Vista previa del material en texto
UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA DE MÉXICO FACULTAD DE QUÍMICA "VALIDACIÓN DE UNA METODOLOGÍA PARA CUANTIFICACIÓN DE AS(III) MEDIANTE POLAROGRAFÍA DIFERENCIAL DE PULSOS (PDP)" T E S I S QUE PARA OBTENER EL TÍTULO DE Q U I M I C A P R E S E N T A MARIA FERNANDA MEHLE JORDAN MÉXICO, D.F. 2014 UNAM – Dirección General de Bibliotecas Tesis Digitales Restricciones de uso DERECHOS RESERVADOS © PROHIBIDA SU REPRODUCCIÓN TOTAL O PARCIAL Todo el material contenido en esta tesis esta protegido por la Ley Federal del Derecho de Autor (LFDA) de los Estados Unidos Mexicanos (México). El uso de imágenes, fragmentos de videos, y demás material que sea objeto de protección de los derechos de autor, será exclusivamente para fines educativos e informativos y deberá citar la fuente donde la obtuvo mencionando el autor o autores. Cualquier uso distinto como el lucro, reproducción, edición o modificación, será perseguido y sancionado por el respectivo titular de los Derechos de Autor. JURADO ASIGNADO: Presidente: Prof. Margarita Eugenia Gutiérrez Ruíz Vocal: Prof. José de Jesús García Valdés Secretario: Prof. Imelda Velázquez Montes 1er. Suplente: Prof. Héctor Ariel Rico Morales 2do. Suplente: Prof. Norma Ruth López Santiago Sitio donde se desarrolló el tema: Laboratorio de Biogeoquímica Ambiental. Facultad de Química. Universidad Nacional Autónoma de México. Asesor del tema: Dra. Margarita Eugenia Gutiérrez Ruíz Supervisor técnico: M. en C. Norma Ruth López Santiago Sustentante: María Fernanda Mehle Jordán Contenido 1. Introducción ................................................................................... 1 2. Antecedentes .................................................................................. 6 2.1. Generalidades .......................................................................... 6 2.2. Técnicas y métodos analíticos para la especiación de arsénico ...... 12 2.3. Técnicas polarográficas ............................................................ 16 2.4. Validación de métodos analíticos ............................................... 20 3. Desarrollo experimental ................................................................. 25 3.1. Secuencia de investigación ....................................................... 25 3.2. Reactivos, materiales y equipos ................................................ 26 3.3. Preparación de estándares ....................................................... 27 3.4. Elección del electrolito soporte .................................................. 28 3.5. Optimización de los parámetros de medición .............................. 28 3.6. Validación del método ............................................................. 29 Intervalo lineal ........................................................................... 29 Límites de detección y cuantificación ............................................. 30 Precisión.................................................................................... 31 3.7. Interferencia del cobre y efecto de matriz .................................. 31 4. Resultados y discusión ................................................................... 33 4.1. Electrolito soporte ................................................................... 33 4.2. Optimización de parámetros polarográficos ................................ 34 4.3. Validación del método analítico ................................................. 36 Intervalo lineal y de trabajo ......................................................... 36 Límite detección y de cuantificación .............................................. 40 Precisión.................................................................................... 40 Incertidumbre ............................................................................ 41 4.4. Interferencia de cobre y efecto de matriz ................................... 42 4.5 Aplicación a muestras ambientales ............................................. 51 5. Conclusiones ................................................................................. 53 6. Bibliografía ................................................................................... 54 Cuadro de Figuras Figura 1 Ciclo del arsénico en el medio ambiente (Tomado de Litter & Fernández Cirelli y Alejo, 2013) ............................................................... 10 Figura 2 Etapas de operación de la técnica polarográfica (Anke, Grun y Partschefeld, 1976) ................................................................................ 18 Figura 3 Ejemplo de un polarograma con los parámetros de medición (Anke, Grun y Partschefeld, 1976) ..................................................................... 19 Figura 4 Diagrama de trabajo .................................................................. 25 Figura 5 Polarograma de As(III) con H2SO4 como electrolito soporte ............ 34 Figura 6 Polarograma optimizado, 5 mg/L de As(III) en electrolito soporte de H2SO4 0.072 M ...................................................................................... 35 Figura 7 Curva exploratoria de As(III) de 10 a 100 mg/L ............................ 36 Figura 8 Prueba de linealidad, curva de As(III) de 5 a 50 mg/L ................... 37 Figura 9 Curva de calibración de As(III) de 0.5 a 30 mg/L .......................... 38 Figura 10 Acercamiento al cinturón de confianza de la curva promedio ......... 40 Figura 11 Fuentes de incertidumbre del método ........................................ 42 Figura 12. As(III) 15 mg/L con adiciones de Cu(II) ................................... 44 Figura 13 5 mg/L de As(III) con adiciones de Cu(II) .................................. 44 Figura 14 Recobros obtenidos para la concentración de 15 mg/L de As(III) tras las adiciones de Cu(II) ........................................................................... 45 Figura 15 Recobros obtenidos para la concentración de 5 mg/L de As(III) tras las adiciones de Cu(II) ........................................................................... 46 Figura 16 Recobros obtenidos para la concentración de 2.5 mg/L de As(III) tras las adiciones de Cu(II) ..................................................................... 46 Figura 17 Recobros obtenidos en matriz de agua desionizada contra los obtenidos en matriz de muestra a una concentración de 15 mg/L de As(III) . 48 Figura 18 Recobros obtenidos en matriz de agua desionizada contra los obtenidos en matriz de muestra a una concentración de 5 mg/L de As(III) ... 49 Figura 19 Recobros obtenidos en matriz de agua desionizada contra los obtenidos en matriz de muestra a una concentración de 2.5 mg/L de As(III) 49 Figura 20 Recobros de As(III) obtenidos en muestras reales ....................... 51 1 1. Introducción Durante mucho tiempo, los análisis ambientales consistieron básicamente en la identificación y/o cuantificación de elementos que se encuentran en la naturaleza en cantidades relativamente altas y algunos contaminantes orgánicos, como los hidrocarburos del petróleo. Sin embargo, el desarrollo antropogénico y tecnológico de los últimos años ha aumentado en forma importante el número y complejidad de las sustancias contaminantes. Dichas sustancias pueden encontrarse en concentraciones vestigiales en matrices naturales muy complejas, como son los sistemas agua-suelo, haciendo imperiosa la necesidad de desarrollar métodos analíticos cada vez más específicos con límites de detección del orden de partes por millón (ppm) o partes por billón (ppb). Los elementos potencialmente tóxicos (EPT), entre los que destacan el plomo, cadmio,mercurio y arsénico tienen como característica común, la elevada toxicidad de sus sales solubles, éstas favorecen la acumulación de estos elementos en los organismos expuestos y su entrada a la cadena trófica. Cuando la concentración de un EPT supera los valores de fondo naturales o los valores de referencia generales, se considera que representan un riesgo potencial al ambiento o a la salud y 2 es necesario cuantificar las fracciones geo y biodisponibles (NEPC, 1999). Entre los EPT, el arsénico tiene una gran importancia por su alta toxicidad para toda la biota, la variación de su potencial tóxico depende de las especies que forma en función de los valores de pH y pE, y en consecuencia, existe una variabilidad en su solubilidad, geodisponibilidad y biodisponibilidad. En los cuerpos