Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Обзор литературы
1.1. Ионное состояние Cd, Zn, Mn, Со, в водах и их биологическое действие на живые организмы 10
1.2. Сорбционные методы концентрирования в анализе природных объектов 20
1.2.1 Концентрирование на активных углях 21
1.2.2. Концентрирование методом соосаждения на органических коллекторах 22
1.2.3. Концентрирование на органических сорбентах 25
1.2.3.1. Сорбенты, модифицированные комплексообразующими реагентами 26
1.2.3.2. Сорбенты с комплексообразующими группами, привитыми к неорганической матрице 30
1.2.3.3. Сорбенты с комплексообразующими группами, привитыми к полимерной органической матрице (хелатообразующие сорбенты) 37
Заключение 44
ГЛАВА 2. Методология исследования и техника эксперимента
2.1. Используемые реактивы и аппаратура 46
2.2. Математическая обработка результатов измерений 47
2.3. Методика исследования сорбциошшх свойств полимерных комплексообразующих сорбентов 48
2.3.1. Степень извлечения (сорбции) 48
2.3.2. Определение оптимального рН сорбции 49
2.3.3. Определение оптимального времени сорбции 50
2.3.4. Определение оптимальной температуры сорбции 52
2.3.5. Определение оптимальной емкости сорбента по Cd(U), Со(11), Мп(И) 52
2.4. Методика исследования кислотно-основных свойств полимерных комплексообразующих сорбентов 53
2.4.1. Определение концентрации функциональных групп в сорбентах 53
2.4.2. Потенциометрическое титрование сорбентов 54
2.4.3. Определение констант ионизации функциональных групп сорбентов 54
2.4.4. Определение констант устойчивости комплексов изучаемых элементов с полимерными хелатообразующимн сорбентами 55
2.5. Избирательность аналитического действия сорбентов 57
2.6. Установление корреляций 58
2.7. Установление химизма процесса сорбции 58
2.8. Десорбция элементов 59
2.9. Установление изотерм сорбции 59
ГЛАВА 3. Исследование физико-химических и аналитических свойств комплексообразующих сорбентов
3.1. Физико-химические свойства сорбентов 61
3.2. Влияние концентрации ионов водорода на процесс сорбции 63
3.3. Влияние времени и температуры на сорбцию элементов 63
3.4. Емкость сорбентов по отдельным элементам 78
3.5. Десорбция элементов 83
3.6. Изотермы сорбции 84
3.7. Концентрирование суммы Cd, Mn, Zn, Со, 87
3.8. Избирательность действия сорбентов 87
Выводы 89
ГЛАВА 4. Корреляция кислотно-основных свойств ФАГ сорбентов С рНда сорбции и lg/їхелатов Cd, Со, Мп, Zn
4.1. Кислотно-основные свойства ФАГ сорбентов 90
4.2. Корреляции рКИЛ| - pHjo сорбции в ряду изученных сорбентов... 99
4.3. Корреляции рКИМ|- tg/?B ряду изученных сорбентов 102
4.4. Обоснование химизма процесса сорбции 104
4.5. Влияние третьего компонента на сорбцию Cd, Со, Zn, Мп 118
Выводы 122
ГЛАВА 5. Разработка и применение нового способа концентрирования и определения Cd, Со, Zn и Мп в анализе природных и сточных вод
5.1 Выбор объектов анализа и влияние макрокомпоиентов на определение микропримесей 124
5.2 Разработка нового комплексного способа предварительного группового концентрирования, выделения н определепия Cd, Со, Zn,Mn 124
5.3. Предварительная подготовка пробы 125
5.4. Оптимальные условия группового концентрирования и элюи-рования Cd, Мп, Со, Zn 126
5.5. Маскирование матричных элементов 126
5.6. Новый способ группового концентрирования кадмия, марганца, кобальта и цинка полимерным хелатообразующим сорбентом полистирол - <азо-1> - бензол - 2,4 - дигидрокси - 5 <азо-2> - ?-бензоларсоновая кислота 128
5.7. Практическое апробирование нового способа концентрирования и определения кадмия, марганца, кобальта и цинка в питьевой и природной воде 128
Выводы 131
Список использованной литературы 134
Приложение 151
- Сорбенты с комплексообразующими группами, привитыми к неорганической матрице
- Определение констант устойчивости комплексов изучаемых элементов с полимерными хелатообразующимн сорбентами
- Влияние времени и температуры на сорбцию элементов
- Разработка нового комплексного способа предварительного группового концентрирования, выделения н определепия Cd, Со, Zn,Mn
Сорбенты с комплексообразующими группами, привитыми к неорганической матрице
Соосаждение является эффективным методом предварительного концен-ірирования следов элементов с целью их последующего определения известными методами (спектрофотометрическим, полярографическим и т.д.).
