Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo
Abstract
En los últimos años los pesticidas orgánicos se han convertido en los compuestos más utilizados en los procesos de producción de la agricultura moderna. Junto con la adopción de diversas mejoras, como son la aplicación de fertilizantes sintéticos, que incrementan el suministro de nutrientes, mejoras en los sistemas de riego y la utilización de maquinaria moderna, el uso de pesticidas orgánicos sintéticos ha sido acreditado como uno de los principales contribuyentes a la modernización de la producción agrícola, de modo que estos compuestos han reemplazado esencialmente a compuestos inorgánicos y a otros tipos de prácticas utilizadas en el control de pestes.
Full text
Universidad de Santiago de Compostela Facultad de Química Departamento de Química Física Ana Cristina Iglesias González Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Ana C. Iglesias González Tesis Doctoral, 2005 Universidad de Santiago de Compostela Facultad de Química Departamento de Química Física Ana Cristina Iglesias González Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Ana C. Iglesias González Tesis Doctoral, 2005
Departamento de Química Física Facultad de Química INTERACCIÓN DE PESTICIDAS ORGÁNICOS CON SISTEMAS MODELO DE LOS COMPONENTES DEL SUELO Fdo. Ana C. Iglesias González Santiago de Compostela 2005
Florencio Arce Vázquez, Catedrático de Química Física de la Universidad de Santiago de Compostela y Rocío López Sánchez, Doctora en Química. CERTIFICAN: Que el presente trabajo titulado “Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo”, que para optar al grado de Doctor en Química presenta Ana C. Iglesias González ha sido realizado bajo nuestra dirección en los laboratorios del Departamento de Química Física de la Facultad de Química (Universidad de Santiago de Compostela). Considerando que representa trabajo de Tesis Doctoral, autorizamos su presentación ante la Comisión de Doctorado de la Universidad de Santiago de Compostela. Y para que así conste, expedimos el siguiente certificado en Santiago de Compostela a 26 de septiembre de 2005. Fdo. Florencio Arce Vázquez Fdo. Rocío López Sánchez
Agradecimientos AFlorencioyRocío,directoresdeestetrabajo,pordarmelaoportunidaddeconocerla investigación,portodoloquemehanenseñado,porsutenacidadyesfuerzo,porcuidardemíyde mitrabajohastaenelúltimodetalle,apesardelosmomentosdifíciles,mehanayudadoaseguir pasoapasoydíaadía.Siemprehepensadoenloafortunadaquesoyporpodertrabajarcon vosotros.Gracias. Amiscompañerosdellaboratorio,Dora,Sarah,Juan,Silvia,habéissidounapoyoesencial, amigosincreíbles,compartimostodotipodeeventos,comidas,charlas,juergas,ysobretodorisas, muchasrisas…..Dora,apesardeladistancia,esteúltimoañofuecomosiestuviesesentodoslos procesosdeescrituraeimpresión,hasestadoconmigodesdeelprincipioviendocrecercontodo detalleestatesis,graciasportodo. Hederesaltarqueporellaboratoriohapasadomuchagenteysiemprehemostenidolagran suertedetenermuybuenambiente.Apesardelaredundancia,quierovolveraagradeceratodos aquellosqueestányestuvieronenellaboratorio,Florencio,Rocío,Sarah,Dora,Juan,Silvia, Ángeles,Pablo,convosotroshetenidolaoportunidaddeabrirmepasoenuntemaquemeha apasionado,sibienconsideromásimportantequemehabéismostradocomotrabajarconrigor, paciencia,esfuerzo,perseverancia,ánimoydedicación.Además,hetenidolagransuertede convivirconunaspersonassencillas,dedicadas,conunagrancalidadhumana,amigas….Rocío, hassidoyeresmigranapoyoyunaamigasinigual,milgraciasportodo. AmiscompañerosdeEdafología,Bea,Maca,Ramón,Lino,LuisR.,LuisT.,MartaC.,Jesús, Felipe…,nosigonombrandoporquelalistaesinterminable,peroatodososagradezcolos momentoscompartidos,esunasuertetenerunosvecinosdetrabajotanenrolladosydispuestosa ayudarencualquiercosayencualquiermomento.Sólorecordarlascelebracionesquehemos hecho,quinielas,sudokus(unosmásqueotros),hastatenemosunequipodevoley…,aversieste añoganamosmásdeunpartido.
Amiscompañerasysobretodoamigasdepiso,Chus,uf…,11añosdeconvivenciaincreíble, erescomodemifamilia,Tania,¡quebienlohemospasadolas3!,tandistintasytancompatibles,ha sidounplacervivirconvosotras,Maite,Carmen,Elba,todasvivisteisestetrabajomuydecerca, agradezcovuestrapacienciaysobretodovuestraamistad. AMaría,Raquel,Salomé,¿quéharíayosinvosotras?,Clara,Merchi,losJavis….,osconozco desdehacemuchosañosyvuestraamistadesvitalparami,graciasporelapoyo. Amisamigosdelafacultad,Belén,Mar,Mónica,Rebeca,Roberto,Merchi,Kiko,siempretan atentos,mealegrodeseguirmanteniendoelcontactoalolargodeestosaños. Yporúltimo,peroporsupuestonomenosimportante,amifamiliayenespecialamis padresyhermano.Sequeesdifícilentenderelritmodetrabajoylosestadosdeánimoporlosque hepasadoestosaños,perovosotroslohabéissuperadoconnota,vuestraayudaesprimordialpara mi,sinvosotrosnohubierasidoposible,graciasporquerermetandesinteresadamente,sin preguntas,conpaciencia.Mamá,siempremedicesquetumequieresmásqueyoati,puestedigo queno,osquieromuchísimoylodejoporescrito,¡superaesto!.
A mis padres
ÍNDICE Capítulo 1 Introducción....................................................................................................................................... 1 BIBLIOGRAFÍA .............................................................................................................................. 9 Capítulo 2 Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas.........................................................................................................................11 2.1 CARACTERÍSTICAS GENERALES.........................................................................................14 2.2 EXTRACCIÓN Y FRACCIONAMIENTO ...............................................................................16 2.3 CARACTERIZACIÓN............................................................................................................21 2.3.1 Análisis Elemental ...................................................................................................21 2.3.2 Espectroscopía Ultravioleta-Visible .....................................................................23 2.3.3 Espectroscopía Infrarroja ......................................................................................25 2.3.4 Espectroscopía de Resonancia Magnética Nuclear de 13C .............................26 2.4 PROPIEDADES ÁCIDO-BASE ............................................................................................30 2.4.1 Valoraciones Potenciométricas ............................................................................31 2.4.2 Parámetros Condicionales de Protonación ........................................................37 2.4.3 Modelos de Protonación ....................................................................................42 2.4.3.a Modelo de Esfera Impenetrable .............................................................43 2.4.3.b Modelo Donnan .......................................................................................45 2.4.3.c Curvas de Carga Maestras .......................................................................48 2.4.3.d Parámetros Intrínsecos de Protonación .................................................51 BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................................................54 Capítulo 3 Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas ...................................... 59 3.1 CARACTERÍSTICAS DE LOS PESTICIDAS ..........................................................................63 3.1.1 Paraquat ..................................................................................................................63 3.1.2 MCPA .......................................................................................................................64 3.2 PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL .....................................................................................65 3.2.1 Experimentos de Diálisis .......................................................................................67 3.2.1.a Diálisis de Paraquat ....................................................................................68 3.2.1.b Diálisis de MCPA .......................................................................................72 3.2.1.c Diálisis del Ácido Húmico ........................................................................73 i
3.2.1.d Diálisis del Ácido Fúlvico .........................................................................74 3.2.2 Experimentos de Adsorción ................................................................................77 3.3 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN DE PARAQUAT SOBRE SUSTANCIAS HÚMICAS .........84 3.3.1 Adsorción de Paraquat sobre Ácido Húmico ..................................................84 3.3.2 Adsorción de Paraquat sobre Ácido Fúlvico ....................................................86 3.3.3 Análisis de Resultados ...........................................................................................89 3.3.3.a Parámetros Intrínsecos de Adsorción de Paraquat sobre el Ácido Húmico ......................................................................................................90 3.3.3.b Parámetros Intrínsecos de Adsorción de Paraquat sobre el Ácido Fúlvico.........................................................................................................93 3.3.3.c Comparación de Resultados ...................................................................96 3.3.4 Efecto del Ion Ca2+ en la Adsorción de Paraquat sobre Ácido Húmico .....98 3.4 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN DE MCPA SOBRE SUSTANCIAS HÚMICAS ................105 3.4.1 Procedimiento Experimental ..............................................................................105 3.4.2 Isotermas de Adsorción y Análisis de Resultados ..........................................106 BIBLIOGRAFÍA ..........................................................................................................................109 Capítulo 4 Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita ............................... 113 4.1 ESTRUCTURA Y MORFOLOGÍA ........................................................................................116 4.2 SÍNTESIS.............................................................................................................................118 4.3 CARACTERIZACIÓN..........................................................................................................120 4.3.1 Área superficial Específica ..................................................................................121 4.3.2 Espectroscopía Infrarroja.....................................................................................123 4.3.3 Difracción de Rayos X .........................................................................................124 4.3.4 Microscopía Electrónica .....................................................................................126 4.4 PROPIEDADES ÁCIDO-BASE............................................................................................127 4.4.1 Punto de Carga Cero ...........................................................................................128 4.4.2 Parámetros de Afinidad Protónica .....................................................................133 4.4.2.a Modelo CD-MUSIC ..................................................................................138 4.4.2.b Ajuste de las Curvas de Carga ...............................................................141 BIBLIOGRAFÍA ..........................................................................................................................143 Capítulo 5 Adsorción de Pesticidas Orgánicos sobre Goetita ...................................................... 147 5.1 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN DE MCPA.........................................................................150 ii
5.1.1 Procedimiento Experimental ..............................................................................150 5.1.2 Isotermas de Adsorción......................................................................................151 5.1.3 Análisis de Resultados..........................................................................................155 5.1.3.a Parámetros Condicionales ......................................................................155 5.1.3.b Modelo de Complejación Superficial CD-MUSIC .............................163 5.2 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN DE PARAQUAT..............................................................169 5.2.1 Procedimiento Experimental ..............................................................................169 5.2.2 Isotermas de Adsorción .....................................................................................169 5.2.3 Análisis de Resultados .........................................................................................172 5.2.3.a Parámetros Condicionales ......................................................................172 5.2.3.b Modelo de Complejación Superficial CD-MUSIC................................173 BIBLIOGRAFÍA ..........................................................................................................................176 Capítulo 6 Adsorción de Pesticidas Orgánicos sobre Goetita Recubierta con Ácido Húmico.......................................................................................................................179 6.1 RECUBRIMIENTO DE LA SUPERFICIE .................................................................................182 6.2 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN .........................................................................................184 6.2.1 MCPA......................................................................................................................185 6.2.2 Paraquat..................................................................................................................186 6.3 ÁNALISIS DE RESULTADOS .............................................................................................187 BIBLIOGRAFÍA ..........................................................................................................................192 Conclusiones ............................................................................................................................. 193 Apéndice I. Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas ... 203 Apéndice II. Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas .................. 215 iii
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Para determinar la densidad de grupos funcionales reactivos de la superficie mineral, así como sus constantes de acidez, se aplicará el modelo de complejación superficial CD-MUSIC14,15 ampliamente utilizado en estudios de procesos de adsorción sobre óxidos minerales realizados en los últimos años16, , , ,17 18 19 20. − Interacción de pesticidas orgánicos con goetita Debido al efecto que ejercen la fuerza iónica y el pH en la carga de la superficie mineral21,22 y por tanto en los procesos de adsorción, se estudiará la interacción de paraquat y MCPA sobre goetita a diferentes valores de fuerza iónica y pH con el fin de analizar como afectan dichos factores a la magnitud de la adsorción. Para conocer el mecanismo de interacción de los pesticidas con la superficie mineral, y el tipo de complejos superficiales formados se hará uso del modelo de complejación superficial CD-MUSIC14,15. − Interacción de pesticidas orgánicos con goetita recubierta con ácido húmico Debido a que los coloides del suelo son asociaciones multicomponente de minerales y materia orgánica23, ,24 25, para analizar la adsorción de pesticidas orgánicos sobre agregados mineral-materia orgánica se realizará un estudio cualitativo de la adsorción de pesticidas orgánicos sobre una superficie de goetita recubierta con ácido húmico, lo cual dará una visión más apropiada y real de los procesos de adsorción de herbicidas orgánicos en medios naturales. Para ello se recubrirá la superficie de goetita con la muestra de ácido húmico, y se estudiará la adsorción de paraquat y MCPA sobre este complejo binario. Esta asociación puede originar cambios considerables en la capacidad de adsorción de la fracción mineral. Las consecuencias que tiene la interacción entre los componentes del suelo sobre la adsorción de pesticidas es un tema complejo que hoy día aun no está bien analizado y entendido, en el que influirán tanto los mecanismos de interacción entre los constituyentes del suelo, como la naturaleza del pesticida. 8
Introducción Bibliografía 1 G.W. Bailey, J.L. White, J. Agric. Food Chem., 12, 324-332, 1964. 2 M.D. Santos-Buelga, M.J. Sánchez-Martín, M.J. Sánchez-Camazano, Chemosphere, 25, 727-734, 1992. 3 U. Mingelgrin, Z. Gerstl, J. Environ. Qual., 12, 1-11, 1983. 4 S.W. Karickhoff, J. Hydraul. Eng., 110, 707-735, 1984. 5 R.L. Fox, “Soils with variable charge: Agronomic and fertility aspects”, en Soils with Variable Charge, B.K.G. Theng (ed.), Z. Soc. Soil Sci., Lower Hutt, New Zeland, 1980. 6 P.A. Sánchez, G. Uehara, “Management consideration for acid soils with high phosphorous fixation capacity”, en The Role of Phosphorous in Agriculture, F.E. Khasawneh, E.C. Sample, E.J. Kamprath (eds.), ASA-CSSA- SSSA, Madison, WI, 1980. 7 T. Mekaru, G. Uehara,, Soil Sci. Soc. Am. Proc., 36, 296-300, 1972. 8 E.B. Schalscha, P.F. Pratt, D. Soto, Soil Sci. Soc. Am. Proc., 38, 539-540, 1974. 9 R.L. Parfitt, R.J. Atkinson, Nature, 264, 740-742, 1976. 10 J.A. Marinsky, J.H. Ephraim, Environ. Sci. Technol., 20, 349-354, 1985. 11 R. Sips, J. Chem. Phys., 16, 490-495, 1948. 12 R.J. Atkinson, A.M. Posner, J.P. Quirk, J. Phys. Chem., 71, 550-558, 1967. 13 T. Hiemstra, J.C.M. de Wit, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 133, 105-117, 1989. 14 T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 179, 488-508, 1996. 15 P. Venema, T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 183, 515-527, 1996. 16 J.F. Boily, N. Nilsson, P. Persson, S. Sjöberg, Langmuir, 16, 5719-5729, 2000. 17 J.P. Gustafsson, Eur. J. Soil Sci., 52, 639-653, 2001. 18 R. Weerasooriya, D. Aluthpatabendi, H.J. Tobschall, Colloids Surf. A: Physicochem. Eng. Aspects, 189, 131- 144, 2001. 19 C.J. Tadanier, M.J. Eick, Soil Sci. Soc. Am. J., 66, 1505-1517, 2002. 20 J. Antelo, M. Avena, S. Fiol, R. López, F. Arce, J. Colloid Interface Sci., 285, 476-486, 2005. 21 M.F. Hochella, A.F. White (eds.), Mineral-Water Interface Geochemistry, Vol 23, Mineralogical Society of America, Washington, DC, 1990. 22 J. Israelachvili, Intermolecular and Surface Forces, Academic Press, San Diego, CA, 1992. 23 J.M. Martín, J.M. Mouchel, P. Nirel, Water. Sci. Technol., 18, 83-92, 1986. 24 G.M. Day, B.T. Hart, I.D. McKelvie, R. Beckett, Colloids Surf. A: Physicochem. Eng. Aspects, 89, 1-13, 1994. 25 J.L. Zhou, S. Rowland, R.F.C. Mantoura, J. Braven, Water Res., 28, 571-579, 1994. 9
Capítulo 2 : Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas La materia orgánica natural (MON) está constituida de forma general por dos tipos de sustancias claramente diferentes. En uno de ellos se engloban una gran cantidad de compuestos orgánicos como son aminoácidos, péptidos, azucares, etc. que se caracterizan entre otras cosas por poseer una estructura química definida y por ser fácilmente degradables. La otra fracción es la que generalmente se conoce como sustancias húmicas (SH) que son el resultado de un complejo y caótico proceso de formación responsable de la no existencia de una estructura definida para tales materiales1 y por tanto no pueden ser incluidas dentro de ninguna clase de sustancias orgánicas sencillas. Además, poseen una elevada resistencia a la degradación y al ataque químico y por tanto van a estar presentes en todo tipo de suelos y sistemas acuáticos representando la fracción mayoritaria de la materia orgánica del suelo (MOS), más del 80%, y constituyendo más del 60% del carbono disuelto en sistemas acuáticos2,3. El último objetivo en el estudio de las sustancias húmicas del suelo es relacionar la información química y estructural obtenida con su biogénesis y con el papel que desempeñan en dicho medio. De hecho, las SH, junto con otros componentes edáficos, contribuyen sustancialmente a la mejora de la fertilidad del suelo. Las funciones que pueden realizar para mejorar dicha fertilidad son, entre otras, una lenta liberación de nutrientes como N, P y S, una elevada capacidad de intercambio catiónico, y la influencia fisiológica que provocan en el crecimiento de las plantas. Además presentan una gran capacidad para interaccionar con iones metálicos (nutrientes y tóxicos), así como la posibilidad de reaccionar de muy diversas formas con moléculas orgánicas contaminantes, dentro de las cuales podemos incluir a los pesticidas orgánicos. Por ello las sustancias húmicas van a desempeñar un papel importante en el transporte y la complejación de compuestos orgánicos e inorgánicos en medios naturales, pudiendo controlar la concentración de los mismos en suelos y aguas naturales, afectando a su movilidad a través de la disolución del suelo y de acuíferos4,5. De todo ello se deriva la necesidad de estudiar el comportamiento ácido-base en disolución, así como la composición y aspectos estructurales de las sustancias húmicas, ya que su capacidad de interacción en medios naturales va a depender de dichos factores. En este trabajo, además de extraer las muestras se hará la caracterización y el estudio de sus propiedades ácido-base que cuenta con las dificultades propias de sustancias de este tipo que presentan una naturaleza tan compleja. 13
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo 2.1 CARACTERÍSTICAS GENERALES Las sustancias húmicas son una mezcla física y químicamente heterogénea de polielectrolitos orgánicos naturales en los que existen diferencias dependiendo del medio natural del que provengan. La definición clásica postulada por Aiken et al.6 describe a las sustancias húmicas como una categoría de sustancias orgánicas naturales cuyas características generales son el color, que puede variar desde el pardo al negro, elevado peso molecular y naturaleza refractaria. Debido a la complejidad que presentan estas sustancias, se han propuesto una gran diversidad de teorías acerca de su origen y formación3, ,7 8. Puede que la génesis de las sustancias húmicas del suelo implique la conjunción de varios mecanismos donde la importancia de cada uno de ellos dependería del tipo de suelo y de los factores climatológicos a los que se ve sometido. Independientemente de la teoría considerada, parece haber un consenso en que el proceso de formación de las sustancias húmicas es altamente aleatorio contribuyendo así a la heterogeneidad del sistema3,9. De este hecho se deriva que no se pueda dilucidar una estructura química definida para tales sustancias. Las sustancias húmicas están compuestas principalmente por un número relativamente pequeño de entidades estructurales, como anillos bencénicos, cadenas alifáticas, unidades de hexosa y pentosa, grupos funcionales, tales como hidroxilos, aminas, quinonas, carbonilos y grupos fenólicos; y presentan uniones tipo ester, eter y amida10. Con la utilización de diferentes técnicas analíticas11 se llega a la conclusión general de que los anillos aromáticos son unidades estructurales importantes en todas las sustancias húmicas y que dichos grupos están unidos por cadenas alifáticas, que aportan flexibilidad a la estructura formando secuencias alquil-aromáticas12. A pesar de que parece que existen estructuras recurrentes en las sustancias húmicas no se ha revelado ninguna unidad molecular que pueda ser considerada un bloque estructural característico de este tipo de materiales, de hecho, algunos autores especulan acerca de la posibilidad de que no existan dos moléculas de SH exactamente iguales3, ,13 14. Tradicionalmente se ha considerado que existen tres fracciones principales dentro de las sustancias húmicas. Esta clasificación es operacional y se suele realizar en base a la diferente solubilidad en agua que presentan las fracciones. Según esto, las sustancias húmicas se podrían dividir principalmente en ácidos húmicos, que es la fracción soluble en agua en medio básico, ácidos fúlvicos, 14