de agua la concentración de arsénico de origen natural varia ampliamente, pues se presenta desde valores menores a 0.5 μg/L hasta 5,000 μg/L. La presencia de arsénico en agua no contaminada por procesos antropogénicos, se debe al proceso de lixiviación de las rocas y sedimentos que contienen arsénico. Se asocia con ambientes geoquímicos de origen lacustre, depósitos volcánicos y descargas de fuentes geotérmicas (Jain y Ali, 2000). En algunos acuíferos profundos se encuentran altas concentraciones, especialmente en regiones de Argentina, Chile, México, China Hungría e India (Smedley y Kinniburgh, 2002). El arsénico en el ambiente genera considerable preocupación en países cuya principal fuente de agua potable son los pozos. Las actividades minero-metalúrgicas, y la generación de energía geotérmica y carboléctrica, están aumentando la concentración de arsénico natural en sistemas agua-suelo. La contaminación derivada de estas 3 actividades es un problema ambiental a nivel mundial, cuya resolución es muy importante. En México, que es país muy rico en minerales de este elemento como la arsenopirita, los procesos hidrotermales están liberando cantidades importantes al ambiente, con serias consecuencias en la calidad del agua de diversas regiones. Se han llegado a medir cantidades de hasta 1,007 mg/L en aguas subterráneas no afectadas por las actividades humanas; y dado que las actividades minero-metalúrgica y de generación de electricidad son muy importantes, también hay regiones afectadas por estas fuentes. El impacto de la contaminación depende de las especies de arsénico que se encuentren en los sistemas contaminados, pues presentan diferente solubilidad y toxicidad, pueden transportarse como especies disueltas, sorbidas o incorporadas en partículas inorgánicas y complejadas con materia orgánica. Existen diversos métodos analíticos para cuantificar el arsénico total en agua, pero son muy escasos los estudios realizados para determinar las especies presentes. El ya limitado número de desarrollos analíticos, se reduce en forma importante cuando se requiere determinar las concentraciones de As(V) y/o As(III) en matrices complejas como son los líquidos residuales de las minas. El método más utilizado es el de 4 absorción atómica con generador de hidruros acoplado a un cromatógrafo de líquidos; pero las columnas se afectan cuando las muestras contienen altas concentraciones de sulfatos y otros aniones presentes en los líquidos de las minas y en los cuerpos de agua afectados por estos desechos. Con el objeto de contar con un método aplicable para el análisis de As(V) y As(III) en muestras de agua contaminadas con drenaje ácido rico en Cu2+ y SO4 2-, se desarrolló este estudio, que consiste en la optimización y validación un método polarográfico preciso, rápido y sencillo para cuantificar As(III) y por diferencia con el Astotal al As(V). Se seleccionó la técnica de polarografía diferencial de pulsos que permite establecer límites de detección y cuantificación en el orden de los mg/L, optimizando las condiciones del equipo. Las metas y actividades del estudio fueron: a) Realizar una investigación de antecedentes teóricos y normativos sobre la validación de métodos analíticos. b) Plantear, con base en información publicada, un método polarográfico para cuantificar arsénico trivalente en un medio ácido, rico en sulfatos y en iones cobre. c) Probar el método planteado con muestras tipo preparadas en el laboratorio. 5 d) Establecer un intervalo de trabajo adecuado para analizar muestras reales. e) Validar el método analítico. f) Estudiar la influencia de Cu2+ en la determinación polarográfica del As (III). g) Aplicar la metodología desarrollada a muestras ambientales. 6 2. Antecedentes 2.1. Generalidades El arsénico es un elemento que se conoce desde la antigüedad y se presume que su nombre proviene del Griego “arsenikos” que significa potente o masculino, o del persa Zarnikh, “oropimente amarillo”. No fue sino hasta la Edad Media cuando el filósofo y teólogo alemán Albertus Magnus (1193-1280) lo aisló como elemento puro. Es un elemento ampliamente distribuido en la corteza terrestre y ocupa el lugar 52 en abundancia . El arsénico (As) se presenta en cuatro estados de oxidación: As(-III), As(0), As(III) y As(V). Es un elemento ampliamente distribuido en los suelos, los cuerpos de agua e inclusive en la biota que se encuentra comúnmente combinado con azufre, oxígeno y hierro. En animales y plantas forma compuestos orgánicos con carbón e hidrógeno (ATSDR, 2011). En los cuerpos naturales de agua la concentración de As varía ampliamente, pues se presenta desde valores menores a 0.0005 mg/L hasta 5 mg /L. La presencia natural de As en agua se debe al proceso de lixiviación de las rocas y sedimentos que lo contienen. Se asocia con ambientes geoquímicos de origen lacustre, depósitos volcánicos y descargas de fuentes geotérmicas (Jain y Ali, 2000). En algunos 7 acuíferos profundos se encuentran en altas concentraciones, especialmente en regiones de Argentina, Chile, México, China Hungría e India, en zonas en que el subsuelo es rico en minerales de As, especialmente arsenopirita (Smedley y Kinniburgh, 2002). En el Cuadro 1 se presentan un resumen de la toxicidad del arsénico. Cuadro 1. Resumen de toxicidad del arsénico Dependencia de la toxicidad del arsénico El estado de oxidación La estructura química La solubilidad en el medio biológico Tipos de toxicidad Toxicidad aguda. Consecuencia de la ingesta de alto contenido de arsénico en un tiempo corto. Toxicidad crónica. Resultado de la ingesta de pequeñas cantidades de arsénico en un largo periodo de tiempo Escala de toxicidad del arsénico La arsina es considerada la forma más tóxica, seguida del arsenito, de arsenatos y los compuestos orgánicos de arsénico. Mayor a menor toxicidad Arsina (H3As) > As +3 inorgánico (arsenito) > As+ 3 orgánico > As+5 inorgánico (arseniato) > As+5orgánico > compuestos arsenicales y arsénico elemental Toxicidad (Límites de exposición) Arsina 0.05 ppm (0.2 mg/m3) OSHA TWA 0.005 ppm ACGIH TWA 0.002 mg/m3 NIOSH Trioxido de arsenico TLV: (como As) 0.01 mg/m³ como TWA Arsenito de potasio TLV: (como As) 0.01 mg/m3 Arseniato de sodio TLV(como TWA): 0.01 mg/m3 (como As) Fuentes: (Miliarium, 2014), (Matheson tri-gas, 2014) (IPCS y la Comisión Europea, 2013) (Grupo Prevenir, 2014) 8 A bajas dosis, el As es un elemento que se clasifica como benéfico y algunos investigadores lo consideran esencial. En la década de 1970, se publicaron las primeras pruebas obtenidas en el laboratorio sobre la esencialidad del arsénico. Nielsen y Uthus (1984) y Anke (1986) resumieron los signos de deficiencia encontrados en cerdos, ratas, pollos y cabras. Inclusive, los compuestos de arsénico tienen una larga historia en la medicina y han resurgido con el uso del trióxido de arsénico en el tratamiento de la leucemiay en medicamentos homeopáticos. Sin embargo, en cantidades altas representa un riesgo serio para la salud. El riesgo de toxicidad del As para la biota, pero especialmente para los humanos, está aumentando debido a que su concentración en el ambiente es cada vez más alta por fenómenos naturales o antropogénicos. Zonas antes no ocupadas por los humanos, donde el agua contenía arsénico ahora están sobrepobladas; además, el arsénico se está dispersando por el uso de combustibles fósiles, los procesos minero-metalúrgicos, las plantas geotérmicas y el uso de arsénico en herbicidas y plaguicidas, así como por la producción de acero y vidrio y la conservación de la madera (Giancomino et al. 2010). Desde la antigüedad se conoce la toxicidad del As, inclusive se le conoce como “el rey de los venenos” (Azue y Nriagu, 1994). Su toxicidad se debe a la afinidad de la especie trivalente por el azufre de 9 las proteínas, lípidos y otros compuestos vitales (Naqvi et al. 1994 y ATSDR, 2007). La exposición puede causar gran variedad de efectos adversos a la salud, incluyendo cambios dérmicos, efectos respiratorios, cardiovasculares, gastrointestinales, genotóxicos, mutagénicos y carcinogénicos. (Hung, Nekrassova y Compton, 2004). La Agencia Estadounidense de Protección Ambiental (US-EPA) clasifica al As inorgánico como la sustancia tóxica número uno en la lista de contaminantes prioritarios (Giancomino et al. 2010). La metilación del arsénico inorgánico en el cuerpo es el proceso de detoxificaciónque reduce la afinidad del compuesto por los tejidos (Jain y Ali, 2000). Especialmente, la