Соосаждение - это распределение микрокомпонента между раствором (жидкая фаза) и осадком (твердая фаза), причем микрокомпонент не образует в данных условиях собственной твердой фазы [25]. Оно может быть вызвано следующими явлениями: образование изоморфных смешанных кристаллов, адсорбция микроэлементов на поверхности образующегося осадка, ионный обмен микрокомпонентов с ионами осадка макрокомпонента. Поскольку соосаждение является очень сложным процессом и существенно зависит от условий осаждения и концентраций микроэлементов, то всегда необходимо экспериментально подтверждать отсутствие микроэлементов в осадке. Микроэлемент соосаждает-ся на коллекторе. Коллекторы - аморфные осадки с большой удельной поверхностью, которая способствует адсорбции микроэлементов. Неорганические коллекторы: гидроксиды, сульфиды, фосфаты, труднорастворимые соли (BaS04) и др. Органические коллекторы - малорастворимые вещества, состоящие из органического катиона и аниона, хелаты (дитиокарбаминаты, дитизона-ты и др.), индифферентные соосадителн. которые не содержат комллексообра-зующих группировок (фенолфталеин, р-нафтол, дифениламин и др.). Коллектором должно быть чистое и доступное вещество, полностью захватывающее нужные микроэлементы и не захватывающее мешающие микрокомпоненты и компоненты матрицы. Разработаны условия соосаждения следовых количеств кобальта в воде с диэтилдитиокарбаминатом Bi (3+) для последующего определения методом электротермической ААС Относительное отклонение при определении кобальта - 0,0237 [33].
Авторы [34-37] для группового концентрирования ионов Cd, Со и других микроэлементов, используют ги дроке иды железа н алюминия, магния, марганца, циркония, сурьмы, смесь СаСОз и Mg(OH 2, галлия. В работах [38, 39] описано применение соосаждения примесей тяжелых металлов (Со, Ni, Си, Cd, Pb) вместе с гидроксидами индия и олова при рК 5-6 в анализе природных вод. Метод обеспечивает следующие пределы обнаружения для Cd и Со: 0,5 и 5 нг/мл соответственно. При использовании неорганических коллекторов, определение микроэлементов может производиться непосредственно атомнзацией порции гидроксида с сорбированными микроэлементами [37], путем растворения полученного осадка и анализа раствора [36). При использовании неорганических коллекторов необходимо отделять микроэлементы от элемента носителя или учитывать его влияние при определении [38].
В этом отношении более удобно применение органических коллекторов. По сравнению с неорганическими, органические соосадители имеют ряд особенностей и достоинств: из полученных концентратов они удаляются простым озолением отфильтрованных осадков, слабо адсорбируют посторонние не со-осаждающиеся ионы. Основной особенностью органических соосадителей является высокая избирательность соосаждения. В качестве таких соосадителей широко применяются производные карбаминовых кислот [40-42]. Например, для концентрирования Сг, Мп и других элементов использовали пирролидин-дитиокарбаминат свинца или бериллия [40], пиперазин-1,4-бис (дитиокарба-минат) [42].
Предложен метод определения Zn и Cd, основанный на их соосаждении в форме пиперидиндитиокарбаминатов на микрокристаллическом нафталине [43]. После соосаждения твердый концентрат растворяют в хлороформе, встря 24 хивают с солью меди и измеряют оптическую плотность комплекса меди.