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas que es la fracción soluble en agua a cualquier valor de pH y humina, que es la fracción insoluble en agua a cualquier valor de pH. Entre las fracciones descritas no existe un límite definido, especialmente entre ácidos húmicos y fúlvicos que pueden considerarse como un continuo. A pesar de las similitudes entre las distintas fracciones, existen diferencias en la composición de ácidos fúlvicos y húmicos. Los ácidos fúlvicos presentan una mayor abundancia en grupos carboxílicos y cetónicos pero menor contenido en estructuras aromáticas. Esto hecho es acorde con la mayor solubilidad en agua a cualquier valor de pH para los ácidos fúlvicos. Los ácidos húmicos, que poseen un mayor carácter aromático, se convierten en insolubles cuando se protonan los grupos carboxilato a valores bajos de pH. Por otra parte, la estructura de estos materiales condiciona el tamaño, peso molecular y forma que adoptan y por ello existen dificultades a la hora de determinar estos parámetros. En cuanto a su conformación, existe una aceptación casi general de que las sustancias húmicas son macromoléculas polidispersas, de cadena larga, con un nivel de enrollamiento aleatorio y que pueden tener un ligero grado de entrecruzamiento. Las cargas negativas existentes en las macromoléculas en disolución, originadas por la disociación de grupos funcionales ácidos, sobre todo carboxílicos, provocan repulsiones inter e intramoleculares de las cadenas15. Por otra parte la presencia de cationes en la disolución, puede compensar la carga negativa y restringir pero no impedir la expansión. En general, la forma y el tamaño de las sustancias húmicas van a depender de su concentración y del pH y fuerza iónica del medio, de manera que a bajos valores de pH y a medida que aumentan la concentración de material húmico y la fuerza iónica las macromoléculas están más densamente enrolladas mientras que para concentraciones y fuerza iónica menores y a pH neutro, presentan un mayor grado de flexibilidad y linearidad16. Existen numerosas técnicas para determinar los pesos moleculares de estos materiales. Los ahora clásicos estudios de Cameron et al. de determinación de pesos moleculares de sustancias húmicas, daban un amplio intervalo de valores, del orden de cientos a cientos de miles de unidades de masa, donde los valores más elevados son atribuidos a ácidos húmicos y los más bajos a ácidos fúlvicos. Sin embargo, algunas de las tendencias actuales sugieren que las sustancias húmicas son agregados de 15
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo estructuras relativamente pequeñas unidas débilmente por fuerzas hidrófobas, y que la aparente agregación del material húmico en dimensiones moleculares elevadas no es permanente17, ,18 19. Una de las características más importantes de los ácidos fúlvicos y húmicos es su marcada reactividad química que está altamente relacionada con su estructura. Esta reactividad química hace referencia a reacciones ácido-base, de complejación (con iones metálicos, pesticidas orgánicos, etc.) y procesos de adsorción sobre superficies (ej. sobre óxidos minerales) en las que pueden participar sin perder su entidad molecular. Debido a la polaridad ambivalente que presentan, poseen carácter hidrófilo e hidrófobo y capacidad de interactuar con sustancias de muy diversa naturaleza química. Las sustancias húmicas contienen grupos carboxílicos y fenólicos que les confieren propiedades ácidas y capacidad para participar en procesos de complejación e intercambio iónico. Los ácidos fúlvicos y húmicos también presentan actividad redox pudiendo provocar importantes procesos geoquímicos y medioambientales20,21. A pesar de la diversidad de tipos de interacción en los que pueden verse implicadas estas sustancias, son particularmente inertes a la degradación microbiana, es decir, son materiales refractarios3,22. La conjunción de estos dos factores, la acusada reactividad química, anteriormente mencionada, y el carácter inerte con respecto a la degradación microbiológica, hace que estas sustancias jueguen un papel esencial en los procesos biogeoquímicos que puedan desarrollarse en medios naturales y en particular en el suelo. 2.2 EXTRACCIÓN Y FRACCIONAMIENTO En el suelo las sustancias húmicas forman parte de un sistema complejo, en el cual van a poder interactuar con iones metálicos, coloides minerales y materiales orgánicos no humificados. Por tanto a la hora de estudiar las propiedades químicas, estructurales y funcionales de dichas sustancias es necesario aislarlas del medio en el que están. Para ello es necesario tener en cuenta la composición de dichas macromoléculas y la manera en que están asociadas entre si y con otros componentes del medio. Primero ha de separarse a las sustancias húmicas de la matriz inorgánica del suelo y de los materiales no humificados. Posteriormente se realiza una etapa de fraccionamiento que tiene como objetivo disminuir 16
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas la heterogeneidad química y física de la mezcla de sustancias húmicas obtenida y finalmente se realiza la purificación de las fracciones obtenidas para eliminar las impurezas y los materiales coextraídos. Con el objetivo de aislar sustancias húmicas se ha aplicado casi cualquier método de extracción, desde los clásicos métodos de precipitación fraccionada23, hasta las más modernas técnicas de separación, incluyendo todo tipo de cromatografías, electroforesis, etc. En general, un proceso de extracción y fraccionamiento ideal debería conducir al aislamiento del material sin alterarlo, obtener las sustancias húmicas libres de contaminantes inorgánicos como arcillas y cationes polivalentes, que sea una extracción completa obteniendo fracciones representativas de todo el intervalo de pesos moleculares y que sea universal en cuanto a la posibilidad de poder aplicarlo a todo tipo de suelos. El fraccionamiento de las sustancias húmicas implica la subdivisión de las mismas basada en alguna propiedad de su composición molecular. Uno de los métodos más utilizado es aquel que se basa en las diferencias de solubilidad de las diferentes fracciones de las SH y que consiste en extracciones secuenciales mediante el uso de extractantes cada vez más fuertes. Este proceso puede ir acompañado de alteraciones del pH de las disoluciones extractantes o utilizando una secuencia de disolventes. En los últimos años la IHSS (International Humic Substances Society) ha propuesto un procedimiento estándar de extracción, con el objetivo de estandarizar el aislamiento y fraccionamiento de las sustancias húmicas de suelos, sedimentos y aguas, y que debe ser adoptado universalmente24,25. Este método, que se basa en la precipitación fraccionada de la materia orgánica en función de la distinta solubilidad de las tres fracciones mayoritarias de las sustancias húmicas a través del tratamiento en medios de diferente pH y que se muestra de forma esquemática en la Figura 2.1, es el que se ha seguido en este trabajo para la obtención de los ácidos fúlvico y húmico que se utilizarán para el estudio de adsorción de pesticidas orgánicos, y que se describe a continuación. La muestra de suelo, previamente seca y tamizada mediante una malla de 2 mm, se mezcló con HCl 1 M hasta alcanzar un valor de pH entre 1 y 2 y se mantuvo bajo agitación constante durante 10 días. Durante el proceso de agitación se observó un cambio progresivo del color de la disolución, de incoloro a amarillo-pardo. Esta coloración es característica de los ácidos fúlvicos que han pasado a la disolución. Posteriormente se dejó decantar la suspensión y se centrifugó el sobrenadante para eliminar todas las partículas en suspensión. Esta disolución, en la que se encuentra el extracto ácido de los ácidos 17
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo fúlvicos (extracto AF 1), se hizo pasar por una columna que contiene la resina XAD-8, preparada por el método de Leenheer26, hasta que se saturó la columna con el ácido fúlvico retenido. A continuación, se pasó agua destilada para eliminar los cloruros y finalmente se eluyó el ácido fúlvico con NaOH 0,1 M. La disolución resultante de ácido fúlvico se pasó por una resina de intercambio iónico (Merck ion 1) para obtener su forma ácida. HUMUS (insoluble) HUMINA soluble Tratamiento con base ÁCIDO HÚMICO Tratamiento con ácido precipitado no precipitado XAD-8 ÁCIDO FÚLVICO HUMUS (insoluble) HUMINA (insoluble) HUMINA soluble Tratamiento con base ÁCIDO HÚMICO Tratamiento con ácido precipitado no precipitado XAD-8 ÁCIDO FÚLVICO Figura 2.1. Esquema de fraccionamiento de las sustancias húmicas. En el residuo sólido que quedó tras este primer tratamiento en medio ácido se encuentran retenidos tanto el ácido húmico como un segundo extracto de ácido fúlvico (extracto AF 2) junto con la materia inorgánica y la humina. Para poder separar las fracciones húmicas existentes en la matriz del resto de las sustancias presentes en la muestra de suelo, se sometió el sólido a un tratamiento fuertemente básico empleando disoluciones de NaOH 0,1 y 1M (pH i 13) bajo atmósfera de N2. Se mantuvo la suspensión bajo agitación constante durante 3 días y seguidamente se dejó decantar y se centrifugó para recoger el sobrenadante, en el que se encuentran disueltos el ácido húmico y el segundo extracto de ácido fúlvico. Para separar estas dos fracciones se acidificó la disolución con HCl 6 M hasta alcanzar un pH en torno a 1, precipitando así el ácido húmico. La suspensión obtenida se dejó reposar y se centrifugó a 3000 rpm, separando de este modo la fracción AH (sólido) de la fracción AF (sobrenadante). La disolución, en la que se encuentra el extracto AF 2, se sometió al tratamiento indicado anteriormente para la separación de los ácidos fúlvicos a partir del extracto AF 1. 18
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas El precipitado (ácido húmico) se redisolvió en KOH 0,1 M bajo atmósfera de N2 y se le añadió KCl hasta obtener una concentración 0,3 M de K+. Esta disolución de ácido húmico se centrifugó para eliminar todos los sólidos en suspensión y se volvió a acidificar con HCl 6 M hasta alcanzar un valor de pH próximo a 1, precipitando así el ácido húmico. Después de dejar reposar la suspensión obtenida entre 12 y 16 horas, se centrifugó a 3000 rpm para desechar el sobrenadante y se trató el sólido (ácido húmico) con una mezcla de HCl 0,1 M y HF 0,3 M, manteniéndolo en agitación constante durante 12 horas. Mediante este tratamiento se eliminan las impurezas minerales, por lo que se repite tantas veces como sea necesario hasta que las cenizas en el extracto final no superen el 1 %. Una vez centrifugada la suspensión, se transfirió el sólido (ácido húmico) a una membrana de diálisis de celulosa regenerada (Spectra/Por) con un tamaño de poro de 1000 Da y se sumergió en un baño de agua destilada, la cual se fue renovando hasta que el test de cloruros dio negativo. Tanto la disolución de ácido fúlvico como la suspensión de ácido húmico una vez dializada, se congelan para su posterior liofilización y de este modo se obtienen las muestras sólidas de ambas sustancias y que posteriormente se homogenizan. En la Figura 2.2 se muestra un esquema del proceso de extracción seguido para la obtención de las muestras de ácido húmico y fúlvico. En este trabajo, las muestras de ácido fúlvico y húmico utilizadas se extrajeron del horizonte superficial (0-20 cm) de un Podsol Cámbico (material originario: coluvión de cuarcita, vegetación: brezal) del Pico Sacro (Provincia de A Coruña). Un análisis detallado de las propiedades de este suelo se encuentra recogido en la bibliografía27. Es necesario indicar que a pesar de que las sustancias húmicas pueden estar presentes en horizontes más profundos, existen estudios que indican que las diferencias en la complejación entre sustancias húmicas de distintos horizontes de un mismo perfil no son significativas28. El rendimiento de extracción fue 0,60 g de ácido fúlvico por Kg de suelo y 66,8 g de ácido húmico por Kg de suelo, siendo aproximadamente el contenido en húmico 100 veces superior al de fúlvico y que es un resultado típico en la extracción de sustancias húmicas de suelos29, ,30 31. 19
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo de sustancias, que se atribuye a un movimiento de tensión de vibración de C=O que pertenece generalmente a grupos carboxílicos aunque también pueden ser carbonilos de cetonas o aldehídos. La banda a 1650 cm-1 es indicativa de grupos aromáticos con enlaces C=C conjugados con C=O y/o COO-. Las bandas entre 1400 y 1380 cm-1 son atribuibles a la deformación y alargamiento de O-H y C-O respectivamente, de grupos fenólicos, mientras que las que aparecen entre 1260-1200 cm-1 se asignan a los mismos movimientos de enlace pero de grupos carboxílicos. Las bandas que puedan aparecer entre 1170 y 950 cm-1 se atribuyen a impurezas de silicatos. A la hora de analizar las diferencias estructurales existentes entre las dos fracciones de las sustancias húmicas, es necesario analizar fundamentalmente una zona característica del espectro. El ácido fúlvico presenta una banda más intensa en la zona donde absorbe el grupo carboxílico (1710-1725 cm-1) en comparación con la banda de absorción de grupos aromáticos conjugados a grupos carbonilo o carboxilato en la zona de 1650 cm-1. Sin embargo para el ácido húmico esta relación de intensidades de banda se suele invertir o cuando menos la absorción en la zona aromática es mucho más intensa que la que presentan los fúlvicos, lo cual refuerza el hecho de que los ácidos fúlvicos poseen un mayor número de grupos carboxílicos pero contienen menos estructuras aromáticas que los ácidos húmicos. 2.3.4 Espectroscopía de Resonancia Magnética Nuclear de 13C En la actualidad las técnicas de RMN son uno de los métodos disponibles más avanzados para el estudio de la materia orgánica del suelo y en concreto para el conocimiento de la estructura y grupos funcionales presentes en las SH46. En este trabajo se utilizó la espectroscopía de resonancia magnética nuclear de 13C (RMN de 13C) en estado sólido combinada con el experimento de transferencia de polarización cruzada con rotación de ángulo mágico (“cross-polarization magic-angle spinning”, CPMAS) que soluciona efectos de ensanchamiento de línea no deseados y aumenta la resolución del espectro47. Los espectros de las muestras se realizaron en un espectrómetro BRUKER AMX-300 perteneciente a la unidad de RMN de los Servicios Generales de la Universidad de Santiago de Compostela. Para ello se introdujeron las muestras en rotores de zirconio de 7,5 mm y se trabajó a una frecuencia de resonancia de 75,5 MHz, con un programa de pulsos cp21ev para la técnica CP-MAS y una velocidad de rotación de 4,0 MHz. El tiempo de contacto fue de 1000 µs y el de relajación de 5 s, con una anchura de banda espectral de 25 MHz. Los espectros se registraron a temperatura ambiente 26
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas con un mínimo de 24000 barridos, de tal forma que el tiempo necesario para la obtención de los espectros varió entre 12 y 48 horas. En la Figura 2.5 se muestran los espectros de RMN de 13C de las muestras de ácido húmico y fúlvico en los que se pueden observar la designación de las zonas de desplazamiento químico correspondientes a los distintos tipos de C presentes. La división del espectro en regiones típicas para este tipo de sustancias (referido a un estándar comúnmente utilizado en estos casos, como es el TMS), asigna de la siguiente forma las bandas que aparecen en el espectro48: entre 0 y 45 ppm las bandas serían debidas a carbonos alifáticos saturados no sustituidos; entre 45 y 110 ppm aparecen los carbonos alifáticos unidos a átomos de oxígeno o nitrógeno; entre 110 y 160 ppm las bandas presentes se asignan a carbonos insaturados aromáticos, pudiendo hacer una subdivisión en esta zona entre 140 y 160 ppm que se correspondería a carbonos aromáticos de grupos fenólicos; entre 160 y 185 ppm resuenan los carbonos carboxílicos, amidas y ésteres aromáticos y entre 185 y 220 ppm los carbonos carbonílicos de cetonas y aldehídos. Estos intervalos pueden presentar ligeras variaciones en el desplazamiento químico dependiendo de la forma del espectro49. (V) Carbonilos -a) C-C (II) C-O y C-N alifáticos (I) C-C alifáticos (III) C aromáticos - b) C-O fenólicos (IV) C Carboxílicos 300 250 200 100 50 -50 0 AH AF Desplazamiento químico (δ)/ppm 150 III V a b (V) Carbonilos -a) C-C (II) C-O y C-N alifáticos (I) C-C alifáticos (III) C aromáticos - b) C-O fenólicos (IV) C Carboxílicos 300 250 200 100 50 -50 0 AH AF Desplazamiento químico (δ)/ppm 150 III V a b Figura 2.5. Espectros de RMN de 13C en estado sólido de las muestras de ácido húmico y fúlvico. Los espectros de RMN obtenidos presentan características similares a las de otras sustancias húmicas de suelos publicadas en la bibliografía. Para el ácido fúlvico la intensidad de las bandas 27
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo correspondientes a carbono alifático y carboxílico (regiones I, II y IV) es superior a la intensidad de la banda correspondiente al carbono aromático (región III), mientras que para el ácido húmico la intensidad de las bandas de C alifático, aromático y carboxílico es similar. Dentro de las diferencias más signicativas entre ácidos húmico y fúlvico, cabe destacar el mayor contenido en C carboxílico (región IV) en el fúlvico con respecto al húmico, lo que es acorde con la mayor relación O/C del fúlvico obtenida a partir del análisis elemental de las muestras (Tabla 2.1). Para poder analizar los datos obtenidos en referencia a la proporción de los distintos tipos de carbono presente en las muestras y las diferencias encontradas entre ambas sustancias, es necesario calcular el porcentaje de carbono correspondiente a cada una de las regiones consideradas en el espectro. Para ello se integró el área de las bandas presentes en los espectros de ambas sustancias y el resultado se refirió al área total. En la Figura 2.6 se representa dicho porcentaje frente al desplazamiento químico carácteristico de los diferentes tipos de carbono (en el Apéndice I.a se adjuntan los valores correspondientes a la abundancia relativa para cada uno de los tipos de carbono presentes en las muestras). 0 5 10 15 20 25 30 35 % C Desplazamiento químico (δ)/(ppm) C alifático O-C alifático C aromático C fenólico C carbonílico C carboxílico Desplazamiento químico (δ)/ppm 0 5 10 15 20 25 30 35 % C Desplazamiento químico (δ)/(ppm) C alifático O-C alifático C aromático C fenólico C carbonílico C carboxílico Desplazamiento químico (δ)/ppm Figura 2.6. Porcentaje en C en las distintas regiones de desplazamiento químico: (■) ácido fúlvico; (■) ácido húmico. A la vista de los resultados de la integración de las áreas correspondientes a los distintos tipos de carbono presentes en ambas fracciones, se puede concluir que mientras que el ácido fúlvico presenta un 28
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas mayor contenido en C carboxílico y alifático, el ácido húmico posee un mayor porcentaje en C aromático y fenólico. A partir de los resultados de la integración de las áreas y por tanto de el contenido de cada tipo de carbono se puede estimar el grado de aromaticidad de las muestras50 y el contenido en grupos fenólicos y carboxílicos51 tal y como se recoge en la Tabla 2.3. Para el cálculo de la aromaticidad se refiere el contenido en C aromático (región III) a la suma del carbono alifático (región I y II) y del carbono aromático y se expresa como porcentaje. Para calcular el contenido en grupos fenólicos y carboxílicos se refiere la abundancia relativa calculada para cada uno de estos tipos de carbono (regiones IIIb y IV respectivamente) al porcentaje en C obtenido del análisis elemental de las muestras (Figura 2.3). Tabla 2.3: Contenido en grupos ácidos y % de aromaticidad de las muestras de ácido húmico y fúlvico obtenidos a partir de RMN de 13C. Muestras % Aromaticidad Carboxílicos/mol Kg-1 Fenólicos/mol Kg-1 AF 22 7,21 1,50 AH 36 5,57 2,69 El porcentaje de aromaticidad determinado por espectroscopía de RMN de 13C sigue la misma tendencia que el estimado a partir de la espectroscopía UV-vis mediante el coeficiente de absortividad molar a 280 nm (Tabla 2.2), es decir se obtiene un mayor grado de aromaticidad para la muestra de ácido húmico. Además, los valores obtenidos para este parámetro por ambas técnicas son similares. Por otra parte, y como cabía esperar, el contenido en grupos carboxílicos calculado a partir de esta técnica es superior en el ácido fúlvico. Sin embargo, el contenido en grupos fenólicos es mayor en el caso del ácido húmico. Es necesario tener en cuenta que la estimación de los grupos ácidos mediante esta técnica está sujeta a cierto error, en el caso de los carboxílicos se puede estar sobreestimando su valor ya que en la región que se utiliza para el cálculo del contenido en dichos grupos pueden estar incluidos grupos éster y amida, y en el caso de los fenólicos porque la región a partir de la cual se realiza su cuantificación, presenta una banda poco definida y que puede presentar solapamiento con las bandas adyacentes correspondientes a otros tipos de C. Por tanto los resultados acerca del contenido en grupos 29
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo ácidos a partir de la espectroscopia de RMN de 13C pueden considerarse como una buena estimación, sin embargo una cuantificación más rigurosa implica el análisis de las propiedades ácido base de las sustancias húmicas. 2.4 PROPIEDADES ÁCIDO-BASE Las sustancias húmicas presentan una gran capacidad para interaccionar compuestos orgánicos e inorgánicos presentes en suelos y acuíferos influyendo de esta forma en los fenómenos de transporte y en el ciclo biogeoquímico de dichas sustancias, y pueden llevar a cabo además, procesos de adsorción sobre superficies minerales presentes en medios naturales. Es necesario tener en cuenta que las sustancias húmicas son polielectrolitos orgánicos en los que existen gran variedad de grupos funcionales y por tanto es necesario considerar el entorno químico de los grupos funcionales a la hora de estudiar las propiedades ácido-base de dichas sustancias. La elevada reactividad química de las sustancias húmicas viene marcada principalmente por su contenido en grupos ácidos, carboxílicos y fenólicos mayoritariamente, que les confieren propiedades ácidas y capacidad para participar en procesos de complejación e intercambio iónico. Por tanto a la hora de estudiar los procesos en los que pueden tomar parte este tipo de sustancias, es necesario primero analizar sus propiedades ácido-base. A la hora de estudiar las propiedades ácido-base de las sustancias húmicas es necesario tener en cuenta la naturaleza compleja de estas sustancias. Las SH al ser mezclas heterogéneas de polielectrolitos orgánicos naturales, van a presentar una gran variedad de posiciones ácidas que pueden diferir en el tipo de grupo funcional implicado y/o en el entorno químico que lo rodea. Surge así el denominado efecto de la heterogeneidad cuyas connotaciones son puramente químicas. Por otra parte, la disociación de los grupos ácidos de estas sustancias, va a afectar a los equilibrios de ionización de los grupos situados en sus proximidades, dificultando el cálculo de las constantes, además, esta disociación provoca la aparición de cargas en la superficie de la molécula de manera que surgirán interacciones electrostáticas con los grupos funcionales ionizados próximos, e interacciones atractivas con iones de signo opuesto presentes en la disolución. Surge así el denominado efecto electrostático que va a estar fuertemente influenciado por la fuerza iónica del medio. 30
