; (ii) ultrafiltración, diálisis y filtración con gel. ¾ Separación por efecto de tamaño y carga: (i) electroforesis; (ii) columnas de intercambio iónico; (iii) resinas quelatantes; (iv) columnas adsorbentes; (v) extracción líquido-líquido. ¾ Métodos cromatográficos de separación: (i) cromatografía líquida de columna abierta; (ii) cromatografía líquida de alta resolución; (iii) cromatografía iónica; (iv) cromatografía de gases; (v) cromatografía de fluidos supercríticos; (vi) cromatografía de capa fina. ¾ Extracciones químicas selectivas simples y secuenciales. ¾ Métodos de especiación electroanalíticos: (i) potenciometría usando electrodos selectivos de iones; (ii) polarografía; (iii) voltametrías de redisolución anódica y catódica; (iv) valoraciones amperométricas y detectores electroquímicos. Usando alguno de los métodos de separación mencionados, diversos tipos de muestras han sido sometidas a estudios en los que se han aplicado técnicas de especiación. Se encuentran revisiones de técnicas de especiación de cromo en muestras de agua naturales o muestras biológicas aplicadas a ETAAS (Das, A. K. y Chakraborty, R. 1997) o revisiones de técnicas híbridas y cromatográficas que recogen datos para la especiación de cromo en disoluciones acuosas (Collins, C. H. y col. 1997) o en aguas y suelos (Ellis, L. A. y Roberts, D. J. 1997). También es interesante el enfoque de la especiación de cromo realizada por Kotás, en donde se aborda la problemática de la interconversión de sus especies, el tipo de muestras medioambientales y las dificultades que acarrea su manipulación previa a las distintas técnicas online y offline para separación y cuantificación de Cr(III) y Cr(VI) (Kotás, J. y Stasicka, Z. 2000). La rápida reducción de Cr(VI) a Cr(III), combinada con la influencia de otras sustancias y procesos biológicos presentes también queda Capítulo 6 268 constatada en los estudios medioambientales de especiación de cromo realizados en aguas recolectadas en río, estuario y costa (Comber, S. y Gardner, M. 2003). La mayoría de los trabajos de especiación de cromo se han enfocado al estudio de muestras de aguas (Marques, M. J. y col. 2000). Menos numerosos son los estudios de especiación basados en muestras sólidas (Marqués, M. J. y col. 1998). Das, con muestras sólidas, se ha centrado mayoritariamente en la revisión de la especiación operacional y por tanto en el fraccionamiento de cromo en materiales industriales, suelos, sedimentos, muestras geológicas y lodos (Das, A. K. y col. 1995). Es conocido el empleo de adsorbentes sólidos para sistemas de inyección en flujo como procedimiento de preconcentración previa a la especiación de cromo. Óxidos metálicos como ZrO2, TiO2, MgO, CeO2 o Al2O3 han sido empleados como adsorbentes selectivos de Cr(III) y Cr(VI), actuando también como dispositivos de preconcentración de disoluciones acuosas (Vassileva, E. y col. 2000). De entre los óxidos adsorbentes mencionados destaca el Al2O3 por su capacidad de retención de ambas especies de cromo. El uso de columnas de alúmina activada ácida o neutra se describe en la determinación de Cr(III) y Cr(VI) tanto en disoluciones acuosas como en muestras de aguas naturales (Kumar, S. J. y col. 1999; Manzoori, J. L. y col. 1995; Pannain, M. C. y Santelli, R. E. 1995). Las especies se consiguen eluir con disolución amoniacal (cromo hexavalente) y con ácido nítrico (cromo trivalente) (Ahmad, S. y col. 1990; Marqués, M. J. y col. 2001; Sahayam, A. C. 2002; Sperling, M. y col. 1992). Con muestras sólidas, la especiación se basa en extracciones suaves antes de la separación de las distintas especies de cromo. En este caso la especiación investigada se fundamenta en la separación de las especies de cromo con óxido de aluminio activado tras un tratamiento ácido. La alúmina adsorbe la especie hexavalente a pH 2-7 mientras que la especie trivalente no se retiene (Prokisch, J. y col. 1997; Prokisch, J. y col. 1995). Muchos de los métodos mencionados están basados en una especiación simple y económica de cromo por medio de alúmina dada su gran afinidad por Cr(III) y Cr(VI). Pero la mayoría de los estudios se han realizado con muestras de agua y han requerido cambios de pH para preconcentrar y separar cada una de las especies de cromo. Por ello la determinación no es simultánea. Uno de los objetivos de este capítulo ha sido la especiación de cromo en extractos de muestras sólidas, extrayendo previamente la especie hexavalente. No se han Introducción 269 encontrado publicaciones previas describiendo el uso de alúmina para la especiación de cromo en extractos de muestras sólidas en los que se retengan las especies de Cr(VI) y Cr(III) de forma simultánea en la columna de alúmina para una misma inyección de muestra. El procedimiento de preconcentración simultáneo llevado a cabo, las optimizaciones y los resultados se recogen en los apartados experimentales de este capítulo. La especiación de cromo se ha aplicado a muestras de sedimento y cemento. El interés por las muestras de cemento es debido al riesgo que suponen para la salud y los estudios internacionales realizados al respecto. La Comisión Europea recomienda que los cementos no se puedan encontrar en supermercados o se usen como sustancias o constituyentes para actividades de preparación manuales que impliquen el contacto directo con la piel y especialmente cuando contiene más de 2 µg g-1 (0.0002%) de Cr(VI) soluble (SCTEE 2002). Otras de las muestras investigadas han sido sedimentos marinos en donde la especiación se aplica para establecer una toxicidad y sus correspondientes consecuencias medioambientales. Los sedimentos son indicadores útiles en la monitorización de la contaminación de metales pesados. Estos metales, como se ha indicado ya en el apartado de sedimentos, suelen presentarse en mayores niveles en los sedimentos que en la columna de agua si se estudia de forma comparativa una misma zona de muestreo. Capítulo 6 276 1. muestra 2. amoníaco 3. ácido nítrico Columna de alumina Bomba peristáltica FAAS VÁLVULA 1. muestra 2. amoníaco 3. ácido nítrico Columna de alumina Bomba peristáltica FAAS VÁLVULA Figura 6- 2: Dispositivo de especiación de cromo hexavalente y trivalente. En primer lugar la muestra o las disoluciones estándar son bombeadas a través de la columna (paso 1) para la preconcentración de las especies de cromo. Una vez finalizada esta etapa, se procede a la elución del cromo hexavalente bombeando a través de la columna una disolución amoniacal (paso 2), seguida del bombeo de una disolución de ácido nítrico (paso 3) para la liberación del cromo trivalente y limpieza de la columna. Una vez limpia, la columna está preparada para una próxima inyección de muestras o patrones (ver detalles en la Figura 6- 2). Se han usado patrones de cromo de las especies individuales en los experimentos iniciales. Es decir, se ha trabajado con una disolución patrón de Cr(NO3)3 y una disolución preparada a partir de la sal de K2CrO4. Los resultados indicaron que cuando se inyectaba cromo trivalente individualmente, éste no se liberaba con disoluciones de amoníaco pero sí lo hacía en la etapa final de elución/limpieza con ácido nítrico. Al inyectar únicamente cromo hexavalente, esta especie sí se liberaba totalmente con el amoníaco y no existía señal residual durante la etapa de lavado con nítrico y elución de la especie trivalente. El bombeo de una disolución con ambas especies de cromo era efectivo y se obtenían picos de cromo hexavalente al eluir con amoníaco, y cromo trivalente al eluir y limpiar con ácido nítrico. La concentración de sales alcalinas (Na2CO3/NaOH) ha sido clave en la operatividad de la columna de alúmina. Para evaluar las condiciones de trabajo en la especiación se han realizado dos estudios paralelos: a) Na2CO3 0.28 mol l-1/ NaOH 0.5 mol l-1 (matriz procedente del extractante alcalino). b) Disoluciones sintéticas con distintas concentraciones de sodio, preparadas a partir de NaCl. Parte experimental 277 La disolución del apartado a) ha sido el resultado de la dilución del extractante alcalino y su ajuste de pH a valores de 7.5 ± 0.5. Dicho ajuste de pH se ha llevado a cabo con ácido sulfúrico 6 mol l-1 para asegurar una relativa estabilidad de ambas especies de cromo. El extracto alcalino ha sido diluido con agua Milli-Q® 25, 50 y 100 veces, y dopado con 100 µg l-1 de Cr(III) y 100 µg l-1 de Cr(VI) para su inyección en el sistema online descrito en la Figura 6- 2. Las disoluciones sintéticas conteniendo diferentes concentraciones de sodio del apartado b) han sido preparadas con NaCl. Cada disolución salina corresponde con la concentración de sodio equivalente a cada una de las diluciones del extractante alcalino previamente estudiado en a) (ver concentraciones en la Tabla 6- 2). Tabla 6- 2: Disoluciones preparadas a partir de NaCl para obtener las mismas diluciones realizadas anteriormente con el extractante alcalino. Factor de dilución del extractante alcalino [Na+] / mol l-1 [Na+] / g l-1 25 0.042 0.97 50 0.021 0.49 100 0.011 0.24 De este modo, la retención y elución de las especies de cromo en la columna de alúmina se ha estudiado en función del efecto iónico (modificación de la concentración de sodio). Los resultados, estudiando la variación del pico de absorción integrado, de ambas especies en disoluciones de cloruro sódico y disoluciones de extractante alcalino diluido se recogen en la Figura 6- 3 y en la Figura 6- 4. Cr(VI) 0.150 0.170 0.190 0.210 0.230 0.250 0.270 100 50 25 Factor de dilución del extractante alcalino Absorbancia de pico Cr(III) 0.060 0.080 0.100 0.120 0.140 0.160 0.180 100 50 25 Factor de dilución del extractante alcalino Absorbancia de pico Figura 6- 3: Estudio del efecto de Na2CO3 0.28 mol l-1/NaOH 0.5 mol l-1 en la columna de alúmina a través del pico de absorbancia de las especies de cromo al variar el factor de dilución del extractante. Capítulo 6 278 Cr(VI) 0.150 0.170 0.190 0.210 0.230 0.250 0.270 0.290 0.24 0.49 0.97 [Na + ] / g l -1 Absorbancia de pico Cr(III) 0.000 0.020 0.040 0.060 0.080 0.100 0.120 0.140 0.24 0.49 0.97 [Na + ] / g l -1 Absorbancia de pico Figura 6- 4: Estudio del efecto de NaCl en la columna de alúmina a través del pico de absorbancia de las especies de cromo al variar la concentración sódica. Las distintas concentraciones de sodio han sido preparadas con NaCl, ajustando el pH a 7.5 ± 0.5 con la misma disolución de amoníaco que se emplea en la elución de los picos de cromo hexavalente. En este caso el ajuste de pH ha sido con amoníaco y no con sulfúrico como en el caso de la acidificación del extractante alcalino, dadas las características y pH de partida de la disolución de cloruro sódico a estudiar. La ausencia de sulfatos en las disoluciones de cloruro sódico, bombeadas a través de la columna, no hace posible la preconcentración total de las especies de cromo trivalente. Durante el tiempo de bombeo y preconcentración (paso 1) de este tipo de disoluciones salinas (NaCl) se ha registrado señal de cromo. Los resultados han demostrado que el sodio es insuficiente para el trabajo del dispositivo de especiación. La columna necesita carga catiónica y aniónica que interacciona con la columna y facilita la retención y elución selectiva de las especies de cromo trivalente y hexavalente. En la Figura 6- 3 los resultados muestran que con una dilución del extractante alcalino de 25 veces, los picos de absorbancia de Cr(VI) son menores (correspondientes con la mayor concentración de sulfato añadida) y los de Cr(III) son los valores máximos obtenidos. Aún cuando la dilución 100 del extractante alcalino es la que presenta los máximos valores de absorbancia de pico de cromo hexavalente, muestra también los menores para cromo trivalente. Las inyecciones con retenciones y eluciones más reproducibles (ver desviación estándar en la Figura 6- 3) y de forma reversibles son para ambas especies aplicando una dilución 50 al extractante alcalino (Na2CO3 0.28 mol l-1 / NaOH 0.5 mol l-1). Esta dilución ha sido aplicada en los apartados posteriores de optimización y medidas de muestras. Parte experimental 279 4.1. Optimizaciones 4.1.1. Flujo de bombeo El perfil de los picos de cromo hexavalente y trivalente registrados depende directamente del flujo de bombeo introducido en la llama de aire-acetileno y del flujo de aspiración del sistema de nebulización de la llama. El acoplamiento de la columna de alúmina con la llama (FAAS) se ha logrado con una conexión simple y no hermética del tubo de aspiración del nebulizador con el tubo de salida de la columna. Dado que el flujo de bombeo de la columna es inferior al de aspiración de la llama, se consigue una compensación de flujos con entrada de aire en la conexión de ambos tubos (de columna y de nebulizador). La velocidad de flujo de salida de la columna (ml min-1) ha sido estudiada en función de la velocidad de bombeo (rpm) y se ha obtenido un rango lineal de trabajo hasta 40 rpm sin fugas en la columna de alúmina (Velocidad de flujo = 0.0516 × rpm + 0.0340; r2=0.9996). El máximo flujo posible ha sido de 2 ml min-1, proporcionando los mejores perfiles en los picos de absorbancia de cromo. Un flujo superior a 40 rpm (2 ml min-1), el último punto del rango lineal, genera fugas de las disoluciones bombeadas en los extremos de la columna. Los cambios en el tiempo de elución y el perfil de los picos de absorbancia se muestran en la Figura 6- 5. 