При определении суммарного содержания 14 токсичных тяжелых металлов, в том числе Со, Zn, Мп, в природной воде использован 3-меркаптохинолин [44] и 5,8-полихинолил полидисульфид, образующийся при окислении SH-группы 5,8-меркаптохинолина [45]. Для предварительного осадительного концентрирования тяжелых металлов, в том «июле кадмия и цинка раствором пир ролидиндитиокарбамината аммония в морской воде использован метод электротермической атомной абсорбции [46].
Авторами [47] и [48] применены гексаметилендити о карбам ат (HMDTC) и тетраметилдити о карбам ат (TMDTC) для выделения и предварительного концентрирования Мп и Cd. В качестве коллекторов для осадка использовались Fe(HMDTC)j и Co(HMDTC)3. Элементы определяли методом ЭТААС.
Соосаждение микрокомпонентов органическими реагентами обеспечивает высокий коэффициент концентрирования. Этот метод часто используют в комбинации с такими методами определения, которые рассчитаны на получение аналитического сигнала от твердых образцов, например с атомно-эмиссионным и рентгенофлуоресцентным.
В статье [49] приведены практические разработки по концентрированию Cd и Zn с индифферентными органическими соосадителями, которые могут быть полезны для анализа природных и промышленных вод. "Индифферентный1 означает отсутствие в молекуле вещества, применяемого в качестве со-осаднтеля, функционально-аналитических групп, взаимодействующих с металлами и образующих те или иные соединения. Такими соосадителями являются: 1-нафтол, фенолфталеин, дифениламин, нафталин, стильбен и другие вещества. Особенности индифферентных соосадителей состоит в том, что они плохо растворимы в воде, но растворимы в спирте, ацетоне и других органических растворителях, хорошо смешивающихся с водой. Например, при введении спиртового раствора 1-нафтола в анализируемую воду соосадитель выпадает в осадок, который и является коллектором металлов. Последние захватываются осадком соосадителя только при условии перевода их в труднорастворимые внутриком-плсксные, комплексные или нормальные соли.
К недостаткам метода соосаждения относятся длительность, многоопера-ционность, существенная зависимость результатов анализа от условий его выполнения.
Органические сорбенты представляют собой монофункциональные или полифункциональные высокомолекулярные структурированные полимеры. Монофункциональные, содержащие однородные донорные атомы, ионизированные ионообменники с группами -SOjH или -NfCHi Cl обладают преимущественно ионообменными свойствами.
К хелатообразующнм сорбентам относятся сшитые полимеры трехмерной структуры, обладающие комплексообразующими или одновременно ионообменными и комплексообразующими свойствами, обусловленными наличием функционально-аналитических групп (ФЛГ), входящих в структуру полимера [25].
Молекулы органических реагеншв или группы атомов закрепляются на твердых носителях. Известно несколько путей иммобилизации: пропитка твердого пористого носителя, покрытие носителя пленкой полимерного макроцик-лического соединения, закрепление за счет образования химической связи между макроцикл и ческим соединением и носителем, включением макроциклов в полимерную матрицу [25, 50]. По способу иммобилизации сорбенты можно разделить на три типа: 1) сорбенты с комплексообразующими группами, привитыми к полимерной или неорганической матрице; 2) так называемые полимерные гетероцепные сорбенты; 3) сорбенты модифицированные, или импрегни-рованные, комплексообразующими реагентами [51].
Определение констант устойчивости комплексов изучаемых элементов с полимерными хелатообразующимн сорбентами
Избирательность аналитического действия мономерных реагентов в значительной степени зависит от природы и структуры функционально-аналитической группы. Чем меньше число различных по строению и природе ФАГ в молекуле реагента, тем выше избирательность действия реагента. Это положение характерно для мономерных реагентов [108]. Было доказано, что оно может успешно применяться к полимерным хелатообразующим сорбентам при проведении направленного синтеза и их аналитического использования.
Оценку избирательности действия хелатообразующего сорбента проводили по экспериментальным данным о допустимых кратных количествах сопутствующих элементов, не мешающих количественной (95-100%) сорбции изучаемого элемента.