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas Para un correcto estudio de los equilibrios ácido-base de las sustancias húmicas es necesario tener en cuenta los dos efectos anteriormente descritos. Para realizar el estudio ácido-base de las SH se pueden aplicar dos tipos de modelos diferentes, se puede optar por los modelos no electrostáticos, que son aquellos que estudian el efecto puramente químico, es decir, el efecto de la heterogeneidad del sistema y se obtienen así parámetros de protonación aparentes que dependen de la fuerza iónica del medio y son válidos únicamente para las condiciones en las que fueron determinados experimentalmente. Los modelos electrostáticos son aquellos que además de incluir la heterogeneidad del sistema, tienen en cuenta el efecto de la carga que se crea en la superficie de la macromolécula debida a la disociación de los grupos ácidos. La aplicación de modelos electrostáticos corrige el efecto electrostático que es dependiente de la fuerza iónica del medio, de manera que se obtienen parámetros de protonación intrínsecos, es decir independientes de la fuerza iónica del medio. En este trabajo se llevaron a cabo valoraciones ácido-base de las muestras de ácido húmico y fúlvico para analizar la heterogeneidad del sistema, además este estudio se realizó a diferentes valores de fuerza iónica para poder analizar el efecto electrostático y obtener así los parámetros de protonación intrínsecos. 2.4.1 Valoraciones Potenciométricas Para analizar el comportamiento ácido-base de las muestras se realizaron valoraciones potenciométricas de disoluciones de ambas fracciones empleando como agente valorante una disolución de hidróxido potásico (previamente valorada) que se dispone en un recipiente sellado con un tubo de cloruro cálcico relleno de cal sodada para evitar la carbonatación de la disolución. Las valoraciones se realizaron a diferentes concentraciones de sustancia húmica (50, 100 y 150 mg L-1), en un intervalo de valores de pH entre 3,5 y 10,5. Se realizaron valoraciones a distintas fuerzas iónicas (I = 5$10-3, 0,01 y 0,1 M), para cada una de las concentraciones estudiadas, empleando para ello KNO3 como electrolito de fondo. Todas las valoraciones se realizaron al menos por triplicado con el fin de asegurar la reproducibilidad de los experimentos, a temperatura constante (25 ! 0,1 ºC) y en atmósfera libre de CO2, para lo cual se burbujeó una corriente constante de N2 durante la valoración de las muestras y se mantuvo una agitación constante. 31
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Las disoluciones empleadas en las valoraciones de ambas fracciones se preparan a partir de una disolución madre de 200 mg L-1. Para la preparación de esta disolución, el ácido fúlvico se disuelve directamente en agua bidestilada con ayuda de un baño de ultrasonidos, mientras que el ácido húmico es necesario disolverlo en medio alcalino debido a que no es completamente soluble en agua. Por ello la disolución se consigue añadiendo un volumen exactamente medido de KOH 0,1 M de modo que se alcance un pH básico al que se disuelva el ácido húmico. Se deja la disolución entre dos y tres horas con agitación y bajo atmósfera de N2 para evitar la carbonatación de la muestra. A continuación se añade la cantidad estequiométrica de HCl que neutralice toda la base añadida y se vuelva al pH de la disolución de ácido húmico. Antes de cada valoración se realiza el calibrado del electrodo a la misma fuerza iónica de trabajo, de forma que se comprueba el correcto funcionamiento del electrodo y que el electrolito de fondo utilizado no interfiere en la medida, es decir que se obtiene una relación lineal entre la medida del potencial y el pH del medio. Para ello se siguió el método propuesto por Linder et al.52 de modo que se comprueba la respuesta lineal del electrodo en medio ácido y básico. El calibrado se realiza mediante la adición de volúmenes conocidos de ácido fuerte (HCl) y base fuerte (KOH) de concentración exactamente conocida sobre una disolución del electrolito de fondo (KNO3), de la concentración deseada, en la que está sumergido el electrodo de vidrio. Durante la realización del calibrado se mantiene una agitación y temperatura constantes y se trabaja en atmósfera libre de CO2 cuando se está realizando el calibrado en medio básico. De esta forma se obtiene una relación lineal entre el potencial medido por el electrodo y la concentración de protones en el medio. Los parámetros de ordenada en el origen y pendiente, Eº y s, (Ecuación 2.3) obtenidos mediante el ajuste de los datos obtenidos a una recta, se utilizarán para realizar la transformación del potencial medido (E) a pH en las valoraciones ácido-base de las muestras. ][HlogsEE + += o 2.3 En los calibrados y valoraciones potenciométricas realizadas se utilizó el montaje experimental que se presenta en la Figura 2.7 y que consiste en una célula de valoración (CRISON) con cierre hermético, capacidad para 100 mL y una camisa termostatable conectada a un termostato (HAAKE FE2) que permite mantener una temperatura constante de 25,0 ! 0,1 ºC. La célula tiene entradas para el 32
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas electrodo de vidrio combinado (RADIOMETER, GK2401C), la sonda de temperatura (CRISON), ambos conectados a un pHmetro (CRISON, micropH 2002), el capilar a través del que se realiza la adición del agente valorante y el capilar de entrada de N2 para evitar la carbonatación del sistema. Para una buena homogenización del sistema se empleó un agitador magnético (HANNA HI 190). Sonda de temperatura Electrodo combinado de vidrio Burbujeo de nitrogeno ORDENADOR Adición de valorante TERMOSTATO pX pX pH pH mV mV Sonda de temperatura Electrodo combinado de vidrio Burbujeo de nitrogeno ORDENADOR Adición de valorante TERMOSTATO pX pX pH pH mV mV pX pX pH pH mV mV Figura 2.7. Esquema del montaje experimental empleado en las valoraciones potenciométricas. Las adiciones de agente valorante, el registro de los volumenes añadidos (mL) y el potencial medido en cada punto (mV), se realizan de forma automática mediante un programa informático (Vpalia). Las condiciones que hay que predeterminar para la ejecución del programa son las siguientes: -Volumen máximo de adición: 0,01-0,02 mL (según valoración). -Volumen mínimo de adición: 0,01-0,02 mL (según valoración). -Pausa de estabilización (tiempo necesario para asegurar la homogenización del sistema desde la adición hasta la primera lectura de potencial): 10 segundos. -Pausa entre medidas (tiempo de espera entre dos medidas consecutivas): 5 segundos. 33
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo -Tamaño de bloque (número de medidas de potencial consecutivas para promediar): 6. -Error límite en el promedio (desviación máxima respecto al valor medio): 0,2 mV. -Variación máxima antes de promediar (desviación máxima entre medidas): 0,2 mV. -Número de datos totales estimados: según valoración. En la Figura 2.8 se comparan una curva de valoración del ácido húmico con otra del ácido fúlvico para las mismas condiciones experimentales y además se muestra el efecto de la fuerza iónica sobre una de las fracciones. Se observa que las sustancias húmicas presentan una curva de valoración típica de un ácido débil. 3 4 5 6 7 8 9 10 11 0,000 0,005 0,010 0,015 0,020 mmoles KOH pH b) 3 4 5 6 7 8 9 10 11 0 0,01 0,02 0,03 0,04 mmoles KOH pH a) ( ) AH ( ) AF ( ) I = 5$10 -3 M ( ) I = 0,01 M ( ) I = 0,1 M 3 4 5 6 7 8 9 10 11 0,000 0,005 0,010 0,015 0,020 mmoles KOH pH b) 3 4 5 6 7 8 9 10 11 0 0,01 0,02 0,03 0,04 mmoles KOH pH a) ( ) AH ( ) AF ( ) I = 5$10 -3 M( ) I = 5$10 -3 M ( ) I = 0,01 M( ) I = 0,01 M ( ) I = 0,1 M( ) I = 0,1 M Figura 2.8. Curvas de valoración típicas de las SH. a) [SH] = 50 mg L-1; I = 0,01M; b) [AH] = 100 mg L-1. En la Figura 2.9 se muestra un esquema general de las etapas seguidas en el tratamiento de las curvas de valoración potenciométricas experimentales. Para el análisis de los datos obtenidos, es necesario transformar las curvas de valoración obtenidas en curvas de carga. Esta carga es debida a la ionización de los grupos ácidos de las sustancias húmicas, de forma que estos materiales presentan una carga neta negativa que aumenta a medida que aumenta el volumen de valorante añadido debido a la desprotonación de los grupos ácidos. Para su cálculo se hace uso del balance de carga de las especies presentes en la disolución, en el cual no es necesario incluir la concentración del electrolito soporte, de forma que se obtiene la siguiente expresión: 34
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas ][H K )V(V][H)V(V[KOH]V(mmoles)Q W aiaia + ++−++= 2.4 donde Va es el volumen añadido de disolución valorante, Vi es el volumen inicial de disolución problema, [H+] es la concentración de protón medida en cada punto y Kw es el valor del producto iónico del agua obtenido a partir del calibrado del electrodo. mmoles KOH pH pH Q/C g -1 pH S/D Aumenta I Aumenta I Curvas de carga Análisis efecto electrostático Parámetros aparentes de protonación Parámetros intrínsecos de protonación Balance de carga Curvas de valoración Q/C g -1 mmoles KOH pH mmoles KOH pH pH Q/C g -1 Q/C g -1 pH S/D Aumenta I Aumenta I Curvas de carga Análisis efecto electrostático Parámetros aparentes de protonación Parámetros intrínsecos de protonación Balance de carga Curvas de valoración Q/C g -1 Q/C g -1 Figura 2.9. Esquema seguido en el estudio de los equilibrios de protonación de las SH a partir de las valoraciones ácido-base. El valor de Q viene dado por tanto en moles de especies cargadas y se transformará en carga por gramo de muestra (C g-1) mediante la constante de Faraday, la concentración y el volumen de muestra: [SH]V0,001 F(mmoles)Q )g(CQ i 1= − 2.5 35
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo misma fracción, a partir de un pH determinado, las curvas de carga a la concentración menor presentaban un mayor valor de la carga, de manera que al no variar el valor de la constante de protonación de una misma fracción con la concentración, este aumento de la carga a la concentración menor se atribuye a un mayor contenido en grupos ácidos ionizados para esta concentración. Este hecho se justifica en base a cambios conformacionales de las moléculas en disolución (expansión/plegamiento y/o agregación/desagregación de las moléculas de las sustancias húmicas) producidos al variar la concentración de la muestra. Es necesario indicar además, que no existe una variación significativa de la abundancia de grupos ácidos (carboxílicos y fenólicos) con la fuerza iónica para ambas fracciones a las dos concentraciones estudiadas. Para finalizar el análisis de los parámetros de protonación obtenidos para ambas fracciones a las condiciones estudiadas, se analiza el parámetro m que indica la anchura de la distribución de los grupos ácidos de estas sustancias, es decir, esta relacionado con la heterogeneidad del sistema (Apéndice I.f). Se puede observar que para ambas fracciones, a las dos concentraciones estudiadas, se obtiene un valor más alto de de este parámetro para los grupos fenólicos (m2) en comparación con el obtenido para los grupos carboxílicos (m1). Esto es indicativo de que la distribución de grupos carboxílicos es más heterogénea que la de grupos fenólicos. 2.4.3 Modelos de Protonación Para realizar un estudio ácido-base de las sustancias húmicas es necesario además de considerar el efecto de la heterogeneidad del sistema, analizar el efecto electrostático debido a la carga superficial de las moléculas, ya que su magnitud va a estar afectada por la concentración de electrolito de fondo y por tanto va a afectar a los valores de las constantes de acidez. Cuando se tienen en cuenta ambos efectos se pueden obtener parámetros intrínsecos de acidez que son independientes de la fuerza iónica del medio y por tanto extrapolables a condiciones experimentales diferentes a las cuales fueron obtenidos. Teniendo en cuenta el equilibrio de protonación de la molécula húmica (Ecuación 2.6), la constante de protonación intrínseca (Ki,Hint) para este equilibrio se puede expresar: 42
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎝ ⎛− = +− TR ψF exp][H][L H][L K i i int i, H 2.11 donde R, T y F son constantes y ψ es el potencial electrostático creado por la variación de la carga. Las constantes de protonación aparente e intrínseca están relacionadas mediante la expresión: ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎝ ⎛−= TR ψF expKK int i, ap i, HH 2.12 Para la obtención de los parámetros de acidez intrínsecos, es necesario considerar el efecto electrostático y eliminar así la influencia de la fuerza iónica en la ionización del sistema estudiado, lo que hace necesario la formulación de un modelo que elimine este efecto. Si el modelo elegido es correcto, se consigue eliminar el efecto de la fuerza iónica y las curvas de carga a diferentes fuerzas iónicas convergen en una única curva denominada curva maestra. A partir de la curva maestra se estudia la heterogeneidad del sistema para conocer los parámetros intrínsecos de acidez. Surgen así distintas aproximaciones para analizar y eliminar el efecto electrostático y poder obtener por tanto la curva maestra. Dos de estas aproximaciones frecuentemente utilizadas son: − Modelo de esfera impenetrable56, , ,64 65 66: que considera a las partículas húmicas como esferas impenetrables, asumiendo que la carga está localizada en el exterior de esta esfera. − Modelo Donnan57, , ,67 68 69 que considera a las SH como un gel permeable independiente del seno de la disolución al que pueden acceder contraiones para alcanzar la electroneutralidad. 2.4.3.a Modelo de esfera impenetrable Este modelo hace uso de la teoría de la doble capa para tener en cuenta el efecto electrostático. El modelo de la doble capa relaciona la carga negativa de la superficie de las moléculas húmicas (Q) debida a la disociación de los grupos ácidos, con el potencial superficial (ψs) que se crea debido a la variación de dicha carga. En esta aproximación se considera que la carga está localizada sobre la superficie de la partícula y ésta es neutralizada por contraiones situados en las proximidades de dicha superficie. Por tanto, si en vez de considerar la concentración de protones en el seno de la disolución, 43
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo que se ve afectada por la concentración del electrolito de fondo, se considera la concentración de protones en las proximidades de la superficie, se corrige el efecto que provoca un aumento de la fuerza iónica. De acuerdo con la ley de distribución de Boltzmann, la concentración de un ion i (ci) en una posición determinada en un campo eléctrico viene dada por la expresión: ⎟ ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎜ ⎝ ⎛ =TR ψFzexpc(x)c si i,i 0 2.13 donde c0,i (mol m-3) es la concentración de i en el seno de la disolución y zi es la carga de dicho ion. Teniendo en cuenta la Ecuación 2.13, se puede conocer la concentración de protones en las proximidades de las posiciones ionizadas ([H+]s) según la expresión: ⎟ ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎜ ⎝ ⎛ ++ =TR ψFzexp][H][H si s 2.14 donde ψs es el potencial eléctrico en la superficie de las partículas húmicas y [H+] es la concentración de protones en el seno de la disolución y es lo que se conoce a través de las valoraciones potenciométricas realizadas. El potencial superficial se calcula mediante la ecuación de Poisson-Boltzmann siempre que se conozca la densidad de carga superficial (σs). De forma general, para calcular el potencial a una distancia r del centro de la partícula, la expresión de Poisson-Boltzmann se puede expresar: εε (r)σ dr (r)ψd r dr d r 1 0 2 2−= ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎝ ⎛ 2.15 donde σ(r) es la densidad de carga a una distancia r del centro de la partícula, ψ(r) es la distribución del potencial, ε0 es la permeabilidad del vacío y ε es la constante dieléctrica relativa. Por otra parte, se puede relacionar la densidad de carga superficial con la carga por gramo (Q) y con el área superficial específica (S) de la forma: 44
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas S Q σs= 2.16 Por tanto, es necesario conocer o realizar suposiciones sobre la geometría de las partículas de forma que se calcula el potencial superficial para la geometría supuesta mediante la ecuación de Poisson-Boltzmann y de esta forma poder conocer la concentración de protones en la superficie de la molécula. Mediante el análisis de numerosos experimentos, de Wit et al.56,70 demostraron que considerando una geometría esférica o cilíndrica para el modelo de la doble capa, se describían de forma bastante adecuada las interacciones electrostáticas para las SH. Si no se conoce experimentalmente el valor del área superficial específica es necesario considerarla como un parámetro ajustable (Ecuación 2.17)71: rρ a S= 2.17 donde a es una constante dependiente de la geometría de la partícula, ρ es la densidad (masa/volumen) y r el radio de las partículas. S y r son tratados como parámetros ajustables y en el caso de geometría esférica, que fue la considerada en este trabajo, a toma un valor de tres. Por otra parte, existe una relación entre la masa molecular (PM), la densidad y el radio. Teniendo en cuenta una geometría esférica para la forma de las partículas, la expresión es de la forma: av 3 esf Nρrπ 3 4 PM = 2.18 donde Nav es el número de Avogadro. De modo que conociendo la masa molecular, tomando S y r como parámetros ajustables y resolviendo la ecuación de Poisson-Boltzmann se llega a conocer el potencial superficial, necesario para el cálculo de la concentración de protones en la superficie de las moléculas y poder así eliminar el efecto de la fuerza iónica mediante la obtención de una única curva Q-pHs. 2.4.3.b Modelo Donnan Marinsky et al.67,68 y posteriormente Bennedetti et al. y Kinniburgh et al. describieron a las sustancias húmicas como un gel de Donnan permeable. Esta aproximación considera que la molécula 45
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo húmica en disolución tiene una estructura abierta similar a la de un gel que se comporta como una entidad eléctricamente neutra permeable a los iones del electrolito. Este modelo supone que toda la carga (Q) de las moléculas húmicas está completamente neutralizada por contraiones y coiones en el interior del volumen hidratado de las moléculas o volumen de Donnan (VD). Esta consideración conduce a un balance de carga que en general, para un ion i, tiene la siguiente expresión: 0)c(cz V Q ii iD D =− ∑ + 2.19 donde cDi es la concentración del componente i con carga zi (incluyendo el signo) en el volumen de Donnan, ci es su concentración en la disolución externa y VD está expresado en unidades de volumen/masa. La relación entre cDi y ci incluye al potencial de Donnan (ψD) que es el potencial en la fase gel, según la expresión: ⎟ ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎜ ⎝ ⎛ =TR ψFzexpcc D D i ii 2.20 Existe una relación entre la carga, Q, y la densidad de carga en el volumen de Donnan (ρD): D DV QF ρ−= 2.21 donde Q es la magnitud medible y ρD viene expresada en unidades de carga/volumen. Combinando las Ecuaciones 2.19, 2.20 y 2.21 se obtiene una expresión que relaciona la densidad de carga con el potencial de Donnan: ⎥ ⎦ ⎤ ⎢ ⎣ ⎡ ⎟ ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎜ ⎝ ⎛− − ∑ =1 TR ψFz expczFρD D i i ii 2.22 Por tanto es posible, utilizando las Ecuaciones 2.21 y 2.22, calcular el potencial en el volumen de Donnan siempre y cuando se conozca la Q y VD. En el modelo Donnan se supone que hay una distribución uniforme de potenciales en el interior del VD, es decir, se considera que el valor del potencial es independiente de la posición en la fase gel y 46
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas constante, mientras que fuera del volumen de Donnan es nulo. Esta aproximación lo diferencia del modelo de esfera impenetrable en el que se suponía una variación sistemática del potencial, en las proximidades de la superficie de la molécula, con la distancia desde el seno de la disolución y por tanto el valor del potencial dependía de la geometría considerada para la partícula. Además en el modelo de esfera impenetrable se considera a las moléculas de las sustancias húmicas como una esfera rígida que no permite la penetración de iones al interior de su volumen y supone que toda la carga permanece en el exterior de dicho volumen y por tanto el potencial en el interior es nulo. En consecuencia, el modelo Donnan no necesita realizar suposiciones en cuanto a la geometría de las partículas, pero si requiere conocer el volumen del gel para cada valor de fuerza iónica. No es posible una medida directa de VD pero se pueden realizar aproximaciones mediante medidas de viscosidad72 que demuestran la importancia de la fuerza iónica y el pH en la determinación del volumen de Donnan. Bennedetti et al. encontraron que el VD disminuía con el aumento de la fuerza iónica y que esta tendencia conducía a una relación lineal entre los logaritmos de ambos parámetros (VD e I). Esta relación puede expresarse en términos generales, de la forma: 1I)log(1bV log D−−= 2.23 donde b es un parámetro ajustable. Por tanto, conociendo el volumen de Donnan (Ecuación 2.23) que se relaciona con la densidad de carga en la fase gel (Ecuación 2.21), se puede conocer el potencial de Donnan (Ecuación 2.22) y con ello conocer la concentración de protones en el volumen de Donnan (Ecuación 2.20) que aplicada al protón es de la forma: ⎟ ⎟ ⎠ ⎞ ⎜ ⎜ ⎝ ⎛ ++ =TR ψF- exp][H][H D D 2.24 De acuerdo con el modelo Donnan, el efecto de la fuerza iónica debería desaparecer cuando las curvas Q-pH a diferentes fuerzas iónicas se representan en función del pHD. Si esto es así todas las curvas a las diferentes fuerzas iónicas convergen en una única curva y en este caso el modelo Donnan sería apropiado para eliminar el efecto electrostático originado por la variación de la fuerza iónica del medio. 47
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo 2.4.3.c Curvas de carga maestras En este trabajo se aplicaron ambos modelos para corregir el efecto electrostático sobre las curvas de carga de las muestras. En primer lugar, siguiendo con los métodos empleados en el estudio de ácidos fúlvicos en anteriores trabajos53,73 que conducían a buenos resultados, se empleo el modelo de esfera impenetrable. A la hora de aplicar este modelo es necesario conocer el área superficial específica y el radio (S y r) además del peso molecular de la sustancia para cálculo del pH superficial. Se realizó una estimación del peso molecular (apartado 2.3.2) que se toma como valor de referencia para obtener S y r. Para calcular S y r se utilizó un programa informático74 que busca las combinaciones de radio y área superficial específica y que permite obtener las curvas maestras para geometría esférica en un intervalo de valores de radio comprendidos entre 0,1 y 4 nm. Los valores de S y r que se utilizan en la obtención de las curvas maestras mediante el modelo de esfera impenetrable para ambas fracciones en las condiciones de trabajo se adjuntan en el Apéndice I.g. En la Figura 2.13 se muestran como ejemplo las curvas maestras obtenidas para una de las concentraciones estudiadas. La convergencia es similar para la otra concentración (Apéndice I.h). Se observó que para el ácido fúlvico se obtenía una buena convergencia de las curvas Q-pH al representarlas en función del pH superficial para ambas concentraciones. Sin embargo, en el caso del ácido húmico no se consigue una buena convergencia a valores de pH bajos y además se observó que al representar las curvas de carga del ácido húmico en función del pH superficial, las curvas maestras obtenidas para ambas concentraciones presentaban una deformación en la forma de la curva comparándolas con las curvas Q-pH. El hecho de no obtener una buena convergencia de las curvas de carga a las diferentes fuerzas iónicas para la muestra de ácido húmico mediante la aplicación del modelo de esfera impenetrable coincide con algunas afirmaciones encontradas en la bibliografía que postulan que este método no es del todo satisfactorio para los ácidos húmicos. Debido a la deformación que se produce en la curva maestra del húmico al aplicar el modelo de esfera impenetrable, se optó por aplicar el modelo Donnan, para poder obtener las curvas maestras y posteriormente los parámetros intrínsecos de acidez, aplicando un mismo modelo electrostático. 48