0.000 0.020 0.040 0.060 0.080 0.100 0.120 0 50 100 150 200 250 300 350 Tiempo / s Perfil de Absorbancia 20 rpm 30 rpm 40 rpm Cr(VI) Cr(III) Figura 6- 5: Cambio en el perfil y tiempo de elución de los picos de cromo hexavalente y trivalente al variar el flujo de bombeo a través de la columna de alúmina. Capítulo 6 280 4.1.2. Optimizaciones en la elución de Cr(VI) y Cr(III) Están comentadas las propiedades anfotéricas mencionadas de la alúmina en los apartados introductorios de este capítulo y la interacción de Al2O3 con metales ampliamente aplicada a trabajos de adsorción. Algunos de los trabajos emplean disoluciones de amoníaco y ácido nítrico para la preconcentración de cromo pero sin la especiación simultánea de cromo hexavalente y trivalente. En muchos de los trabajos publicados el pH ha sido crítico en la preconcentración de una de las especies de cromo. La especiación en muestras de agua empleando una columna de alúmina se ha enfocado en diversas publicaciones (Kumar, S. J. y col. 1999; Marqués, M. J. y col. 2001; Sahayam, A. C. 2002) hacia la retención de cromo hexavalente, que era eluído con una disolución de amoníaco a un pH específico. Sperling eluye la especie hexavalente con amoníaco y la trivalente con ácido nítrico (Sperling, M. y col. 1992) pero en inyecciones de muestra independientes y trabajando a un pH diferente para cada especie. Es posible así retener y cuantificar cada una de las especies por separado y cuantificarla tras su liberación. La matriz alcalina empleada en este capítulo ha cambiado el mecanismo de adsorción de la alúmina. En nuestro caso no es necesario cambios de pH si la concentración salina del extracto alcalino bombeado a través de la columna de alúmina se mantiene constante. Tanto el cromo hexavalente como el trivalente se retienen y preconcentran simultáneamente en una misma inyección de muestra. El orden de elución es el siguiente: primero eluye el cromo hexavalente con amoníaco, y finalmente eluye el cromo trivalente con ácido nítrico. El ácido sirve simultáneamente para limpiar el sistema. Las concentraciones iniciales de eluyentes empleadas durante las optimizaciones de este apartado han sido de NH3 1.5 mol l-1 y HNO3 1 mol l-1. El primero de los eluyentes estudiados ha sido el amoníaco. Los resultados de la optimización univariante de la concentración de amoníaco para la liberación de las especies de cromo hexavalente se muestra en la Figura 6- 6. Parte experimental 281 0.000 0.010 0.020 0.030 0.040 0.050 0 50 100 150 200 250 300 tiempo / s Perfil de Absorbancia amoníaco 0.5 M amoníaco 2 M amoníaco 3 M Cr(VI) Cr(III) Figura 6- 6: Optimización de la concentración de amoníaco para la elución de cromo hexavalente. Con amoníaco 0.5 mol l-1, los picos son anchos y el tiempo de elución mayor. A concentraciones superiores (2 y 3 mol l-1) se obtienen picos más estrechos y la liberación total de Cr(VI) es más rápida. Se ha seleccionado una concentración de amoníaco 2.0 mol l-1 (30-45 segundos de elución a 2 ml min-1) para evitar la degradación de la columna motivada por cambios elevados de pH. Una vez fijada una concentración de amoníaco 2 mol l-1 para la elución de cromo hexavalente se ha procedido a estudiar las concentraciones de ácido nítrico para la elución de cromo trivalente. Las especies trivalentes mostraron los mejores perfiles de pico a las concentraciones de ácido nítrico más elevadas. Igual que en el caso del amoníaco, se ha seleccionado la menor concentración de ácido que permitía obtener unos perfiles de pico lo suficientemente estrechos durante la elución. En la Figura 6- 7 puede apreciarse que a una concentración de ácido nítrico de 1.5 mol l-1 (30-60 segundos de elución a 2 ml min-1) los resultados son satisfactorios. Capítulo 6 282 0.000 0.010 0.020 0.030 0.040 0.050 0.060 0 50 100 150 200 250 300 tiempo/ s Perfil de Absorbancia ácido nítrico 0.5 M ácido nítrico 1.0 M ácido nítrico 1.5 M ácido nítrico 2.0 M Cr(VI) Cr(III) Figura 6- 7: Optimización de la concentración de ácido nítrico para la elución de cromo trivalente. 4.1.3. Capacidad de adsorción de la columna de alúmina La columna de politetrafluroetileno (5 cm de longitud, 3 mm de diámetro interno) contiene 0.5 g de Al2O3. La capacidad máxima de adsorción de la columna se ha estudiado bombeando una disolución de 100 µg l-1 de Cr(III)/ 100 µg l-1 de Cr(VI), con la matriz de sales descrita en apartados anteriores durante distintos períodos de tiempo. La variación de la absorbancia de pico obtenida se recoge en la Figura 6- 8 y muestra que el valor máximo de Cr(VI) que puede retenerse en la columna de Al2O3 es de 1.6 µg galúmina-1. La relación lineal obtenida para la especie hexavalente hasta ese punto ha sido de: Areapico [Cr(VI)] = 0.1227×C + 0.0118; r2=0.9991 En la ecuación anterior C representa los µg de Cr(VI) por g de Al2O3, y r2 el cuadrado del coeficiente de correlación obtenido. El área de pico representa el valor integrado de absorbancia registrado en el dispositivo FAAS acoplado a la columna de alúmina desde el inicio hasta el fin de la liberación de Cr(VI). En el caso del cromo trivalente, la respuesta lineal se obtiene con concentraciones superiores a 6 µg de Cr(III) por cada gramo de Al2O3 . La relación lineal obtenida para la especie trivalente ha sido la siguiente: Areapico [Cr(III)] = 0.0964×C - 0.0005; r2=0.9958 Parte experimental 283 En la ecuación anterior C representa los µg de Cr(III) por g de Al2O3, y r2 el cuadrado del coeficiente de correlación obtenido. El área de pico representa el valor integrado de absorbancia registrado en el dispositivo FAAS acoplado a la columna de alúmina desde el inicio hasta el fin de la liberación de Cr(III). Por ello la concentración máxima seleccionada para análisis rutinario ha sido en este sistema el último punto de respuesta lineal de la especie hexavalente, en donde la columna pierde su capacidad de retención de la especie de Cr(VI) (ver Figura 6- 8). 0.000 0.100 0.200 0.300 0.400 0.500 0.600 0123456 Cromo retenido en la columna/ µg g -1 Absorbancia de pico volumen de rotura Cr(III) Cr(VI) Figura 6- 8: Variación y respuesta lineal de la absorbancia de pico frente a la concentración de las especies de Cr(VI) y Cr(III) bombeadas a través de la columna de alúmina. 4.1.4. Estudio de interferencias La alúmina es un óxido anfotérico que interacciona con las especies de cromo en las condiciones detalladas en apartados anteriores. El cromo trivalente se retiene en la columna debido a su comportamiento catiónico frente a la alúmina y el cromo hexavalente se comporta como un anión típico (Richard, F. C. y Bourg, A. C. M. 1991). La adsorción de cationes en la columna favorece la adsorción de aniones como Cr(VI), pero no mejora la retención catiónica de Cr(III), tal y como se ha concluido en los estudios realizados con cloruro sódico de apartados anteriores. Se ha evaluado la adsorción de Cr(III) y Cr(VI) en la columna de alúmina en presencia de diferentes metales, que pueden competir con las especies de cromo o eluir al mismo tiempo que ellas. El efecto de las sales metálicas investigadas demuestra que no Capítulo 6 284 existen interferencias críticas de los mismos. Solamente el estudio muestra interferencias apreciables en el caso de Fe(III) a 5 µg ml-1 y Al(III) a 0.5 µg ml-1 en la señal de Cr(VI), y en el caso de Fe(III) a 1 µg ml-1 y Al(III) a 0.5 µg ml-1 en la señal de Cr(III). Los resultados pueden verse en la Tabla 6- 3 y en la Tabla 6- 4. Tabla 6- 3: Influencia de diferentes iones como posibles interferentes de la señal de absorbancia en el área de los picos de las especies de Cr(VI). Ión [Interferente] / µg ml-1 Variación de señal de Cr(VI) (%)† 0.50 16.8 Al(III) 0.25 1.0 Cd(II) 5 5.1 Cu(II) 5 1.8 5 10.5 Fe(III) 1 -3.4 5 7.8 Mn(II) 3 -1.0 Ni(II) 0.25 -1.0 Pb(II) 5 -1.7 Zn(II) 10 8.7 Tabla 6- 4: Influencia de diferentes iones como posibles interferentes de la señal de absorbancia en el área de los picos de las especies de Cr(III). Ión [Interferente] / µg ml-1 Variación de señal de Cr(III) (%)‡ 0.50 -13.5 Al(III) 0.25 1.9 Cd(II) 5 8.2 Cu(II) 5 6.5 5 64.9 1.00 32.8 0.50 -10.9 Fe(III) 0.25 6.1 5 15.3 Mn(II) 3 -6.3 Ni(II) 0.25 3.8 Pb(II) 5 4.6 Zn(II) 10 3.9 † La variación de señal de cromo ha sido obtenida añadiendo iones interferentes a una disolución de 100 µg l-1 [Cr(III)]/ 100 µg l-1 [Cr(VI)] y comparando la misma señal en ausencia y presencia de interferentes. ‡ La variación de señal de cromo ha sido obtenida añadiendo iones interferentes a una disolución de 100 µg l-1 [Cr(III)]/ 100 µg l-1 [Cr(VI)] y comparando la misma señal en ausencia y presencia de interferentes. Parte experimental 285 La selección de los iones interferentes se ha hecho en función de los estudios previos de especiación de cromo variando el pH en columnas de alúmina (Sperling, M. y col. 1992). 4.1.5. Programa optimizado Una vez realizada la etapa extractiva de muestras sólidas descrita en apartados anteriores, se adoptaron los parámetros indicados en la Tabla 6- 5, tanto para el estudio de las características analíticas de los métodos de extracción-especiación como para análisis rutinario de muestras. Tabla 6- 5: Parámetros empleados para la extracción y especiación de cromo. ESPECTRÓMETRO SISTEMA DE ATOMIZACIÓN (FAAS) Corriente de la lámpara 12 mA llama Aire (7.38 l min-1) /acetileno (3.25 l min-1) Rendija de paso 0.7 nm nebulización Bola de impacto de vidrio Longitud de onda (λ) 357.9 nm ajustes Altura y orientación de mechero Orientación del haz de radiación Flujo de aspiración del nebulizador ETAPA DE EXTRACCIÓN Extracciones empleadas: Método 3060, USEPA SW-846 Método TRGS 613 Tratamiento de los extractos obtenidos: Dilución para control de concentración salina Ajuste de pH a 7.5 ± 0.5 con H2SO4 6 mol l-1 CARACTERÍSTICAS DE LA COLUMNA Material y dimensiones Politetrafluroetileno con rosca interna en los extremos 5 cm de longitud 3 mm de diámetro interno Capacidad de relleno 0.5 g de Al2O3 Características del relleno Al2O3 activada con HNO3 Flujo de bombeo 2 ml min-1 ETAPA DE ESPECIACIÓN METÁLICA Especie metálica CROMO HEXAVALENTE CROMO TRIVALENTE Elución NH3 2.0 mol l-1 HNO3 1.5 mol l-1 Tiempo de elución 30-45 segundos 30-60 segundos Orden de elución 1 2 (junto con limpieza) Capacidad de adsorción de Al2O3 1.6 µgCr(VI) galumina-1 >6 µgCr(III) galumina-1 Rango lineal de trabajo 0-150 µg l-1 0-200 µg l-1 Capítulo 6 292 Los resultados de las especies de cromo extraídas aplicando el procedimiento alcalino y el procedimiento acuoso en muestras de sedimento marino y cementos se muestran en la Tabla 6- 10. Tabla 6- 10: Cromo determinado en muestras de cemento y sedimento marino de Arousa. Muestra Cr(VI) / µg g-1 (extracción alcalina) Cr(III) / µg g-1 (extracción alcalina) Cr(VI) / µg g-1 (extracción acuosa) Sedimentos marinos <LOD <LOD No analizado Cemento 1 4.9 ± 0.8 <LOD 2.11 ± 0.03 Cemento 2 3.2 ± 0.9 <LOD <LOD Cemento 3 4.5 ± 0.8 <LOD 1.9 ± 0.1 Cemento 4 1.9 ± 0.7 <LOD < LOD Dado que en los extractos alcalinos de los sedimentos no se ha detectado cromo hexavalente, no se ha procedido a estudiar el Cr(VI) procedente de la extracción acuosa. La caracterización de la matriz de los sedimentos explicará en los siguientes apartados la razón por la cual en este tipo de muestras no se ha logrado ni extraer ni cuantificar la especie hexavalente, aún cuando se ha procedido a dopar las muestras con cromato potásico. 7. Comportamiento de los sedimentos marinos ante especies de cromo Las capas orgánicas y de óxidos de hierro y manganeso en sedimentos de estuario actúan como fases adsorbentes de metales como el cromo. La estabilidad de esos metales, su precipitación y la disponibilidad de dichos metales en la fase acuosa o en los sedimentos dependen en gran medida de las características de dichos sedimentos, incluyendo composición geológica, valores de pH, potencial redox (ORP), así como el tipo de actividad industrial ejercida en la zona (Turner, A. 2000). En los siguientes apartados de este capítulo se recogen los resultados de la cuantificación del contenido de carbono, nitrógeno e hidrógeno y los valores de pH y potencial redox (ORP) en los sedimentos de Arousa. Detalles de las muestras recolectadas en las cuatro campañas se recogen en capítulos anteriores. Parte experimental 293 El análisis de carbono, nitrógeno e hidrógeno y las medidas de pH y potencial redox han sido realizados con el objetivo de encontrar algún comportamiento característico de los sedimentos marinos. Al mismo tiempo se ha evaluado con estos datos la estabilidad relativa de las especies de cromo en las muestras sólidas y en la fase acuosa. 7.1. Composición elemental de los sedimentos de Arousa Los análisis del contenido total en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción liofilizada de sedimentos marinos (< 63 µm) se han llevado a cabo en los servicios de análisis elemental de esta universidad. El analizador elemental está equipado con un detector de conductividad térmica (Fisons, modelo EA 1108 CHNF-0, Beverly, USA). La variación en la concentración de carbono, nitrógeno e hidrógeno en cada estación de Arousa durante los cuatro muestreos se recoge para carbono en la Figura 6- 10, para nitrógeno en la Figura 6- 11, y para hidrógeno en la Figura 6- 12. Las figuras representan la dispersión de los datos obtenidos tras el análisis elemental en cada estación. Con ello se ha pretendido caracterizar las muestras y apreciar, a ser posible, cambios en la composición entre las distintas estaciones y las diferentes campañas de recolección de muestras. Se muestran en la Tabla 6- 11 los valores promedio de las estaciones de mayor y menor contenido de carbono, nitrógeno e hidrógeno con las respectivas desviaciones estándar de los sedimentos muestreados a lo largo de las cuatro campañas. Tabla 6- 11: Valores de las estaciones con mayor y menos contenido en carbono, nitrógeno e hidrógeno durante las campañas de muestreo de sedimentos en la Ría de Arousa. Marzo 2002 Junio 2002 Febrero 2003 Junio 2003 36.0 ± 1.8 38 ± 4 37.8 ± 1.4 36 ± 4 mgC g sedimento-1 65.2 ± 1.4 55.5 ± 1.7 54.9 ± 1.0 57.4 ± 1.3 7.2 ± 0.3 8.20 ± 0.10 7.3 ± 1.4 8.2 ± 0.8 mgN g sedimento-1 13.50 ± 0.08 13.2 ± 0.6 15.0 ± 0.4 13.8 ± 1.4 1.4 ± 0.5 3.32 ± 0.03 3.8 ± 0.4 2.80 ± 0.10 mgH g sedimento-1 5.41 ± 0.12 5.5 ± 0.4 5.9 ± 0.5 6.3 ± 0.4 Capítulo 6 294 Los resultados más dispersos se han obtenido en la campaña de verano de 2002. La estación 9 es la que presenta los mayores valores de concentración de carbono de todas las estaciones (65 mgC g sedimento-1), y la estación 11 la de los menores en todas las campañas realizadas (36 mgC g sedimento-1). A lo largo de las cuatro campañas el contenido de nitrógeno es reproducible con los mayores y menores valores, entorno a 7.2 y 15.0 mgN g sedimento-1 respectivamente. El hidrógeno ha presentado el valor máximo en el cuarto muestreo en torno a 6.3 mgH g sedimento-1 (estación 21) y valores mínimos durante el primer muestreo entorno a 1.4 mgH g sedimento-1 (estaciones 5, 6, 12 y 13). La dispersión de resultados en cada estación a lo largo de los cuatro muestreos se muestra a continuación. mg C / g sedimento Estación 1 2 3 4 5 6 8 9 11121314151618192021222324 36 41 46 51 56 61 66 Figura 6- 10: Diagrama Box and Whisker del contenido de carbono en sedimentos marinos de cada estación de la Ría de Arousa durante las cuatro campañas de muestreo. Parte experimental 295 mg N / g sedimento Estación 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 7.2 9.2 11.2 13.2 15.2 17.2 Figura 6- 11: Diagrama Box and Whisker del contenido de nitrógeno en sedimentos marinos de cada estación de la Ría de Arousa durante las cuatro campañas de muestreo. mg H / g sedimento Estación 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 0 2 4 6 8 Figura 6- 12: Diagrama Box and Whisker del contenido de hidrógeno en sedimentos marinos de cada estación de la Ría de Arousa durante las cuatro campañas de muestreo. Aún considerando los valores máximos y mínimos comentados de carbono, hidrógeno y nitrógeno, la distribución de la concentración de las estaciones ha Capítulo 6 296 presentado un comportamiento homogéneo y los valores más representativos han sido los de concentraciones intermedias. Este comportamiento se puede observar en los histogramas de hidrógeno, nitrógeno y carbono de la Figura 6- 13 (considerando todas las estaciones muestreadas y todos los