toxicidad por As es un tema de preocupación en países cuya principal fuente de agua potable son los pozos. Este es el caso de México, que es país muy rico en minerales de As, especialmente arsenopirita, los procesos hidrotermales están liberando cantidades importantes de este elemento al ambiente, con serias consecuencias en la calidad del agua de diversas regiones. En México, la cantidad de As en aguas profundas varía de 0.01 a 5 mg/L (del Razo et al., 1990). Estos mismos autores reportan que más del 50% de las muestras de agua profunda de la Región Lagunera en el Norte del país presentaron concentraciones mayores a 0.05 mg/L (en el 90% de las muestras se detectó únicamente As pentavalente). En 1977 se reportaron concentraciones de hasta 4 a 6 mg/L en el agua de la ciudad de Torreón 10 Coahuila (Cebrian et al. 1994; Mandal y Suzuki, 2002), relacionadas con la sobreexplotación de acuíferos profundos. En la Figura 1 se muestra el ciclo del arsénico en el medio-ambiente. Figura 1 Ciclo del arsénico en el medio ambiente (Tomado de Litter & Fernández Cirelli y Alejo, 2013) Para controlar este problema, de acuerdo a Mays y Hussam (2009) se requiere en primer término medir, y posteriormente mitigar y manejar adecuadamente los acuíferos. Además, no solamente es importante medir la concentración total del As, pues se sabe que su toxicidad como la de otros EPT depende fuertemente en su forma química, estoobliga a cuantificar las especies individuales. Se ha reportado que las formas inorgánicas del As son más tóxicas que las orgánicas, siendo la forma 11 trivalente del As aproximadamente sesenta veces más tóxica que la pentavalente (Chatterjee, A. et al., 1995). El estado de oxidación de este elemento tiene un efecto importante en el grado de biodisponibilidad, geodisponibilidad 1 y toxicidad. En el Cuadro 2 se presenta algunas regulaciones para el arsénico inorgánico Organismo adaptado de documento La toxicidad del arsénico (Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades, 2009). Cuadro 2. Regulaciones para el arsénico inorgánico Organismo Énfasis Nivel Comentarios ACGIH Conferencia Americana de Higienistas Industriales Gubernamentales Aire – lugar de trabajo 10 microgramos/m3 Advertencia; TLV/TWA 2 NIOSH Instituto Nacional para la Seguridad y la Salud Ocupacional Aire – lugar de trabajo 2 microgramos/m3 Advertencia; límite tope de 15 minutos OSHA Administración de Seguridad y Salud Ocupacional de EE. UU Aire - lugar de trabajo 10 microgramos/m3 Norma; PEL3 en una jornada laboral de 8 horas EPA Agencia de Protección del Medioambiente de EE. UU Aire - ambiente NA NA Agua – agua de bebida 10 partes por billón Norma; nivel máximo de contaminante en los suministros públicos de agua potable 1 El término geodisponibilidad se refiere a las propiedades físicas de un compuesto que le permiten transportarse en el ambiente, como son su estado físico, solubilidad, polaridad, etc. Es uno de los tres factores de peligrosidad establecidos por Gutiérrez Ruiz M. y Macías-Guzmán P. (1999) y no debe confundirse con el término biodisponibilidad. 2 TLV/TWA (Valor Umbral Límite/Tiempo promedio ponderado) = concentración en un tiempo promedio ponderado, para una jornada laboral normal de 8 horas, o una semana laboral de 40 horas. Casi todos los trabajadores pueden estar expuestos a estas concentraciones. 3 PEL (Límite de Exposición Permisible) = Nivel más alto al que puede estar expuesto un trabajador durante una jornada laboral de 8 horas. 12 FDA Administración de Alimentos y Drogas de EE. UU Alimentos 0.5–2 partes por millón Norma; aplicable a los animales tratados con medicamentos veterinarios En el norte de México hay minas de cobre, donde se generan aguas contaminadas con soluciones ácidas gastadas, ricas en ácido sulfúrico, cobre y otros metales. Es esencial determinar la concentración de As(III) y separar a este elemento, ya que esta operación permitirá reutilizar la solución remanente en el proceso. Los métodos tradicionales no son aplicables por la alta conductividad eléctrica de la solución generada por los sulfatos, iones metálicos e hidronio. 2.2. Técnicas y métodos analíticos para la especiación de arsénico El concepto de especiación data de 1954, cuando Godberg introdujo este concepto para comprender los ciclos biogeoquímicos de los elementos vestigiales en el agua de mar. Florence (1982) definió el término especiación como la determinación de las formas físico-químicas individuales de un elemento, cuya suma determina la concentración total, para ello hay diversas técnicas y métodos (Cuadro 3). Schoroeder (1989) distingue la especiación física que busca diferenciar las propiedades físicas del elemento, con la especiación química que es la que diferencia las formas físico-químicas del elemento en una matriz (diferentes estados de oxidación). El requisito fundamental en la 13 especiación es determinar cuantitativamente cada una de las formas de determinado elemento sin la interferencia de las otras especies. Un método ideal de especiación es aquel que puede proveer la información deseada sin alterar la muestra original. En ausencia de este método, se ha recurrido a una combinación de técnicas y metodologías analíticas, incluyendo procedimientos espectroscópicos, cromatográficos y electroquímicos (Jain y Ali, 2000). Se han desarrollado métodos para la especiación de arsénico con técnicas espectroscópicas utilizando dietilditiocarbamato de plata, azul de molibdeno, absorción atómica, absorción atómica con generador de hidruros, absorción atómica con horno de grafito e ICP-AES (Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectrometry), ICP-OES acoplado a un generador de hidruros; entre otros (Hung, Nekrassova, Compton, 2004). Se han usado también técnicas cromatográficos en conjunto con otras técnicas, para la separación y posterior detección y cuantificación de las especies de arsénico. Se han desarrollado metodologías para cromatografía de gases, cromatografía iónica y para cromatografía liquida de alto rendimiento (CLAR) a estas técnicasse han acoplado distintos detectores como el de ionización de flama, de emisión atómica de plasma inducido por microondas e ICP-masas. Una de las metodologías mas aceptadas es el sistema CLAR-ICP-MS. La mayoría de 14 las técnicas antes mencionadas se caracterizan por ser complejas, de alto costo y no ser fácilmente aplicables a matrices complejas. Cuadro 3. Comparación de las ventajas y limitaciones que presentan los diferentes métodos para cuantificar As(III) (Hung et. al., 2004) Método Ventajas Desventajas Métodos colorimétricos Método de dietilditiocarbamato de plata El arsénico es reducido a arsina, AsH3, que reacciona con acetato de plomo y dietilditiocarbamato de plata para dar un complejo colorido que se determina a 520 nm en un espectrómetro UV. Instrumentación económica Mantenimiento económico Alta especificidad Lento Baja sensibilidad Laborioso Alto volumen de muestra (35 mL) Altas interferencias de matriz Método del tinte de HgBr2 Se basa en la liberación de arsina mediante una solución acida de zinc. LA arsina reacciona con acetato de plomo y bromuro de mercurio (II) para producir un complejo color amarillo pardo que se mide sobre tiras de papel de ensayo. Poco equipo Bajo costo Baja precisión Baja exactitud Laborioso Lento Adecuado únicamente para determinaciones cualitativas o semicuantitativas Técnicas de Espectroscopia de absorción atómica (AA) Tiene como fundamento la absorción de radiación de una longitud de onda determinada. Esta radiación es absorbida selectivamente por átomos que tengan niveles energéticos cuya diferencia en energía corresponda en valor a la energía de los fotones incidentes. La cantidad de fotones absorbidos está determinada por la ley de Beer, que relaciona la pérdida de poder radiante con la concentración del analito (Rocha, 2000). 