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas 50 150 250 350 450 550 2345678910 pH S Q/C g -1 100 200 300 400 500 600 2345678910 pHs Q/C g -1 100 200 300 400 500 600 123456789 pH D Q/C g -1 50 150 250 350 450 550 123456789 pH D Q/C g -1 0 100 200 300 400 500 34567891011 pH Q/C g -1 50 150 250 350 450 550 34567891011 pH Q/C g -1 Esfera Impenetrable Donnan AF AH a) b) c) a) b) c) Esfera Impenetrable Donnan 50 150 250 350 450 550 2345678910 pH S Q/C g -1 100 200 300 400 500 600 2345678910 pHs Q/C g -1 100 200 300 400 500 600 123456789 pH D Q/C g -1 50 150 250 350 450 550 123456789 pH D Q/C g -1 0 100 200 300 400 500 34567891011 pH Q/C g -1 50 150 250 350 450 550 34567891011 pH Q/C g -1 Esfera Impenetrable Esfera Impenetrable Donnan Donnan AF AH a) b) c) a) b) c) Esfera Impenetrable Esfera Impenetrable Donnan Donnan Figura 2.13. Curvas maestras obtenidas a partir de las curvas de carga experimentales mediante el modelo de esfera impenetrable y el modelo Donnan. a) curvas experimentales; b) curvas maestras del modelo de esfera impenetrable; c) curvas maestras del modelo Donnan. [SH] = 50 mg L-1; (azul) I = 5$10-3 M; (rosa) I = 0,01 M; (verde) I = 0,1 M. 49
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo La obtención de la curva maestra aplicando el modelo Donnan se realiza empleando la herramienta SOLVER de Microsoft Excel, de modo que se optimiza el valor del parámetro b, a partir del cual se calcula el volumen de Donnan para las diferentes fuerzas iónicas en cada uno de los casos, de manera que la diferencia en la concentración de protón calculada en la fase Donnan sea mínima a las diferentes fuerzas iónicas de trabajo para una misma fracción y concentración de sustancia húmica. De este modo, al representar las diferentes curvas de una misma fracción y concentración de sustancia húmica en función del pH en la fase Donnan, se obtendrá una única curva. Con el modelo Donnan se obtiene una buena convergencia de las curvas de carga a las distintas fuerzas iónicas para ambas fracciones al representarlas en función del pHD (Figura 2.13 y Apéndice I.h). Además no se produce deformación apreciable en las curvas Q-pHD. Por tanto, el hecho de poder aplicar con éxito el mismo modelo electrostático para ambas fracciones permite comparar los parámetros intrínsecos de ambas muestras. Es necesario indicar que al aplicar el modelo Donnan, tanto en el caso del fúlvico como del húmico, no sólo se busco la mejor convergencia de las curvas de carga a las diferentes fuerzas iónicas, si no que se optimizó el parámetro b de modo se obtenga una buena convergencia de dichas curvas y que además justifique tanto el proceso de ionización de las sustancias húmicas como el proceso de interacción de éstas con pesticidas orgánicos (Capítulo 3). De este modo se obtendrá un único valor del parámetro b, y por tanto un volumen de Donnan para cada fuerza iónica, que justifique ambos procesos. Tabla 2.5: Valores del parámetro b y de VD obtenidos mediante la aplicación del modelo Donnan. Modelo Donnan VD (L Kg-1) Muestras b I = 5$10-3 M I = 0,01 M I = 0,1 M AF (50 y 100 mg L-1) 0,43 2,53 1,88 0,71 AH (50 y 100 mg L-1) 0,31 1,09 0,88 0,43 En cuanto a los resultados obtenidos mediante la aplicación del modelo Donnan se puede decir que los valores de b y VD obtenidos (Tabla 2.5) están de acuerdo con los intervalos presentados por 50
Extracción, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de las Sustancias Húmicas Milne et al. para una recopilación de ácidos húmicos y fúlvicos de distintas fuentes. Además se observa la tendencia encontrada por Bennedetti et al. referente a la disminución del volumen de Donnan con el aumento de la fuerza iónica del medio. Por otra parte el efecto de la concentración observado para las curvas de carga de ambas fracciones en las condiciones de trabajo, se sigue manteniendo en las curvas maestras a pesar de haber eliminado el efecto electrostático. Asimismo las curvas maestras de ácido fúlvico para cada concentración, presentan un mayor valor de carga (al igual que sucedía en las curvas de carga para cada una de las fuerzas iónicas de trabajo) que las correspondientes al ácido húmico. La mayor controversia de la aplicación del modelo Donnan a este tipo de sustancias es la obtención de volúmenes de Donnan mayores para la muestra de ácido fúlvico que para el ácido húmico a pesar del menor tamaño del primero. Este comportamiento se atribuye a que el ácido fúlvico al tener menor tamaño y mayor densidad de carga que el ácido húmico, provoca que el volumen de la molécula no sea suficiente para neutralizar la carga y por tanto en el volumen de Donnan se está incluyendo una contribución de la doble capa difusa de la partícula. 2.4.3.d Parámetros intrínsecos de protonación Una vez obtenida la curva maestra, es decir, eliminado el efecto electrostático, el siguiente paso es obtener los parámetros intrínsecos de protonación. Para ello se hace el mismo tratamiento que el descrito en el Apartado 2.4.2 pero aplicado a las curvas Q-pHD. En la Tabla 2.6 se recogen los parámetros intrínsecos de acidez obtenidos para ambas fracciones a las dos concentraciones de trabajo, así como los parámetros estadísticos de error. De la comparación de los parámetros aparentes e intrínsecos de protonación se observa que, como era de esperar, la aplicación del modelo electrostático provoca una disminución del logaritmo de las constantes de protonación, sin embargo no afecta a la abundancia de los grupos ácidos (Tabla 2.6 y Apéndice I.f). Por otra parte se observa, que del mismo modo que en el caso de los parámetros condicionales, el logaritmo de la constante de protonación intrínseca no varía con la concentración de sustancia húmica, y además su valor es más alto en el caso del ácido húmico en comparación con el ácido fúlvico, lo que 51
Capítulo 3 : Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas El interés científico acerca del destino de los pesticidas orgánicos sintéticos se remonta a los comienzos de su utilización. El extendido uso de pesticidas orgánicos en agricultura, ha llevado a la necesidad de realizar estudios sobre la interacción y retención de los mismos por los componentes del suelo. La retención es uno de los procesos clave que va a afectar al destino de estos compuestos orgánicos en medios naturales, y se refiere principalmente a procesos de adsorción, pero también incluye la absorción por parte de la matriz del suelo, así como en plantas y microorganismos presentes en él. Los procesos de retención van a influir en gran medida sobre los fenómenos de transporte a la atmósfera y a aguas superficiales y subterráneas y por tanto es uno de los principales factores que afectan en gran medida a la eficacia de la aplicación de pesticidas en suelos. Los contaminantes orgánicos, como son los pesticidas orgánicos, pueden estar tanto en disolución, como adsorbidos sobre los diferentes componentes del suelo, o formando asociaciones con coloides de dicho medio, influyendo en la actividad, biodisponibilidad y degradación de dichos contaminantes1, ,2 3. La adsorción de pesticidas sobre los coloides presentes en el suelo va a estar generalmente gobernada por el contenido en materia orgánica de dicho medio4,5. Se ha observado que existe una buena correlación entre el contenido en carbono orgánico de un suelo y la adsorción de un elevado número de pesticidas. Debido a la complejidad química y estructural de la materia orgánica del suelo, es muy difícil asegurar qué mecanismos son responsables de la interacción de un determinado pesticida en suelos ricos en materia orgánica. Sin embargo, se pueden hacer generalizaciones teniendo en cuenta las propiedades fisicoquímicas y estructurales de dichos pesticidas. Los mecanismos responsables de su adsorción por la materia orgánica, pueden incluir interacciones electrostáticas, enlace de hidrógeno, mecanismos de transferencia de carga, interacciones de van der Waals, etc. Estos mecanismos suelen producirse simultáneamente y su competencia determinará el destino de los pesticidas en el medio6,7. El tipo de interacción que tenga lugar entre las sustancias húmicas y los pesticidas va a depender de las propiedades moleculares del contaminante, como son su polaridad, su posible ionización y/o sus características hidrófobas, y también de las características de las sustancias húmicas, como son su estructura molecular, accesibilidad de los diferentes grupos funcionales que poseen, etc.6,8. Las sustancias húmicas contienen estructuras polares con grupos carboxílicos y fenólicos, y por otra parte poseen estructuras hidrófobas, con cadenas alquílicas y aromáticas y ambos tipos de estructuras son propicias para la adsorción de moléculas orgánicas9. Este tipo de posiciones pueden estar orientadas de 61
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo diferente manera en la superficie o en el interior de la macromolécula dependiendo de las condiciones del medio, como son por ejemplo el pH y la fuerza iónica6,10. Si bien se han realizado diversos estudios para dilucidar los mecanismos de interacción el hecho de que la materia orgánica del suelo no sea un sistema homogéneo, hace que un estudio riguroso de su interacción con pesticidas orgánicos requiera utilizar una fracción definida de las sustancias húmicas. Existen en la bibliografía trabajos sobre la adsorción de sustancias húmicas y pesticidas11, , ,12 13 14, pero hay escasos estudios acerca de la influencia que tienen las diferentes fracciones de un mismo suelo15, ,16 17. Un mejor entendimiento de la interacción entre dichos contaminantes y las diferentes fracciones de las sustancias húmicas puede aportar información útil sobre el comportamiento de los pesticidas en medios naturales. En lo que concierne a los pesticidas, dependiendo de su estructura molecular, van a diferir en gran medida en cuanto a su afinidad por la materia orgánica del suelo. Los pesticidas catiónicos podrían en principio ser los más fuertemente complejados por las sustancias húmicas a través de una reacción de intercambio catiónico con los grupos ácidos de dichas sustancias. Este hecho es muy importante desde el punto de vista de la contaminación del suelo, ya que la molécula adsorbida no será fácilmente desorbida, degradada o atacada por microorganismos18. En el caso de los pesticidas aniónicos, cuando el pH del medio tiene un valor cercano al pKa de dicho contaminante, éste va a estar en una fracción significativa bajo forma molecular. De esta manera se reducen las repulsiones entre el pesticida y los grupos ácidos ionizados de las sustancias húmicas19 y se favorecen las interacciones hidrófobas entre la forma molecular del pesticida y la fracción húmica. En el presente trabajo se llevaron a cabo experimentos de adsorción empleando dos tipos distintos de pesticidas orgánicos: un herbicida catiónico, paraquat y un herbicida aniónico, MCPA, y las dos fracciones de las sustancias húmicas: ácido fúlvico y ácido húmico. De este modo se pretende estudiar las diferencias en las interacciones, dependiendo del tipo de pesticida utilizado y por tanto del tipo de interacción que primará en cada caso, y comparar además dicha interacción con estas dos fracciones de la materia orgánica del suelo. Por otra parte para comprobar como afectan las condiciones del medio a dicho proceso de adsorción, los experimentos se realizaron a diferentes valores de pH y fuerza iónica. Para finalizar este análisis de la interacción entre pesticidas orgánicos y sustancias húmicas, se realizaron experimentos de adsorción en presencia de un catión mayoritario en medios naturales, como es el ion Ca2+, para comprobar como afecta su presencia a dichos procesos de 62
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas adsorción, con lo que se tendrá a una visión más realista de la disponibilidad de contaminantes orgánicos en medios naturales. 3.1 CARACTERÍSTICAS DE LOS PESTICIDAS 3.1.1 Paraquat El herbicida paraquat (PQ) o dicloruro de 1,1´-dimetil-4,4´-bipiridinio hidratado (C12H14N2Cl2$H2O), PESTANAL (Pesticide Analytical Solution Model), también conocido como metil viológeno, fue suministrado por Aldrich con un porcentaje de pureza del 98%. Se presenta como un sólido cristalino, incoloro y es incompatible con agentes extremadamente oxidantes. En la Figura 3.1 se muestra la estructura molecular de este herbicida catiónico. CH3 N N H3C ++ 2 Cl- CH3 N N H3C ++ 2 Cl- Figura 3.1. Estructura molecular del paraquat. El paraquat es un herbicida no selectivo, es decir, ataca y mata las partes verdes de la planta con las que entra en contacto; no sistémico, es decir, no ataca las raíces ni se desplaza libremente dentro de la planta y además es un herbicida de contacto, necesita tener contacto con el follaje que destruye. Por todo ello el paraquat, que es uno de los herbicidas bipiridínicos más activos, se ha utilizado ampliamente para una gran diversidad de cultivos en diferentes países, como en cultivos de plantación (plátano, palma de coco, café, palma de aceite, caucho, etc.), cítricos, manzanas, ciruelas, vid y te, como desecante en cultivos de patata, piña, caña de azúcar, girasol y como defoliante del algodón. Además, se utiliza para eliminar malas hierbas en terrenos sin cultivar (zonas industriales, vías de ferrocarril, laterales de carreteras) y para controlar el crecimiento de malas hierbas en sistemas acuáticos20,21. Este pesticida amónico cuaternario se utiliza frecuentemente como herbicida debido a su excelente acción en el interior de las células de las vegetales22, interfiriendo con el proceso de fotosíntesis, y por que es un herbicida de acción rápida. Sin embargo, está considerado como uno de las 63
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo sustancias más tóxicas si se ingiere23. Por ello y dado que existen numerosos casos de detección de paraquat en sistemas acuáticos22,24, su determinación y control son de la mayor relevancia. El paraquat se ioniza y disuelve rápidamente en agua bajo la forma de catión orgánico divalente. Es un compuesto no volátil25, estable en disoluciones ácidas y neutras pero se descompone a valores de pH superiores a 12. El dicloruro de paraquat se comporta como un electrolito fuerte en disolución, por tanto no es relevante hacer consideraciones de constantes de disociación. Además, debido a su gran solubilidad en agua, las interacciones hidrófobas no serán de gran importancia. En cuanto a su estabilidad, es importante tenerla en cuenta cuando se habla de especies adsorbidas, debido a que cualquier proceso de descomposición puede llevar a una sobreestimación de la adsorción. Sin embargo, este herbicida tiene una marcada estabilidad química tanto en disolución acuosa como adsorbido26,27. Debido a su carácter catiónico, el paraquat puede interaccionar con los grupos ácidos de las sustancias húmicas a través de un mecanismo de intercambio catiónico28,29 y de ahí la relevancia del estudio de la interacción entre ambas sustancias. 3.1.2 MCPA El herbicida MCPA o ácido (2-metil-4-clorofenoxi)acético, se presenta generalmente en forma de sal inorgánica, amina o éster. En este trabajo se empleó una sal de sodio (C9H8ClO3Na), PESTANAL, suministrado por Riedel-de Haën con un grado de pureza del 98,7 %. Se presenta como un sólido de color blanco, la solubilidad en agua a temperatura ambiente es de 825 mg L-1 y tiene un valor de pKa de su grupo carboxílico entre 3,07-3,14. En la Figura 3.2 se muestra la estructura molecular de este herbicida aniónico. Los herbicidas de la familia de los ácidos fenoxiacéticos, como es el caso del MCPA, son herbicidas hormonales, es decir actúan en la planta simulando hormonas del crecimiento. Se translocan con facilidad y actúan de forma sistémica en las plantas y por ello alteran el desarrollo y crecimiento de las mismas. Se emplean principalmente para controlar las malas hierbas dicotiledóneas en cultivos de gramíneas y también en cultivos leñosos. Este tipo de herbicida se utiliza frecuentemente en España debido a su bajo coste y a su alta selectividad30,31. A pesar de que su toxicidad es moderada comparada 64
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas con pesticidas organofosforados u organoclorados, es crucial monitorizar sus residuos, especialmente en aguas y suelos, ya que pueden afectar irreversiblemente al sistema nervioso cuando se adsorbe a través de la piel y una inhalación prolongada del producto puede causar mareos y problemas respiratorios32. O CH 2 C OH O CH 3 Cl O CH 2 C OH O CH 3 Cl Figura 3.2. Estructura molecular del MCPA. El MCPA se degrada fácilmente por la acción de microorganismos del suelo, especialmente en ambientes húmedos y cálidos, dando lugar a metabolitos de tipo fenólico (2-metil-4-clorofenol), que son compuestos más dañinos que los fenoxiácidos. Por tanto estos compuestos fenólicos están incluidos en la lista de contaminantes prioritarios de la Comunidad Europea y en la U.S. Environmental Protection Agency (EPA)33. A pesar de que este tipo de herbicida se utiliza en forma de sal o éster, sufre procesos de hidrólisis y en suelos se va a encontrar en su forma ácida, por lo que su comportamiento en suelos (solubilidad, adsorción-desorción, resistencia química y biodegradación) va a estar determinado por dicha estructura química. El MCPA contiene un grupo carboxílico que será el principal responsable de su relativamente alta actividad34. Por otra parte, contiene una estructura lipofílica fenólica (Figura 3.2), y por tanto el MCPA se convierte en una sustancia modelo para estudiar procesos de adsorcióndesorción en suelos pudiendo experimentar tanto interacciones polares como hidrófobas35, ,36 37. 3.2 PROCEDIMIENTO EXPERIMENTAL El primer problema que se plantea al estudiar la interacción entre pesticidas orgánicos y sustancias húmicas es la medida de la concentración del pesticida. Tanto el paraquat como el MCPA adsorben en la región ultravioleta, el paraquat presenta un máximo de absorción a 257 nm y el MCPA 65
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo tiene un máximo a 279 nm y otro más intenso a 228 nm (en el Apéndice II.a se muestran los espectros de ambas sustancias). El hecho de que las sustancias húmicas presenten una elevada absorbancia tanto en la región visible como en la ultravioleta, impide que se pueda utilizar directamente una técnica espectrofotométrica para la medida de la concentración del pesticida adsorbido debido a problemas de solapamiento de las bandas de ambas sustancias como se muestra en la Figura 3.3. Por tanto, se hace necesaria una extracción o separación previa para determinar el pesticida libre en disolución. 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 200 300 400 500 600 700 800 λ/nm Absorbanci a Figura 3.3. Espectros UV-vis de los reactivos. (&) Complejo AH-Paraquat; (&) Ácido Húmico; (&) Paraquat. Si bien la extracción es un proceso fundamental cuando se habla de análisis de residuos de pesticidas, pudiendo hacerse uso de la extracción en fase sólida (SPE)38, microextracción en fase sólida (SPME)39, extracción acuosa40, etc. En estudios de interacción de pesticidas con sustancias húmicas, o materia orgánica en general, se han utilizado con resultado satisfactorio diversas técnicas de separación, como son la centrifugación18, , ,41 42 43 y ultracentrifugación44, ,45 46, cromatografía en capa fina47 y diálisis13,16,46, , ,48 49 entre otras. El problema que plantea la utilización de la cromatografía en capa fina para el estudio de la adsorción de pesticidas orgánicos sobre sustancias húmicas es la utilización de disolventes orgánicos, por lo que los resultados obtenidos no se pueden relacionar directamente con las interacciones que tienen lugar en medios naturales, y por ello hoy día se intenta aplicar esta técnica con disolventes acuosos para acercarse más a condiciones naturales50. Por otra parte la centrifugación como técnica de separación de sustancias húmicas y pesticidas orgánicos, es aplicable cuando se trabaja con suspensiones sólidas de sustancia húmica, es decir en el caso de utilizar altas concentraciones de materia orgánica18,41 (1000-2500 mg L-1). Por el contrario mediante esta técnica no se puede separar el ácido 66
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas húmico en disolución del pesticida, por tanto, cuando se pretende trabajar a bajas concentraciones de sustancia húmica la centrifugación es ineficaz. En un principio en este trabajo se intentó utilizar la filtración como técnica de separación del pesticida elegido, empleando para ello membranas de celulosa Millipore de tamaño de poro de 0,1 µm. En la Figura 3.4 se muestran los espectros del complejo PQ-AH sin filtrar y filtrando a través de la membrana de celulosa y se comparan con el espectro del paraquat para tener una referencia del espectro del pesticida sin influencia del húmico. 0,0 0,4 0,8 1,2 1,6 2,0 200 300 400 500 600 700 800 λ/n m Absorbanci a Figura 3.4. Efecto de la filtración sobre los espectros UV-vis de las especies reaccionantes. (&) Complejo PQ-AH sin filtrar; (&) Complejo PQ-AH filtrado con membrana de 0,1 µm; (&) Paraquat. Se puede observar que a pesar de que la membrana de 0,1 µm retiene gran cantidad de sustancia húmica, no elimina totalmente su interferencia. Por tanto se optó por hacer pruebas de separación entre ambas sustancias aplicando como técnica de separación la diálisis. 3.2.1 Experimentos de Diálisis La diálisis es un proceso de separación de sustancias en disolución basado en un gradiente de concentración y en las diferentes velocidades de difusión de las sustancias presentes a través de una membrana semipermeable. Esta técnica se emplea para retener moléculas de gran tamaño mientras que las de menor tamaño difundirán libremente a través de la membrana, fluirán desde la zona de concentración más alta hacia la de menor concentración, con lo que al cabo de cierto tiempo se habrán igualado las concentraciones en ambos lados de la membrana. En este trabajo se utilizaron membranas de celulosa regenerada (Spectra/Por) con un tamaño de poro de 1000 Da y un diámetro de membrana de 18 mm. Las membranas se conservan en una 67
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo disolución de azida sódica al 0,1% que actúa como bactericida. Para cerrar las membranas es necesario utilizar cierres de tamaño superior al menos en 4 mm al diámetro de la membrana para asegurar su correcto sellado, por ello se utilizaron pinzas de diálisis de polipropileno de 23 mm (Spectra/Por). Debido a las diferencias existentes en los pesos moleculares de las especies a separar (Ácido húmico = 3261 g mol-1, Ácido fúlvico = 2148 g mol-1, PQ = 257,17 g mol-1, MCPA = 222,6 g mol-1) es de suponer que los pesticidas orgánicos pasen libremente a través de la membrana, al contrario que las sustancias húmicas que quedarán retenidas. Para comprobar la efectividad de la membrana se realizaron una serie de pruebas de diálisis con las sustancias húmicas y con los pesticidas orgánicos por separado para así analizar si hay una correcta difusión de los pesticidas a través de la membrana y una buena retención de las sustancias húmicas. 3.2.1.a Diálisis de paraquat Para realizar los experimentos de diálisis del paraquat se hicieron una serie de pruebas para optimizar la difusión de dicho pesticida a través de la membrana. Primero se introdujo un volumen de 4 mL de una disolución acuosa de una determinada concentración del pesticida en el interior de la membrana de diálisis, la cual se introdujo en un recipiente de polietileno que contenía 60 mL de agua bidestilada (Prueba I). Los volúmenes fueron escogidos de manera que la disolución del interior de la membrana sea suficiente para poder realizar la medida espectrofotométrica y el volumen del recipiente de forma que cubra totalmente a la membrana de diálisis. Para favorecer la difusión del paraquat a través de la membrana, se introduce en el recipiente una barra agitadora y se coloca este sistema sobre un agitador magnético (Poly 15, Variomag) manteniendo una agitación constante. Se realizaron varios experimentos en estas condiciones para comprobar la efectividad de la difusión a diferentes tiempos. Una vez que se retira la membrana de diálisis del recipiente se mide la absorbancia del pesticida en el interior y en el exterior de la membrana con un espectrofotómetro PQ2+ en agua H2O PQ2+ en agua H2O 68