muestreos efectuados simultáneamente). mg C / g sedimento frecuencia 34 44 54 64 74 0 10 20 30 40 mg N / g sedimento frecuencia 6 8 10 12 14 16 18 0 4 8 12 16 20 24 mg H / g sedimento frecuencia 02468 0 10 20 30 40 Figura 6- 13: Histogramas de concentración de hidrógeno, nitrógeno y carbono en la fracción de sedimento de Arousa <63 µm obtenidos para todas las estaciones muestreadas a lo largo de los cuatro muestreos. En los histogramas de hidrógeno y nitrógeno de la Figura 6- 13 puede observarse que no existen claras desviaciones de subgrupos de muestras debidas a localización espacial (estación analizada) o a características temporales (época de muestreo). En el caso del histograma de carbono el comportamiento es similar. En este último existe una barra de frecuencia baja que se desvía de la distribución gaussiana y que Parte experimental 297 corresponde con un grupo particular de estaciones que ha presentado una concentración de carbono ligeramente superior al grupo de muestras restantes en la mayoría de las campañas. Esta desviación también se puede observar en la Figura 6- 10, y corresponde con las concentraciones de carbono a lo largo de los cuatro muestreos obtenidas en las estaciones 9 y 12. Estas estaciones se sitúan próximas entre sí en la zona sur de la ría (ver la localización georeferenciada de las estaciones en la Figura 3- 1 del capítulo 3). Esta zona es poco profunda y se encuentra sometida a corrientes marinas menos intensas. Por otro lado, las estaciones 9 y 12 se encuentran en el grupo de concentración total de cromo inferior de los cuatro muestreos y en ambas se han recolectado siempre sedimentos con características arenosas. De hecho, el porcentaje promedio de fracción de sedimento con tamaño de partícula < 63 µm es de 2.3 ± 0.3% en la estación 12 y 1.6 ± 0.6% en la estación 9 para los sedimentos correspondientes a las cuatro campañas recolectadas. De igual modo, en el cálculo de análisis cluster o de grupos del contenido de carbono en los sedimentos de Arousa en las campañas muestreadas se observa que o bien la estación 9, o bien la 12 o ambas son las que se distancian más del comportamiento de las restantes estaciones. El cálculo de los dendogramas ha aplicado los criterios descritos en el capítulo 7. Esta observación se recoge claramente en el dendograma calculado para el primer muestreo (Figura 6- 14) en donde estas estaciones forman un cluster ligeramente distanciado del resto de las estaciones. mg C / g sedimento: m1 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 6- 14: Dendograma de la concentración de carbono en los sedimentos marinos de las estaciones muestreadas durante la campaña de invierno de 2002. Capítulo 6 298 A excepción del contenido de carbono en estas dos estaciones, hemos considerado que las muestras presentan una composición de características similares. La composición elemental (C, N, H) de los sedimentos marinos de Arousa refleja las condiciones estacionarias a las que están sometidas las muestras. Estas condiciones estacionarias serán con las que se encontrará el cromo presente en la columna de agua y el cromo de los sedimentos a lo largo del tiempo e independientemente de la estación del año. 7.2. Valores de potencial redox y pH de los sedimentos de Arousa Los sedimentos marinos son muestras ricas en material orgánico. No así muestras sólidas como cementos, a las que también se ha estudiado el contenido de cromo hexavalente extraíble en apartados anteriores de este capítulo. La concentración y la distribución de metales en sedimentos superficiales suele emplear para estudios de biodisponibilidad extracciones químicas modelos computacionales o diagramas teóricos Eh-pH. Estos diagramas son útiles a la hora de evaluar la estabilidad de metales como el cromo (Jickells, T. D. y Rae, J. E. 1997). Principios termodinámicos muestran de forma simple la estabilidad de las especies de cromo en la columna de agua de la Ría de Arousa y su comportamiento en los sedimentos marinos. Los análisis a lo largo del tiempo verifican dicha estabilidad. Las variables que se han establecido como críticas a la hora de juzgar cual es el comportamiento de las especies de cromo en los sedimentos marinos han sido el pH y el potencial redox. A continuación se muestra un diagrama teórico calculado para tal efecto (ver Figura 6- 15). El diagrama de especiación se ha construido con los programas Hydra y Medusa (Puigdomenech, I. 2001). Para estimar la distribución de especies de cromo en el agua de mar hemos usado de valor de referencia una concentración de 0.0002 µgCr ml-1 (Turekian, K. K. 1974) con una fuerza iónica de 0.7 mol l-1. Se ha acotado la representación de las áreas de predominancia de Eh frente a pH a los intervalos de las medidas obtenidas en las muestras (ver diagrama b de la Figura 6- 15). En general los sedimentos presentan unas condiciones de pH y potencial redox que se establecen en la zona de ‘sólidos’ del diagrama calculado, tal y como se esperaba Parte experimental 299 con los resultados experimentales y el aumento de la concentración de cromo en sedimentos con el tiempo. a) b) Figura 6- 15: Diagrama de estabilidad de cromo en la columna de agua calculado con una fuerza iónica de 0.7 mol l-1 y una concentración de cromo de 0.0002 µg ml-1 para todo el rango de pH (diagrama a) y para el intervalo de medidas de pH y potencial redox de las muestras de sedimento marino de Arousa (diagrama b). En las capas superficiales de agua de la Ría de Arousa, los máximos valores de cromo total cuantificados han sido entorno a 0.7 µg l-1 y en las capas más profundas este valor alcanza los 0.8 µg l-1 (Herbello Hermelo, P. 2007). Sin embargo, en esa misma zona de la ría (estaciones 2, 23 y 24) las concentraciones de cromo total en sedimentos marinos llegan a sobrepasar los 200 µg g-1 en el primer muestreo y superar los 360 µg g-1 en el cuarto. Estas concentraciones claramente indican que los sedimentos actúan como depósito metálico y en la columna de agua la fracción de metal analizada es en comparación relativamente baja. La determinación precisa de valores de pH y potencial redox (Eh/mV) en las capas superficiales de sedimento marino recolectadas en Arousa no ha sido posible a bordo del Buque Oceanográfico Mytilus dadas las condiciones de muestreo. Por ello, la determinación de estas magnitudes han sido realizadas en laboratorio siguiendo el Método EPA 9045 (EPA 2000). Las muestras sólidas (fracción <200 µm) se han agitado durante 30 minutos en una disolución de CaCl2 0.01 mol l-1 y posteriormente se ha dejado reposar la suspensión durante una hora hasta que la mayoría del material suspendido se decantara. Una vez finalizada la etapa de reposo, se ha procedido a registrar valores de pH y potencial redox con sus respectivos electrodos. Las medidas de pH fueron inmediatas a la inmersión del electrodo y cada medida de Capítulo 6 300 potencial redox ha requerido un tiempo de estabilización de señal promedio de entre 10 y 20 minutos. En general los valores obtenidos de pH fueron ligeramente inferiores a los registrados en el agua de mar muestreada en la zona en cada una de las estaciones. El pH en agua de mar registrado ha sido en torno a 8.25. Aunque el pH decrece ligeramente en la columna de agua con la profundidad (entre -6 y -60 m de profundidad), no se ha obtenido una correlación similar con los sedimentos, y las estaciones de sedimento más profundas no han sido las que han presentado los valores de pH inferiores. Los resultados de pH y potencial redox pueden observarse en la Figura 6- 16. 45 13 16 1 2 8 14 3 9 15 19 21 6 11 18 22 23 7.5 7.7 7.9 8.1 8.3 8.5 pH (M1) 275 285 295 305 315 325 335 Eh / mV (M1) 13 4 5 12 18 7.47.67.888.2 pH (M2) 265 280 295 310 325 340 355 370 385 400 415 Eh /mV (M2) 20 19 22 3 9 14 21 23 26 11 8 13 15 16 24 3 4 56 8 12 24 7.4 7.6 7.8 8 8.2 8.4 8.6 pH (M3) 265 275 285 295 305 315 Eh / mV (M3) 1 9 11 13 2 18 19 20 22 14 15 16 21 1 3 5 6 8 13 14 15 16 20 21 22 7.57.67.77.87.9 8 pH (M4) 265 270 275 280 285 290 Eh /mV (M4) 2 4 9 11 12 18 1923 24 Figura 6- 16: Valores de pH y potencial redox (Eh/mV) registrado en los sedimentos marinos de Arousa durante los muestreos de invierno de 2002 (M1), verano de 2002 (M2), invierno de 2003 (M3) y verano de 2003 (M4). El potencial redox (Eh/mV) ha sido ligeramente reductor: 200-400 mV (Mansfeldt, T. 2004). Se han obtenido valores de pH y Eh que se sitúan en la zona de transición de Parte experimental 301 estabilidad de Cr(OH)3 y CrO42-. La estimación de la estabilidad de cromo en agua de mar o en los sedimentos de Arousa ha sido útil para justificar la no detección de especies de cromo hexavalente en los sedimentos de Arousa. Probablemente la mayoría del cromo permanece en los sedimentos como óxido o hidróxido combinado con otros metales o solo, o también combinado con materia orgánica natural como ácidos húmicos o fúlvicos (Petronio, B. M. y col. 1993). El potencial redox medido en los sedimentos de Arousa ha sido entre 265 y 415 mV, y los valores de pH entre 7.4 y 8.5. Estos intervalos en el diagrama de especiación corresponden con la zona de predominancia de Cr(OH)3 y no con la de CrO42-. También se ha observado que la concentración de cromo decrece con la distancia a los puntos de mayor concentración de la ría, lo que apunta de nuevo a una inestabilidad de cromo en la columna de agua y un transporte del metal limitado en la distancia conforme nos alejamos de las zonas de mayor concentración (interior de Arousa) y nos acercamos al Océano Atlántico. Para evaluar el comportamiento de la matriz de sedimentos recolectados en Arousa, se han seleccionado las estaciones del eje central (estaciones 1-9) desde la zona donde finaliza el río Ulla hasta la desembocadura en el Océano Atlántico. Estas muestras han sido agitadas durante 30 minutos con CaCl2 0.01 mol l-1 y, al igual que el resto de las estaciones, tras pasar una hora y dejar reposar la suspensión generada, se han registrado los valores de pH y Eh. Se ha analizado en el sobrenadante de estas suspensiones la variación de estos parámetros a lo largo de 13 días (ver Figura 6- 17). -200 -100 0 10 0 200 300 400 02468101214 Día E h / mV Estación 1 Estación 2 Estación 3 Estación 4 Estación 5 Estación 6 Estación 9 7.0 7.2 7.4 7.6 7.8 8.0 8.2 8.4 8.6 02468101214 Día pH Estación 1 Estación 2 Estación 3 Estación 4 Estación 5 Estación 6 Estación 9 Figura 6- 17: Variación de Eh y pH en suspensiones de sedimento del eje central de la Ría de Arousa. La suspensión de sedimento agitada en la disolución salina presenta con el tiempo diferentes valores de potencial y pH. Se obtienen valores más reductores y un pH Capítulo 6 308 Vitale, R. J., G. R. Mussoline, J. C. Petura y B. R. James. 1994. Hexavalent chromium extraction from soils - Evaluation of an alkaline digestion method. Journal of Environmental Quality 23(6):1249-1256. Wang, J., K. Ashley, D. Marlow, E. C. England y O. Carlton. 1999. Field method for the determination of hexavalent chromium by ultrasonication and strong anion exchange solid phase extraction. Analytical Chemistry 71(5):1027-1032. Welz, B. y M. R. Sperling. 1999. Atomic absorption spectrometry. Wiley-VCH. Tablas 309 LISTADO DE TABLAS Tabla 6- 1: Condiciones aplicadas en las extracciones de cromo hexavalente total y cromo hexavalente soluble en agua. ..................................................................................................... 274 Tabla 6- 2: Disoluciones preparadas a partir de NaCl para obtener las mismas diluciones realizadas anteriormente con el extractante alcalino. ...................................................................277 Tabla 6- 3: Influencia de diferentes iones como posibles interferentes de la señal de absorbancia en el área de los picos de las especies de Cr(VI)......................................................284 Tabla 6- 4: Influencia de diferentes iones como posibles interferentes de la señal de absorbancia en el área de los picos de las especies de Cr(III). .....................................................284 Tabla 6- 5: Parámetros empleados para la extracción y especiación de cromo.............................. 285 Tabla 6- 6: Rectas de calibrado acuoso y adición estándar de extractos de cemento.....................286 Tabla 6- 7: Límites de detección y cuantificación en la determinación simultanea online de Cr(VI) y Cr(III) procedente de extractos acuosos y alcalinos de muestras sólidas...........................288 Tabla 6- 8: Recuperaciones obtenidas en la especiación de un cemento al que se ha adicionado diferentes concentraciones de Cr(VI) y Cr(III). ............................................................290 Tabla 6- 9: Recuperación analítica del procedimiento de extracción y especiación por FAAS de muestras de sedimento marino y cemento dopadas con Cr(VI)................................................290 Tabla 6- 10: Cromo determinado en muestras de cemento y sedimento marino de Arousa............. 292 Tabla 6- 11: Valores de las estaciones con mayor y menos contenido en carbono, nitrógeno e hidrógeno durante las campañas de muestreo de sedimentos en la Ría de Arousa........................293 Figuras 311 LISTADO DE FIGURAS Los datos empleados en las figuras de este capítulo y que no se contemplan numéricamente se recogen tabulados en el Anexo I. Figura 6- 1: Esquemas de extracción de cromo hexavalente empleados en los que (A) se corresponde con los pasos de la extracción alcalina y (B) con los pasos de la extracción acuosa...................................................................................................................................... 275 Figura 6- 2: Dispositivo de especiación de cromo hexavalente y trivalente. ................................... 276 Figura 6- 3: Estudio del efecto de Na2CO3 0.28 mol l-1/NaOH 0.5 mol l-1 en la columna de alúmina a través del pico de absorbancia de las especies de cromo al variar el factor de dilución del extractante. .............................................................................................................277 Figura 6- 4: Estudio del efecto de NaCl en la columna de alúmina a través del pico de absorbancia de las especies de cromo al variar la concentración sódica. ......................................278 Figura 6- 5: Cambio en el perfil y tiempo de elución de los picos de cromo hexavalente y trivalente al variar el flujo de bombeo a través de la columna de alúmina. .....................................279 Figura 6- 6: Optimización de la concentración de amoníaco para la elución de cromo hexavalente............................................................................................................................... 