15 AA-Flama Simple Rápido Alta precisión Sensibilidad limitada Alto volumen de muestra (25 mL) Altas interferencias de matriz AA-Horno de grafito Necesita poca muestra Rápido Simple Bajos límites de detección (μg/L) As forma compuestos volátiles a altas temperaturas Interacción de los elementos con el grafito Altas interferencias de matriz AA-Generador de hidruros Excelente sensibilidad Pocas interferencias Rápido Bajos límites de detección (μg/L) Amplio intervalo de trabajo Requiere mucho pretratamiento de la muestra Equipo costoso Espectroscopia de emisión atómica (AES) Estas metodologías se basan en la característica que tiene el átomo de emitir la energía radiante equivalente a la cantidad de energía inicialmente absorbida en el proceso de excitación cuando éste regresa a su configuración basal. La concentración del analito es directamente proporcional a la intensidad de la luz emitida a la longitud de onda del elemento por determinarse. ICP Análisis multielemental Bajas interferencias de matriz Equipo y mantenimiento costosos Altas interferencias espectrales AES-flama Bajo costo Bajas interferencias espectrales Interferencias de matriz 16 Técnicas electroquímicas Polarografía Se basa en la relación que existe entre la intensidad de corriente y la concentración del analito, mediante la aplicación de un potencial eléctrico. Bajos límites de detección (mg/L) Alta reproducibilidad Permite la especiación Puede determinar varios iones en la misma disolución Interferencias de matriz 2.3. Técnicas polarográficas Algunas técnicas electroquímicas se caracterizan por su selectividad, mínima preparación de muestra, muy alta sensibilidad y muy bajo límite de detección, que es comparable con el de absorción atómica e ICP. Además son técnicas versátiles que permiten el análisis de otras especies a bajo costo en relación a las técnicas espectroscópicas (Mays y Hussam, 2009). Para la especiación de arsénico se ha trabajado principalmente se con técnicas polarográficas como son de gota colgante de mercurio, diferencial de pulsos, de redisolución catódica y de redisolución anódica. La polarografía utiliza el electrodo goteante de mercurio (DME), como electrodo de trabajo. La superficie renovable y el amplio intervalo catódico hacen muy útil a la polarografía debido a su alta reproducibilidad. El alto sobrepotencial de hidrógeno permite que la polarografía sea una técnica valiosa en el estudio de procesos catódicos. 17 Se obtiene un polarograma al registrar la corriente obtenida en el sistema al realizar un barrido de potencial lineal. Se observa que a determinado potencial, dependiendo de la especie electroactiva, hay un aumento de la corriente registrada hasta llegar a un valor límite que está determinado por la difusión de la especie a la superficie del electrodo. Las fluctuaciones de la corriente corresponden al crecimiento y pérdida de la gota de mercurio del electrodo. La polarografía diferencial de pulsos utiliza el electrodo de gota de mercurio como electrodo de trabajo, sin embargo, el barrido de potencial se realiza imponiendo un pequeño pulso coordinado, de tal manera que corresponda a una gota de mercurio exactamente antes de la caída de la misma. El tiempo de goteo es controlado por un martillo que puede ser ajustado para que el tiempo de vida de la gota corresponda al periodo de generación del pulso que es aplicado antes de la caída de la gota, cuando su superficie se encuentra en su valor máximo. El periodo de la aplicación del pulso y de tiempo de goteo, es usualmente de 0.5 a 5 segundos. La magnitud del pulso típicamente se encuentra entre 5 y 100 mV. La corriente se mide antes de cada pulso (i1) y al final del pulso (i2) como se muestra en la Figura 2. La diferencia de estas dos corrientes es registrada para cada pulso. Cuando el pulso es aplicado se registra 18 un valor de corriente que decae con el tiempo. La corriente capacitiva decae rápidamente (icap). La corriente faradaíca decae de manera más lenta (ifarad). Al medir la corriente al final del pulso, cuando la corriente capacitiva ha decaído, se minimiza la interferencia debida a icap. Esto resulta en un menor límite de detección, en comparación con la polarografía clásica. Figura 2 Etapas de operación de la técnica polarográfica (Anke, Grun y Partschefeld, 1976) En el polarograma obtenido se observa un pico a determinado potencial (Ep). La estequiometria de intercambio de e - se relaciona con el valor de w y la altura del pico es proporcional a la concentración. De esta manera se pueden realizar determinaciones cuantitativas midiendo Ip, Figura 3. 19 Figura 3 Ejemplo de un polarograma con los parámetros de medición (Anke, Grun y Partschefeld, 1976) En el caso de metodologías para cuantificar un determinado analito, la polarografía diferencial de pulsos (PDP 4 ) presenta ciertas ventajas respecto a la polarografía clásica: a) Se minimiza el aporte de corriente capacitiva, la PDP presenta un menor límite de cuantificación, por lo que se pueden manejar cantidades menores de muestras; b) Se determina Ip únicamente, ya sea por comparación directa (curva de calibración) o adición de estándar, lo que facilita su interpretación y disminuye la aportación de error de otras mediciones; 4 * En inglés DPP 20 c) Se pueden emplear velocidades de barrido hasta de 100 mV/s, por lo que es una técnica rápida. Para iones metálicos y moléculas orgánicas que no forman amalgamas con el mercurio, la polarografía diferencial de pulsos es probablemente la técnica electroquímica más sensible en existencia (Myers y Osteryoug, 1973), debido a la alta sensibilidad y a la disponibilidad de instrumentos comparativamente de bajo costo, la polarografía diferencial de pulsos resulta prometedoracomo método rutinario en el análisis de EPT, incluyendo al arsénico. Sin embargo, la bibliografía indica que el Cu2+ interfiere en la determinación de este elemento como As(III), por lo que en este estudio, se valoró el efecto de este ion. 2.4. Validación de métodos analíticos Una parte integral del desarrollo de un método analítico es la validación del mismo, es decir, el método debe probarse para determinar su efectividad. La validación del método analítico se define como el proceso por el que se establece experimentalmente la capacidad del método para satisfacer las aplicaciones analíticas deseadas. La validación de los métodos analíticos se fundamenta en la determinación de diversos parámetros que se aplican de acuerdo a una clasificación basada en su uso o finalidad, generalmente incluye una evaluación de linealidad, precisión, exactitud y especificidad y proporciona una medida del 21 comportamiento del método. A continuación se definen los parámetros comúnmente evaluados en la validación de métodos analíticos y en el Cuadro 4 se muestra un ejemplo de un protocolo recomendado para la obtención de cada uno de ellos (Guía de validación de métodos analíticos, 2002). Intervalo lineal. La linealidad de un sistema o método analítico es su habilidad para asegurar que los resultados analíticos, que pueden ser obtenidos directamente o por medio de una transformación matemática bien definida, son proporcionales a la concentración de la sustancia dentro de un intervalo determinado. Este parámetro se caracteriza por estudiar la relación concentración contra respuesta analítica en un intervalo apropiado de concentración del analito, sin incluir los otros componentes de la muestra. Intervalo de trabajo. Está definido por las concentraciones comprendidas entre los niveles de concentración superior e inferior de la sustancia (incluyendo estos niveles), en donde se ha demostrado que el método es exacto, preciso y lineal. Exactitud. Es la concordancia entre un valor obtenido experimentalmente y el valor de referencia. Se expresa como el porcentaje de recobro obtenido del análisis de muestras a las que se les han adicionado cantidades conocidas de la sustancia. 