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas Ultravioleta-visible JASCO V-530, para comprobar si finalizó el proceso de diálisis a los tiempos considerados. Siguiendo este método de diálisis, el tiempo de equilibrio necesario para igualar las absorbancias de pesticida a ambos lados de la membrana sería muy elevado ya que a las tres horas de diálisis casi todo el paraquat permanece dentro de la membrana, como se muestra en la Figura 3.5, quizás debido al hecho de que el volumen del interior de la membrana (en el que se encuentra el paraquat) es muy pequeño con respecto al volumen de fuera (al que tiene que pasar el pesticida) y por tanto es necesario más tiempo para que se igualen las concentraciones de pesticida a ambos lados de la membrana. 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 200 250 300 350 λ/nm Absorbanci a Figura 3.5. Espectros UV-vis de PQ después de realizar las pruebas de diálisis (Prueba I): (&) PQ sin dializar; (&) PQ dentro de la membrana; (&) PQ fuera de la membrana de diálisis. Por tanto se optó por modificar el método de separación en cuanto a la ubicación de las disoluciones. Se introdujeron 60 mL de la disolución acuosa de pesticida en el recipiente (fuera de la membrana) de forma que tenga que pasar al interior de la membrana (4 mL de agua bidestilada) hasta igualarse las concentraciones en ambos lados (Prueba II). Se realizaron varios experimentos para medir la cantidad de paraquat que se difunde a diferentes tiempos. De esta manera a partir de las cuatro horas y media se alcanza el equilibrio, tal como se muestra en la Figura 3.6. Sin embargo, con este método no se obtiene una recuperación completa del pesticida, la concentración de paraquat medida dentro y fuera de la membrana no supera el 70 % del pesticida inicial añadido, quizás debido a problemas de adsorción en las paredes de la membrana. H2O PQ2+ en agua H2OH2O PQ2+ en agua 69
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo 0,0 1,0 2,0 3,0 4,0 200 300 400 500 600 λ/nm Absorbanci a Figura 3.12. Comparación de los experimentos de diálisis del AF con distintos tipos de membrana. (&) AF 100 mg L-1; (&) AF dentro de la membrana (1000 daltons), 6 horas de diálisis; (&) AF dentro de la membrana (500 daltons), 6 horas de diálisis; (&) KCl 8$10-3 M. El problema surgió cuando al comprobar la diálisis del paraquat empleando la membrana de 500 Da. En la Figura 3.13 se muestra la evolución del proceso de diálisis con el tiempo, para una disolución de paraquat 1,56$10-4 M a fuerza iónica 8$10-3 M. Se puede observar que a las 48 horas de diálisis aún no se igualaron las concentraciones de pesticida a ambos lados de la membrana. Por tanto, la mejora en el proceso de diálisis del ácido fúlvico con la membrana de de 500 Da se ve contrarrestada por el elevado tiempo necesario para que se igualen las concentraciones de paraquat utilizando este tipo de membrana, ya que la cantidad de materia orgánica que difunde a través de la membrana aumenta con el tiempo de diálisis (Figura 3.10). 0,0E+00 5,0E-05 1,0E-04 1,5E-04 2,0E-04 0 102030405060 tiempo/horas [PQ]/mol L -1 Figura 3.13. Determinación del tiempo de diálisis para el PQ con la membrana de 500 Da. I = 8$10-3M. (() [PQ] dentro de la membrana de diálisis; (() [PQ] fuera de la membrana de diálisis. Por tanto, debido al tiempo necesario para alcanzar el equilibrio de diálisis de paraquat a través de la membrana de 500 Da, se consideró que la mejor opción era utilizar para los experimentos de adsorción de pesticidas orgánicos con la muestra de ácido fúlvico, la membrana de 1000 Da. 76
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas 3.2.2 Experimentos de Adsorción Una vez optimizado el procedimiento de diálisis de las sustancias con las que se va a trabajar, el siguiente paso fue realizar un ensayo de adsorción paraquat−ácido húmico con el fin de establecer las condiciones experimentales más adecuadas para poder obtener las isotermas de adsorción. En primer lugar es necesario determinar el tiempo requerido para alcanzar el equilibrio de adsorción entre ambas sustancias. En la bibliografía se pueden encontrar diferencias significativas con respecto al tiempo de contacto necesario para alcanzar el equilibrio. Narine y Guy comprobaron que a las 3 horas de reacción entre paraquat y una muestra de ácido húmico, se alcanzaba el equilibrio de adsorción. Otros autores postulan que 24 horas es un tiempo suficiente para alcanzar el equilibrio entre herbicidas bipiridínicos y sustancias húmicas29, ,51 52. Sin embargo Damanakis et al.53 observaron que se necesitaban 48 horas de agitación para alcanzar el equilibrio de adsorción entre paraquat y ácido húmico. Estas diferencias pueden ser debidas a que el tiempo de equilibrio de adsorción depende del grado de entrecruzamiento del material adsorbente. Cuando el grado de entrecruzamiento de las sustancias húmicas de suelos es bajo, el equilibrio se alcanza rápidamente, pero en condiciones en las que los adsorbentes presentan estructuras menos lineales el equilibrio se alcanza más lentamente ya que el adsorbato se difundirá con más dificultad a través de la matriz54. Debido a las diferencias estructurales que presentan las diferentes fracciones húmicas y en especial al efecto de las condiciones del medio sobre sus estructuras, el tiempo necesario para alcanzar el equilibrio de adsorción pesticidas-SH variará con las condiciones en las que se realice el experimento, por lo que no se puede tomar como referencia ningún dato bibliográfico en cuanto al tiempo de adsorción entre estas sustancias y es necesario determinarlo. En el presente trabajo el problema de estudiar la evolución de la adsorción con el tiempo se complica como consecuencia de la utilización de la diálisis como método de separación, ya que como mínimo se tendrá que dejar un tiempo de adsorción superior al requerido por el paraquat para equilibrarse a ambos lados de la membrana. Por ello las medidas de adsorción se realizaron a partir de las cuatro horas (tiempo de diálisis necesario para que se igualen las concentraciones de paraquat en ambos lados de la membrana cuando se trabaja a fuerza iónica 0,02 M). Para determinar el tiempo mínimo necesario para alcanzar el equilibrio de adsorción entre el paraquat y la muestra de ácido húmico, se realizaron varios experimentos en los que se midió la concentración de paraquat adsorbido a diferentes tiempos. En el exterior de la membrana de diálisis se 77
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo dispone una disolución de ácido húmico (25 mg L-1), paraquat (4,4$10-5 M), y KCl a la concentración requerida para que la fuerza iónica del medio sea 0,02 M. En el interior se introduce una disolución de cloruro potásico de modo que la fuerza iónica sea igual a ambos lados de la membrana. Estos experimentos se realizaron al pH de mezcla (pH ~ 4,1), con agitación constante y a temperatura ambiente. Siempre que se realicen medidas espectrofotométricas es necesario medir un blanco de ácido húmico para cada uno de los experimentos de adsorción ya que el número de moles de dicho ácido que se difunden a través de la membrana aumenta con el tiempo. Este blanco consiste en una disolución de ácido húmico en las mismas condiciones en las que se va a realizar la adsorción, en ausencia de pesticida. De esta forma se podrá restar la contribución del ácido húmico que se difunde a través de la membrana y obtener así la absorbancia debida únicamente al pesticida libre. Una vez medida la absorbancia del pesticida libre, se transforma en concentración mediante el calibrado previamente realizado con disoluciones patrón del pesticida. De esta manera, la concentración de pesticida adsorbido sobre la sustancia húmica se calcula como la diferencia entre el pesticida total añadido y el pesticida libre en disolución. En la Figura 3.14 se representa la concentración de paraquat adsorbido por el ácido húmico en función al tiempo de reacción, observándose que a partir de 12 horas dicha concentración se mantiene constante. KCl AH+PQ en KCl Muestra KCl AH en KCl Blanco KCl AH+PQ en KCl KClKCl AH+PQ en KCl Muestra KCl AH en KCl Blanco KCl AH en KCl KClKCl AH en KCl Blanco 8,0E-06 9,0E-06 1,0E-05 1,1E-05 4 8 12 16 20 tiempo/horas [PQ] adsorbido/mol L -1 Figura 3.14. Estudio cinético de la adsorción de paraquat sobre el ácido húmico. 78
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas Debido a que en estas condiciones el paraquat adsorbido no supera el 25 % del pesticida total añadido, se decidió aumentar la concentración de ácido húmico a 50 mg L-1, y de esta forma minimizar errores en las medidas. Por tanto una vez determinado el tiempo necesario para alcanzar el equilibrio de adsorción entre ambas sustancias, se obtuvo la isoterma de adsorción al pH de disolución del ácido húmico (pH i 4,1), para una concentración de ácido húmico de 50 mg L-1, a fuerza iónica 0,02 M en KCl, temperatura ambiente y con agitación constante. Se estudió la adsorción para un intervalo de concentraciones de paraquat entre 5,0$10-6 M y 1,1$10-4 M realizando un experimento independiente para cada una de las concentraciones (experimentos en batch). En una primera serie de experimentos los procesos de adsorción y diálisis del pesticida fueron simultáneos, por tanto el tiempo que marca el final del experimento es el de equilibrio de adsorción. Además se preparó un blanco de AH que se dejó el mismo tiempo de agitación que las muestras. En la Figura 3.15 se muestran los resultados obtenidos con este tipo de experimento, representando la concentración de paraquat libre en disolución (moles L-1) frente a la concentración de paraquat adsorbido sobre la sustancia húmica (mol Kg-1), y como se puede observar no se alcanza la saturación del sistema. Este resultado puede ser debido a que al realizar los dos procesos simultáneamente la diálisis afecte a la adsorción, ya que la diálisis de paraquat es un proceso más rápido que su adsorción sobre el ácido húmico. De este modo, antes de que el pesticida pueda ser adsorbido, ha tenido lugar una difusión significativa, de modo que un número representativo de moles de paraquat ha pasado al interior de la membrana, donde ya no están en contacto con el húmico. 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 Figura 3.15. Isoterma de adsorción de PQ sobre AH; [AH] = 50 mg L-1; I = 0,02 M y pH ~ 4,1, obtenida realizando la adsorción y la diálisis simultáneamente. 79
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Por este motivo fue necesario realizar el experimento separando los dos procesos. Primero se permite que se establezca el equilibrio de adsorción entre paraquat y ácido húmico, y a continuación se introduce la membrana de diálisis en el sistema, hasta que la concentración de pesticida libre en disolución se iguale en ambos lados de la membrana. Una vez alcanzado el equilibrio AH+PQ en KCl KCl PQ libre AH libre AH-PQ Una vez alcanzado el equilibrio AH+PQ en KCl AH+PQ en KCl KClKCl PQ libre AH libre AH-PQ El último paso en la optimización del método propuesto para estudiar la adsorción de pesticidas orgánicos sobre sustancias húmicas fue realizar las medidas del pesticida libre mediante cromatografía líquida de alta resolución (HPLC). Esta técnica permite barrer un intervalo de concentraciones más amplio con un error menor en la medida espectrofotométrica. La técnica utilizada en este trabajo se denomina cromatografía de par iónico en la cual se combinan la cromatografía en fase reversa (el recubrimiento de la columna tiene carácter no polar) y la cromatografía de intercambio iónico (basada en la atracción entre los iones del analito y posiciones cargados existentes en la fase estacionaria). En el caso de la cromatografía de par iónico la fase estacionaria tiene carácter no polar (columna de grupos de C-18) y la fase móvil es una disolución tampón acuosa que contiene un disolvente orgánico (metanol) y un compuesto iónico (octanosulfonato sódico) que aporta un contraión (C8H17SO3−1) de carga opuesta al analito (PQ2+) y por tanto se combinarán para formar una especie neutra que es lo que se denomina par iónico que será retenida por el relleno de la columna. La mayoría de estos compuestos contienen grupos alquilo (como es el caso del octanosulfonato sódico) que mejoran las características de la retención. La elución de los pares iónicos se consigue mediante un disolvente orgánico (metanol) soluble en agua. Las aplicaciones de este tipo de cromatografía con frecuencia se superponen con las de la cromatografía de intercambio iónico. Para la separación de pequeños iones inorgánicos se prefiere la cromatografía iónica, sin embargo con iones grandes, como es el caso del paraquat, el intercambio es peor dado que las resinas de intercambio iónico tienen redes internas estrechas que ralentizan los procesos de transferencia de masa, lo que implica pérdida de eficacia. 80
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas En este caso, para medir el paraquat libre en disolución se siguió aproximadamente el método propuesto por Waters55 para la determinación de herbicidas bipiridínicos en agua de consumo. El equipo utilizado consiste en un módulo de separación modelo 2695 (Waters) y un detector PDA (Photodiode Array Detector) modelo 2996 (Waters). La fase estacionaria está compuesta por grupos de C-18 unidos a una matriz de sílice (Symetry® C18, 3,9 mm de diámetro interno, 150 mm de largo y con un relleno de un tamaño de partícula de 5 µm, Waters).Como fase móvil se utiliza una mezcla de metanoloctanosulfonato sódico (C8H17SO3Na) 25 mM a pH 3,0 (60 % - 40 %), calidad HPLC. Antes de realizar las medidas es necesario acondicionar la columna con la fase móvil de trabajo durante un mínimo de 10 minutos. Se trabajó en modo isocrático con un flujo de fase móvil de 1 mL min-1, se inyecta un volumen de muestra de 40 µL (previamente filtradas con membrana de celulosa de tamaño de poro de 0,45 µm para eliminar cualquier partícula en suspensión que pueda dañar la columna) y la temperatura de la columna y de las muestras se fijó a 25 ! 5 ºC para asegurar la reproducibilidad del tiempo de retención del pico cromatográfico. En el cromatograma obtenido con estas condiciones, el paraquat aparece un tiempo de retención de 4,5 minutos, como se puede ver en el cromatograma de PQ que se adjunta a modo de ejemplo en el Apéndice II.c. Al utilizar como técnica de medida la cromatografía líquida de alta resolución, se necesita menos volumen de muestra a la hora de realizar las medidas. Por tanto se optimizaron los volúmenes del experimento de modo que dentro de la membrana de diálisis se disponen 2 mL de electrolito en las condiciones requeridas y fuera de la membrana 25 mL de disolución de forma que la membrana queda totalmente recubierta. Se realizó una nueva comprobación del tiempo necesario para el proceso de diálisis del pesticida con los nuevos volúmenes de trabajo y se comprobó que a las cuatro horas de agitación la diálisis del pesticida es completa para cualquiera de las fuerzas iónicas de trabajo. En cuanto el tiempo necesario para alcanzar equilibrio de adsorción, debido a que al aumentar la concentración de paraquat en el medio de reacción puede aumentar el tiempo necesario para alcanzar dicho equilibrio, se dejó un tiempo de contacto de 36 horas que garantiza el establecimiento del equilibrio de adsorción, y se comprobó en diferentes réplicas realizadas a las concentraciones de paraquat más elevadas que hasta 72 horas no existe diferencia en la adsorción. 81
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Por otra parte, con esta técnica no es necesario realizar el blanco de la sustancia húmica ya que el pico cromatográfico tiene una buena resolución y no hay interferencia de la pequeña cantidad de húmico que pueda pasar a través de la membrana. Se hicieron pruebas de adsorción sin dializar para comprobar si con este método se podía medir el pesticida sin necesidad de hacer una separación previa de la materia orgánica, es decir comprobar si la columna empleada separaba adecuadamente al pesticida de la materia orgánica. Sin embargo, al intentar medir el paraquat libre sin utilizar una técnica de separación previa, se produce una interferencia del ácido húmico que causa una importante desviación de la línea de base del cromatograma y que puede impedir la cuantificación real del analito, sobre todo a bajas concentraciones del mismo56. Por tanto se hace necesario seguir empleando una técnica de separación para poder medir el pesticida libre en disolución. En resumen y como se muestra en el esquema de la Figura 3.16, para el estudio de la adsorción de pesticidas orgánicos con sustancias húmicas, una vez transcurrida la adsorción, se separa el pesticida libre en disolución de la materia orgánica y del complejo formado mediante un proceso de diálisis. Previamente a las medidas de paraquat libre mediante cromatografía líquida de alta resolución, se realizará un calibrado con disoluciones patrón del pesticida estudiado. Por diferencia entre el pesticida añadido y el libre en disolución se obtiene el paraquat complejado por el ácido húmico en las condiciones estudiadas. Para el cálculo del paraquat adsorbido es necesario realizar una corrección de volumen ya que la reacción transcurre en un volumen de 25 mL pero el volumen final son 27 mL al introducir la membrana de diálisis (el paraquat se encuentra tanto dentro como fuera de la membrana y las concentraciones son iguales en ambos lados una vez alcanzado el equilibrio de diálisis). Diálisis (mínimo de 6 h) Cromatografía de par iónico (calibrado y medida de las muestras) Una vez alcanzado el equilibrio (mínimo de 36 h) KCl (2 mL) PQ libre AH libre AH-PQ PQ libre en KCl [PQ libre] [PQ adsorbido] = [PQ total] - [PQ libre] AH+PQ en KCl (25 mL) Diálisis (mínimo de 6 h) Cromatografía de par iónico (calibrado y medida de las muestras) Una vez alcanzado el equilibrio (mínimo de 36 h) KCl (2 mL) KCl (2 mL) PQ libre AH libre AH-PQ PQ libre en KCl PQ libre en KCl [PQ libre] [PQ adsorbido] = [PQ total] - [PQ libre] AH+PQ en KCl (25 mL) Figura 3.16. Esquema del protocolo seguido para el estudio de la interacción pesticidas orgánicos-SH. 82
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas Siguiendo este protocolo de análisis se realizaron diferentes experimentos de adsorción de paraquat con ácido húmico (50 mg L-1), a fuerza iónica 0,02 M y pH 4,1 en los que varía la cantidad de pesticida añadido en cada caso y se obtiene la isoterma de adsorción que se muestra en la Figura 3.17. 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L-1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 Figura 3.17. Isoterma de adsorción de PQ con ácido húmico (50 mg L-1). I 0,02 M y pH ~ 4,1. (○) HPLC; (&) espectrofotómetro. En esta figura se comparan los resultados obtenidos para la adsorción de paraquat sobre ácido húmico a dichas condiciones, utilizando el espectrofotómetro UV-vis, de manera que se puede observar la adecuada reproducibilidad de los datos de adsorción, hasta una determinada concentración de pesticida, por ambos métodos (cromatográfico y espectrofotométrico). Por ello, las medidas de la concentración de paraquat libre en los experimentos de adsorción se realizarán para todo el intervalo de concentraciones de pesticida mediante la técnica cromatográfica. Una vez optimizado el protocolo utilizado para medir la adsorción de pesticidas orgánicos con sustancias húmicas, el siguiente paso fue realizar un estudio de dicha adsorción variando el pH y fuerza iónica del medio para poder estudiar el comportamiento del pesticida dependiendo de las condiciones experimentales y comparar la adsorción dependiendo de la fracción húmica (ácido fúlvico o ácido húmico). Además se realizó el estudio con dos pesticidas orgánicos con diferentes características fisicoquímicas, para comprobar como afectan éstas a su adsorción sobre las sustancias húmicas. Para finalizar este estudio se realizaron experimentos de adsorción de pesticidas orgánicos con sustancias húmicas, añadiendo un catión mayoritario en medios naturales (Ca2+) y que puede competir con los pesticidas en el proceso de adsorción sobre las sustancias húmicas y por tanto dará una idea más acertada de la disponibilidad de los pesticidas orgánicos en medios naturales. 83
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo 3.3 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN DE PARAQUAT SOBRE SUSTANCIAS HÚMICAS En principio, debido a su carácter catiónico, el paraquat podría interaccionar con los grupos ácidos de las sustancias húmicas a través de un mecanismo de intercambio catiónico28,29. Por lo tanto y si se supone que la interacción entre ambas sustancias es a través de los grupos ácidos de las SH, la magnitud de la adsorción será dependiente de la ionización de los grupos ácidos de dichas sustancias. Por tanto un factor importante a tener en cuenta será el pH del medio, que va a determinar el grado de protonación de las sustancias húmicas. Además es necesario tener en cuenta la fuerza iónica del medio, que ejerce un efecto de apantallamiento de la carga generada como resultado de la ionización de los grupos ácidos de dichas sustancias. 3.3.1 Adsorción de Paraquat sobre Ácido Húmico Se realizaron experimentos de adsorción de paraquat con una disolución de la muestra de ácido húmico de concentración de 50 mg L-1, a tres valores de pH, 4,1 (pH de disolución del ácido húmico a esa concentración), 5,0 y 6,0 y a dos fuerzas iónicas, I = 8$10-3 y 0,02 M. La elección de las condiciones experimentales se realizó de forma que se intentó analizar la adsorción a valores de pH característicos de medios naturales, un valor de fuerza iónica, 8$10-3 M, que es congruente con la concentración de iones habitual en aguas continentales57, y con el fin de analizar el efecto de la concentración de electrolito en la interacción de paraquat con sustancias húmicas y poder obtener así parámetros intrínsecos, se estudio una fuerza iónica más alta, I = 0,02M. Para el control del pH se añadió KOH i 0,1 M mediante una bureta automática (CRISON, microBU 2031), y el pH se midió por medio de un electrodo de vidrio combinado (RADIOMETER GK2401C), y un pHmetro (CRISON micropH 2002). Para evitar la carbonatación del sistema, se burbujea una corriente de N2 durante el ajuste del pH. Una vez transcurrido el tiempo necesario para alcanzar el equilibrio de adsorción, se introduce la membrana de diálisis que contiene una disolución de KCl a la misma fuerza iónica y pH a los que se realizó el proceso de adsorción. El tiempo de diálisis del pesticida fue entre 6 y 7 horas, lo que asegura que incluso a alta concentración de pesticida se igualan las concentraciones de paraquat en ambos lados de la membrana para todas las condiciones de trabajo. 84