281 Figura 6- 7: Optimización de la concentración de ácido nítrico para la elución de cromo trivalente...................................................................................................................................282 Figura 6- 8: Variación y respuesta lineal de la absorbancia de pico frente a la concentración de las especies de Cr(VI) y Cr(III) bombeadas a través de la columna de alúmina......................... 283 Figura 6- 9: Contenido de cromo total en muestras de cemento digeridas con agua regia. ............. 291 Figura 6- 10: Diagrama Box and Whisker del contenido de carbono en sedimentos marinos de cada estación de la Ría de Arousa durante las cuatro campañas de muestreo. .............................294 Figura 6- 11: Diagrama Box and Whisker del contenido de nitrógeno en sedimentos marinos de cada estación de la Ría de Arousa durante las cuatro campañas de muestreo..........................295 Figura 6- 12: Diagrama Box and Whisker del contenido de hidrógeno en sedimentos marinos de cada estación de la Ría de Arousa durante las cuatro campañas de muestreo..........................295 Figura 6- 13: Histogramas de concentración de hidrógeno, nitrógeno y carbono en la fracción de sedimento de Arousa <63 µm obtenidos para todas las estaciones muestreadas a lo largo de los cuatro muestreos.............................................................................................................296 Figura 6- 14: Dendograma de la concentración de carbono en los sedimentos marinos de las estaciones muestreadas durante la campaña de invierno de 2002................................................297 Figura 6- 15: Diagrama de estabilidad de cromo en la columna de agua calculado con una fuerza iónica de 0.7 mol l-1 y una concentración de cromo de 0.0002 µg ml-1 para todo el rango de pH (diagrama a) y para el intervalo de medidas de pH y potencial redox de las muestras de sedimento marino de Arousa (diagrama b). .................................................................................299 Figura 6- 16: Valores de pH y potencial redox (Eh/mV) registrado en los sedimentos marinos de Arousa durante los muestreos de invierno de 2002 (M1), verano de 2002 (M2), invierno de 2003 (M3) y verano de 2003 (M4)...............................................................................................300 Figura 6- 17: Variación de Eh y pH en suspensiones de sedimento del eje central de la Ría de Arousa...................................................................................................................................... 301 CAPÍTULO 7 Exploración de datos Índice INTRODUCCIÓN 317 EXPLORACIÓN DE DATOS 319 1. Pretratamiento de datos a explorar ..............................................................................319 2. Correlación de resultados ............................................................................................320 2.1. Matriz de correlación R..............................................................................................320 2.2. Análisis cluster : estudio de similitud entre estaciones en cada muestreo .......................325 2.2.1. Cromo total ........................................................................................................327 2.2.2. Cromo de la fracción ‘ácida soluble’ ......................................................................329 2.2.3. Cromo de la fracción ‘reducible’............................................................................331 2.2.4. Cromo de la fracción ‘oxidable’.............................................................................333 3. Análisis de Componentes Principales (PCA) ...................................................................335 3.1. Estudio de similitud entre variables químicas ..............................................................335 3.1.1. Resultado de los cuatro muestreos en conjunto.....................................................335 3.1.2. Resultado individual de cada muestreo .................................................................337 3.2. Estudio de similitud por estaciones muestreadas.........................................................340 4. Estudio de grupos homogéneos: ANOVA y Test de Rangos Múltiples...............................343 CONCLUSIONES 345 BIBLIOGRAFÍA 347 LISTADO DE TABLAS 347 LISTADO DE FIGURAS 349 Introducción 317 INTRODUCCIÓN La exploración de datos se ha utilizado en este capítulo para poner de manifiesto y resaltar información que pudiera estar contenida en los siguientes parámetros: ¾ Estaciones muestreadas de Arousa: objetos. ¾ Parámetros químicos determinados en Arousa: variables. Los datos empleados corresponden a los cuatro muestreos etiquetados con los símbolos que se recogen en la Tabla 7- 1. Tabla 7- 1: Datos correspondientes a los muestreos realizados en Arousa. Muestreo Símbolo Fecha Época Primer muestreo m1 18/03/2002 Invierno Segundo muestreo m2 24/07/2002 Verano Tercer muestreo m3 07/02/2003 Invierno Cuarto muestreo m4 08/07/2003 Verano Las variables, es decir, los parámetros determinados en las muestras de sedimento recolectadas, son las que corresponden a los símbolos de la Tabla 7- 2. Tabla 7- 2: Variables analizadas en las muestras de sedimento recolectadas en Arousa. Símbolo Observaciones C Contenido en carbono, expresado en mgC gsedimento-1 en la fracción < 63 µm. N Contenido en nitrógeno, expresado en mgN gsedimento-1 en la fracción < 63 µm. H Contenido en hidrógeno, expresado en mgH gsedimento-1 en la fracción < 63 µm. Eh Potencial redox de la fracción de sedimento entre 200 y 63 µm. pH pH de la fracción de sedimento entre 200 y 63 µm. CrT Concentración de cromo total analizada en suspensiones de sedimento en la fracción < 63 µm, expresada en µgCr gsedimento-1. E1 Concentración de cromo extraída en la primera etapa de BCR en la fracción < 63 µm de sedimento de Arousa, expresada en µgCr gsedimento-1. E2 Concentración de cromo extraída en la segunda etapa de BCR en la fracción < 63 µm de sedimento de Arousa, expresada en µgCr gsedimento-1. E3 Concentración de cromo extraída en la tercera etapa de BCR en la fracción < 63 µm de sedimento de Arousa, expresada en µgCr gsedimento-1. Er Concentración de cromo residual tras finalizar el procedimiento de extracción acelerado de BCR en la fracción < 63 µm de sedimento de Arousa, expresada en µgCr gsedimento-1. Capítulo 7 324 Tabla 7- 6: Matriz de correlación R del cromo total y las fracciones de cromo en las muestras de sedimento de las cuatro campañas: comparación del cromo con el resto de parámetros. Parte 3. CrT m1 E1 m1 E2 m1 E3 m1 R m1 CrT m2 E1 m2 E2 m2 E3 m2 R m2 CrT m1 1 E1 m1 0.730 1 E2 m1 0.892 0.794 1 E3 m1 0.468 0.547 0.439 1 R m1 0.927 0.647 0.825 0.257 1 CrT m2 0.930 0.664 0.885 0.482 0.867 1 E1 m2 0.908 0.744 0.911 0.455 0.840 0.879 1 E2 m2 0.919 0.667 0.913 0.474 0.866 0.886 0.952 1 E3 m2 0.797 0.638 0.776 0.549 0.659 0.669 0.781 0.842 1 R m2 0.719 0.471 0.672 0.290 0.721 0.889 0.661 0.633 0.255 1 CrT m3 0.926 0.623 0.893 0.446 0.867 0.960 0.886 0.933 0.787 0.758 E1 m3 0.739 0.519 0.837 0.288 0.715 0.836 0.870 0.823 0.540 0.750 E2 m3 0.917 0.609 0.909 0.370 0.884 0.928 0.932 0.972 0.778 0.721 E3 m3 0.928 0.664 0.913 0.441 0.870 0.958 0.937 0.954 0.783 0.758 R m3 0.770 0.580 0.776 0.426 0.700 0.786 0.840 0.839 0.766 0.543 CrT m4 0.923 0.614 0.881 0.445 0.865 0.972 0.913 0.910 0.708 0.829 E1 m4 0.879 0.712 0.881 0.405 0.746 0.876 0.941 0.894 0.755 0.674 E2 m4 0.729 0.669 0.876 0.316 0.596 0.735 0.763 0.761 0.662 0.548 E3 m4 0.909 0.698 0.907 0.434 0.810 0.943 0.934 0.896 0.719 0.784 R m4 0.904 0.605 0.841 0.477 0.854 0.959 0.871 0.861 0.671 0.835 CrT m3 E1 m3 E2 m3 E3 m3 R m3 CrT m4 E1 m4 E2 m4 E3 m4 R m4 CrT m3 1 E1 m3 0.813 1 E2 m3 0.972 0.848 1 E3 m3 0.976 0.878 0.971 1 R m3 0.831 0.724 0.839 0.887 1 CrT m4 0.970 0.860 0.956 0.966 0.816 1 E1 m4 0.916 0.875 0.929 0.971 0.887 0.895 1 E2 m4 0.790 0.727 0.800 0.790 0.613 0.724 0.790 1 E3 m4 0.943 0.877 0.929 0.966 0.832 0.960 0.958 0.825 1 R m4 0.942 0.803 0.911 0.925 0.779 0.987 0.833 0.671 0.926 1 Exploración de datos 325 2.2. Análisis cluster : estudio de similitud entre estaciones en cada muestreo Se han empleado dendogramas para explorar la similitud entre objetos, es decir, entre las estaciones muestreadas. Estos diagramas cluster, en donde se agrupan estaciones de Arousa de alguno de los muestreos realizados, ya se han recogido en el capítulo anterior para describir el contenido de carbono de los sedimentos de las estaciones de Arousa. Con este tipo de representaciones buscamos una agrupación jerárquica de acuerdo con las similitudes que pudieran presentar las distintas estaciones de sedimento marino muestreado en Arousa durante las cuatro campañas descritas en este trabajo. El aspecto clasificatorio de un dendograma en forma de árbol hasta alcanzar tantas ramas como objetos (estaciones) se pretende agrupar o clasificar (Ramis Ramos, G. y García Álvarez-Coque, M. C. 2001) facilita la exploración visual de la similitud entre estaciones para cada una de las variables. El criterio de similitud empleado para la construcción de todos los dendogramas de este trabajo ha sido el calcular la distancia euclídea (Tabla 7- 7) por el método Ward. Tabla 7- 7: Expresión de cálculo de una distancia euclídea. Ecuación Observaciones () () 2/1 j 2 jj yxy,xd ⎟ ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎜ ⎝ ⎛∑−= La distancia euclídea entre dos puntos x e y (es decir, el cluster x y el cluster y) es una distancia geométrica, d, en un espacio de j dimensiones (Miller, N. y Miller, J. C. 2002) De este modo, aplicando el método Ward se trabaja con un procedimiento aglomerativo que va considerando en cada etapa de cálculo la heterogeneidad de todos los posibles clusters o grupos. Es decir, se va calculando etapa a etapa la distancia entre dos clusters. Se han recogido a continuación, de la Figura 7- 1 a la Figura 7- 16, en cinco subapartados, los dendogramas correspondientes respectivamente al cromo total y a las tres fracciones extraídas de cromo por el procedimiento BCR en las estaciones de Arousa para cada muestreo. Capítulo 7 326 En la mayoría de los árboles se observa claramente la separación del grupo de estaciones 22 y 24, que son las estaciones de mayor contenido metálico, con el resto de estaciones. También se observa que las estaciones de contenido intermedio no presentan una agrupación claramente definida ni se repiten con el tiempo. Exploración de datos 327 2.2.1. Cromo total En el primer muestreo el cromo total muestra dos subgrupos de estaciones de diferente comportamiento: el grupo de estaciones 1, 3, 20, 23, 22 y 24 (> 104 µg g-1) y el resto de estaciones con niveles de cromo inferiores. CrT m1 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 1: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. En el segundo muestreo el comportamiento de las estaciones 22 y 24 difieren significativamente del resto de estaciones, presentando concentraciones muy superiores al resto (> 215 µg g-1). CrT m2 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 2: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Capítulo 7 328 En el tercer muestreo el comportamiento de las estaciones 22 y 24 también difieren significativamente del resto de estaciones respecto al contenido total de cromo. CrT m3 Distancia 0 2 4 6 8 10 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 24 Figura 7- 3: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. En el cuarto muestreo, el comportamiento observado en las estaciones 22 y 24 respecto al resto de estaciones es similar al encontrado en los dos anteriores muestreos. El resto de estaciones siguen presentando un comportamiento variable. CrT m4 Distancia 0 2 4 6 8 10 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 4: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Exploración de datos 329 2.2.2. Cromo de la fracción ‘ácida soluble’ El cromo del primer extracto de BCR en m1 presenta un comportamiento distinto al encontrado con el contenido total. Se observan dos subgrupos: el primer grupo (1, 23, 21, 2, 19, 12, 20, 24 y 22) presenta valores >0.185 µg g-1. El resto de estaciones analizado presenta un contenido en cromo inferior. E1 m1 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 5: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. En la fracción ‘ácida soluble’ del segundo muestreo el comportamiento de las estaciones 22 y 24 vuelve a diferir del resto de puntos de muestreo. E1 m2 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 6: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Capítulo 7 330 Aún cuando la concentración de cromo en esta fracción sigue aumentando globalmente, se observa una estructura similar al muestreo anterior tanto en el tercer muestreo (Figura 7- 7) como en el cuarto muestreo (Figura 7- 8). E1 m3 Distancia 0 2 4 6 8 10 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 24 Figura 7- 7: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. E1 m4 Distancia 0 2 4 6 8 10 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 8: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Exploración de datos 331 2.2.3. Cromo de la fracción ‘reducible’ Las estaciones 1, 23, 21, 18, 2, 19, 20, 22 y 24 forman un grupo de estaciones con valores de cromo en la fracción ‘reducible’ >0.46 µg g-1. El resto de estaciones no alcanzan este valor. E2 m1 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 9: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Sin embargo durante m2 el grupo de estaciones de mayores niveles de cromo merma respecto al anterior muestreo (estaciones 1, 22, 23 y 24 con >0.70 µg g-1). E2 m2 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 10: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Capítulo 7 332 En el tercer muestreo la estación 24 (2.3 µg g-1) presenta una concentración superior al doble de la estación de siguiente mayor nivel de cromo en la fracción ‘reducible’ (estación 22) no formando ningún subgrupo. El resto de estaciones presenta niveles sensiblemente inferiores a estas dos estaciones. E2 m3 Distancia 0 0.4 0.8 1.2 1.6 2 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 24 Figura 7- 11: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. En el cuarto muestreo las estaciones con cromo >0.35 µg g-1 son las siguientes 1, 19, 11, 4, 16, 18, 21, 2, 24 y 22. Aún cuando este grupo aparece en un subcluster, presenta concentraciones muy distintas (hasta 1.33 µg g-1). El resto de estaciones presenta valores o no detectables o próximos al límite de cuantificación. E2 m4 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 12: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Exploración de datos 333 2.2.4. Cromo de la fracción ‘oxidable’ Durante el primer muestreo, el contenido en cromo de la fracción ‘oxidable’ presenta un comportamiento similar en las estaciones 1, 22, 14 y 23 (>53 µg g-1). En este caso la concentración de cromo en la estación 24 es muy inferior a este grupo (28 µg g-1). E3 m1 