22 Precisión. Es el grado de concordancia entre resultados analíticos individuales, cuando el procedimiento se aplica repetidamente a diferentes muestreos de una muestra homogénea del producto. Usualmente se expresa en términos de desviación estándar o del coeficiente de variación. La precisión es una medida del grado de reproducibilidad y/o repetibilidad del método analítico bajo las condiciones normales de operación. a. Repetibilidad. Es la precisión de un método analítico expresada como la concordancia obtenida entre determinaciones independientes realizadas bajo las mismas condiciones (analista, tiempo, aparato, laboratorio, etc.). b. Reproducibilidad. Es la precisión de un método analítico expresada como la concordancia entre determinaciones independientes realizadas bajo condiciones diferentes (diferentes analistas, en diferentes días, en el mismo y/o en diferentes laboratorios, utilizando el mismo y/o diferente equipo, etc.). Especificidad. Es la habilidad de un método analítico para obtener una respuesta debida únicamente a la sustancia de interés y no a otros componentes de la muestra. Tolerancia. La tolerancia de un método analítico es el grado de reproducibilidad de los resultados analíticos obtenidos por el análisis de 23 la misma muestra bajo modificaciones de las condiciones normales de operación tales como diferentes temperaturas, lotes de reactivos, condiciones ambientales, etc. Límite de detección (LD). Es la mínima concentración de una sustancia en una muestra que puede ser detectada, pero no necesariamente cuantificada, bajo las condiciones de operación establecidas. Normalmente corresponde a 2 o 3 del blanco Límite de cuantificación (LC). Es la menor concentración de una sustancia en una muestra que puede ser determinada con precisión y exactitud aceptables bajo las condiciones de operación establecidas, generalmente corresponde a 10 del blanco. Cuadro 4 Protocolo sugerido para la obtención de los parámetros en la validación de un método analítico Parámetro Analizar Cálculos Criterio Intervalo de trabajo Evaluar una curva de calibración preparada utilizando soluciones estándar, las mediciones se efectuarán bajo las mismas condiciones y se reportará la relación concentración vs respuesta analítica. Por triplicado. Calcular el coeficiente de correlación (r), el coeficiente de determinación (r2) y el coeficiente de variación (CV). Graficar la respuesta contra la concentración del analito y realizar un examen visual para detectar valores anómalos. r≥ 0.99 r2≥0.98 CV≤ 3.0% 24 Exactitud Se determina cuando menos seis muestras adicionadas con una cantidad conocida de analito de manera independiente. Se calcula el promedio de recobro y el coeficiente de variación (CV). Promedio de recobro= 98-102% CV≤ 3.0% P re c is ió n Repetibilidad Se determina el analito a una concentración conocida en las mismas condiciones. Por triplicado. Se calcula el coeficiente de variación (CV). CV≤ 3.0% Reproducibilidad Se determina el analito a una concentración conocida. Se analiza cuando menos en dos días diferentes y por triplicado. Se calcula el coeficiente de variación (CV). CV≤ 3.0% Límite de detección Se determina de manera estadística a partir de la desviación estándar de la ordenada al origen de las repeticiones de la curva de calibración. - Límite de cuantificación - 25 3. Desarrollo experimental 3.1. Secuencia de investigación A continuación en la Figura 4 se muestra el modelo conceptual de las actividades realizadas. Figura 4 Diagrama de trabajo Investigación documental Planteamiento de objetivos Selección de condiciones de operación Validación del método Analítico Linealidad/selección del intervalo de trabajo Precisión Determinación de los LD y LC Optimización de las condiciones de operación Estudio de la interferencia del Cu(II) en la cuantificación del As (III) en matrices complejas Análisis de resultados y conclusiones 26 3.2. Reactivos, materiales y equipos Los reactivos utilizados fueron: Trióxido de arsénico 99.6% (Baker Analyzed) Sulfato de cobre pentahidratado 99.7% (Baker Analyzed) Hidróxido de sodio 98.8% (J.T. Baker) Acido sulfúrico 97.9% (J.T. Baker) Nitrógeno UAP 99.99% (Praxair) Agua desionizada Los materiales utilizados fueron: Micropipetas Eppendorf (10 a 100 μL, 100 a 1000 μL, 500 a 5000 μL y 1 a 10 mL) Celdas polarográficas Matraces aforados 50, 100 y 500 mL Celdas de vidrio para polarógrafo Piseta Espátula Parrilla de agitación Agitador magnético Vasos de precipitados 50 y 100 mL Frascos de plástico con tapa 27 Los equipos utilizados fueron: Balanza analítica SARTORIUS Research modelo 1416MP8 Sistema de agua ultra pura NANOpure Barnstead modelo D4741 Polarógrafo Metrohm, 797 VA Computrace Software utilizado: 797 VA Computrace PC Software Microsoft Excel 2010 Microsoft Word 2010 Microsoft PowerPoint 2010 3.3. Preparación de estándares Estándar de As (III) de concentración 1.33x10-2 mol/L (1,000 mg/L). Pesar 132 mg de trióxido de arsénico, agregar agua desionizada y llevar a pH˃8 con hidróxido de sodio sólido (grageas). Disolver con agitador magnético sobre parrilla de agitación.. Acidular a pH˂2 con ácido sulfúrico, transferir a un matraz volumétrico de 100 mL y llevar al aforo con agua desionizada. Transferir a un frasco de plástico con tapa y burbujear nitrógeno durante 2 minutos, cerrarfirmemente. A partir de esta solución de 1.33x10-2 mol/L, se prepararon los estándares de menor concentración. 28 Estándar de Cu (II) de concentración 3.93x10-3 mol/L (250 mg/L). Pesar 24.5 mg de sulfato de cobre (II), trasladar a un matraz volumétrico de 25 mL. Disolver completamente y llevar al aforo con agua desionizada. Transferir a un frasco de plástico con tapa y cerrar firmemente. 3.4. Elección del electrolito soporte Para evaluar la viabilidad del uso de ácido sulfúrico como electrolito soporte, se compararon los polarogramas obtenidos de ácido clorhídrico y ácido sulfúrico, con el fin de evaluar si los sulfatos interfieren en la lectura de la intensidad de corriente. 3.5. Optimización de los parámetros de medición Para el desarrollo de la metodología se utiliza trióxido de arsénico como estándar. Se trazó el polarograma utilizando como electrolito soporte ácido sulfúrico 0.036N. El oxígeno presente en solución interfiere con la señal asociada al trióxido de arsénico, por lo que previo al registro del polarograma, se burbujea nitrógeno para desplazar el oxígeno de la solución. Se optimizaron el tiempo de burbujeo inicial e intermedición, la amplitud de pulso, el tiempo de pulso y el cambio de potencial tiempo de cambio de potencial (Cuadro 5). 29 Cuadro 5 Intervalo de valores probados para la optimización Parámetro Intervalo Amplitud de pulso (V) 0.0025-0.25 Tiempo de pulso (s) 0.02-0.08 Cambio de potencial (V) 0.003-0.012 Tiempo de cambio de potencial (s) 0.3-1.0 Burbujeo inicial de N2 (s) 30-300 Burbujeo de N2 entre mediciones (s) 0-60 Velocidad de barrido (mV/s) 10 Se determinó el tiempo óptimo de burbujeo de nitrógeno para desplazar el oxígeno en disolución. Se ajustaron las condiciones del equipo (amplitud de pulso, tiempo de pulso, cambio de potencial y tiempo de cambio de potencial) para obtener la máxima señal en el menor tiempo posible. 3.6. Validación del método La validación se efectuó de forma parcial y se evaluaron los parámetros que se describen a continuación: Intervalo lineal Para establecer el intervalo lineal se construyó una curva exploratoria de 10 a 100 mg/L, a partir de esta se acotó el intervalo de concentraciones para la trazar una segunda curva explorando el intervalo de 10 a 50 mg/L. De esta curva se seleccionaron 20 niveles de concentración de acuerdo al Cuadro 6 a partir del estándar de 130 mg/L. Con los datos 30 obtenidos se calcularon los parámetros de regresión lineal por el método de mínimos cuadrados al 95% de confianza. Límites de detección y cuantificación Los límites de detección y de cuantificación fueron evaluados de forma estadística a partir de la desviación estándar ( ) de la ordenada al origen de las 9 curvas de calibración antes mencionadas, de acuerdo a las ecuaciones siguientes: Límite de detección: Límite de cuantificación: Cuadro 6 Concentraciones de los puntos de calibración en el intervalo de trabajo Adición As(III) (mg/L) As(III) (mol/L) 1 0.50 6.63x10-6 2 0.98 1.32x10-5 3 1.47 1.97x10-5 4 1.95 2.61x10-5 5 2.43 3.25x10-5 6 2.90 3.88x10-5 7 4.13 5.53x10-5 8 5.34 7.15x10-5 9 6.52 8.73x10-5 10 7.68 1.03x10-4 11 8.82 1.18x10-4 12 9.94 1.33x10-4 13 11.04 1.48x10-4 14 14.22 1.90x10-4 15 17.23 2.31x10-4 16 20.09 2.69x10-4 17 22.81 3.05x10-4 31 18 25.40 3.40x10-4 19 27.86 3.73x10-4 20 30.22 4.04x10-4 Precisión Para evaluar la precisión se determinó por triplicado los valores de intensidad de corriente de dos concentraciones de arsénico de 6.69x10-5 y 2.01x10-4 mol/L (5 y 15 mg/L). Se adicionaron 0.5 mL de estándar de 1.33x10-3 mol/L (100 mg/L) y 0.5 mL de estándar de 4x10-2 mol/L (300 mg/L) y se leyeron por triplicado durante tres días. Cada día se elaboraron 3 curvas, por lo que se obtuvieron finalmente 9 curvas de calibración. Con los datos obtenidos, se calcularon los coeficientes de varianza para cada concentración, para determinar si cumplían el criterio de aceptación (< 3%). 