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas En la Figura 3.18 se muestran las isotermas de adsorción de paraquat sobre la muestra de ácido húmico para las dos fuerzas iónicas y los tres valores de pH de trabajo. 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 2,0E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 0,0E+00 5,0E-05 1,0E-04 1,5E-04 2,0E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 a) b) 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 2,0E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 0,0E+00 5,0E-05 1,0E-04 1,5E-04 2,0E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 a) b) Figura 3.18. Efecto del pH sobre las isotermas de adsorción de paraquat sobre ácido húmico. [AH] = 50 mg L-1. a) I = 0,02 M; b) I = 8$10-3 M. (rosa) pH = 4,1; (verde) pH = 5,0; (azul) pH = 6,0. Como era de esperar, se observa que a medida que aumenta el pH del medio, aumenta la adsorción de paraquat sobre el ácido húmico. El hecho de que al aumentar el pH del medio incremente la adsorción de paraquat sobre la muestra de ácido húmico apoya la afirmación de que la adsorción de pesticidas catiónicos con las sustancias húmicas tiene lugar a través de una interacción con las posiciones ácidas ionizadas de estas sustancias. A medida que aumenta el pH del sistema, se van desprotonando más grupos ácidos en el material húmico, lo que aumenta el número de posiciones aptas para ser ocupadas por el paraquat. Este efecto está de acuerdo con resultados recogidos en la bibliografía para la adsorción de herbicidas bipiridínicos con este tipo de sustancias16, ,58 59. Se observó además una influencia de la fuerza iónica del medio en la adsorción del pesticida sobre el ácido húmico. En la Figura 3.19 se muestra la influencia de la fuerza iónica para pH de trabajo, y se observa que al aumentar la concentración de electrolito disminuye la adsorción de paraquat. Como era de esperar, al aumentar la concentración de electrolito inerte se produce un mayor apantallamiento de la carga negativa de la superficie orgánica, disminuyendo la interacción electrostática que determina la adsorción de paraquat sobre las sustancias húmicas, lo que origina una menor adsorción del catión PQ2+. 85
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Tabla 3.1: Parámetros intrínsecos y estadísticos para el proceso de adsorción PQ-AH obtenidos mediante el ajuste de la isoterma de Langmuir-Freundlich a las curvas calculadas por el modelo Donnan. PQ-AH Log Kint -0,10 ! 8,12$10-3 M (mol Kg-1) 0,84 ! 4,34$10-3 m 0,66 ! 4,51$10-3 RSS 1,82$10-3 r21,00 -1,8 -1,5 -1,2 -0,9 -0,6 -0,3 0,0 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 4,1 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 5,0 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 6,0 -1,8 -1,5 -1,2 -0,9 -0,6 -0,3 0,0 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 4,1 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 5,0 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 5,0 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 6,0 -1,0 -0,8 -0,6 -0,4 -0,2 0,0 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L-1) log PQ adsorbido (mol Kg -1) pH = 6,0 Figura 3.23. Isotermas de adsorción del paraquat sobre el ácido húmico. (llenos) I = 8$10-3 M; (vacíos) I = 0,02M. (círculos) resultado experimental; (líneas) curvas teóricas. 92
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas 3.3.3.b Parámetros intrínsecos de adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico A la hora de aplicar un modelo electrostático para corregir el efecto de la fuerza iónica en la reacción de adsorción paraquat-ácido fúlvico e interpretar los resultados experimentales, se eligió el modelo Donnan ya que igual que en el caso del ácido húmico, permite justificar adecuadamente el comportamiento ácido-base del ácido fúlvico (Capítulo 2). Además, la aplicación de un mismo modelo electrostático permite obtener parámetros intrínsecos de complejación de paraquat con ambas fracciones que son comparables. El procedimiento seguido para el cálculo es el indicado para el ácido húmico. Asimismo, para la obtención de los parámetros intrínsecos para el proceso de adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico, una vez corregido el efecto electrostático se emplea la isoterma de Langmuir- Freundlich, y de la misma forma que en el caso del ácido húmico se considera que participa un único tipo de grupos (carboxílicos) en la interacción de paraquat con ácido fúlvico debido al intervalo de valores de pH estudiados para este proceso (pH 3,8-6,0). En la Figura 3.24 se muestran las isotermas experimentales de adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico para cada una de las condiciones de trabajo (3 valores de pH y 2 fuerzas iónicas), junto con los ajustes realizados mediante la aplicación de la isoterma de Langmuir-Freundlich a las curvas calculadas a partir del modelo Donnan. A diferencia del caso de la adsorción de paraquat con ácido húmico, en el caso del fúlvico los valores calculados reproducen adecuadamente los valores experimentales para los valores de pH más altos (pH 5,0 y 6,0) a las dos fuerzas iónicas, mientras que a pH 3,8 el modelo aplicado predice una adsorción mucho menor que la obtenida experimentalmente en estas condiciones. El hecho de que no se pueda reproducir adecuadamente la interacción de paraquat con ácido fúlvico para todas las condiciones experimentales puede ser debido a la conjunción de varios factores. Por una parte, se conoce que el paraquat interacciona con las sustancias húmicas a través de otros mecanismos diferentes a la interacción electrostática, como pueden ser interacciones de van der Waals, enlace de hidrogeno, mecanismos de transferencia de carga28,61, etc, aunque generalmente son de menor importancia que las interacciones electrostáticas. Sin embargo, en el caso de la adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico a pH bajo, al que se produce la menor ionización de los grupos ácidos de la sustancia húmica, es posible que la contribución de estas interacciones sea significativa en comparación 93
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo con la interacción electrostática, de modo que no sea posible interpretar el comportamiento de adsorción únicamente con un modelo electrostático. Por otra parte, debido a que a pH ~ 3,8, se produce la menor adsorción de paraquat en comparación con las demás condiciones experimentales estudiadas, es más probable que exista cierto error de medida. -2,0 -1,7 -1,4 -1,1 -0,8 -0,5 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 6,0 -2,0 -1,8 -1,6 -1,4 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 3,8 -2,0 -1,7 -1,4 -1,1 -0,8 -0,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 5,0 -2,0 -1,7 -1,4 -1,1 -0,8 -0,5 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 6,0 -2,0 -1,7 -1,4 -1,1 -0,8 -0,5 -6,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 6,0 -2,0 -1,8 -1,6 -1,4 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 3,8 -2,0 -1,8 -1,6 -1,4 -1,2 -1,0 -0,8 -0,6 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 3,8 -2,0 -1,7 -1,4 -1,1 -0,8 -0,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 5,0 -2,0 -1,7 -1,4 -1,1 -0,8 -0,5 -6,0 -5,5 -5,0 -4,5 -4,0 -3,5 log PQ libre (mol L -1 ) log PQ adsorbido (mol Kg -1 ) pH = 5,0 Figura 3.24. Isotermas de adsorción del paraquat sobre el ácido fúlvico. (llenos) I = 8$10-3 M; (vacíos) I = 0,02M. (triángulos) resultado experimental; (líneas) curvas teóricas. A la vista de los resultados y para comprobar que el hecho de que no se reproduzca el comportamiento experimental a valores de pH bajos no es debido al empleo de un modelo electrostático inadecuado, se probó el modelo de esfera impenetrable, que es un modelo que ha sido aplicado con éxito para justificar el comportamiento ácido-base de ácidos fúlvicos en numerosos trabajos de la bibliografía62, , ,63 64 65. De hecho, este modelo electrostático se aplicó en el Capítulo 2 para corregir el efecto de la fuerza iónica en las curvas de carga de dicho ácido obteniendo una buena convergencia para todas las fuerzas iónicas de trabajo. 94
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas Tal como se indicó anteriormente el modelo de esfera impenetrable se apoya en la teoría de la doble capa para tener en cuenta el efecto electrostático. El modelo de la doble capa relaciona la carga negativa de la superficie de las moléculas húmicas (Q), debida a la disociación de los grupos ácidos, con el potencial superficial (ψs) que crea dicha carga. En esta aproximación se considera que la carga está localizada sobre la superficie de la partícula y ésta es neutralizada por contraiones situados en sus proximidades. Por tanto, si en vez de considerar la concentración de paraquat en el seno de la disolución, se calcula la concentración de paraquat en las proximidades de la superficie, se elimina el efecto de la fuerza iónica. De acuerdo con la ley de distribución de Boltzmann, la concentración de paraquat en la superficie cargada de la molécula se podrá calcular mediante una expresión análoga a la Ecuación 3.1 aunque en este caso la concentración calculada es superficial, así como el potencial electrostático. El procedimiento seguido para el cálculo es el desarrollado en el Apartado 2.4.3.a, Ecuaciones 2.14-2.18, para el estudio de las propiedades ácido-base del ácido fúlvico. Para el cálculo del potencial superficial y con el la concentración de paraquat en la superficie de las moléculas de fúlvico se utilizaron los parámetros de radio y área superficial empleados en la obtención de la curva maestra de la muestra de ácido fúlvico mediante el modelo de esfera impenetrable (Apéndice I.g). Los resultados obtenidos mediante la aplicación del modelo de esfera impenetrable a las isotermas de adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico a pH 3,8 no predicen tampoco de forma adecuada los datos experimentales ya que al igual que en el modelo Donnan los valores predichos son menores que los experimentales. Dado que la aplicación de dos modelos experimentales diferentes no produce mejora alguna en la predicción de la interacción paraquat-ácido fúlvico a pH bajo, se refuerza la teoría de que en esta fracción, cuando hay pocos grupos ionizados es necesario tener en cuenta otro tipo de interacción además de la electrostática. A pesar de que para los ácidos fúlvicos es más frecuente suponer una forma esférica debido a su menor tamaño, a la vista de que este modelo no mejora los resultados obtenidos con el modelo Donnan en el proceso de adsorción de paraquat sobre dicha fracción, la mejor opción es interpretar el comportamiento de ambas fracciones con paraquat de manera que se puedan comparar los parámetros intrínsecos obtenidos. Para ello es necesaria la aplicación de un mismo modelo electrostático. 95
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo Los parámetros intrínsecos de adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico se obtuvieron de igual forma que en el caso del ácido húmico, ajustando la isoterma de Langmuir-Freundlich a las curvas calculadas mediante el modelo de Donnan. En la Tabla 3.2 se muestran los parámetros intrínsecos obtenidos para la interacción de paraquat con ácido fúlvico, junto con los parámetros estadísticos de error que indican la bondad del ajuste. Tabla 3.2: Parámetros intrínsecos y estadísticos para el proceso de adsorción PQ-AF obtenidos mediante la aplicación de la isoterma de Langmuir-Freundlich a las curvas calculadas por el modelo Donnan. PQ-AF Log Kint -0,28 ! 7,19$10-3 M (mol Kg-1) 0,39 ! 2,16$10-3 m 0,70 ! 2,49$10-3 RSS 3,07$10-5 r21,00 3.3.3.c Comparación de resultados Es necesario analizar las diferencias encontradas en la adsorción de paraquat sobre ambas fracciones de la materia orgánica natural. En este caso confluyen una serie de factores que permiten justificar la mayor adsorción de paraquat sobre la fracción húmica. Para ello será necesario tener en cuenta las constantes de adsorción y la abundancia de grupos ácidos para cada una de estas fracciones, la posibilidad de la participación de otro tipo de interacción además de la electrostática y las características estructurales del ion paraquat. Teniendo en cuenta el tipo de interacción que parecen presentar los pesticidas bipiridínicos con las sustancias húmicas, a través de las posiciones ácidas de estas sustancias, y que el contenido en grupos ácidos para la fracción AF es mayor que para la fracción AH (Apéndice I.f y Apartado 2.4.3.d), se podría esperar una mayor adsorción de paraquat sobre el ácido fúlvico, resultado que se encuentra en algún trabajo bibliográfico66. Sin embargo, el contenido en grupos ácidos de las sustancias húmicas no es el único factor a tener en cuenta ya que los resultados obtenidos también pueden ser justificados en 96
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas función de las diferencias estructurales y químicas entre ambas fracciones, de hecho en diversos trabajos de la bibliografía se obtiene una mayor adsorción de paraquat sobre ácido húmico que sobre el ácido fúlvico del mismo suelo29,41. Los ácidos húmicos presentan para los dos tipos de grupos funcionales ácidos (carboxílicos y fenólicos) unas constantes de protonación mayores que los ácidos fúlvicos (Apéndice I.f y Apartado 2.4.3.d), lo que implica que los grupos ácidos de la fracción AH, presenten valores más altos para las constantes de complejación de cationes. Esto hace que el ácido húmico a pesar de presentar un menor número de posiciones ácidas, muestre un mayor carácter complejante que el ácido fúlvico, tal y como se deduce de los parámetros de interacción calculados en este estudio (Tabla 3.1 y Tabla 3.2), en los que se puede observar que la constante de interacción del ácido húmico con paraquat es mayor a la correspondiente constante obtenida para el ácido fúlvico, lo cual puede explicar en parte las diferencias encontradas. El hecho de que los ácidos húmicos sean capaces de adsorber más cantidad de pesticida que los ácidos fúlvicos del mismo suelo, también puede ser debido a la presencia de grupos funcionales más inaccesibles en los ácidos fúlvicos para este tipo de pesticidas. El gran tamaño del catión PQ2+ puede ser un factor restrictivo para la adsorción de paraquat sobre ácido fúlvico, ya que en la interacción de paraquat con dicho ácido es mayor el impedimento estérico como consecuencia del menor tamaño de las moléculas de ácido fúlvico. En el capítulo anterior se calculó la abundancia de grupos ácidos (carboxílicos y fenólicos) en las muestras de ácido fúlvico y húmico, por lo que se puede estimar el grado de ocupación de las posiciones ácidas de ambas sustancias por las moléculas de paraquat adsorbidas. Para ello se hizo uso de la abundancia de grupos carboxílicos obtenidas en el ajuste de las curvas maestras a la isoterma de Langmuir-Freundlich, para una concentración de 50 mg L-1 de ácido húmico y de 100 mg L-1 de ácido fúlvico, (Capítulo 2, Tabla 2.6). Se obtiene que el pesticida ocupa aproximadamente un 19 % de los grupos ácidos en el caso del húmico y un 8,5 % en el caso de del fúlvico. A pesar de que el contenido en grupos ácidos de las sustancias húmicas se considera equiparable a la capacidad complejante de dichas sustancias, los resultados obtenidos indican que para el proceso de adsorción de paraquat con las sustancias húmicas, únicamente se ocupa una pequeña fracción de las posiciones ácidas de estas sustancias. En diferentes trabajos bibliográficos41,60 se han encontrado resultados similares en cuanto al 97
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo bajo porcentaje de ocupación de los grupos ácidos de las sustancias húmicas en procesos de adsorción con pesticidas orgánicos. 3.3.4 Efecto del Ion Ca2+ en la Adsorción Paraquat sobre Ácido Húmico En el estudio del efecto de los iones inorgánicos presentes en el medio de reacción sobre la interacción entre moléculas orgánicas y sustancias húmicas, no sólo es importante la concentración de sales disueltas, ya que las características fisicoquímicas del catión presente en el medio pueden influir en el efecto inhibitorio que ejercen sobre la adsorción, de forma que los cationes divalentes afectan a la adsorción en mayor medida que los cationes monovalentes. El objetivo del estudio experimental de los procesos químicos que tienen lugar en el medio natural, es intentar reproducir en el laboratorio dichos procesos en condiciones lo más parecidas posibles a las ambientales. Para entender los procesos que tienen lugar en medios naturales, es necesario empezar estudiando sistemas sencillos, como sería en este caso la adsorción de pesticidas sobre una fracción de la materia orgánica, de forma que una vez analizado y comprendido este proceso, se pueda pasar a estudiar sistemas más complejos. El ion Ca2+ es un catión abundante en medios naturales y su interacción con la materia orgánica implica un intercambio iónico con las posiciones ácidas de las sustancias húmicas67, ,68 69, por lo que podrá competir con el paraquat en los procesos de adsorción sobre este tipo de sustancias. Por ello en este trabajo se realizó un estudio cualitativo del efecto de la presencia de ion calcio en el proceso de adsorción de paraquat sobre sustancias húmicas. Para realizar este estudio, los pasos a seguir son los mismos que en ausencia de calcio, es decir, primero se permite que el proceso de adsorción alcance el equilibrio y después se dializa la muestra y se analiza el pesticida libre en disolución. Se comprobó el tiempo de diálisis de paraquat en presencia de CaCl2, para verificar si es diferente en función del electrolito utilizado, y se observó que no existe una variación significativa con respecto a los experimentos realizados en KCl (Apéndice II.e). Por otra parte se comprobó que la presencia de calcio tampoco influye en el tiempo necesario para alcanzar el equilibrio de adsorción de paraquat sobre ácido húmico, por lo que al igual que en los experimentos anteriores, se estableció un mínimo de 36 horas de tiempo de contacto en la etapa de adsorción. 98
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas Para este estudio se eligió la fracción ácido húmico y la fuerza iónica 8$10-3 M, ya que dentro de las condiciones estudiadas en ausencia de calcio, son a las que se observó una mayor adsorción del pesticida, y por tanto ya que se le va a añadir una sustancia que se espera que disminuya la adsorción de paraquat, serán las condiciones óptimas de medida. En primer lugar se realizó una serie de experimentos para analizar como afecta la concentración del ion Ca2+ a la adsorción de pesticida y elegir las condiciones óptimas para la obtención de las isotermas. En la Figura 3.25 se muestran los resultados obtenidos, observándose que a medida que aumenta la concentración de ion calcio en el medio de reacción, disminuye la adsorción de paraquat sobre el ácido húmico. 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 Figura 3.25. Efecto de la concentración de Ca2+ sobre la adsorción de PQ sobre AH. [AH] = 50 mg L-1, I = 8$10-3 M; pH = 4,1. (*) sin calcio; (¿) K+/Ca2+ = 40; (○)K+/Ca2+ = 25; (&)K+/Ca2+ = 8; (()K+/Ca2+ = 4; (□)K+/Ca2+ = 0,25. En la Figura 3.26 se muestran las isotermas de adsorción obtenidas para cuatro concentraciones diferentes de ion Ca2+ en el medio de reacción: [Ca2+] =2,66$10-3 M (K+/Ca2+ = 0), [Ca2+] = 1,14$10-3 M (K+/Ca2+ = 4); [Ca2+] = 2,86$10-4 M (K+/Ca2+ = 25), [Ca2+] = 1,86$10-4 M (K+/Ca2+ = 40), concentración de ácido húmico de 50 mg L-1, pH = 4,1, y fuerza iónica = 8$10-3 M añadiendo para ello la cantidad necesaria de KCl. Se observa, igual que en los experimentos de la Figura 3.25, que la adsorción de paraquat disminuye a medida que aumenta la concentración de calcio en el medio. No fue posible definir la isoterma de adsorción al utilizar como electrolito de fondo únicamente la sal de calcio, ya que la concentración de Ca2+ en el medio disminuye la adsorción de pesticida hasta el límite del error experimental de la medida. 99
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,0E+00 5,0E-05 1,0E-04 1,5E-04 [PQ] libre/mol L-1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 Figura 3.26. Isotermas de adsorción de PQ sobre AH en presencia y ausencia de calcio. (* ) AH-PQ en KCl; (* ) AH-PQ, K+/Ca2+ = 40; (* ) AH-PQ, K+/Ca2+ = 25; (* ) AH-PQ, K+/Ca2+ = 4, (* ) AH-PQ en CaCl2 Para analizar como afecta la variación de el pH a la competencia entre calcio y paraquat se realizaron experimentos de adsorción en las mismas condiciones (excepto en ausencia de potasio) a pH 6,0. Se observó el mismo efecto que a pH 4,1, es decir, a medida que aumenta la concentración de calcio en el medio disminuye la adsorción del pesticida bipiridínico, y también fue posible definir las isotermas de adsorción para todas las concentraciones estudiadas (Apéndice II.f). El principal mecanismo de interacción, tanto del calcio como del paraquat, con las sustancias húmicas es a través de las posiciones ácidas, los resultados obtenidos además ponen de manifiesto que ambos cationes compiten por las mismas posiciones, ya que la complejación del paraquat disminuye en presencia de ion calcio. En la Figura 3.27 se comparan las isotermas de adsorción de paraquat sobre ácido húmico en presencia de ion calcio para los dos valores de pH. Para la concentración de Ca2+ más alta de las estudiadas (K+/Ca2+ = 4), no se aprecia efecto del pH en la adsorción de paraquat, mientras que para las concentraciones más bajas (K+/Ca2+ = 25 y K+/Ca2+ = 40) parece que se observa un ligero efecto del pH, pero en cualquier caso este efecto es mucho menor que el observado al estudiar la adsorción de paraquat en ausencia de ion calcio. Dado que la interacción de ambos cationes es principalmente electrostática26,27,68,69,70, la mayor velocidad de difusión del ion Ca2+ hace que, como se comprobó experimentalmente, su complejación sea prácticamente instantánea, mientras que para el caso del PQ2+ hay que esperar varias horas hasta que se alcance el equilibrio. Por ello el comportamiento observado se puede justificar suponiendo que el aumento del pH afecta fundamentalmente a la complejación del Ca2+ y que la adsorción del PQ2+ no se ve tan afectada por la variación del pH del medio. 100
Interacción de Pesticidas Orgánicos con Sustancias Húmicas 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 K + /Ca 2+ = 40 K + /Ca 2+ = 4 K + /Ca 2+ = 25 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,0E+00 4,0E-05 8,0E-05 1,2E-04 1,6E-04 [PQ] libre/mol L -1 [PQ] adsorbido/mol Kg -1 K + /Ca 2+ = 40 K + /Ca 2+ = 4 K + /Ca 2+ = 25 Figura 3.27. Efecto del pH en la adsorción de PQ-AH en presencia de calcio: (vacíos) pH = 4,1; (llenos) pH = 6. Hay que tener en cuenta, por otra parte, que los experimentos de adsorción de paraquat se realizaron a una concentración constante de ion calcio, de manera que la relación [Ca2+]/[PQ2+] aumenta a lo largo de la isoterma de adsorción tal como se muestra en la Tabla 3.3, en la que se recoge esta relación de concentraciones en los puntos inicial, i, y final, f, de la isoterma para las tres concentraciones de calcio y los dos valores de pH estudiados. A pesar del aumento de la concentración de paraquat a lo largo de la isoterma de adsorción, la relación entre la concentración de paraquat adsorbido en ausencia de calcio y en presencia de calcio (Figura 3.26) se mantiene constante, para cada una de las condiciones experimentales estudiadas, como muestra la Figura 3.28. Este comportamiento indica que para una concentración de calcio, la adsorción de paraquat prácticamente no aumenta al 101
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo efectividad del pesticida aplicado dependerá de su adsorción en las diferentes fracciones presentes en dichos medios. Por otra parte la diferencia en el comportamiento de adsorción de ambos pesticidas con las sustancias húmicas provoca que los fenómenos de transporte que experimentan dichos herbicidas sean distintos y por tanto su destino en medios naturales. 108