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 13: Dendograma de las concentraciones de cromo del tercer extracto en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. En el tercer muestreo el grupo de estaciones de mayor contenido merma. Aparece la estación 24 y no se incluyen ahora las estaciones 14 y 23. E3 m2 Distancia 0 2 4 6 8 10 12 1 2 3 4 5 6 8 9 11 12 13 14 15 16 18 19 20 21 22 23 24 Figura 7- 14: Dendograma de las concentraciones de cromo del tercer extracto en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. Capítulo 7 340 3.2. Estudio de similitud por estaciones muestreadas Si consideramos cada parámetro químico de cada muestreo por independiente y de nuevo realizamos un análisis por PCA, los resultados indican nuevas agrupaciones. Los valores de las mayores varianzas explicadas obtenidas se muestran en la Tabla 7- 9. En este caso las variables son un total de 40 (10 por muestreo) y se estudia su comportamiento para las 21 estaciones. El porcentaje de varianza explicada obtenida para los seis componentes principales de mayor peso es de 88%. Tabla 7- 9: Variabilidad acumulativa y explicada para cada componente principal calculado. Número de componentes principales Varianza total / % Varianza acumulada / % 1 53.712 53.712 2 11.989 65.701 3 8.998 74.699 4 5.494 80.193 5 4.263 84.456 6 4.047 88.503 7 2.495 90.997 8 2.054 93.051 9 1.855 94.907 10 1.535 96.442 En este caso el número de componentes principales que explican un porcentaje elevado de varianza aumenta sensiblemente respecto al caso del apartado anterior. Este aumento de componentes principales con varianza explicada elevada se observa en el gráfico de sedimentación (Figura 7- 27). La representación de las variables en los dos primeros componentes principales (Figura 7- 28) y en los tres primeros componentes principales (Figura 7- 29) se muestra a continuación. Se observan claramente agrupaciones de cada parámetro químico para los cuatro muestreos. Obtenemos varios subgrupos de variables claramente definidos: (1) un grupo de parámetros químicos de cromo, (2) un grupo de pH, (3) un grupo de carbono, y (4) un grupo de nitrógeno. El hidrógeno aunque próximo forma un grupo menos definido y el potencial redox es sin embargo el único parámetro químico que no se puede agrupar en los cuatro muestreos. Exploración de datos 341 Componente Autovalor 010203040 0 4 8 12 16 20 24 Figura 7- 27: Gráfico de sedimentación de los parámetros químicos de los sedimentos de la Ría de Arousa. PC1 PC2 C m1 C m2 C m3 C m4 CrT m1 CrT m2 CrT m3 CrT m4 E1 m1 E1 m2 E1 m3 E1 m4 E2 m1 E2 m2 E2 m3 E2 m4 E3 m1 E3 m2 E3 m3 E3 m4 Eh m1 Eh m2 Eh m3 Eh m4 H m1 H m2 H m3 H m4 N m1 N m2 N m3 N m4 pH m1 pH m2 pH m3 pH m4 R m1 R m2 R m3 R m4 -0.22 -0.12 -0.02 0.08 0.18 0.28 -0.18 -0.08 0.02 0.12 0.22 0.32 0.42 Figura 7- 28: Gráfico de puntuaciones obtenidas considerando las estaciones de Arousa sobre los componentes principales PC1 y PC2 por estaciones. Capítulo 7 342 PC1 PC2 PC3 C m1 C m2 C m3 C m4 CrT m1 CrT m2 CrT m3 CrT m4 E1 m1 E1 m2 E1 m3 E1 m4 E2 m1 E2 m2 E2 m3 E2 m4 E3 m1 E3 m2 E3 m3 E3 m4 Eh m1 Eh m2 Eh m3 Eh m4 H m1H m2 H m3 H m4 N m1 N m2 N m3 N m4 pH m1 pH m2 pH m3 pH m4 R m1 R m2 R m3 R m4 -0.22 -0.12 -0.02 0.08 0.18 0.28 -0.18 -0.08 0.02 0.12 0.22 0.32 0.42 -0.27 -0.17 -0.07 0.03 0.13 0.23 0.33 0.43 Figura 7- 29: Gráfico de puntuaciones obtenidas considerando las estaciones de Arousa sobre los componentes principales PC1, PC2 y PC3. Exploración de datos 343 4. Estudio de grupos homogéneos: ANOVA y Test de Rangos Múltiples El análisis de la varianza o ANOVA es una herramienta estadística que permite comparar simultáneamente varias medias muestrales. Las medias se comparan para establecer si son todas iguales (hipótesis nula), o si al menos una de ellas es distinta de las demás (hipótesis alternativa) (Ramis Ramos, G. y García Álvarez-Coque, M. C. 2001). El nombre de ANOVA hace alusión a que la comparación de más de dos medias se realiza mediante el cálculo y la comparación de dos varianzas. El Test de Rangos múltiples también busca diferencias significativas entre grupos de medias a través del análisis de varianza. El procedimiento de cálculo es el de las menores diferencias significativas de Fisher (LSD) y se obtienen así los grupos de medias homogéneos (sin diferencias estadísticamente significativas a un 95% de nivel de confianza). Los resultados del estudio ANOVA y del Test de Rangos Múltiples se recogen a continuación en la Tabla 7- 10. Con los resultados de este apartado se ha estudiado si con el tiempo cada parámetro químico determinado en cada muestreo de Arousa, a través de su media y su varianza, va cambiando. Se han comparado así los cuatro muestreos para cada variable. Se observa que aunque el contenido promedio en carbono de los sedimentos es comparable a lo largo de los cuatro muestreos, no es así para el contenido en nitrógeno o hidrógeno. No forman grupos homogéneos los muestreos correspondientes a la misma estación del año (inviernos o veranos) para nitrógeno o para hidrógeno. Tampoco se obtienen grupos homogéneos en el caso del pH o del potencial redox. Sin embargo con el resto de parámetros químicos cuantificados, relativos al contenido de cromo, vemos que cada parámetro constituye un grupo homogéneo a lo largo de los cuatro muestreos. En el caso del contenido total de cromo, es evidente el crecimiento del contenido metálico con el tiempo. Pero las diferencias entre las estaciones de mayores niveles con las de menores hacen que en conjunto el contenido de cromo total promedio de cada muestreo sea comparable a los otros tres. En el caso de la fracción residual de cromo calculada, únicamente se observa un grupo homogéneo con el promedio de este parámetro de los dos primeros muestreos. El promedio de cromo en la fracción residual no aumenta progresivamente con el Capítulo 7 344 tiempo. En los muestreos m1 y m2 los valores promedios de cromo son de 65 µg g-1, y sin embargo el tercer muestreo presenta un promedio de 78 µg g-1 seguido en m4 de un promedio de 92 µg g-1. Este cambio de concentración tan grande no se ha observado en ningún otro parámetro. Tabla 7- 10: Resultados del estudio de grupos homogéneos de los parámetros químicos determinados en los sedimentos recolectados en Arousa. Parámetro químico Observaciones C Aplicando ANOVA no se encuentra diferencia estadísticamente significativa entre las medias de los 4 muestreos a un nivel de confianza del 95.0% El test de rangos múltiples aplicado también indica que este parámetro forma un grupo homogéneo. N En este caso, aplicando ANOVA se encuentra una diferencia estadísticamente significativa entre las medias de contenido en N en los 4 muestreos a un nivel de confianza del 95.0%. Con el test de rangos múltiples se observa un grupo homogéneo formado por los muestreos m2, m3 y m4. A este grupo no pertenece el contenido en N de m1. H Existen diferencias significativas a un nivel de confianza del 95%. En este caso se identifican dos grupos homogéneos: (i) m1 y m2, y (ii) m2, m3 y m4. pH Existen diferencias significativas a un nivel de confianza del 95%. Con el test de rangos múltiples se observa un grupo homogéneo formado por los muestreos m2, m3 y m4. A este grupo no pertenece el pH de m1. Eh Existen diferencias significativas a un nivel de confianza del 95%. Únicamente los muestreos m3 y m4 forman un grupo homogéneo. CrT No hay diferencia estadísticamente significativa entre las medias de las 4 variables a un 95.0%. Los cuatro muestreos constituyen un grupo homogéneo, y se explica por la varianza elevada que presenta cada uno de los muestreos, aunque el promedio aumente con el tiempo. E1 No hay diferencia estadísticamente significativa entre las medias de las 4 variables a un 95.0%. De nuevo los cuatro muestreos constituyen un grupo homogéneo. E2 No hay diferencia estadísticamente significativa entre las medias de las 4 variables a un 95.0%. De nuevo los cuatro muestreos constituyen un grupo homogéneo. E3 No hay diferencia estadísticamente significativa entre las medias de las 4 variables a un 95.0%. De nuevo los cuatro muestreos constituyen un grupo homogéneo. R Existen diferencias significativas a un nivel de confianza del 95%. Únicamente los muestreos m1 y m2 forman un grupo homogéneo. Conclusiones 345 CONCLUSIONES La exploración de datos concuerda con las observaciones realizadas hasta el momento en este trabajo y no muestra ninguna observación adicional concluyente. Los parámetros químicos que presentan mayor correlación son los relativos a la determinación de cromo en los sedimentos de Arousa. Los valores obtenidos en la matriz de correlación R así lo indican, al igual que los cálculos realizados por PCA. El resto de parámetros químicos no presenta una estrecha relación ni entre sí ni con los parámetros de cromo analizados. Únicamente se agrupan cada parámetro químico a lo largo de los cuatro muestreos, a excepción del potencial redox. Los resultados del análisis ANOVA y la aplicación del test de rangos múltiples indican que los muestreos son comparables y que cada parámetro relativo a cromo forma un grupo homogéneo. Aunque en general el valor de cromo total y cromo en las distintas fracciones va aumentando con el tiempo, la variabilidad entre estaciones en cada muestreo los hace comparables en valor promedio. Evidentemente no todas las estaciones experimentan un aumento en niveles de cromo con el transcurso del tiempo y permanecen prácticamente constantes o incluso llegan a disminuir ligeramente. Es una excepción la fracción residual calculada a partir del contenido total y las fracciones extraídas de los sedimentos de Arousa. Este parámetro, el cromo residual, no forma un grupo homogéneo básicamente por el cambio brusco de promedio que experimenta. Del segundo al tercer muestreo pasa de una media de 65 µg g-1 a 78 µg g-1 y del tercer al cuarto muestreo pasa a 92 µg g-1. Este cambio tan sensible en concentración hace que el resultado en esta fracción difiera del comportamiento general del cromo total o de las fracciones de cromo extraídas. Bibliografía, tablas y figuras 347 BIBLIOGRAFÍA Miller, N. y J. C. Miller. 2002. Estadística y quimiometría para química analítica. Prentice- Hall, D.L. Moreda Piñeiro, A., A. Marcos, A. Fisher y S. J. Hill. 2001. Evaluation of the effect of data pre-treatment procedures on classical pattern recognition and principal components analysis: a case study for the geographical classification of tea. Journal of Environmental Monitoring 3(4):352-360. Ramis Ramos, G. y M. C. García Álvarez-Coque. 2001. Quimiometría. Síntesis D.L. LISTADO DE TABLAS Tabla 7- 1: Datos correspondientes a los muestreos realizados en Arousa....................................317 Tabla 7- 2: Variables analizadas en las muestras de sedimento recolectadas en Arousa................317 Tabla 7- 3: Herramientas de cálculo para la normalización de la matriz de datos químicos............. 319 Tabla 7- 4: Matriz de correlación R de todos los parámetros determinados en los sedimentos de la Ría de Arousa. Parte 1. ..................................................................................................... 322 Tabla 7- 5: Matriz de correlación R de todos los parámetros determinados en los sedimentos de la Ría de Arousa. Parte 2. ..................................................................................................... 323 Tabla 7- 6: Matriz de correlación R del cromo total y las fracciones de cromo en las muestras de sedimento de las cuatro campañas: comparación del cromo con el resto de parámetros. Parte 3......................................................................................................................................324 Tabla 7- 7: Expresión de cálculo de una distancia euclídea. ......................................................... 325 Tabla 7- 8: Variabilidad acumulativa y explicada para cada componente principal calculado........... 335 Tabla 7- 9: Variabilidad acumulativa y explicada para cada componente principal calculado........... 340 Tabla 7- 10: Resultados del estudio de grupos homogéneos de los parámetros químicos determinados en los sedimentos recolectados en Arousa.............................................................344 Bibliografía, tablas y figuras 349 LISTADO DE FIGURAS Figura 7- 1: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. ...........................................................................................327 Figura 7- 2: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. ......................................................................................327 Figura 7- 3: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. ...........................................................................................328 Figura 7- 4: Dendograma de las concentraciones de cromo total en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas. ...........................................................................................328 Figura 7- 5: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 329 Figura 7- 6: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 329 Figura 7- 7: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 330 Figura 7- 8: Dendograma de las concentraciones de cromo del primer extracto en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 330 Figura 7- 9: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 331 Figura 7- 10: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas......................................................331 Figura 7- 11: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 332 Figura 7- 12: Dendograma de las concentraciones de cromo del segundo extracto en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 332 Figura 7- 13: Dendograma de las concentraciones de cromo del tercer extracto en el primer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 333 Figura 7- 14: Dendograma de las concentraciones de cromo del tercer extracto en el segundo muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 333 Figura 7- 15: Dendograma de las concentraciones de cromo del tercer extracto en el tercer muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 334 Figura 7- 16: Dendograma de las concentraciones de cromo del tercer extracto en el cuarto muestreo de las estaciones de Arousa muestreadas.................................................................... 334 Figura 7- 17: Grafico de puntuaciones de las variables químicas de Arousa sobre los componentes principales PC1 y PC2 por estaciones....................................................................336 Figura 7- 18: Gráfico de puntuaciones de las variables químicas de Arousa sobre los componentes principales PC1, PC2 y PC3..................................................................................336 Figura 7- 19: Gráfico de sedimentación de los parámetros químicos del primer muestreo. .............337 Figura 7- 20: Gráfico de sedimentación de los parámetros químicos del segundo muestreo. .......... 