Готовили серию растворов с постоянной концентрацией изучаемого элемента и с переменным кратным массовым количеством постороннего элемента, например 1:1, 1:10, 1:100, 1:1000 и т.д. Сорбцию изучаемого элемента проводили в оптимальных условиях. Далее сорбент отфильтровывали, озоляли при температуре 550С, и после переведения в раствор зольного остатка определяли количество изучаемого элемента атомно-абсорбционным методом. По полученным данным находили допустимое отношение концентраций постороннего и исследуемого элементов в растворе.
Процессы сорбции элементов полимерными хелатообразующими сорбентами по своей сути являются реакциями комплексообразования по ФАГ сорбента. Для мономолекулярных реагентов и их комплексов установлены корреляции между кислотно-основными свойствами (рКцпи) ФАГ реагента и рН реакции комплексообразования (pHso). а также между кислотно-основными свойствами (рКИО(1) ФАГ реагента и показателем устойчивости комплексов металлов с ФАГ реагента (lg/?) [ПО]. В последние годы корреляция типа pKbrtJ - рН$0 была установлена и описана для некоторых систем: полимерный хелатообразующий сорбент - элемент [108-112]. В нашей работе сделана попытка установить аналогичную корреляцию для изучаемого класса сорбентов и элементов, а также установить корреляцию pKhon - lg/jf.
Константы ионизации данных сорбентов и константы устойчивости комплексов металлов с ФАГ полимерных хелатообразующих сорбентов определены экспериментально. Величины рН , сорбции определены при изучении зависимости степени сорбции (R,%) отрН раствора.
Методы изучения химизма реакций комплексообразования, известные для мономерных химических реагентов, не могут применяться полностью для изучения реакций, протекающих на полимерных комплексообразуюших сорбентах в гетерогенной среде. Так, например, в настоящее время не существует подходящих методов экспериментального определения состава образующихся полимерных комплексов.
Представления о химизме процесса сорбции элементов полимерными комплексообразуюшими сорбентами и строении образующихся комплексов складывались па основе: а) определения числа протонов, вытесняемых из ФАГ сорбентов в процессе сорбции (п); б) установленных корреляций между кислотно-основными свойствами сорбен тов и pHSo реакции комплсксообразования; в) анализа данных по ионному состоянию элементов в условиях сорбции; г) аналогии действия мономерных органических реагентов и полимерных сор бентов, содержащих подобные функционально-аналитические группировки. Количество вытесняемых при сорбции протонов определяли обсчетом кривых зависимости "степень извлечения (R) рН", и далее графически по величине тангенса угла наклона прямой, построенной в координатах lg(R/100-R) -рН, находили величину п. Полученные результаты сопоставляли с кислотно-основными свойствами ФАГ сорбентов. Наличие корреляции рКщи ФАГ сорбента - р1І5і) сорбции свидетельствует о комплексообразовании иона элемента по данной ФАГ. Десорбция является важным процессом при проведении анализа, так как значительно уменьшает его время и позволяет повторно использовать сорбент. Возможность десорбции микроколичесгв кадмия, кобальта, марганца, цинка после концентрирования на исследуемых сорбентах изучалась с помощью водных растворов минеральных кислот различной концентрации. Десорбцию осуществляли путем промывки концентрата на бумажном фильтре ("синяя лента", d=90 мм) небольшими порциями кислоты. Концентрацию исследуемых металлов В элюате определяли атомно-абсорбционным методом (условия определения в таблице 1). Изотермы сорбции характеризуют зависимость сорбции ионов металлов от их концентрации в растворе при постоянной температуре.
Изотермы сорбции устанавливали экспериментально. Для этого в химические стаканы емкостью 50 мл помещали по 25 мг сорбента, вводили аликвоты рабочего раствора элемента с возрастающим содержанием элемента (от 0,2 до 1 мг), доводили рН до оптимального значения при общем объеме раствора 25 мл и перемешивали на магнитной мешалке в течение оптимального времени сорбции. Затем определяли массу сорбированного элемента в элюате после десорбции и нссорбированного элемента (в фильтрате) в каждом опыте и по полученным данным строили графическую зависимость в координатах с-а, где с - концентрация введенного элемента в растворе, мг/л, а - содержание иона металла в фазе сорбента, мг/г.