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Capítulo 4 : Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita Los procesos de adsorción-desorción que tienen lugar en medios naturales, afectan al destino de iones y compuestos agroquímicos (pesticidas y fertilizantes) en sedimentos y aguas naturales. Por tanto, la comprensión de las reacciones de adsorción que puedan tener lugar en medios naturales es fundamental para la predicción de la movilidad y destino de pesticidas en suelos y acuíferos. Los pesticidas pueden ser adsorbidos tanto por los constituyentes orgánicos del suelo como por los inorgánicos y la importancia relativa de cada uno de estos procesos depende de la cantidad, distribución y propiedades de estos constituyentes, así como de las propiedades físico-químicas de los pesticidas1,2. Aunque la fracción orgánica del suelo interviene de forma significativa en los procesos de adsorción de pesticidas, la contribución de los constituyentes minerales de dicho medio puede ser significativa en el caso de pesticidas iónicos o altamente polares, o bien cuando el contenido en C orgánico del suelo es relativamente bajo respecto al contenido mineral3,4. En definitiva, las propiedades de adsorción de suelos y sedimentos están muy influenciadas por aquellos constituyentes que posean una elevada área superficial específica y superficies altamente reactivas. En sedimentos que contengan una cantidad significativa de materia orgánica, la adsorción de pesticidas estará controlada por el contenido en C orgánico debido a la naturaleza porosa y el elevado número de grupos funcionales presentes en las sustancias húmicas1,5. Sin embargo, en sedimentos presentes en acuíferos, donde el contenido en carbono orgánico es bajo, la asociación de pesticidas con superficies minerales puede ser significativa6,7. De los distintos compuestos inorgánicos presentes en acuíferos, las arcillas y los óxidos minerales presentan un gran potencial para la adsorción de pesticidas debido a su elevada área superficial y a los grupos funcionales que poseen estas sustancias. Por ello, existen numerosos estudios de adsorción de pesticidas sobre arcillas7,8, ,9 10. Sin embargo, existe menos información disponible sobre la adsorción de pesticidas sobre óxidos de hierro11. Uno de los objetivos planteados fue investigar la importancia de la adsorción de pesticidas sobre óxidos de hierro frecuentemente presentes en suelos y en sedimentos de acuíferos, como es el caso de la goetita. En general, para identificar la influencia de una fase mineral en los procesos de adsorción que se puedan llevar a cabo en un medio natural, el adsorbente tiene que estar bien definido, caracterizado y libre de C orgánico, por ello se suelen utilizar para este tipo de estudios óxidos sintetizados. 115
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo La interacción de distintos tipos de compuestos con goetita tiene lugar a través de los grupos hidroxilo de la superficie del mineral de hierro, y generalmente, los datos de adsorción se presentan como masa de especie adsorbida por unidad de área de superficie mineral. Este hecho hace que a la hora de estudiar la interacción de pesticidas orgánicos con goetita, sea necesario caracterizar adecuadamente la superficie adsorbente para poder compararla con otras muestras de goetita sintetizada de la bibliografía, y así comprobar el correcto proceso de síntesis. Además, mediante la caracterización de la superficie mineral se pretende conocer el área superficial específica de dicha superficie y el tipo de grupos superficiales de hierro presentes en la goetita. Por otra parte mediante el estudio de las propiedades ácido-base de la superficie mineral a distintas fuerzas iónicas se determina la densidad de grupos reactivos de hierro presentes en la superficie, así como sus respectivas constantes de acidez. Mediante el estudio de las propiedades ácido-base de la goetita se podrá además determinar el punto de carga cero (“point of zero charge”, PZC) de dicha superficie, que se corresponde con el valor de pH al cual la carga neta de la superficie mineral es nula12, por tanto, la carga de la superficie para valores de pH por encima y por debajo de este punto tendrá signos opuestos. Esto hace que el punto de carga cero sea una información necesaria a la hora de predecir y justificar la adsorción de aniones y cationes sobre superficies minerales. En el presente trabajo se sintetizó un óxido de hierro, goetita, y se caracterizó mediante espectroscopia IR, difracción de RX y microscopía electrónica. Por otra parte para conocer el área superficial de la muestra sintetizada se aplicó el método BET, de modo que se podrá conocer la densidad de grupos funcionales reactivos por unidad de área. Además se realizaron valoraciones ácidobase de suspensiones de goetita a diferentes fuerzas iónicas para determinar la densidad de grupos funcionales reactivos de hierro, así como sus constantes de acidez y la determinación del punto de carga cero de la superficie mineral. 4.1 ESTRUCTURA Y MORFOLOGÍA La goetita es un oxihidróxido de hierro (α-FeOOH) de gran estabilidad termodinámica y por ello es uno de los óxidos de hierro más abundantes en suelos. 116
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita La estructura cristalina de la goetita consiste en una red hcp (empaquetamiento hexagonal compacto) de aniones O−2 y OH − con átomos de Fe (III) ocupando la mitad de los huecos octaédricos de cada una de las capas. Cada uno de los átomos de hierro esta rodeado por tres O−2 y tres OH − formando un octaedro de FeO3(OH)3 y la estructura de la goetita se describe normalmente en función de dichos octaedros (Figura 4.1). Estos octaedros están unidos entre sí compartiendo aristas de modo que algunos de los iones presentes en sus vértices son grupos OH − que forman enlaces de hidrógeno con los iones O−2 vecinos. Los oxígenos están triplemente coordinados con respecto a los átomos de hierro. Se distinguen además dos tipos de oxígenos diferentes, correspondientes a la forma no protonada, Fe3O, de alta afinidad protónica, o a la forma protonada, Fe3OH, de baja afinidad protónica. Figura 4.1. Estructura cristalina de la goetita proyectada sobre el eje cristalográfico c (superior) y el eje a (inferior). Las líneas discontinuas representan los enlaces de hidrógeno. La goetita puede presentar multitud de formas y tamaños, pero la morfología esencial en este óxido es la acicular. Los cristales aciculares de la goetita sintetizada se extienden en la dirección (001) del eje c y a menudo terminan en una cara (021). Esta morfología aparece como consecuencia de las 117
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo cadenas dobles de octaedros de FeO3(OH)3 que comparten los vértices y que son paralelos a la dirección (001)13. En algunos trabajos se indica que las caras dominantes en su estructura cristalina son las (100), (010) y (001)14,15. Estudios más recientes de microscopía electrónica han mostrado que la goetita, tanto la natural16,17, como la sintetizada18,19, presentan cristales con forma de aguja y los planos cristalinos dominantes son el (110) y el (021) (Figura 4.2). Contrariamente a lo que podía parecer, no existe contradicción entre las dos aproximaciones anteriores que describen los planos cristalinos dominantes, puesto que la última morfología propuesta es característica de goetitas con área superficial elevada (>50 m2 g-1)20. c a b cara (021) cara (110) c a b c a b cara (021) cara (110) Figura 4.2. Esquema de la morfología cristalina de la goetita. Es necesario indicar que según el procedimiento seguido para la síntesis del óxido mineral se podrá modificar la morfología de las partículas minerales como se verá en el Apartado 4.3. 4.2 SÍNTESIS En suelos existen dos mecanismos a través de los cuales se puede formar goetita. Uno de ellos implica la liberación de hierro de compuestos de Fe (II) (silicatos, carbonatos o sulfuros) y su posterior oxidación en un ambiente aeróbico. El segundo mecanismo implica la transformación con el tiempo de ferrihidrita en goetita. La goetita sintética se utiliza frecuentemente como sistema modelo es estudios de adsorción en el laboratorio19,21,22. Se puede sintetizar fácilmente de modo que sus partículas posean forma acicular y 118
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita tamaño suficientemente pequeño, de manera que el área superficial específica sea elevada. Los procedimientos de síntesis están bien definidos y se han utilizado ampliamente para investigar el comportamiento y características de adsorción de la goetita. El mecanismo de formación de goetita consiste en la hidrólisis y desprotonación del Fe (III) en disolución seguido de un proceso de nucleación y cristalización. El método de Atkinson et al., es uno de los más utilizados y consiste en la adición de base a una disolución que contiene Fe (III) hasta alcanzar un valor de pH determinado o una relación Fe:OH concreta, de manera que se forma un precipitado amorfo inicial (ferrihidrita) que se envejece durante un tiempo determinado a 60-70 ºC. Este método permite controlar fácilmente las condiciones de síntesis y obtener muestras de goetita reproducibles, es decir, con las mismas propiedades químicas, morfológicas y de adsorción. Existen numerosas variantes del procedimiento general de síntesis, de forma que las diferentes condiciones experimentales dan lugar a diferencias en la morfología y en el área superficial específica. Dentro de estas variables están, entre otras, el precursor de hierro utilizado que suele ser generalmente nitrato, aunque también se puede emplear cloruro, perclorato o sulfato, el pH alcanzado y la velocidad de adición de la base, y la temperatura durante la fase de envejecimiento, así como el tiempo considerado para tal proceso. En este trabajo se sintetizó la muestra de goetita siguiendo un método similar al propuesto por Atkinson et al., de modo que se neutraliza una disolución de Fe(NO3)3 0,1 M con un exceso de NaOH 5 M hasta que se alcance un valor de pH entre 12 y 13. Mientras se realizan las adiciones de base se mantiene una agitación constante de la disolución de hierro y se burbujea N2 tanto en la disolución de NaOH 5 M como en la disolución de Fe (III) a la que se está añadiendo la base. La síntesis con burbujeo de N2, propuesta por Hiemstra et al., permite obtener muestras de goetita reproducibles, de área superficial elevada y sin impurezas en la estructura cristalina. Si no se burbujea N2 durante la síntesis se obtienen muestras de goetita con carbonato adsorbido sobre la superficie mineral, lo que produce variaciones en las propiedades de adsorción y de carga de la goetita23. Las adiciones de NaOH se realizan gota a gota de manera que la velocidad de adición de base sea aproximadamente de 10 mL/min, permitiendo así la obtención de una goetita con un área superficial específica elevada (>50 m2 g-1). Una vez añadida la base al sistema se obtiene una suspensión de ferrihidrita, Fe10O15$9H2O, de color pardo que se envejece a 60 ºC durante 72 horas de modo que la suspensión de ferrihidrita se transforma en un 119
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo datos del Servicio General de difracción de rayos X de la Universidad de Santiago de Compostela. Comparando el difractograma obtenido para la muestra de goetita con el patrón de goetita, se puede observar que la muestra sintetizada presenta únicamente los máximos de difracción típicos de goetita y que no hay ningún indicio de que haya otro tipo de óxido de hierro presente en la muestra. Además, la posición de los máximos de difracción y la relación de intensidades entre los máximos del difractograma de la muestra coinciden con los obtenidos para el patrón de goetita. 4.3.4 Microscopía Electrónica La microscopía electrónica es una técnica fundamental en el estudio de la microestructura de materiales y diversas rocas minerales, así como también para analizar los defectos producidos en la fabricación de piezas cerámicas. Esta técnica se utiliza rutinariamente para la determinación de la morfología y las dimensiones de cristales en sólidos cristalinos. La microscopía de transmisión electrónica permite obtener una imagen en dos dimensiones de la microtopografía del cristal y suele aplicarse a cristales de pequeño tamaño. El análisis de la muestra mediante microscopía de transmisión electrónica se realizó en la unidad de microscopía electrónica de los Servicios Generales de la Universidad de Santiago de Compostela con un microscopio electrónico de transmisión PHILIPS CM-12. Para la obtención de las imágenes de la muestra mediante esta técnica, el equipo tiene una cámara MEGA VIEW-II DOCU que proporciona imágenes digitales que se pueden mejorar con el Software de análisis de imagen SIS NT DOCU. En la Figura 4.5 se muestran algunas de las imágenes obtenidas para la muestra de goetita. Las imágenes obtenidas a partir de la microscopía electrónica muestran que las partículas tienen forma acicular, de acuerdo con lo que se indica en la bibliografía. Estas imágenes indican también que el sólido sintetizado es polidisperso, con partículas de longitud media entre 52 y 195 nm y anchura media entre 14 y 24 nm. Los valores de las dimensiones del cristal obtenidos mediante microscopía de transmisión electrónica son similares a los recogidos en diferentes trabajos bibliográficos en los que se obtuvieron muestras de goetita mediante un método de síntesis similar al utilizado en el presente trabajo20,31. 126
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita Figura 4.5. Imágenes obtenidas mediante microscopía de transmisión electrónica de la muestra de goetita. Para concluir es necesario indicar que la morfología acicular que presentan los cristales de goetita, así como su longitud, anchura y área superficial, indican que la superficie predominante es la correspondiente a las caras (110), mientras que las caras (021) se encuentran en la base de los sólidos sintetizados13,25. 4.4 PROPIEDADES ÁCIDO-BASE Muchos de los procesos químicos y físicos que pueden tener lugar en medios naturales están gobernados por la interfase mineral-agua. En el caso de coloides minerales, dichos procesos son el resultado de la distribución y heterogeneidad de las posiciones protonadas y desprotonadas de dichas superficies. La afinidad de los óxidos de hierro por aniones o cationes depende del pH del medio, lo cual puede ser explicado en términos de la dependencia de la carga superficial del óxido con el pH22, , ,32 33 34. La carga superficial de las partículas del óxido mineral, debida a la protonación y/o desprotonación de algunas posiciones superficiales, es función principalmente del pH y de la fuerza iónica del medio35,36. La superficie posee una carga protónica positiva a valores de pH por debajo del punto de carga neta protónica cero (“point of zero net proton charge”, PZNPC)37 de dicha superficie, que se corresponde con el valor de pH al cual la carga neta protónica de la superficie mineral es nula, y presenta carga protónica negativa por encima de dicho punto. Este hecho conduce a la aparición de interacciones 127
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo electrostáticas atractivas o repulsivas entre la superficie mineral y los iones o moléculas presentes en el sistema dependiendo del pH del medio. Cualquier alteración en el pH provocará un aumento o un descenso en la afinidad de dichas especies disueltas por la superficie mineral. En ausencia de especies adsorbidas sobre la superficie mineral, el PZNPC ha de coincidir con el punto de carga cero (PZC) que es el valor de pH al cual la carga neta sobre la superficie es cero. Por tanto cualquier estudio sobre procesos de adsorción entre superficies minerales y cualquier tipo de ion o molécula requiere la determinación del punto de carga cero o del punto de carga neta protónica cero de la superficie sólida para predecir, analizar y justificar dicha interacción. Existen diferentes métodos para determinar el punto de carga cero de una superficie mineral. El más común implica la realización de valoraciones potenciométricas ácido-base de la muestra12,38,39. En este trabajo se determinó el punto de carga cero de la goetita sintetizada realizando valoraciones potenciométricas de suspensiones del óxido mineral a diferentes valores de fuerza iónica, de modo que el punto de corte de las curvas de carga de la suspensión de goetita realizadas a las diferentes concentraciones de electrolito se corresponde con el punto de carga cero de dicha superficie. Para determinar la densidad de grupos funcionales reactivos en la superficie mineral y sus respectivas constantes de acidez se aplicó el modelo CD-MUSIC propuesto por Hiemstra et al. en diferentes trabajos19,25 puesto que es uno de los modelos más utilizados en los estudios de procesos de adsorción sobre óxidos minerales realizados en los últimos años40, , , ,41 42 43 44. 4.4.1 Punto de Carga Cero A la hora de determinar el punto de carga cero de la goetita sintetizada se realizaron valoraciones potenciométricas ácido-base automatizadas empleando un electrodo de vidrio combinado (RADIOMETER, GK2401C). Para ello se utilizó el montaje descrito previamente para las valoraciones ácido-base de las sustancias húmicas (Figura 2.7). Antes de las valoraciones se calibró el electrodo de vidrio combinado mediante tampones de pH Crison (pH 4,00; 7,02 y 9,26). El estudio ácido-base de la muestra se hizo a tres fuerzas iónicas, (5$10-3 M; 0,02 M y 0,1 M), utilizando como electrolito de fondo KCl por ser el electrolito utilizado en los experimentos previos de adsorción de pesticidas orgánicos sobre sustancias húmicas y el que posteriormente se utilizará en el estudio de la adsorción de dichos pesticidas sobre la superficie mineral. Para realizar las valoraciones se preparan 50 mL de una 128
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita suspensión de goetita (14 g L-1 en KCl 5$10-3 M), se acidifica hasta un valor de pH próximo a 4, para facilitar la eliminación del CO245, y se burbujea N2 2 2 durante 12 horas antes de realizar las valoraciones. A continuación se valora la suspensión de goetita hasta un valor de pH próximo a 10,5 mediante adiciones sucesivas de KOH 0,1 M. Posteriormente se realiza la valoración en sentido inverso para comprobar su reversibilidad, añadiendo para ello HCl 0,1 M hasta llegar a un pH próximo a 4. Una vez alcanzado el valor de pH inicial de la suspensión de goetita se añade KCl sólido hasta que la suspensión de goetita tenga una concentración de electrolito de 0,02 M. Una vez añadido el sólido se homogeniza la suspensión de goetita durante 20 minutos aproximadamente y se repite el proceso de valoración con KOH y HCl hasta alcanzar de nuevo el pH inicial de la suspensión. Se efectuó una última adición de electrolito hasta alcanzar una fuerza iónica en el sistema de 0,1 M y se repite el proceso de valoración con base y con ácido. Todas las valoraciones se realizaron al menos por duplicado con el fin de asegurar la reproducibilidad de los experimentos. Se trabajó a temperatura constante (25 ! 0,1 ºC), en atmósfera libre de CO , para lo cual se pasó una corriente de N al sistema durante la valoración de la suspensión y se mantuvo una agitación constante. Para determinar el consumo de ácido o de base debido al electrolito de fondo en las valoraciones de la suspensión de goetita, se valoraron disoluiones de KCl 5$10-3 M, 0,02 M y 0,1 M en el mismo intervalo de valores de pH barrido en las valoraciones de la suspensión del óxido mineral. Para la automatización de las valoraciones, al igual que en las valoraciones ácido-base de las sustancias húmicas, se empleó un programa de control automático de valoraciones, Vpalia, que controla las adiciones de agente valorante y a su vez registra los volumenes añadidos (mL), así como el potencial medido en cada punto (mV). Las condiciones que hay que predeterminar para la ejecución del programa son las siguientes: -Volumen máximo de adición: 0,02 mL. -Volumen mínimo de adición: 0,02 mL. -Pausa de estabilización: 10 segundos. -Pausa entre medidas: 5 segundos. -Tamaño de bloque: 6. 129
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo -Error límite en el promedio: 0,4 mV. -Variación máxima antes de promediar: 0,4 mV. -Número de datos totales estimados: según valoración. Los volúmenes de KOH añadidos se transforman en milimoles de KOH, y los valores del potencial registrado para cada adición se transforman en valores de pH utilizando los valores de ordenada y pendiente obtenidos del calibrado con tampones del electrodo de vidrio combinado. De esta forma se obtienen las curvas de valoración en pH-mmoles de base añadida, tal como muestra la Figura 4.6. -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 57911 pH mmoles de KOH a) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 579 pH mmoles de KOH 11 -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 579 pH mmoles de KOH a) 11 -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 0,12 57911 pH mmoles de KOH b) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 0,12 57911 pH mmoles de KOH -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 0,12 57911 pH mmoles de KOH b) -0,03 -0,01 0,01 0,03 0,05 0,07 579 pH mmoles de KOH c) 11 -0,03 -0,01 0,01 0,03 0,05 0,07 579 pH mmoles de KOH 11 -0,03 -0,01 0,01 0,03 0,05 0,07 579 pH mmoles de KOH c) 11 Figura 4.6. Curvas de valoración de goetita. a) I = 0,1 M; b) I = 0,02 M; c) I = 5$10-3 M. (À) valoración con KOH; (•) valoración con HCl. Se puede observar que a fuerza iónica constante no existe efecto de histéresis, es decir, no existe desplazamiento en las curvas al valorar la suspensión de goetita hacia pH básico y posteriormente realizar la valoración en sentido inverso volviendo al pH inicial mediante adiciones de HCl. Únicamente se observó un pequeño desplazamiento en las curvas a la fuerza iónica más baja (5$10-3 M) en el tramo 130
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita final de la curva de valoración al recuperar el pH ácido, lo que puede ser debido a que a concentraciones bajas de electrolito se produce una pequeña variación de la fuerza iónica durante la valoración. A pesar del pequeño desplazamiento que se produce en la valoración inversa a la fuerza iónica más baja, se puede concluir que el comportamiento del óxido fuerza iónica constante es el mismo independientemente del sentido en que se realice la valoración de la superficie mineral. En la Figura 4.7 se recogen una curva de valoración de goetita en electrolito y la curva de valoración correspondiente al consumo de base debido solo al KCl. Corrección del electrolito a) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 57911 pH mmoles KOH consumidos b) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 579 pH mmoles KOH consumidos 11 Corrección del electrolito a) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 57911 pH mmoles KOH consumidos a) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 57911 pH mmoles KOH consumidos b) -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 579 pH mmoles KOH consumidos b) 11 -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 579 pH mmoles KOH consumidos b) 11 -0,04 -0,02 0,00 0,02 0,04 0,06 0,08 0,10 579 pH mmoles KOH consumidos 11 Figura 4.7. Corrección de las valoraciones ácido-base de goetita a I = 0,1 M en función del consumo de valorante por el electrolito: a) Comparación de las curvas de valoración de la goetita ( ) y KCl (¿); b) comparación de las curvas de valoración de la goetita, experimental ( ) y corregida ( ). Previamente es necesario restar la contribución del consumo de ácido o base por parte del electrolito, que a valores de pH por debajo de 4 y por encima de 9 va tener cierta importancia como se puede ver en la Figura 4.7.a. La corrección de las curvas pH-milimoles de goetita es necesaria principalmente a valores de pH altos ya que el punto de carga cero de goetita se encuentra entre pH 7,5 y 9,5 según la bibliografía45,46 y por tanto es necesario definir correctamente las curvas de carga de goetita a dichos valores de pH. Una vez conocido el consumo de valorante por parte del electrolito, se obtiene la curva de valoración corregida por diferencia entre las curvas de valoración de la muestra en electrolito y las curvas de valoración del electrolito como se puede ver en la Figura 4.7.b. A partir de las curvas de valoración, se determina la densidad de carga superficial de la goetita. Esta carga se calcula para un peso de óxido determinado y para cada pH como diferencia entre la 131