337 CAPÍTULO 9 Anexos Anexo I Tabulación de datos empleados en figuras LISTADO DE TABLAS Tabla 1: Curvas de mineralización de patrón acuoso de Cr(NO3)3 7 µg l-1 en ausencia y presencia de modificador de matriz (50 µg ml-1 de Mg(NO3)2): datos representados en la Figura 3- 7...........................................................................................................................................361 Tabla 2: Curvas de mineralización de suspensión de sedimento marino en ausencia y presencia de modificador de matriz (50 µg ml-1 de Mg(NO3)2): datos representados en la Figura 3- 8...........................................................................................................................................361 Tabla 3: Curvas de atomización de patrón acuoso (7µg l-1 Cr(NO3)3) y suspensión de sedimento marino con Mg(NO3)2 de 50 µg ml-1: datos representados en la Figura 3- 9.....................361 Tabla 4: Variación de absorbancia corregida en la etapa de atomización del cromo con patrón acuoso de 7 µg l-1 de Cr(NO3)3 y suspensión de sedimento marino variando la concentración de Mg(NO3)2: datos representados en la Figura 3- 11........................................................................362 Tabla 5: Concentración de cromo de la fracción de sedimento < 63 µm de muestras del río Ulla: datos representados en la Figura 3- 18. .....................................................................................362 Tabla 6: Grados de contaminación (GC) de cromo en los sedimentos de la Ría de Arousa muestreados en las cuatro campañas: datos representados en la Figura 3- 19. ...............................363 Tabla 7: Curvas de mineralización de la fracción ácida soluble (extracto 1 de BCR) con y sin Mg(NO3)2 como modificador: datos representados en la Figura 4- 2..................................................365 Tabla 8: Curvas de mineralización de la fracción reducible (extracto 2 de BCR) con y sin Mg(NO3)2 como modificador: datos representados en la Figura 4- 3..................................................365 Tabla 9: Curvas de mineralización de la fracción oxidable (extracto 3 de BCR) con y sin Mg(NO3)2 como modificador: datos representados en la Figura 4- 5..................................................366 Tabla 10: Curvas de atomización de la fracción ácida soluble (extracto 1 de BCR) con y sin Mg(NO3)2 como modificador a una temperatura de mineralización de 1500ºC: datos representados en la Figura 4- 6. .........................................................................................................366 Tabla 11: Curvas de atomización de la fracción reducible (extracto 2 de BCR) con y sin Mg(NO3)2 como modificador a una temperatura de mineralización de 1500ºC: datos representados en la Figura 4- 7. .........................................................................................................366 Tabla 12: Curvas de atomización de la fracción oxidable (extracto 3 de BCR) con y sin Mg(NO3)2 como modificador a una temperatura de mineralización de 1500ºC: datos representados en la Figura 4- 8. .........................................................................................................367 Tabla 13: Optimización de la concentración de modificador de matriz: datos representados en la Figura 4- 9. ......................................................................................................................................367 Tabla 14: Estudio del efecto de (Na2CO3 0.28 mol l-1/NaOH 0.5 mol l-1) en la columna de alumina a través del pico de absorbancia de las especies de cromo variando el factor de dilución del extractante: datos representados en la Figura 6- 3..........................................................369 Tabla 15: Estudio del efecto de NaCl en la columna de alúmina a través del pico de absorbancia de las especies de cromo variando la concentración sódica: datos representados en la Figura 6- 4. .................................................................................................................................369 Tabla 16: Contenido de cromo total en muestras de cemento digeridas con agua regia: datos representados en la Figura 6- 9. .........................................................................................................369 Tabla 17: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del primer muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12.................................................................................................................370 Tabla 18: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del segundo muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12.................................................................................................................371 Tabla 19: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del tercer muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12.................................................................................................................372 Tabla 20: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del cuarto muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12.................................................................................................................373 Tabla 21: Valores promedio de pH y potencial redox (Eh/mV) registrado en los sedimentos marinos de Arousa durante los muestreos de invierno de 2002 (M1), verano de 2002 (M2), invierno de 2003 (M3) y verano de 2003 (M4): datos representados en la Figura 6- 16....................374 Datos del capítulo 3 361 Tabla 1: Curvas de mineralización de patrón acuoso de Cr(NO3)3 7 µg l-1 en ausencia y presencia de modificador de matriz (50 µg ml-1 de Mg(NO3)2): datos representados en la Figura 3- 7. Temperatura / ºC Absorbancia de patrón acuoso Absorbancia de patrón con Mg(NO3)2 de 50 µg ml-1 1000 0.164 0.167 1200 0.156 0.160 1400 0.141 0.149 1500 0.133 0.144 1600 0.126 0.146 1700 0.112 0.139 1800 0.087 0.122 1900 0.056 0.065 2000 0.024 0.026 Tabla 2: Curvas de mineralización de suspensión de sedimento marino en ausencia y presencia de modificador de matriz (50 µg ml-1 de Mg(NO3)2): datos representados en la Figura 3- 8. Temperatura / ºC Absorbancia de suspensión de sedimento marino Absorbancia de suspensión con Mg(NO3)2 de 50 µg ml-1 1000 0.099 0.165 1200 0.098 0.174 1400 0.114 0.192 1500 0.117 0.198 1600 0.096 0.209 1700 0.089 0.241 1800 0.063 0.171 2000 0.025 0.028 Tabla 3: Curvas de atomización de patrón acuoso (7µg l-1 Cr(NO3)3) y suspensión de sedimento marino con Mg(NO3)2 de 50 µg ml-1: datos representados en la Figura 3- 9. Temperatura / ºC Absorbancia de patrón acuoso Absorbancia de suspensión de sedimento marino 2000 0.043 0.075 2200 0.081 0.083 2400 0.103 0.135 2500 0.117 0.256 2600 0.125 0.247 2700 0.142 0.227 Anexo I 362 Tabla 4: Variación de absorbancia corregida en la etapa de atomización del cromo con patrón acuoso de 7 µg l-1 de Cr(NO3)3 y suspensión de sedimento marino variando la concentración de Mg(NO3)2: datos representados en la Figura 3- 11. [Mg(NO3)2] / µg ml-1 Absorbancia de patrón acuoso Absorbancia de suspensión de sedimento marino 0 0.131 0.105 5 0.150 0.108 10 0.156 0.111 20 0.160 0.12 30 0.169 0.123 40 0.169 0.119 Tabla 5: Concentración de cromo de la fracción de sedimento < 63 µm de muestras del río Ulla: datos representados en la Figura 3- 18. Estación Concentración de cromo / µgCr gsedimento-1 Campaña Sar 54 ± 7 69 ± 3 Tercer muestreo Cuarto muestreo Herbón 108 ± 10 Tercer muestreo Bexo 253 ± 6 157 ± 5 318 ± 50 Segundo muestreo Tercer muestreo Cuarto muestreo Catoira 345 ± 40 188.2 ± 1.2 Segundo muestreo Tercer muestreo Isorna 225 ± 10 172 ± 5 Tercer muestreo Cuarto muestreo Bamio 79 ± 6 168 ± 12 Segundo muestreo Tercer muestreo Carril 194 ± 13 Segundo muestreo Rianxo 375 ± 6 Segundo muestreo Datos del capítulo 3 363 Tabla 6: Grados de contaminación (GC) de cromo en los sedimentos de la Ría de Arousa muestreados en las cuatro campañas: datos representados en la Figura 3- 19. Estación GC del muestreo 1 GC del muestreo 2 GC del muestreo 3 GC del muestreo 4 1 4.10 3.39 5.02 4.37 2 2.56 2.48 3.21 3.84 3 4.06 3.26 3.32 4.25 4 2.26 1.94 3.43 2.87 5 1.97 1.71 2.72 2.90 6 1.47 1.31 1.80 2.18 8 1.55 2.53 2.64 2.73 9 1.30 1.69 1.60 2.08 11 1.49 1.48 1.63 1.31 12 1.97 1.62 1.55 1.42 13 1.33 1.93 1.82 2.62 14 1.74 2.77 2.86 2.67 15 1.89 2.49 3.04 2.72 16 2.63 2.73 2.69 2.68 18 2.19 3.18 3.75 4.07 19 2.44 3.29 3.93 4.04 20 3.90 3.91 4.25 4.30 21 3.09 3.63 4.03 4.08 22 5.84 6.64 6.72 8.54 23 3.68 4.48 - 5.61 24 6.55 7.83 9.05 11.41 Anexo I 370 Tabla 17: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del primer muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12. Muestreo de invierno de 2002 en la Ría de Arousa Estación mgC gsedimento-1 mgN gsedimento-1 mgH gsedimento-1 1 41.9 ± 1.3 11.2 ± 0.3 2.1 ± 0.5 2 41 ± 0.4 12.3 ± 0.6 4.09 ± 0.15 3 42.1 ± 0.4 11.57 ± 0.08 3.88 ± 0.10 4 48.48 ± 0.09 9.8 ± 0.4 2.50 ± 0.16 5 44.6 ± 0.2 8.5 ± 0.4 1.4 ± 0.5 6 49.1 ± 0.3 7.34 ± 0.16 1.44 ± 0.19 8 42.2 ± 0.5 10.15 ± 0.12 3.25 ± 0.05 9 65.2 ± 1.4 9.1 ± 1.1 3.7 ± 0.2 11 36.1 ± 1.8 9.7 ± 0.7 4.0 ± 1.1 12 58 ± 2 11 ± 0.4 5.23 ± 0.11 13 47.0 ± 0.6 7.2 ± 0.3 1.4 ± 0.5 14 43.51 ± 0.19 8.4 ± 0.3 1.6 ± 0.2 15 50.0 ± 0.5 8.63 ± 0.11 1.80 ± 0.15 16 42.4 ± 1.1 10.53 ± 0.14 3.62 ± 0.11 18 42.5 ± 1.4 10.0 ± 0.4 2.4 ± 0.2 19 44.2 ± 0.3 9.8 ± 0.3 2.08 ± 0.19 20 48.8 ± 1.0 13.44 ± 0.14 5.00 ± 0.16 21 50.4 ± 0.05 13.5 ± 0.08 5.41 ± 0.12 22 45.46 ± 0.19 13.20 ± 0.08 4.49 ± 0.05 23 41.7 ± 1.1 10.93 ± 0.10 2.2 ± 0.3 24 37.3 ± 1.4 10.4 ± 0.4 1.92 ± 0.11 Datos del capítulo 6 371 Tabla 18: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del segundo muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12. Muestreo de verano de 2002 en la Ría de Arousa Estación mgC gsedimento-1 mgN gsedimento-1 mgH gsedimento-1 1 40.1 ± 0.5 12.9 ± 0.2 4.61 ± 0.05 2 40.6 ± 0.9 12.4 ± 0.9 4.63 ± 0.14 3 43 ± 16 12 ± 5 4.6 ± 1.7 4 43.7 ± 0.7 11.1 ± 0.3 4.4 ± 0.2 5 42.2 ± 0.4 10.5 ± 0.3 3.89 ± 0.08 6 46.1 ± 0.5 8.20 ± 0.10 3.37 ± 0.14 8 42.0 ± 1.0 10.4 ± 1.5 3.7 ± 0.2 9 49 ± 10 9.6 ± 1.4 4.5 ± 0.6 11 37 ± 4 9.5 ± 1.8 4.0 ± 0.6 12 55.5 ± 1.7 11.6 ± 1.0 5.4 ± 0.2 13 44.4 ± 0.5 8.5 ± 0.4 3.32 ± 0.03 14 42.2 ± 0.7 11.3 ± 0.4 4.3 ± 0.2 15 48.1 ± 0.5 10.4 ± 0.4 3.90 ± 0.06 16 42.3 ± 1.2 11.3 ± 0.8 4.48 ± 0.12 18 42 ± 2 12.1 ± 0.5 5.3 ± 0.2 19 41.6 ± 0.8 11.7 ± 0.4 4.81 ± 0.17 20 41.6 ± 1.4 12.7 ± 0.4 5.10 ± 0.09 21 44.6 ± 1.0 13.2 ± 0.6 5.5 ± 0.4 22 41.0 ± 0.8 12.89 ± 0.09 4.94 ± 0.12 23 38.4 ± 0.2 10 ± 0.4 4.80 ± 0.10 24 38.8 ± 0.7 13 ± 0.3 4.8 ± 0.2 Anexo I 372 Tabla 19: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del tercer muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12. Muestreo de invierno de 2003 en la Ría de Arousa Estación mgC gsedimento-1 mgN gsedimento-1 mgH gsedimento-1 1 40.5 ± 1.3 13.1 ± 0.9 4.7 ± 0.2 2 42.6 ± 0.9 12.6 ± 0.5 5.2 ± 0.3 3 42.3 ± 1.1 11.8 ± 0.7 4.64 ± 0.10 4 46.8 ± 1.1 12.5 ± 0.5 5.14 ± 0.12 5 41.6 ± 1.2 11.2 ± 0.2 4.35 ± 0.13 6 46.7 ± 0.7 8.2 ± 0.3 4.0 ± 0.3 8 42.8 ± 0.6 9.7 ± 0.3 4.203 ± 0.015 9 54.9 ± 1.0 7.3 ± 1.4 3.8 ± 0.4 11 47 ± 5 11.4 ± 2.0 5.8 ± 0.5 12 50 ± 4 12 ± 2 5.7 ± 0.4 13 45.9 ± 0.2 8.8 ± 1.1 3.68 ± 0.11 14 42.7 ± 0.6 10.56 ± 0.16 4.15 ± 0.10 15 48.2 ± 0.5 11.1 ± 0.2 4.48 ± 0.09 16 42.6 ± 0.7 11.8 ± 0.6 4.54 ± 0.06 18 45.9 ± 1.5 12.8 ± 0.4 5.72 ± 0.15 19 45.0 ± 1.1 12.2 ± 0.6 5.2 ± 0.3 20 46 ± 2 13.0 ± 0.7 5.5 ± 0.3 21 46.76 ± 0.10 15.75 ± 0.10 5.51 ± 0.10 22 45.3 ± 1.6 15.0 ± 0.4 5.5 ± 0.5 23 - - - 24 37.8 ± 1.4 12.7 ± 0.6 4.7 ± 0.3 Datos del capítulo 6 373 Tabla 20: Datos de contenido en carbono, hidrógeno y nitrógeno en la fracción < 63 µm de sedimentos marinos de Arousa del cuarto muestreo: datos empleados en el cálculo de las Figuras 6- 10, 6- 11 y 6- 12. Muestreo de verano de 2003 en la Ría de Arousa Estación mgC gsedimento-1 mgN gsedimento-1 mgH gsedimento-1 1 39.1 ± 0.6 13.8 ± 1.4 3.91 ± 0.14 2 42.9 ± 1.7 12.9 ± 0.6 4.28 ± 0.17 3 41.0 ± 0.6 12.2 ± 0.9 3.96 ± 0.11 4 43.4 ± 1.5 10.7 ± 0.4 3.88 ± 0.11 5 43.6 ± 0.4 10.3 ± 0.5 3.56 ± 0.08 6 46.0 ± 1.8 8.6 ± 0.5 2.80 ± 0.10 8 40.5 ± 0.3 9.8 ± 1.0 3.1 ± 0.3 9 57.4 ± 1.3 9.5 ± 0.7 3.9 ± 0.3 11 36 ± 4 8.2 ± 0.8 3.2 ± 0.4 12 50 ± 2 10.58 ± 0.06 4.34 ± 0.04 13 47.2 ± 1.4 10.9 ± 0.5 4.4 ± 0.5 14 41.3 ± 1.8 9.8 ± 0.7 4.5 ± 0.4 15 46.7 ± 1.3 10.2 ± 0.8 4.37 ± 0.16 16 41.8 ± 1.7 11.2 ± 0.2 4.53 ± 0.12 18 45.5 ± 1.4 12.9 ± 0.8 5.9 ± 0.3 19 41.8 ± 1.4 12.3 ± 1.0 4.80 ± 0.15 20 44.2 ± 1.9 13.2 ± 0.3 5.30 ± 0.18 21 50 ± 2 13.7 ± 0.6 6.3 ± 0.4 22 42.4 ± 1.3 13.2 ± 0.4 5.4 ± 0.4 23 41.8 ± 1.5 13.2 ± 0.3 5.17 ± 0.05 24 37 ± 4 14 ± 2 4.5 ± 0.5 Anexo I 374 Tabla 21: Valores promedio de pH y potencial redox (Eh/mV) registrado en los sedimentos marinos de Arousa durante los muestreos de invierno de 2002 (M1), verano de 2002 (M2), invierno de 2003 (M3) y verano de 2003 (M4): datos representados en la Figura 6- 16. M1 M2 M3 M4 Estación pH Eh pH Eh pH Eh pH Eh 1 7.73 303 7.49 313 7.57 278 7.72 268 2 7.9 290 7.77 311 7.73 279 7.83 268 3 7.96 283 7.81 310 7.82 281 7.89 270 4 8.11 280 7.89 310 7.82 288 7.89 270 5 8.22 279 7.94 308 7.87 294 7.82 269 6 8.48 286 8.15 310 8.24 297 7.8 270 8 7.95 334 7.78 402 7.86 300 7.77 272 9 8.38 335 8.12 408 8.44 301 7.59 272 11 7.97 324 8.00 393 7.82 272 7.72 274 12 - - 8.08 392 8.24 270 7.83 275 13 8.17 321 8.08 383 8.03 273 7.89 279 14 8.01 319 7.84 372 7.86 277 7.89 281 15 8.08 306 7.92 372 7.92 286 7.93 267 16 8.01 302 7.9 338 7.9 290 7.95 271 18 7.97 298 7.78 338 7.78 290 7.83 278 19 7.99 295 7.81 337 7.84 294 7.9 278 20 - - 7.76 335 7.83 276 7.81 279 21 7.9 292 7.79 333 7.8 280 7.85 281 22 7.87 290 7.81 331 7.77 281 7.82 284 23 7.69 288 7.72 330 - - 7.68 278 24 - - 7.41 330 7.59 286 7.58 284 Anexo II Publicaciones LISTADO DE PUBLICACIONES página Analytica Chimica Acta 524, 2004 121–126 Chromium in marine sediment samples from the Ría de Arousa (Galicia, NW of Spain): analysis of the total content in slurries by ETAAS P. Pazos-Capeáns, M.C. Barciela-Alonso, A. Bermejo- Barrera, P. Bermejo-Barrera 379 Talanta 65, 2005 678–685 Chromium available fractions in arousa sediments using a modified microwave BCR protocol based on microwave assisted extraction P. Pazos-Capeáns, M.C. Barciela-Alonso, A. Bermejo- Barrera, P. Bermejo-Barrera 385 Atomic spectroscopy 27(4), 2006 107-116. On-line sequential determination of Cr(III) and Cr(VI) with selective elution of solid extracts using an alumina column P. Pazos-Capeáns, M.C. Barciela-Alonso, A. Bermejo- Barrera, P. Bermejo-Barrera, A. Fisher, S. J. Hill 393 Publicaciones 379 Analytica Chimica Acta 524 (2004) 121–126 Chromium in marine sediment samples from the R´ ıa de Arousa (Galicia, NW of Spain): analysis of the total