3.7. Interferencia del cobre y efecto de matriz Se sabe que en la mayoría de técnicas utilizadas para especiar al arsénico se presentan interferentes (Howe, 1977). En el caso de la polarografía diferencial de pulsos, los principales elementos que pueden generar interferencias son Cd, Cu, Mo, Pb, Sb(III), Sb(V), Se(IV), Sn(II), Sn(IV), Ti(III) y V(III). Para efectos de este estudio es de principal interés evaluar la magnitud de la interferencia generada por el cobre. De forma independiente a tres alícuotas de As(III) en agua desionizada, 3.35x10-5, 6.69x10-5 y 32 2.01x10-4 mol/L (2.5, 5.01 y 15.10 mg/L) con H2SO4 como electrolito soporte, se les realizaron adiciones de estándar de cobre (II), Cuadro 7. Se repitió el procedimiento por triplicado. Para conocer el efecto de matriz, adicional a la presencia de cobre, se repitió el procedimiento anterior en una muestra de agua, previamente analizada mediante ICP (para comprobar que su contenido de arsénico fuera inferior al manejado en el método. Cuadro 7 Relación Cu:As y concentraciones utilizadas Concentración As (III) (mg/L) Concentraciones Cu (II) (mg/L) Relación Cu:As 15.10 0.24 0.50 1.25 2.58 5.00 10.03 1:60 1:30 1:10 1:5 1:3 1:1.5 5.01 0.25 0.52 1.25 2.55 5.06 1:20 1:10 1:4 1:2 1:1 2.50 0.25 0.49 0.74 0.99 1.23 1:10 1:5 1:3.5 1:2.5 1:2 33 4. Resultados y discusión 4.1. Electrolito soporte Comúnmente en polarografía de arsénico se utiliza ácido clorhídrico como electrolito soporte (Howe, 1977). Este permite obtener polarogramas limpios, sin embargo para el análisis de muestras ambientales sólidas es común el uso ácido sulfúrico en alguna etapa previa al análisis polarográfico. Por ello es de interés conocer su función como electrolito soporte. Es de especial interés para este estudio, ya que se tiene como objetivo aplicar esta metodología en el análisis de muestras de aguas contaminadas con drenaje ácido rico en SO4 2-. Se comparó la respuesta del As(III) bajo los mismos parámetros polarográficos a concentraciones iguales de ácido sulfúrico y ácido clorhídrico. Se observó la obtención de señales limpias y buena relación concentración-respuesta en ambos casos por lo que se decidió que era apropiado el uso del ácido sulfúrico, en la Figura 5 se muestra la respuesta del arsénico con ácido sulfúrico como electrolito soporte. 34 Figura 5 Polarograma de As(III) con H2SO4 como electrolito soporte 4.2. Optimización de parámetros polarográficos La optimización de los parámetros polarográficos es de suma importancia, ya que obtener un polarograma definido en el mejor tiempo posible permite una mejor determinación de la concentración del analito. Después de probar los valores descritos en la sección experimental se decidió trabajar con los valores para los parámetros polarográficos establecidos en el Cuadro 8, debido a que se obtiene la respuesta más clara y definida en el menor tiempo, en la Figura 6 se muestra un polarograma bajo estas condiciones. 35 Cuadro 8 Valores de los parámetros polarográficos determinados en la optimización Parámetro Valor Amplitud de pulso (V) 0.025 Tiempo de pulso (s) 0.04 Cambio de potencial (V) 0.006 Tiempo de cambio de potencial (s) 0.6 Burbujeo inicial de N2 (s) 180 Burbujeo de N2 entre mediciones (s) 30 Velocidad de barrido (mV/s) 10 Figura 6 Polarograma optimizado, 5 mg/L de As(III) en electrolito soporte de H2SO4 0.072 M 36 4.3. Validación del método analítico Intervalo lineal y de trabajo Para establecer el intervalo lineal se construyó una curva exploratoria de 10 a 100 mg/L. Los resultados se muestran en la Figura 7, se puede observar un comportamiento lineal hasta aproximadamente 40 mg/L, punto a partirdel cual la linealidad disminuye considerablemente. Figura 7 Curva exploratoria de As(III) de 10 a 100 mg/L Se realizó una segunda prueba en la que se exploró el intervalo hasta aproximadamente 50 mg/L. El resultado se muestra en la Figura 8, en la cual se observa una buena linealidad hasta 30 mg/L, con un r2 de 0.9989. y = 6.2934x + 541.66 R² = 0.6324 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 - 10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 60.00 70.00 80.00 90.00 100.00 110.00 I (nA) Concentracion (mg/L) 37 Figura 8 Prueba de linealidad, curva de As(III) de 5 a 50 mg/L Dado que las concentraciones de arsénico comúnmente encontradas en las muestras ambientales reales son bajas, es de especial interés contar con una curva de calibración que cubra bajas concentraciones, por lo que utilizando los datos se acotó un intervalo de 0.5 a 30 mg/L. En esta curva se concentran los puntos de bajas concentraciones (zona baja), en lugar de distribuirlos uniformemente como comúnmente se realiza. Los resultados se muestran en la Figura 9. y = 28.262x - 30.338 R² = 0.9989 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 - 10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 I (nA) Concentracion (mg/L) 38 Figura 9 Curva de calibración de As(III) de 0.5 a 30 mg/L Esta curva se repitió por triplicado durante tres días, los resultados se promediaron y la recta obtenida (r2= 0.99992) se muestra en la Figura 10. En el Cuadro 9 se recogen los parámetros de regresión de los cuales se desprende que hay una buena correlación y se puede considerar lineal debido a que se cumplen las condiciones del criterio de aceptación para r y r2 (Miller y Miller, 2002). y = 35.875x - 24.544 R² = 0.9996 0.0 200.0 400.0 600.0 800.0 1000.0 1200.0 0.00 5.00 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 I (nA) Concentracion (mg/L) 39 Figura 10 Cinturón de confianza para curva promedio Con los resultados experimentales obtenidos se construyó el cinturón de confianza, resultando este muy estrecho indicando poca dispersión de los datos, Figura 11, y por lo tanto consistencia en la reproducibilidad en la calibración a lo largo de todo el intervalo de concentraciones. y = 35.599x - 16.1 R² = 0.9999 0.0 200.0 400.0 600.0 800.0 1000.0 1200.0 0.00 5.00 10.00 15.00 20.00 25.00 30.00 35.00 I (nA) C (mg/L) 40 Figura 10 Acercamiento al cinturón de confianza de la curva promedio Límite detección y de cuantificación El cálculo de los límites de detección y de cuantificación se efectuó con la desviación estándar de la ordenada al origen obtenida por la regresión por mínimos cuadrados. Los valores obtenidos son: 0.10 mg/L y 0.30 mg/L respectivamente, estos límites permitirán la cuantificación adecuada y confiable de As(III) en los niveles establecidos por la NOM- 002-SEMARNAT-1996 mediante la metodología propuesta. Precisión La evaluación de la repetibilidad se efectúo en dos niveles de concentración 5 mg/L y 15 mg/L se realizaron mediciones por triplicado. 500.0 520.0 540.0 560.0 580.0 600.0 620.0 640.0 660.0 680.0 700.0 15.00 20.00 I (nA) C (mg/L) 41 Para evaluar la reproducibilidad se evaluaron ambos puntos por triplicado durante tres días. Para considerar preciso el método, el coeficiente de variación debe ser inferior a 3%. Los valores del coeficiente de variación obtenidos para los dos puntos evaluados son de 2.07% y 1.99%, respectivamente. El cumplir con el criterio de precisión implica poca dispersión de los valores e indica buen manejo de la técnica por parte del analista, Cuadro 9. Cuadro 9. Parámetros estadísticos evaluados y criterios de aceptación Parámetro Valor Criterio de aceptación Centro de gravedad ([As(III)]) 11.08 (nA) 378.25 Coeficiente de correlación r 0.9999 r ≥ 0.99 Coeficiente de determinación r2 0.9999 r2 ≥ 0.98 Pendiente (m, en mg/L) 35.60 Desviación estándar de la pendiente 0.07 Ordenada (b) -16.10 Desviación estándar de la ordenada al origen 1.08 Error aleatorio en la dirección de 3.13 Desviación estándar relativa 1.08 C.V.≤ 3% Desviación estándar relativa (5 mg/L) 2.07 C.V.≤ 3% Desviación estándar relativa (15 mg/L) 1.99 C.V.≤ 3% Límite de detección (en mg/L) 0.10 Límite de cuantificación (en mg/L) 0.30 Incertidumbre De forma adicional se hizo un estudio de las variables de influencia del método por si se desea calcular la incertidumbre 42 Figura 11 Fuentes de incertidumbre del método Contar con un método validado es de suma importancia ya que la validación asegura el rendimiento de un método y confirma su desempeño por medio de tratamientos estadísticos, por lo que los resultados obtenidos de la validación aseguran que los datos recabados mediante este método cumplen en la totalidad la calidad deseada y proporciona criterios para el rechazo o re análisis de lecturas anómalas. 