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo cantidad de ácido o de base añadida y las concentraciones de H+ y OH− en el equilibrio según la siguiente ecuación: −+ −+ −= −+− =SOSOH a OHHCC Q2 BA 4.2 donde CA y CB son la concentración de ácido y base respectivamente, añadidas en cada punto, [H+] y [OH−] son las concentraciones de protón y ion hidróxido respectivamente, a es la concentración del sólido en suspensión (Kg/dm3) y SOH2+ y SO− representa la concentración de grupos superficiales (mol/Kg). Si se conoce el área superficial específica del óxido mineral se puede calcular la densidad de carga protónica superficial, σH (C/m2), según la ecuación: ( ) −+ +== OHH HΓΓF S FQ σ 4.3 donde F es la constante de Faraday, S es el área superficial del óxido y ΓH+ ΓOH− son las densidades de adsorción de los iones H+ y OH− en mol/m2. Aplicando la Ecuación 4.3 a las curvas experimentales de valoración de la goetita se obtienen las curvas de carga protónica para cada una de las fuerzas iónicas de trabajo. La carga calculada a partir de las valoraciones de goetita a las diferentes fuerzas iónicas se debe únicamente a la adsorción de protones, por tanto el punto de corte de las curvas de carga de goetita se corresponde con el PZC y con el PZNPC, ya que al no haber implicados complejos superficiales ambos puntos deben coincidir. En la Figura 4.8 se muestran las curvas de carga obtenidas, así como una ampliación de dicha gráfica en la zona del PZC. Analizando las curvas de carga obtenidas se observa que al aumentar la fuerza iónica del medio aumenta la carga en valor absoluto. Este efecto es debido a que al aumentar la concentración de electrolito se produce una disminución en valor absoluto del potencial eléctrico en el plano de adsorción, lo que hace que se adsorban más protones cuando el potencial es positivo y menos protones cuando el potencial es negativo47,48. 132
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita -0,05 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 5 6 7 8 9 10 11 pH σ H /C m -2 -0,015 -0,005 0,005 0,015 0,025 0,035 0,045 0,055 8,5 9,5 10,5 pH σ H /C m -2 PZC = 9,4 a) b) -0,05 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 5 6 7 8 9 10 11 pH σ H /C m -2 -0,05 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 5 6 7 8 9 10 11 pH σ H /C m -2 -0,015 -0,005 0,005 0,015 0,025 0,035 0,045 0,055 8,5 9,5 10,5 pH σ H /C m -2 -0,015 -0,005 0,005 0,015 0,025 0,035 0,045 0,055 8,5 9,5 10,5 pH σ H /C m -2 PZC = 9,4 a) b) Figura 4.8. Curvas de carga de goetita: ( ) I = 5$10-3 M; ( ) I = 0,02 M; ( ) I = 0,1M. a) curvas completas; b) ampliación en la zona del PZC. Por otra parte en la Figura 4.8 se puede observar que el punto de carga cero obtenido para la muestra de goetita es de 9,4, análogo al que se encuentra en diferentes trabajos bibliográficos49,50 en los que se realizan valoraciones ácido-base de goetita sintetizada mediante un método de síntesis similar al empleado en este trabajo. 4.4.2 Parámetros de Afinidad Protónica Los procesos de adsorción y desorción en la interfase sólido-disolución juegan un papel importante en el control del transporte de sustancias en medios naturales. En estos procesos, el suelo en general y en particular los minerales, sedimentos y partículas coloidales actúan como adsorbentes, pudiendo disminuir o eliminar la migración de dichas sustancias. Para analizar el transporte de los diferentes solutos de interés en medios naturales es necesario un buen conocimiento de los mecanismos de adsorción sobre las superficies consideradas. Los modelos más comúnmente utilizados para describir la adsorción de iones y cuantificar las propiedades ácido-base de las superficies minerales son, entre otros, el modelo generalizado de doble capa, modelo de triple capa (“triple layer model”, TLM)51,52, modelo de complejación superficial de 2-pK, y el modelo de complejación en múltiples posiciones con distribución de carga (“charge distribution multi-site complexation” CD-MUSIC)19,25. La elección del modelo adecuado es complicada ya que se pueden obtener diferentes parámetros de adsorción en función del modelo utilizado. Este hecho se debe a que los modelos de complejación superficial han ido evolucionando a lo largo de los años, debido a la posibilidad de obtener una mayor y 133
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo más precisa información experimental. Los modelos actuales realizan un menor número de simplificaciones, analizando en mayor profundidad la naturaleza de los complejos superficiales formados, lo cual permite una interpretación más real de las propiedades físicoquímicas de la superficie. En este trabajo se utilizó el modelo CD-MUSIC19,25 para interpretar los procesos de protonación y de adsorción de pesticidas orgánicos sobre la superficie mineral, ya que es uno de los modelos más avanzados y se utiliza en gran medida en los trabajos de adsorción sobre superficies minerales19,25,40,44, ,53 54. Para ello es necesario comentar tanto los aspectos energéticos de los procesos de adsorción sobre superficies, como aspectos electrostáticos involucrados en los modelos de triple capa. − Aspectos energéticos de los procesos de adsorción iónica sobre superficies cargadas Los modelos de complejación superficial consideran que el cambio en la energía libre que acompaña a la adsorción de un ion sobre una superficie cargada puede dividirse en dos términos, tal como se indica: QlnRTG∆G∆G∆ticaelectrostáintrínsecaadsorción ++= 4.4 donde el componente intrínseco refleja el cambio debido a la reacción que se produce entre el ion y el grupo funcional de la superficie, el componente electrostático representa la energía requerida para mover el ion desde el seno de la disolución hasta la superficie y el tercer componente de la ecuación, donde Q es el cociente de reacción, representa la dependencia de la energía libre de adsorción con la composición del sistema. La contribución intrínseca de la energía libre viene dada por la ecuación: S intintrínseca KlnRTG∆−= 4.5 donde KintS es la constante de equilibrio intrínseca. A pesar de que las contribuciones electrostáticas no son susceptibles de ser medidas experimentalmente, el término electrostático es útil para conocer los efectos de la variación de la carga superficial sobre las reacciones de complejación superficial y su expresión viene dada por la ecuación: 134
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita 0ticaelectrostá ΨFz∆G∆= 4.6 donde ∆z es la variación total en la carga de la superficie al adsorberse un ion sobre la misma, F es la constante de Faraday y Ψ0 es el potencial superficial55. Combinando las Ecuaciones 4.4, 4.5 y 4.6 y teniendo en cuenta la condición de equilibrio (∆Gadsorción = 0), se obtiene la siguiente expresión: RT ΨFz∆ expKK 0 S int S ap − = 4.7 donde KapS es la constante aparente de equilibrio, y el exponencial es el factor de Boltzmann, el cual describe la influencia del potencial superficial de los óxidos minerales en la adsorción de iones. Los modelos basados en la doble capa eléctrica postulan la existencia de más de un plano electrostático asociado a la adsorción de iones (modelo de doble capa de Stern, modelo de triple capa51,52, modelo CD-MUSIC19,25). Por ello, en estos casos, se define un factor de Boltzmann para cada uno de los planos electrostáticos, y la diferencia entre cada uno de estos factores la marca la contribución de la carga del ion y el potencial electrostático que van a ser diferentes para cada uno de los planos considerados. Por lo tanto, previamente a realizar la descripción del modelo utilizado, es necesario describir brevemente los modelos de triple capa. − Electrostática de los modelos de triple capa La separación espacial de la carga en planos electrostáticos discretos en la doble capa eléctrica origina una diferencia de potencial entre la superficie mineral y el seno de la disolución. En los modelos de triple capa, los planos electrostáticos definen dos regiones interfaciales, cada una con su propia capacitancia electrostática tal como se muestra en la Figura 4.9. Estas dos regiones se conocen generalmente como capa de Stern y su separación en dos regiones se debe a que los iones adsorbidos o los iones del electrolito se sitúan en una u otra capa dependiendo del tipo de interacción con la superficie. La capa de Stern está separada del seno de la disolución por una capa difusa en la que se sitúan los iones del electrolito. El modelo de triple capa se simplifica en ausencia de iones adsorbidos 135
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo En la Figura 4.10 se adjuntan los datos experimentales y los que predice el modelo a las diferentes fuerzas iónicas de trabajo. Se puede observar que las curvas de carga obtenidas con el modelo reproducen adecuadamente los datos experimentales. -0,05 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 4567891011 pH σ H /C m -2 -0,05 0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 4567891011 pH σ H /C m -2 Figura 4.10. Ajuste realizado con el modelo CDMUSIC de las curvas de carga de goetita. (violeta) I = 5$10-3 M; (verde) I = 0,02 M; (azul) I = 0,1 M. (○) datos experimentales; ( ) curva calculada. 142
Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita Bibliografía 1 G.W. Bailey, J.L. White, Res. Rev., 32, 29-92, 1970. 2 R.S. Adams, Res. Rev., 47, 1-54, 1973. 3 U. Mingelgrin, Z. Gerstl, J. Environ. Qual., 12, 1-11, 1983. 4 S.W. Karickhoff, J. Hydraul. Eng., 110, 707-735, 1984. 5 C.T. Chiou, L.J. Peters, V.H. Freed, Science, 206, 831-832, 1979. 6 B.J. Brownawell, H. Chen, J.M. Collier, J.C. Westall, Environ. Sci. Technol., 24, 1234-1241, 1990. 7 R. Celis, M.C. Hermosín, L. Cox, J. Cornejo, Environ. Sci. Technol., 33, 1200-1206, 1999. 8 M.J. Frissel, G.H. Bolt, Soil Sci., 94, 284-291, 1962. 9 D.A. Laird, E. Barriuso, R.H. Dowdy, W.C. Koskinen, Soil Sci. Soc. Am. J., 56, 62-67, 1992. 10 L. Clausen, I. Fabricius, L. Madsen, J. Environ. Qual., 30, 846-857, 2001. 11 L. Clausen, I. Fabricius, J. Environ. Qual, 30, 858-869, 2001. 12 W. Stumm, Chemistry of the Solid-Water Interface. Processes at the Mineral-Water and Particle-Water Interface in Natural Systems, J. Wiley & Sons, New York, 1992. 13 R.M. Cornell, U. Schwertmann, The Iron Oxides. Structure, Properties, Reactions, Occurrences and Uses, VCH Publishers, New York, 1996. 14 R.M. Cornell, A.M. Posner, J.P. Quirk, J. Inorg. Nucl. Chem., 36, 1937-1946, 1974. 15 R.L. Parfitt, R.J. Atkinson, R.S.C. Smart, Soil Sci. Soc. Am. Proc., 39, 837-841, 1975. 16 K.L. Smith, R.A. Eggleton, Clays Clay Miner., 31, 392-396, 1983. 17 S. Mann, R.M. Cornell, U. Schwertmann, Clay Miner., 20, 255-262, 1985. 18 U. Schwertmann, Clay Miner., 19, 9-19, 1984. 19 P. Venema, T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 183, 515-527, 1996. 20 M. Kosmulski, S. Duran-Vidal, E. Mazcka, J.B. Rosenholm, J. Colloid Interface Sci., 271, 261-269, 2004. 21 R.J. Atkinson, A.M. Posner, J.P. Quirk, J. Phys. Chem., 71, 550-558, 1967. 22 T. Hiemstra, J.C.M. de Wit, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 133, 105-117, 1989. 23 J. Antelo, Efecto de las Sustancias Húmicas en la Adsorción de Fosfato sobre Goetita, Tesis Doctoral, Universidad de Santiago de Compostela, 2004. 24 S. Brunauer, P.H. Emmett, E. Teller, J. Am. Chem. Soc., 60, 309-319, 1938. 25 T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 179, 488-508, 1996. 26 P. Cambier, Clay Miner., 21, 191-200, 1986. 27 J.D. Russell, R.L. Parfitt, A.R. Fraser, V.C. Farmer, Nature, 248, 220-221, 1974. 143
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Síntesis, Caracterización y Propiedades Ácido-Base de Goetita 53 T. Hiemstra, P. Venema, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 184, 680-692, 1996. 54 J.D. Filius, T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 195, 363-380, 1997. 55 W. Stumm, C.P. Huang, S.R. Jenkins, Croat. Chem. Acta, 42, 223-245, 1970. 56 T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, Colloids Surf., 59, 7-25, 1991. 57 J.A. Davis, R.O. James, J.O. Leckie, J. Colloid Interface Sci., 63, 480-499, 1978. 58 G. Gouy, Ann. Phys. (Paris), 9, 457-468, 1910. 59 D.L. Chapman, Philos. Mag., 25, 475-481, 1913. 60 T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, G.H. Bolt, J. Colloid Interface Sci., 133, 91-104, 1989. 61 T. Hiemstra, W.H. van Riemsdijk, J. Colloid Interface Sci., 210, 182-193, 1999. 62 G.H. Bolt, Soil Chemistry: Basic Physico-Chemistry Models, Elsevier Scientific Publishing Co., Amsterdam, 1982. 63 W.H. van Riemsdijk, G.H. Bolt, L.K. Koopal, J. Blaakmeer, J. Colloid Interface Sci., 109, 219-228, 1986. 64 J.F. Boily, P. Persson, S. Sjöberg, J. Colloid Interface Sci., 227, 132-140, 2000. 145
Capítulo 5 : Adsorción de Pesticidas Orgánicos sobre Goetita
Adsorción de Pesticidas Orgánicos sobre Goetita A la hora de estudiar la adsorción de pesticidas en suelos, que aporta información sobre el posible transporte y destino de dichos contaminantes en medios naturales, no solo es importante conocer su interacción con la materia orgánica, sino también analizar los procesos de adsorción que tienen lugar con la fracción inorgánica presente en dicho medio, dentro de la cual están los óxidos minerales. Los pesticidas iónicos pueden interaccionar con las posiciones reactivas de una superficie mineral a través de interacciones electrostáticas, reacciones de intercambio catiónico o mediante complejación superficial de manera que para dichos pesticidas la adsorción con superficies minerales puede ser significativa1,2. Muchos suelos contienen minerales de carga variable en función del pH del medio. Por otra parte, un gran número de sustancias orgánicas utilizadas en procesos agropecuarios e industriales, como son los pesticidas iónicos, están presentes en forma de iones. En el suelo, en el intervalo de pH en el que los iones orgánicos coexisten con superficies minerales cargadas, debe considerarse la participación de reacciones de intercambio iónico en el proceso de adsorción total. La magnitud de estas reacciones de intercambio depende de la carga de la superficie mineral que vendrá determinada por el pH del medio y del grado de ionización del pesticida, que en el caso de pesticidas ácidos depende a su vez del pH del sistema3. Por otra parte la concentración de sales en el medio influirá en la interacción electrostática entre ambas sustancias cargadas, de manera que afectará a la adsorción dependiendo de la naturaleza de los iones presentes y del tipo de complejo formado entre la superficie y el adsorbato. El efecto de la fuerza iónica sobre la adsorción se puede utilizar como una evidencia cualitativa del tipo de interacción que se produce entre el adsorbente y el adsorbato4,5. La formación de complejos de esfera externa (adsorción no específica) provoca una disminución en la adsorción al aumentar la fuerza iónica, mientras que los complejos de esfera interna (adsorción específica) se ven poco afectados por la fuerza iónica o muestran un aumento en la adsorción al aumentar ésta6. Por otra parte, dependiendo del electrolito considerado, en algunos casos se pueden formar complejos en los que el catión del electrolito actúa como puente, de manera que su presencia favorece la adsorción7. Los estudios de adsorción realizados en el laboratorio se utilizan para predecir el reparto de estos pesticidas entre la fase sólida y la disolución del suelo, de forma que van a ser un importante indicador de la movilidad del pesticida8,9. En este trabajo, se estudió la adsorción de dos pesticidas iónicos 149
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo descritos en el Capítulo 3, Apartado 3.1, sobre la fracción mineral, en concreto sobre un óxido de hierro (goetita). La carga superficial de las partículas de goetita, debida a la protonación y/o desprotonación de algunas posiciones superficiales, es función principalmente del pH y de la fuerza iónica del medio10,11. La superficie posee una carga protónica positiva a valores de pH por debajo del PZC de dicha superficie, y presenta carga protónica negativa por encima de dicho punto. Este hecho conduce a la aparición de interacciones electrostáticas atractivas o repulsivas entre la superficie mineral e iones presentes dependiendo del pH del sistema. Por tanto la adsorción de MCPA, pesticida aniónico, o de paraquat, pesticida catiónico, sobre goetita dependerá del pH del medio, de manera que en principio la adsorción de paraquat se verá favorecida a valores de pH superiores al PZC y la de MCPA a valores de pH por debajo del PZC. Debido al efecto que ejercen la fuerza iónica y el pH en la carga de la superficie mineral y por tanto en los procesos de adsorción, en este trabajo se estudió la interacción de paraquat y MCPA sobre goetita a diferentes valores de fuerza iónica y pH para analizar como afectan dichos factores a la magnitud de la adsorción. 5.1 ISOTERMAS DE ADSORCIÓN DE MCPA 5.1.1 Procedimiento Experimental El procedimiento experimental seguido para estudiar la adsorción de MCPA sobre goetita consiste en preparar una suspensión de goetita al doble de concentración que la deseada y disoluciones de pesticida en las que las concentraciones de pesticida y la fuerza iónica son el doble que las requeridas para el experimento. Es necesario indicar que debido a las altas concentraciones de pesticida añadido, el ajuste de la fuerza iónica se realiza teniendo en cuenta su concentración. Se mezclan volúmenes iguales de la suspensión y de la correspondiente disolución de pesticida en electrolito, de manera que la suspensión final contiene la concentración de goetita, pesticida y de electrolito requeridas. Se realizan experimentos en batch, es decir, se preparan experimentos con igual concentración de goetita y fuerza iónica, y distinta concentración de pesticida cubriendo el intervalo necesario para obtener las isotermas 150
Adsorción de Pesticidas Orgánicos sobre Goetita de adsorción. Se mantuvo una agitación constante (agitador de vaivén Kikalabortechnick, HS 501) a temperatura ambiente. Para ajustar el pH de cada una de las suspensiones se añade KOH i 0,1 M o HCl i 0,1 M y su medida se hizo por medio de un electrodo de vidrio combinado (RADIOMETER GK2401C) y un pHmetro (CRISON micropH 2002). Para evitar la carbonatación del sistema en el intervalo de pH básico, se burbujea una corriente de N2 durante el ajuste del pH. Previamente a la obtención de las isotermas es necesario comprobar el tiempo que tarda en establecerse el equilibrio de adsorción entre el pesticida y la superficie mineral. Una vez que se alcanza el equilibrio de adsorción se separa el pesticida libre filtrando la suspensión con membranas de celulosa (Millipore) de tamaño de poro de 0,45 µm. Para las medidas de concentración de MCPA libre, igual que en la interacción con las sustancias húmicas, se utiliza la cromatografía líquida de alta resolución en fase reversa, (las condiciones de medida se pueden ver en el Apartado 3.4.1). En la bibliografía12 se indica que el 90 % de la adsorción tiene lugar a las 4 horas, pero que el proceso total de adsorción dura varios días, por ello en diversos trabajos bibliográficos en los que estudian los procesos de adsorción de herbicidas sobre óxidos de hierro y suelos13 mantienen entre 93 y 96 horas de contacto entre el pesticida y la superficie mineral para alcanzar el equilibrio del sistema. En este trabajo se comprobó el tiempo necesario para alcanzar el equilibrio de adsorción, para lo que se prepararon suspensiones de goetita (6 g L-1) con una misma concentración de pesticida, a fuerza iónica 0,02 M y pH 4 y se dejaron diferentes tiempos de agitación. De este modo se comprobó que en las medidas realizadas en experimentos en los que el tiempo de contacto fue de 96 y 144 horas, la adsorción permanece prácticamente constante. Por tanto, para asegurar que transcurre el 100 % de la reacción de adsorción entre MCPA y goetita, en este trabajo, se esperó un mínimo de 96 horas. 5.1.2 Isotermas de Adsorción Para estudiar la adsorción de MCPA sobre goetita, se realizaron experimentos para obtener las correspondientes isotermas a tres concentraciones del óxido mineral, 3, 6 y 12 g L-1, dos valores de fuerza iónica, 0,02 M y 8$10-3 M (KCl), y pH, 4 y 7. Los experimentos se realizaron por triplicado para asegurar la reproducibilidad de los resultados. Previamente a las medidas se realiza un calibrado empleando disoluciones patrón de pesticida. Una vez conocida la concentración del pesticida libre, se 151
Interacción de pesticidas orgánicos con sistemas modelo de los componentes del suelo calcula la concentración adsorbida como diferencia entre la total añadida y la libre medida experimentalmente. En la Figura 5.1 se muestran los experimentos realizados a fuerza iónica 0,02 M, pH 4 y concentraciones de goetita de 3, 6 y 12 g L-1. 0,0E+00 5,0E-07 1,0E-06 1,5E-06 2,0E-06 2,5E-06 3,0E-06 0,0E+00 5,0E-04 1,0E-03 1,5E-03 2,0E-03 [MCPA] libre/mol L-1 [MCPA] adsorbido/mol m -2 Figura 5.1. Efecto de la concentración de óxido en la adsorción de MCPA sobre goetita. I = 0,02 M; pH = 4. ( ) [goetita] = 3 g L-1; ( ) [goetita] = 6 g L-1; ( ) [goetita] = 12 g L-1. Se puede observar que si se expresa la concentración de pesticida adsorbido en función del área superficial, no existen diferencias significativas en la adsorción de MCPA sobre la superficie para las diferentes concentraciones estudiadas. Por tanto, se puede concluir que no existe efecto de la concentración de la suspensión de goetita en la adsorción de MCPA, lo que posibilita que independientemente de la concentración de óxido utilizada, si se normaliza la cantidad adsorbida en función de la concentración de goetita y de su área superficial, se puedan comparar experimentos realizados a diferentes concentraciones de adsorbente. Teniendo en cuenta este comportamiento, el efecto del pH sobre la adsorción de MCPA se estudió a una concentración de goetita, 6 g L-1, y fuerza iónica 0,02 M. Los valores de pH elegidos son i 7, pH de la suspensión de goetita, y 4 al que se favorece la adsorción de MCPA y es un pH frecuente en suelos. En la Figura 5.2 se muestran los resultados obtenidos para la adsorción de MCPA sobre goetita a los dos valores de pH. Se observa que al pH natural de la suspensión, pH ~ 7, la adsorción no es significativa. 152
Adsorción de Pesticidas Orgánicos sobre Goetita 0,0E+00 5,0E-07 1,0E-06 1,5E-06 2,0E-06 2,5E-06 0,0E+00 5,0E-04 1,0E-03 1,5E-03 [MCPA] libre/mol L -1 [MCPA] adsorbido/mol m -2 Figura 5.2. Efecto del pH en la adsorción de MCPA sobre goetita. [goetita] = 6 g L-1; I = 0,02 M. (<) pH ~ 7; (○) pH = 4. Otra forma de analizar el efecto del pH en el proceso de adsorción considerado consiste en comparar los calibrados de MCPA con las medidas del experimento de adsorción para ambos valores de pH, de forma que se están comparando las lecturas experimentales directas sin hacer su transformación a concentraciones (Figura 5.3). Se puede observar que mientras que a pH 4 hay diferencia entre las medidas de adsorción y el calibrado del pesticida, a pH 7 no hay diferencias significativas entre calibrado y medida, lo que indica que en esas condiciones experimentales prácticamente todo el pesticida añadido permanece como pesticida libre. y = 3395534358,160x R 2 = 1,000 0,0E+00 5,0E+05 1,0E+06 1,5E+06 2,0E+06 0,0E+00 2,0E-04 4,0E-04 6,0E-04 8,0E-04 [MCPA] total/mol L -1 Área y = 3292911172,018x R 2 = 1,000 0,0E+00 2,0E+06 4,0E+06 6,0E+06 8,0E+06 0,0E+00 1,0E-03 2,0E-03 3,0E-03 [MCPA] total/mol L -1 Área ampliación y = 3395534358,160x R 2 = 1,000 0,0E+00 5,0E+05 1,0E+06 1,5E+06 2,0E+06 0,0E+00 2,0E-04 4,0E-04 6,0E-04 8,0E-04 [MCPA] total/mol L -1 Área y = 3292911172,018x R 2 = 1,000 0,0E+00 2,0E+06 4,0E+06 6,0E+06 8,0E+06 0,0E+00 1,0E-03 2,0E-03 3,0E-03 [MCPA] total/mol L -1 Área ampliación Figura 5.3. Medidas experimentales de MCPA sobre goetita (6 g L-1) frente al calibrado del pesticida. I = 0,02 M. ( ) MCPA-goetita a pH = 4; ( ) MCPA-goetita a pH ~ 7; (○) calibrado de MCPA. Estos resultados son similares a los obtenidos por Claussen et al., resultado del estudio de la adsorción de un herbicida fenoxiacético (2,4-D) sobre óxidos de hierro y no encontraron una adsorción 153