content in slurries by ETAAS P. Pazos-Capeáns, M.C. Barciela-Alonso, A. Bermejo-Barrera, P. Bermejo-Barrera ∗ Department of Analytical Chemistry, Nutrition and Bromatology. University of Santiago de Compostela. E-15782. Santiago de Compostela Spain Received 10 November 2003; received in revised form 16 January 2004; accepted 8 March 2004 Available online 11 May 2004 Abstract The study attempts to measure the total chromium content in sediments of all the R´ ıa de Arousa (Galicia, NW Spain). The method was developed by analysing slurries by electrothermal atomic absorption spectromety. The metal determination was carried out optimising the electrothermal programme and the concentration of magnesium nitrate as a chemical modifier. What was aimed to be achieved is a general explanation of the chromium content along the estuary because there could be a chromium sink in this marine environment. Results obtained were between 43.4±1.7 ␮ gg −1 and 184.6±26.9 ␮ gg −1 from the end of the Ulla river to the Atlantic Ocean, most of them higher than the background reference levels. © 2004 Elsevier B.V. All rights reserved. Keywords: Chromium; Marine sediments; Slurry; Electrothermal atomic absorption spectrometry; R´ ıa de Arousa 1. Introduction The most widely accepted explanation of the presence of chromium in the environment and the frequent estuarine spills are that this metal is a common product used in industrial applications like leather tanning, dyeing or chromium plating. Not surprisingly, large volumes of chromium waste in various chemical forms are generated from industrial processesanddischargedintotheenvironment [1]. So sediments in estuaries and coasts are a common sink for contaminants, including this metal [1,2]. On the Galician coast many estuaries were investigated. Arousa is especially sensitive to anthropogenic influence due to the socio-economic importance generated in aquaculture or fishing. A range of chromium concentration in Arousa has been published by Prego and Cobelo-Garc´ ıa [3]. Traditionally acid digestions were applied for metal quantification of solid samples. The instrumental technique depends on the metal and the matrix usually flame atomic absorption spectrometry (FAAS), electrothermal AAS (ETAAS) or inductively coupled plasma atomic emission spectrometry (ICP-AES) [4]. Sample digestion is a pretreat- ∗Corresponding author. Tel.: +34-981-591079; fax: +34-981-595012. E-mail address: [email protected] (P. Bermejo-Barrera). ment step that is time-consuming, sometimes with complex and long protocols, providing contamination risks and loss of analytes. Further, the use of dangerous corrosive chemical products, which also cause contamination, is necessary, giving rise to high blank values. The acids used diminish the lifetime of the instrumentation. For digestion, Davidson and co-workers used a mixture of nitric and hydrochloric acid [5,6], Schalscha and Escudero used a mixture of perchloric and hydrochloric acid [7] and Usero et al. [8] used hot nitric acid. The use of slurries is well-recognised [9–12] for introducing solid samples for ETAAS. The slurry method is a procedure that has the advantage of direct measurement of a combination of a solid in a liquid medium. Various papers have been published on the determination of heavy metals in sediment samples. To improve the accuracy and precision of the measurements different agents were applied such as Viscalex [13], glycerol [14], and organic solvents with high viscosity or thickening agents like Triton X-100. Therefore, Bermejo-Barrera et al. [15] developed a method of As, Cd, Pb and Hg determination in marine sediment samples using Triton X-100 to stabilise the slurry. Dobrowolski [16] determined chromium and nickel in slurries of soils, Terzieva and Arpedjan [17] used slurry sampling to determine different metals in atmospheric particulates and López Garc´ ıa et al. [18] determined Pb, Cd and 0003-2670/$ – see front matter © 2004 Elsevier B.V. All rights reserved. doi:10.1016/j.aca.2004.03.024 Anexo II 386 P. Pazos-Cape´ans et al. / Talanta 65 (2005) 678–685 679 Tessieretal.[12]andthat developedunderthe auspicesofthe Commissionof the European Communities, CommunityBureauofReference (BCR) [13]. In the BCR, sequentialextractionprocedurethreefractionsareobtainedusingCH 3 COOH, NH 2 OH·HCl and H 2 O 2 CH 3 COONH 4 for the first, second and third steps, respectively. Each extraction step does not differ in time consumed and they required 16h shaking the sedimentincontactwiththeextractant.Theexchangeable,reducible and oxidisable fractions are obtained after each step. Therefore, one of the main limitations of sequential extraction procedures is that they are extremely time-consuming. In the last years, different studies have been developed with the aim of reducing the time of these procedures. In the literature, different works have been published with this purpose, using ultrasound or microwave energy. There are previous accelerated BCR procedures using an ultrasonic bath [14] for Cu, Fe, Mn and Zn determination in soils and sediments. The same ultrasound technique has been applied to accelerate the Tessier and BCR protocols [15–17]. A great decrease of the extraction time for Cu, Cr, Ni, Pb and Zn was obtained. The main problem is the poor sensitivity obtained with FAAS. It was not possible the determination of chromium in the first and the second fractions with the selected technique. The recovery obtained for the oxidisable and residual fractions are very low. Later, there were analyses of chromium by Electrothermal Atomic AbsorptionSpectrometry(ETAAS)inacertifiedsedimentCRM BCR 601 [18] that only gave the certificated content of the first step of the BCR extraction procedure. Results are very interesting for chromium, despite of the problems with certification of the content in two of the three extracts of the protocol. Thesecondwaytoacceleratetheprocedureisbyusingmicrowave energy. Sequential extraction techniques with application of microwave heating were initially investigated [19] to improve the release of metals in each step of the sequential extraction procedure. Other works [20] used microwave conditions to accelerate the Tessier procedure for Fe, Mn, Cu, Cr, Ni and Zn. Great reduction of time was attained. Other workers [21–24] also used a microwave technique to analyse Cu, Cr, Ni, Pd and Zn and times obtained in Tessier procedure were less than 1min. Again, the problem was the poor sensitivity of the FAAS that made impossible the chromium determination. To avoid problems with matrix interferences in chromium determination by ETAAS, chemical modification is recommended. Different matrix modifiers have been used for chromium determination in samples with high saline matrix. Thus, researchers used NH 4 VO 3 , NaWO 4 ·2H 2 O and Pd(NO 3 ) 2 [25] or introduced a mixture of Mg(NO 3 ) 2 and Pd(NO 3 ) 2 [26]. There are publications that applied a mixture ofPd(NO 3 ) 2 andNaVO 3 orPd(NO 3 ) 2 fordigestedsediments [27]. In this work, a modified BCR procedure was developed, shortening each step using microwave heating to accelerate the action of the reagents. The method developed was applied to the chromium determination in different marine sediment samples from the Ria de Arousa (Galicia, Spain). Each fraction reflects the availability of the metal along the estuary. 2. Experimental 2.1. Apparatus Measurements were carried out using a Perkin-Elemer Model 1100B atomic absorption spectrometer equipped with an HGA-400 graphite furnace atomizer and an AS-40 autosampler. The source of radiation was a chromium hollow cathode lamp, operating at 12mA, which provided a 357.9nm line, with a spectral bandwidth of 0.7nm. HGA Pyrocoated L’Vov Graphite Tubes were used. For all measurementsmadeduringthisstudy,integratedabsorbancewith anintegrationtimeof4swasused.Thetemperatureandtime programmes for the atomiser are shown in Table 1. The volume injected was 20␮l. A shaker (Vibromatic) and a magnetic stirrer (Agimatic) from Selecta (Barcelona, Spain) were used in the extraction procedures. A microwave oven (Panasonic NN-5256) was used to acceleratetheextractions,andsolid residuesweresubsequently separated using a centrifuge Centromix, Selecta, Model 540. 2.2. Reagents Chromium standard solution. A 1000mgl −1 stock solution of chromium (Merk, Darmstadt, Germany) was used. Each test solution was prepared with ultrapure water immediately before use. Magnesium nitrate Suprapur (Merck, Darmstadt, Germany). Acetic acid HPLC grade 99.8% (Scharlau, Barcelona, Spain). Hydrogen peroxide p.a. (Panreac, Barcelona, Spain). Ammonium acetate p.a. (Panreac,. Barcelona, Spain). Hydroxylammonium chloride Suprapur (Merck, Darmstadt, Germany). Certified Reference Material CRM 601. Lake sediment, European Commission (Brussels). Certified Reference Material CRM 701. Lake sediment, European Commission (Brussels). Argon N50 99.999% purity, used as sheath gas for the atomiser and for internal purge. Ultrapure water. Resistivity 18Mcm obtained using a Milli-Q water purification system (Millipore). All glassware was kept in 10% nitric acid at least 48h and washed three times with ultrapure water before use. 2.3. Sample collection and pre-treatment Surface sediment samples were collected by triplicate, from the Ria de Arousa (North West of Spain), with a grab, Publicaciones 387 680 P. Pazos-Cape´ans et al. / Talanta 65 (2005) 678–685 Table 1 Optimized graphite furnace programme for chromium determination Step Temperature (◦C) Ramp time(s) Hold time (s) Argon flow (mlmin−1) Dry 120 10 20 300 Mineralization 1500 10 20 300 Atomisation 2400 0 4 0 (read) Clean 2650 1 2 300 on board of the R/V Mytilus. The samples were removed from the surface layer with a polyethylene spoon to avoid contamination, and stored in a hermetic polyethylene bottle at 4 ◦ C, previously cleaned with 10% nitric acid for 48h and rinsed with Milli-Q water. The samples were lyophilised and sieved through a nylon mesh to separate the fraction with particle size less than 63␮m and stored in polyethylene bottles. Two sub-samples taken from each sediment sampling point were prepared for the BCR extraction procedure for chromium fractionation. 2.4. Accelerated sequential extraction procedure In the first step, 10ml of 0.11moll −1 acetic acid was added to 0.25g of marine sediment sample in a centrifuge tube, and introduced in a microwave oven 30s at 66W. The tube was then removed, centrifuged (3000rpm) and the supernatantwastakenfor the analysis.Inthesecondstep,10ml of 0.1moll −1 hydroxylammonium chloride adjusted to pH 2 with nitric acid was added to the residue from the first step, and the extraction was performed as described for the step 1. In the third step, peroxide digestion was performed according to the conventional BCR procedure. Finally, 12.5ml of 1.0moll −1 ammonium acetate adjusted to pH 2 with nitric Fig. 1. Accelerated BCR sequential extraction procedure. Table 2 BCR sequential extraction procedure for sediments Step Extraction Fraction obtained 1CH 3COOH 0.11M, 16h Exchangeable, acid- and water-soluble fraction 2NH 2OH.HCl 0.1M, pH = 2 (with HNO3), 16h Reducible fraction 3H 2O28.8M, 3h; extraction with ammonium acetate1M, pH = 2 (with nitric acid), 16h Oxidisable fraction acid were added and the extraction was performed heating 1min at 198W in the microwave oven. The accelerated extraction procedure sequence is shown in Fig. 1. Chromium concentrationinthethreeextractswasdeterminedbyETAAS using the optimised graphite furnace programme. 3. Results and discussion 3.1. Chromium in the modified BCR fraction extracted 3.1.1. Optimisation of the graphite furnace programme To optimise the graphite furnace programmes, a lyophilised marine sediment sample with a particle size less than 63␮m was used. The BCR standard extraction procedure(Table2)wasappliedatthissampleandthethreeextracts obtained were used to optimise the temperatures and times of the graphite furnace programme. All the extracts showed similar electrothermal results and the same programme was used for all the analysis. Optimum mineralization temperature was 1500 ◦ C for each extract, and optimum atomisation temperature was 2400 ◦ C. The influence of the addition of Anexo II 388 P. Pazos-Cape´ans et al. / Talanta 65 (2005) 678–685 681 magnesiumnitrate as chemical modifier was also studied and noimprovementintheatomicabsorptionsignalwasobtained. For this reason, the ETAAS measurements were carried out in absence of matrix modifier. 3.1.2. Use of microwave energy to accelerate the extraction process Since the BCR standard sequential extraction requires a long time in each extraction (16h), it is no attractive to use in routine analysis of environmental samples. To accelerate the sequential extraction procedure, a microwave oven has beenused.Theexperimentswerecarriedout usingcentrifuge tubes because strong degrading conditions, such as powerful microwave digestions, were not employed. At these conditions,noextractantloosesweredetectedandfinalvolumewas notmodifiedthrough themicrowavestep.A conventionalmicrowaveovenhasbeenusedinotherworks.Neitherproblems have been observed nor the use of a conventional microwave has represented a danger to the analyst. No losses of analyte have been either observed, as long as the microwave power was not extremely high and the heating time was not too long [22,23]. The microwave power was recalculated to verify whether the experimental power corresponded with the one indicated by the manufacturer. The experiments were carried out using a fix volume of water and several apparatus powers were selected. The results obtained shown that the experimental power was 66% of the theoretical one. The experimentally determined power is shown through all this paper rather than the manufacturer indicative power in the apparatus. The variables studied in this work were microwave power and time of exposition. Times studied were between 30 and 180s for the first extraction, 30–120s for the second extraction and between 60 and 180s for the third extraction. Experimental microwave power studied were 66W for the first and second extraction and 66 and 198W for the third extraction. Resultsobtainedwithoneof ourmarinesedimentsamples in each acceleration conditions were compared with results obtained with the conventional BCR sequential extraction (Fig. 2). Chromium concentration obtained (with six subsamplesofthesamesediment)forthe first and second extraction at 66W was compared with the conventional BCR using at-test and no differences were found at 95% of confidence level. For this reason, 30s at 66W were chosen as optimum conditions for the first and second extraction. For the third extraction, 66W power was not enough to extract chromium. Therefore, experiments were done at 198W working at different times. Chromium concentrations obtained were comparable with the value obtained for the conventional BCR extraction procedure. Thus, heating 1min at 198W was selected as optimum condition time for the third extraction. IntheconventionalBCRsequentialextraction,adigestion step with H 2 O 2 was done for 3h, heated at 85 ◦ C previously to the third extraction. This step has not been accelerated in this work due to the foam formed during the first 2h that made necessary stir manually the sample. 