4.4. Interferencia de cobre y efecto de matriz Para evaluar la magnitud de la interferencia del cobre sobre la lectura del As (III), se prepararon soluciones con diferentes concentraciones de arsénico y cantidades variables de Cu(II) (Cuadro 7). Este experimento se realizó por duplicado con el objeto de identificar interferencias de matriz, utilizando electrolito soporte (H2SO4 0.072M). Condiciones de medición Efectos instrumentales Efectos del analista Efectos de la muestra Efectos de los reactivos • Humedad • Luz • Presión • Temperatura • Volumen/masa • Efecto de matriz • Digestión • Detector • Linealidad • Calibración • Funcionamiento • Temperatura • Experiencia • Parelaje • Volumen/masa • Pureza • Concentración • Material de referencia 43 Adicionalmente se realizó un experimento similar utilizando una muestra de agua de pozo procedente de una mina, que contiene metales y sales. El contenido elemental de la muestra utilizada se presenta en el Cuadro 10, dichos valores fueron obtenidos mediante ICP. CUADRO 10. Contenido elemental de la muestra de agua de pozo Elemento LD (mg/L) Concentración en 678-13 (mg/L) Ag 0.07 <L.D. Al 0.07 <L.D. As 0.16 <L.D. B 0.19 0.4959 Ba 0.29 <L.D. Be 0.82 <L.D. Ca 0.59 351.00 Cd 0.91 <L.D. Co 0.40 0.43 Cr 0.48 1.21 Cu 0.47 <L.D. Fe 0.11 0.33 K 1.09 28.17 Mg 1.27 92.61 Mn 0.10 0.91 Mo 2.68 <L.D. Na 0.48 113.50 Ni 0.00 1.00 Pb 0.35 <L.D. Sb 1.01 <L.D. Se 0.20 <L.D. Si 0.19 10.79 Ti 0.35 <L.D. Tl 0.82 <L.D. V 0.81 <L.D. Zn 1.10 <L.D. Para evaluar la magnitud de la interferencia del cobre sobre la lectura del As(III), Figuras 12 y 13 se prepararon soluciones con diferentes concentraciones de arsénico y cantidades variables de Cu(II), Cuadro 7. 44 Figura 12. As(III) 15 mg/L con adiciones de Cu(II) Figura 13 5 mg/L de As(III) con adiciones de Cu(II) 45 Los resultados de los experimentos se presentan en las siguientes Figuras (14, 15 y 16) donde se observa una marcada disminución en el recobro de arsénico obtenido conforme aumenta la concentración de cobre. Tras efectuar la adición de cada alícuota de cobre se observa una progresiva disminución en el recobro obtenido, indicando una interferencia del cobre en la respuesta polarográfica del arsénico. A concentraciones similares de arsénico y cobre la disminución en el recobro obtenido es de aproximadamente 10%. Figura 14 Recobros obtenidos para la concentración de 15 mg/L de As(III) tras las adiciones de Cu(II) 88.00 90.00 92.00 94.00 96.00 98.00 100.00 0.00 0.10 0.20 0.30 0.40 0.50 0.60 0.70 % Recobro [Cu]/[As] 15 mg/L As(III) 46 Figura 15 Recobros obtenidos para la concentración de 5 mg/L de As(III) tras las adiciones de Cu(II) Figura 16 Recobros obtenidos para la concentración de 2.5 mg/L de As(III) tras las adiciones de Cu(II) Medianteuna prueba t a dos colas para datos emparejados se hizo un contraste si existe diferencia significativa entre los resultados obtenidos en presencia y ausencia de cobre. El resultado de la prueba presenta 92.00 93.00 94.00 95.00 96.00 97.00 98.00 99.00 100.00 0.00 0.20 0.40 0.60 0.80 1.00 1.20 % Recobro [Cu]/[As] 5 mg/L As(III) 97.00 97.50 98.00 98.50 99.00 99.50 100.00 100.50 0.00 0.10 0.20 0.30 0.40 0.50 0.60 % Recobro [Cu]/[As] 2.5 mg/L As(III) 47 evidencia de que los valores obtenidos, Cuadro 11, no pertenecen a la misma población, es decir difieren entre sí, comprobando la existencia de la interferencia por parte del cobre en las proporciones cobre/arsénico y en las condiciones experimentales probadas. Cuadro 11 Resultados de la prueba t a dos colas para determinar la influencia del cobre Concentración de As(III) (mg/L) t calculada Valor crítico de t al 95% de confianza y n=6 15 2.75 ±2.57 5 2.74 ±2.57 2.5 3.00 ±2.57 Los resultados experimentales sugieren que la presencia de cobre deprime la señal o reduce la respuesta polarográfica del arsénico. Se han efectuado estudios para evaluar la magnitud de la interferencia generada por el cobre en los análisis de cobre, sin embargo estos estudios carecen de una explicación para las causas de dicha interferencia (Somer y Almas; 2006). Los resultados obtenidos concuerdan con aquellos de otros estudios, si la evidencia demostrara un aumento en los recobros obtenidos sería aparente un efecto aditivo, sin embargo se observa un comportamiento que podría describirse como de apantallamiento por parte del cobre frente al arsénico las relaciones Cu:As probadas. 48 El experimento anterior se repitió utilizando una matriz adicionada en las mismas condiciones anteriores. Las matrices fueron proporcionadas por el LABQA y se identificarán con el código proporcionado por éste. Los resultados fueron comparados con aquellos obtenidos en agua, Figuras 17, 18 y 19. Figura 17 Recobros obtenidos en matriz de agua desionizada contra los obtenidos en matriz de muestra a una concentración de 15 mg/L de As(III) 88.00 90.00 92.00 94.00 96.00 98.00 100.00 - 0.20 0.40 0.60 0.80 % Recobro C Cu/As As (III) 15 mg/L Agua 678-13 49 Figura 18 Recobros obtenidos en matriz de agua desionizada contra los obtenidos en matriz de muestra a una concentración de 5 mg/L de As(III) Figura 19 Recobros obtenidos en matriz de agua desionizada contra los obtenidos en matriz de muestra a una concentración de 2.5 mg/L de As(III) Se aplicó nuevamente una prueba t a dos colas para datos emparejados con el fin de determinar si existe diferencia significativa entre la respuesta en las distintas matrices. La prueba presenta evidencia de que 88.00 90.00 92.00 94.00 96.00 98.00 100.00 - 0.50 1.00 1.50 % Recobro C Cu/As As (III) 5 mg/L Agua 678-13 96.00 97.00 98.00 99.00 100.00 101.00 102.00 103.00 - 0.10 0.20 0.30 0.40 0.50 0.60 % Recobro C Cu/As As (III) 2.5 mg/L Agua 678-13 50 los datos no pertenecen a la misma población, Cuadro 12, indicando que no se pueden considerar similares a las matrices y que existe un efecto adicional a la presencia de cobre e influye en la respuesta polarográfica del arsénico. Este efecto se considera una interferencia de matriz que puede deberse a la complejidad de la muestra y a la cantidad de sales disueltas en esta. Para disminuir la interferencia de matriz los estudios podrían realizarse mediante adiciones estándar sin embargo la necesidad de efectuar diversas adiciones y mediciones para cada determinación convierte el análisis de una gran cantidad de muestras en un proceso largo y laborioso. La interferencia debida a la matriz es adicional a la causada por la presencia de cobre. Esto debe considerarse para análisis futuros al considerar las muestras que será factible analizar mediante esta metodología. Para muestras con alto contenido de cobre se podría considerar una extracción como paso adicional previo al análisis. Cuadro 12 Resultados de la prueba t a dos colas para determinar la influencia de una matriz compleja Concentración de As(III) (mg/L) t calculada Valor crítico de t al 95% de confianza y n=6 15 8.69 ±2.57 5 5.54 ±2.57 2.5 -4.40 ±2.57 51 4.5 Aplicación a muestras ambientales Para efectuar un estudio más completo se aplicó esta metodología a muestras reales provenientes de agua de pozos cercanos a una mina. Para realizar el análisis dichas muestras fueron adicionadas con dos alícuotas de As(III) sucesivas de tal forma que la 1era adición al concentración de As (II) fuera de 15 mg/L y la 2da de 30 mg/L. En la Figura x se presenta un gráfica de barras con los recobros totales del As (III) en la que se observa que los recobros se ven severamente mermados, viéndose disminuidos hasta en un 40%, esto es congruente con el efecto de matriz previamente observado “existen fuertes efectos de matriz que apantallan la señal de arsénico”. Figura 20 Recobros de As(III) obtenidos en muestras reales Una forma de eliminar el efecto de matriz es mediante el análisis de adiciones patrón, sin embargo un estudio experimental más amplio ayudaría a determinar si estos efectos son causados por un elemento particular o si es efecto sinérgico de todos los iones de la matriz. 75.82 74.22 78.41 78.32 66.60 60.25 74.60 72.28 89.95 89.42 0.00 10.00 20.00 30.00 40.00 50.00 60.00 70.00 80.00 90.00 100.00 667-13 AD 667-13 AD2 669-13 AD 669-13 AD2 673-130AD 673-130AD2 675-13 AD 675-13 AD2 679-13 AD 679-13 AD2 % Recobro 52 53 5. Conclusiones El uso de ácido sulfúrico como electrolito soporte permite obtener una respuesta lineal necesaria para una cuantificación confiable, ello permite realizar experimentos previos con este ácido sin necesidad de cambiar a HCl. También se observa que el efecto de las variables físicas, químicas e instrumentales sobre el método no afectan la capacidad del mismo para proporcionar resultados confiables ya que estas condiciones son variables que se fijan desde el inicio de operación del equipo. Los resultados obtenidos en el estudio de validación para el método de cuantificación de As(III) por medio de polarografía diferencial de pulsos demuestran que éste es lineal y preciso (repetible y reproducible) y permite la cuantificación confiable de arsénico en matrices ambientales a niveles de 0.5 mg/L. En lo que respecta al efecto de Cu2+ en las determinaciones de As (III) se encontró que en cualquier proporción esta afecta “enmascarando” la señal polarográfica del mismo. Así mismo se puede denotar que adicional a esta interferencia existe otra de matriz que es aditiva. 