3.1.3. Calibration and standard addition graphs Thelinearrelationshipbetweenpeakabsorbancemeasurements (integrated absorbance) and chromium concentration (␮gl −1 ) in stock solutions and extracts was achieved with a chromium concentration between 0 and 10␮gl −1 .However, the solutions injected in the graphite furnace have provided very sensitive signals with 7.5␮gl −1 . Accordingly, we selected 7.5␮gl −1 as the maximum levels used in the calibration and standard addition graphs. Standard aqueous solutions containing chromium concentrations 0, 2.5, 5 and 7.5␮gl −1 were used to obtain a calibration graph. The standard addition method was applied over the same range of concentrations using the three different extracts of the marine sediment sample obtained in the sequential extraction procedure developed previously. To compare slopes of the calibrationandadditiongraphsforthethreeextracts,thet-test (95% significance level) [28] was applied and no differences were observed for extracts one and two in several samples but differences were observed for the extract three. Hence, aqueous calibration was used for extracts one and two and standard addition method was used for extract three in each sample. 3.1.4. Sensitivity Sensitivitywasstudiedbymeansofthreeparameters:limit of detection (LOD), limit of quantification (LOQ) and characteristic mass (m o )[29]. The limits of detection and quantification were 0.7 and 2.5␮gl −1 , respectively, for extract one; 0.8 and 2.7␮gl −1 , respectively, for extract two; 0.3 and 0.9␮gl −1 , respectively, forextractthree.Consideringthatweobtained10mlofacetic acid extract, 10ml of hydroxylammonium hydrochloride extract and 12.5ml of ammonium acetate extract from 0.25g of sediment the limits of detection and quantification obtained are 0.028 and 0.10␮gg −1 , respectively, for extract one; 0.032 and 0.11␮gg −1 , respectively, for extract two; 0.015 and 0.045␮gg −1 , respectively, for extract three. Characteristic mass, m o , is defined as the mass of analyte in picograms required to give a signal of 0.0044 for the integratedabsorbance,theresultswere3.0±0.5pg,2.8±0.5pg and 3.0 ±0.8pg for extracts one, two and three, respectively. 3.1.5. Precision and accuracy The over-all procedure was applied to five marine sediment sub-samples obtaining a chromium concentration of 0.191 ±0.006␮gg −1 for the first extract, 0.126 ± 0.008␮gg −1 for the second and 5.85 ±0.16␮gg −1 for the third. The within-batch precision obtained were 3.3, 6.2 and 2.7% for extracts one, two and three, respectively, the best reproducibility was obtained for extracts one and three. To studytheaccuracyofthemethod,theCertifiedReferenceMaterial CRM 601 and the Certified Reference Material CRM 701 were used (Table 3). The CRM 601 is a lake sediment thathasonlycertifiedthechromiumconcentrationforthefirst extraction;thecertifiedvalue is 0.36 ±0.04 ␮gg −1 .Thisreference material was subjected to the conventional sequential Publicaciones 389 682 P. Pazos-Cape´ans et al. / Talanta 65 (2005) 678–685 Fig. 2. Comparison of the chromium extracted with the conventional BCR protocol and the accelerated procedures, heating at different times and powersin the microwave oven. extraction BCR procedure and the accelerated procedure developed in this work. Chromium concentrations found were 0.390 ±0.018␮gg −1 and 0.390 ±0.015␮gg −1 , respectively. We studied the extractable chromium content only in the first and the third step with our microwave extraction procedure, using the CRM 701, other certified lake sediment. This materialfollowsamodifiedprocedureinthereductiveextraction with hydroxylammonium hydrochloride. Therefore, the secondstepiscarriedoutfollowing a newextractionprotocol but the others follow the classic scheme. The authors of this Table 3 Chromium concentration in certified material analysed with the optimised accelerated conditions using microwave energy Cr obtained (␮gg−1) Certified and indicative values (␮gg−1) CRM 601 Fraction 1 0.39±0.02 0.36±0.04c CRM 701 Fraction 1 2.26±0.04 2.26±0.16 Fraction 2 43±2a46±2 Fraction 3 138±5 143±7 Residual fraction 75±3b63±7 Total extracted and residual 258±10 254 ±16 Total chromium content 282±2b272±20 aFraction two in the modified BCR protocol was applied by shaking. bTotalandresidualfractioninCRM 701 were obtainedanalysingslurries by ETAAS [33]. The number of the analysis replicates in each sample was n= 6 and values of average and S.D. were consistent. cCertified value (␮gg−1). new certified material used a concentration of NH 2 OH·HCl (0.5M) and an extractant at pH = 1.5, that was different from the conventional scheme proposed by the Bureau Community of Reference. For this reason, the first and the third steps were analysed with the accelerated optimised conditions, but not the second one. The conventional shake was followed to separate the reductive fraction. Results of our analysis are given in Table 3. With these results,wecanconcludethat themethoddevelopedinthis workisaccurateforthefirstandthirdextractions. Results are comparable with the ones obtained with the conventional BCR procedure. The recovery of the chromium added was studied for the three steps. Recoveries obtained with one of the marine sediment sample analysed were 97.4, 99.2 and 102.3% for extracts one, two and three, respectively. In all cases, we concluded that the recoveries obtained were suitable. 3.2. Applications The developed method was applied to chromium fractionation in different marine sediment samples from Ria de Arousa (NW of Spain). The samples were collected by triplicate in the station points showed in Fig. 3a. Three subsamplesfromeachsediment andtwosolutionswereprepared for the accelerated sequential BCR extraction procedure, for chromium fractionation. The results were obtained (mean ± S.D.) by analysing six sub-samples in each sampling station of Arousa. The distribution along the estuary is shown in Fig. 3b–d. Exchangeable fraction (b) (first extract of the microwave accelerated BCR), reducible fraction (c) (second Anexo II 390 P. Pazos-Cape´ans et al. / Talanta 65 (2005) 678–685 683 Fig. 3. (a) Sampling stations of marine sediment in Arousa estuary. (b) Chromium distribution along Arousa: exchangeable fraction. (c) Chromium distribution along Arousa: reducible fraction. (d) Chromium distribution along Arousa: oxidisable fraction. extract) and oxidisable fraction (d) (third extract) are shown. Values obtained ranged from 0.10 to 0.36␮gg −1 for the exchangeable fraction, 0.05 to 1.02␮gg −1 for the reducible fraction and 5.5 to 60.0␮gg −1 for the oxidisable fraction. The most mobile fraction is the chromium water-soluble and chromium associated to soluble carbonates (first extract of the BCR procedure). Therefore, this fraction is the most easily exchangeable with the water column and the aquatic biota. The places that showed higher levels of exchangeable chromium were located in the northern margin of the estuary, around stations 21–24. Near to this area, anthropogenic activities are considerably higher than in the southern part of theestuaryandthecurrentspromotethe accumulation of pollutionclose to the northern margin in the inner part ofArousa estuary.Thelowestconcentrationsinthisfractionwerefound near to the Atlantic Ocean end of the estuary. This suggests that the chromium concentration decreases gradually from the possible anthropogenic sources towards the ocean end. The reducible fraction (second extract of the microwave accelerated BCR sequential extraction) is the chromium associated with iron or manganese oxides and hydroxides [13]. This sediment layer sometimes is very thin and the organic layer could be enough to obstruct the pollutant contact with the oxides. If chromium in the water column reaches the oxide layer, most of it will be trivalent chromium. The metal will combine with iron yielding a heterogeneous oxide, or it will suffer a redox reaction to be transformed into its trivalent state [30]. The behaviour of chromium distribution and the metal levels obtained in the reducible fraction agree with the results obtained in the first extract. Minimum chromium concentrations were close to the Atlantic Ocean end (between O Grove Peninsula, S´ alvora Island and Ribeira). Higher chromium concentrations were found in the same area than the exchangeable fraction but also next to stations (one to two), in the southern margin of the inner estuary. Again, the lowest chromium concentrations were found close to the Atlantic Ocean end where chromium was slightly higher than the limit of detection (LOD = 0.032␮gg −1 and minimum chromium detected was 0.050␮gg −1 ). Publicaciones 391 684 P. Pazos-Cape´ans et al. / Talanta 65 (2005) 678–685 The oxidisable fraction corresponded to the highest chromium levels obtained. This fraction is the chromium combined with the organic layer as well as the chromium associated with sulphur compounds. Although this fraction is not apparently available to the water column, this layer is the most important one in the sediments. Clams and other biota, filter and digest these organic compounds [31,32]. The inner partofthe estuaryisagainthemostcontaminated.Chromium concentration range was between 40 and 60␮gg −1 in this area. These results agree again with the higher chromium concentration in the reducible fraction. However, for the oxidisablefraction,reasonablehighconcentrationsofchromium were also found close to the ocean end, next to stations eight and nine. It is clear for the current research that chromium appears inside the estuary and is diluted towards the ocean. In our previous studies of Arousa about total chromium content in sediments, we found levels between 43 and 185 ␮gg −1 with a similar distribution towards the ocean [33]. Carballeira and coworkers [34,35] suggested 30␮gg −1 for chromium as the background value for this estuary (in the <63␮m fraction of the marine sediments). Therefore, according to our total metal content analysis in Arousa, the estuary could be described as a polluted area. However, results obtained with the fractionation protocol applied in the present study, show that the available fractions represent a low percentage of the total metal content. 4. Conclusions Fast versions of the three-stage BCR sequential extraction have been developed. The use of microwave energy providesalargesavinginextractiontimerelativetoconventional shaking. The time is reduced from ca. 51h, used in the conventional protocol, to approximately 3h in the accelerated protocol. The results obtained with this method agree with those obtained by conventional procedure and therefore, the modified protocol is recommended. There are no changes in the sequential extraction composition of each extract, reflected clearly in results of the reference materials analysed. The developed method takes shorter than other methods proposed in the literature. For example, there are publications [36] where the researchers used an ultrasonic bath or a microwave oven for shortening the BCR protocol reducing the threestepsto100susingmicrowaveoven,workingat300W, and 20min for the first and second extraction using an ultrasonicbath.Therefore,the chromiumconcentrationinthefirst fraction, obtained for these authors for the certified sediment sampleBCR601,usinga microwaveoven,did notagreewith the certified value. There was also a time reduction [18] to 1min for the first and second extraction and at 30s for the third extraction for Cu, Cr, Cd, Pb, Ni determination in river sediments using an ultrasonic processor. Chromium content in marine sediments shows that the metal appears in the river end, near to the anthropogenic activities, and it is transported along the estuary towards the open ocean. Maximum levels were obtained around the same place in the inner part of the estuary and close to the ocean end. The higher levels were analysed in the third extract of the BCR. They corresponded with the chromium associated to the organic layer. Although the exchangeable chromium is quite low, as well as the metal associated with the oxides layer, the metal combined to the organic materia was the highest percentage of the total metal extracted in Arousa sediments, and could be an uptake source to biota such as bivalves and organisms that live inside the Arousa sediments or filtrate the Arousa seawater. Acknowledgements This paper is a contribution to the project Ref. PGIDT01MAM20902PR, financed by the Conseller´ ıa de MedioAmbienteySecretar´ ıaXeraldeInvestigaci´ oneDesenvolvemento da Xunta de Galicia. PPC wishes to thank Secretar´ ıa Xeral de Investigaci´ on e Desenvolvemento da Xunta de Galicia for funding. References [1] E.M. Lores, J.R. Pennock, Chemosphere 37 (1998) 861. [2] A. Fajgelj, K. Lenart, V. Strauch, M. Schara, Vestn. Slovenskega Kemijskega Drustva 38 (1991) 469. [3] A.C. Harzdorf, Int. J. Environ. Anal. Chem. 29 (1987) 249. [4] L.M. Mayer, L.L. Schick, Environ. Sci. Technol. 15 (1981) 1482. [5] D.G. Barceloux, J. Toxicol. Clin. Toxicol. 37 (1999) 173. [6] M.E. Losi, C. Amrhein, W.T. Frankenberger, Rev. Environ. Contam. Toxicol. 136 (1994) 91. [7] P. Quevauviller, TrAC, Trends Anal. Chem. 17 (1998) 289. [8] G. Rauret, Talanta 46 (1998) 449. [9] M.F. Kersten, U. Forster (Eds.), Chemical Speciation in the Environment, Glasgow, 2002. [10] Z. Mester, C. Cremisini, E. Ghiara, R. Morabito, Anal. Chim. Acta 359 (1998) 133. [11] J. Usero, M. Gamero, J. Morillo, I. Gracia, Environ. Int. 24 (1998) 487. [12] A. Tessier, P.G.C. Campbell, M. Bisson, Anal. Chem. 51 (1979) 844. [13] A.M. Ure, P. Quevauviller, H. Muntau, B. Griepink, Int. J. Environ. Anal. Chem. 51 (1993) 135. [14] C.M. Davidson, G. Delevoye, J. Environ. Monit. 3 (2001) 398. [15] B. Perez-Cid, I. Lavilla, C. Bendicho, Anal. Chim. Acta 360 (1998) 35. [16] B. Perez-Cid, I. Lavilla, C. Bendicho, Fresenius J. Anal. Chem. 363 (1999) 667. [17] B. Perez-Cid, I. Lavilla, C. Bendicho, Int. J. Environ. Anal. Chem. 73 (1999) 79–92. [18] A.V. Filgueiras, I. Lavilla, C. Bendicho, Anal. Bioanal. Chem. 374 (2002) 103. [19] K.I. Mahan, T.A. Foderaro, T.L. Garza, R.M. Martinez, G.A. Maroney, M.R. Trivisonno, E.M. Willging, Microw. Anal. Chem. 59 (1987) 938. [20] C. Real, R. Barreiro, A. Carballeira, Sci. Total Environ. 152 (1994) 135. [21] B. Perez-Cid, I. Lavilla, C. Bendicho, Anal. Chim. Acta 378 (1999) 201. [Document text truncated for crawler view.]