54 6. Bibliografía Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de Enfermedades. (2009). Agency for Toxic Substances and Disease Registry. Recuperado el 18 de mayo de 2014, de http://www.atsdr.cdc.gov/es/csem/arsenic/docs/Arsenic_CSEM_S panish.pdf Alcántara A., R. R. (s.f.). Guía de validación de métodos analíticos. Colegio Nacional de Químicos Farmacéuticos Biólogos México. Anke, M. P. (1976). The essentiality of arsenic for animals. Columbia: Hemphill. Bolanz, R. M. (2012). Mineralogy, geochemistry and arsenic speciation in coal combustion waste from Nováky, Slovakia. Fuel, 94, 125-136. Buchet J. P., L. R. (1983). Oral daily intake of cadmium, lead, manganese, copper, chromium, mercury, calcium, zinc and arsenic in Belgium: a duplicate meal study. Food Chemistry Toxicology, 21, 19-24. Chatterjee, A. D. (1993). A study of ground water contamination by arsenic in the residential area of Behala, Calcutta due to industrial pollution. Environmental Pollution, 128,57-65. Cornatzer, W. E. (1983). Effect of arsenic deprivation on phosphatidylcholine biosynthesis on liver microsomes on the rat. Nutrition reports international, 27, 821-829. 55 Feng, Q. Z. (2013). Adsorption and desorption characteristics of arsenic on soils: kinetics, equilibrium and effect of Fe(OH)3 colloid, H2SiO3 colloid and phosphate. Procedia Environmental Sciences, 18, 26-36. Florence, T. M. (1982). The speciation of trace elements in water. Talanta, 32, 345-364. Giancomino, A. M. (2010). An approach for arsenic in a contaminated soil: Speciation, fractionation, extraction and effluent decontamination. Environmental Pollution, 158, 416-423. Gibbon-Walsh, K. S. (2011). Voltammetric determiantion of arsenic in high iron and manganese groundwaters. Talanta, 85, 1404-1411. Gómez, I. B. (2011). Study of arsenic in soils using X ray microfluorescence and scanning electronic microscopy. Talanta, 84, 853-858. Grupo Prevenir. (2014). Recuperado el 18 de mayo de 2014, de http://www.grupoprevenir.es/fichas-seguridad-sustancias- quimicas/0326.htm Hartley, W. D. (2010). Arsenic mobility and speciation in a contaminated urban soil are affected by different methods of green waste compost application. Environmental Pollution, 158, 3560-3570. Howe, L. (1977). Trace analysis of arsenic by colorimetry, atomic absorption and polarography. Environmental Protection Agency. Hung, D. N. (2004). Analytical methods for inorganic arsenic in water: a review. Talanta, 64, 269-277. 56 IPCS y la Comisión Europea. (2013). Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el trabajo. Recuperado el 19 de mayo de 2014, de http://www.insht.es/InshtWeb/Contenidos/Documentacion/Fichas Tecnicas/FISQ/Ficheros/301a400/nspn0378.pdf Jain, C. K. (2000). Arsenic: Occurrence, toxicity and speciation techniques. Water Research, 34(17), 4304-4312. Landrot, G. T. (2012). Arsenic and chromium speciation in an urban contaminated soil. Chemosphere, 88, 1196-1201. Litter, M. I., & Fernández Cirelli y Alejo , A. (2013). Sumario Ganadero. Recuperado el 20 de mayo de 2014, de http://www.sumarioganadero.com/notas.php?a=43 Márquez, B. P. (2012). Arsenic speciation in soils and Erica andevalensis Cabezudo & Rivera and Erica australis L. from São Domingos Mine area, Portugal. Journal of Geochemical Exploration, 119(120), 51-59. Martínez, M. J. (2011). Evaluation of arsenic in soils and plant uptake using various chemical extraction methods in soils affected by old mining activities. Geoderma, 160, 535-541. Matheson tri-gas. (2014). Matheson tri-gas. Recuperado el 19 de mayo de 2014, de http://www.mathesongas.com/pdfs/msds/MAT02100.pdf Mayer, D. R. (1993). Essential trace elements in humans. Biological trace element research, 37(1), 27-38. 57 Mays, D. E. (2009). Voltammetric methods for determiantion and speciation of inorganic arsenic in the environment - A review. Analytica chemica acta, 646, 6-12. Miliarium. (2014). Miliarium.com. Recuperado el 20 de mayo de 2014, de http://www.miliarium.com/Bibliografia/Monografias/Arsenico/Toxic idad.asp Miller, J. N. (2002). Estadística y quimiometría para química analítica. Ciudad de México: Pearson Prentice Hall. Muñoz, E. P. (2005). Analysis and speciation of arsenic by stripping potentiometry: a review. Talanta, 65, 613-620. Myers, D. J. (1973). Determination of arsenic (III) at the parts- per-billion level by differential pulse polarography. Analytical Chemistry, 45, 267-271. Nielsen, F. H. (1988). Possible future implications of ultratrace elements in human health and disease. New York: Essential and Toxic Trace Elements in Human Health and disease. Nielsen, F. H. (1989). The ultratrace elements: arsenic, boron, chromium, nickel, selenium and silicon. Trumbull, Connecticut: Food & Nutrition Press. Schoeder, A. K. (1968). Germanium, tin and arsenic in rats: effects on growth, survival, pathological lesions and life span. Journal of Nutrition, 96, 37-45. Skoog, D. H. (1998). Principios de análisis instrumental. Madrid: McGraw-Hill. 58 Somer, G. A. (2006). Differential pulse polarographic determination of trace quantities of arsenic using catalytic hydrogen wave and its application. Journal of Electroanalytical Chemistry, 593, 179-184. Szákova, J. T. (2009). Mobility of arsenic and its compounds in soil and soil solution: The effect of soil pretreatment and extraction methods. Journal of Hazardous Materials, 172, 1244- 1251. Tam, G. K. (1979). Metabolism of inorganic arsenic (74As) in humans following oral ingestion. Toxicology and Applied Pharmacology, 50, 319-322. Ünal, Ü. S. (2011). A new and simple procedure for the polarographic speciation and determination of trace inorganic As(III) and As(V) species. Turkish Journal of Chemistry, 35, 779- 792. Uthus, E. O. (1994). Estimation of safe and adequate daily intake for arsenic. Washington: International Life Sciences Institute. Voice, T. C. (2011). Field deployable method for arsenic speciation in water. Physics and Chemistry of the Earth, 36, 436-441. 59 Lista de Abreviaturas ppm Partes por millón ppb Partes por billón EPT Elementos potencialmente tóxicos NEPC National Environment Protection Council (Concejo Nacional de Protección Ambiental) ATSDR Agency for Toxic Substances and Disease Registry (Agencia para sustancias Tóxicas y Registro de Enfermedades) ACGIH American Conference of Governmental Industrial Hygienists (Conferencia Americana de Higienistas Industriales Gubernamentales) TLV Threshold Limit Values (Valor Umbral Límite) límites recomendados propuestos por la ACGIH a la que pueden exponerse trabajadores sin efectos adversos TWA Time-weighted average (tiempo promedio ponderado) 60 NIOSH The National Institute for Occupational Safety and Health (Instituto Nacional para la Seguridad y Salud Ocupacional) OSHA The Occupational Safety and Health Administration (Administración de Seguridad y Salud Ocupacional) IPCS International Program on Chemical Safety (Programa Internacional de Seguridad Química) EPA Environmental Protection Agency (Agencia de Protección Ambiental) FDA Food and Drug Administration (Administración de Alimentos y Medicamentos) PEL Permitted Exposure Limit (Límite de Exposición Permisible). Nivel más alto al que puede estar expuesto un trabajador durante una jornada laboral de 8 horas. ICP-AES Inductively Coupled Plasma Atomic Emission Spectrometry (Espectroscopía de emisión atómica de plasma acoplado por inducción) 61 ICP-OES Inductively Coupled Plasma Optic Emission Spectrometry (Espectroscopía de emisión atómica de plasma acoplado por inducción) CLAR Cromatografía líquida de alto rendimiento MS Espectroscopía de masas AA Absorción Atómica UV Ultra Violeta DME Dropping Mercury Electrode (Electrodo goteante de mercurio) PDP Polarografía Diferencial de Pulsos PC Polarografía Clásica LD Límite de cuantificación LC Límite de cuantificación Desviación estándar CV Coeficiente de variación r Coeficiente de correlación r2 Coeficiente de determinación 62 UAP Ultra alta pureza LABQA Laboratorio de Biogeoquímica Ambiental Portada Contenido Cuadro de Figuras 1. Introducción 2. Antecedentes 3. Desarrollo Experimental 4. Resultados y Discusión 5. Conclusiones 6. Bibliografía