Влияние времени и температуры на сорбцию элементов
Оценка избирательности действия сорбента полистирол - азо1 - бензол - 2.4 - дигидрокси - 5 - азо2 - 2 - бензоларсоновая кислота по отношению к сумме проводилась в оптимальных условиях групповой сорбции по методике, описанной в главе 2. Результаты эксперимента представлены в таблице 13.
Выяснено, что сорбент является избирательным по отношению к изучаемым элементам и обеспечивает количественное извлечение кадмия, кобальта, цинка и марганца в присутствии: п-105 кратных массовых количеств К"", Na\ сульфосалициловой кислоты, NO/, НРО 2", НСОз" (п=1), п-103 Са2 , Си2 , Ni2" (п=1), п-102 Mg2+ (п=8), п-103 Ва2\ РЬ2 , А13+, Сг3 (п=2), п-103 Fe3" (п=8).
Исследована возможность повышения избирательности сорбции с помощью маскирования. Подбор маскирующих агентов производился с учетом повышения избирательности на фоне больших количеств кальция, магния, алюминия, железа, хрома, свинца [165, 166]. Установлено, что введение в раствор гидрофосфата натрия и сульфосалициловой кислоты позволяет определять микроколичества исследуемых элементов на фоне более 1000 мг кальция, магния, железа и алюминия в 1 л раствора.
В результате проведенных исследований выбраны оптимальные ус ловия сорбции каждого ИЗ изучаемых элементов на восьми полимерных хе латных сорбентах. Оптимальные рН сорбции для кадмия, кобальта, марганца и цинка находятся в диапазоне 4,3-7,6 (сорбент I), 5,0-6,8 (сорбент 2), 3,7-8,1 (сорбент 3), 4,9-5,5 (сорбент 4), 5,8-8,0 (сорбент 5), 4,8-8,1 (сорбент 6), 3,8-8,4 (сорбент 7), 5,7-8,0 (сорбент 8). Степень извлечения элементов составляет 95 100%. Оптимальное время сорбции колеблется от 15-90 минут при комнатной температуре и сокращается до 15-30 минут при температуре 60±5С. Сорбци онные емкости сорбентов в оптимальных условиях составляют: 1,0-10,0 мг/г сорбента (Cd), 1,5-4,5 мг/г (Zn), 1,0-2,8 мг/г (Со), 1,0-2,5 мг/г (Мп). 2. В результате изучения избирательности действия сорбентов по от ношению к исследуемой группе металлов, для практического использования выбран сорбент полистирол - азо-1 - бензол - 2,4 - дигидрокси - 5 - азо-2 2 - бензоларсоновая кислота. Данный сорбент количественно извлекает Cd, Zn, Со, Мп в статических условиях из растворов с рН 5,5-6,5 в течение 15 минут при комнатной температуре в присутствии п105 избыточных кратных коли честв К\ Na\ сульфосалициловой кислоты, N0$", НРО/ , НСОз" (п=1), п-103 Са2\ Си Ni2 п=1), nIO2 Mg2 (n=8), п Ю3 Ва2+, Pb2\ AJ3 , Cr (n=2), п-103 Fe" (п=8). 3. На основании экспериментальных данных выбраны условия коли чественой десорбции Cd, Zn, Со, Мп. Десорбция проводится путем промывки на фильтре концентрата небольшими порциями (4-5 мл) минеральной кисло ты. Групповая количественная десорбция достигается при промывке 20 мл 1М НС1. Установление корреляционных зависимостей между кислотно-основными свойствами ФЛГ полимерных хелатообразуюших сорбентов и аналитическими параметрами процесса сорбции элементов позволяет осуществлять количественный прогноз важнейших аналитических характеристик (рН$о реакции, рКИ1 н сорбента, lg/? комплекса) [108-110]. Подобный подход детально разработан и изучен для различных классов мономерных органических соединений. При изучении полимерных хелатообразующих сорбентов используются аналогичные методологические подходы.Подобная зависимость применяется, в основном, для реагентов и сорбентов, содержащих в своей структуре группы кислотного или основного характера, не участвующие в реакции, но влияющие на кислотно-основные свойства хелатообразующей ФАГ. Корреляционная зависимость описывается уравнением: где к = tg а (а - угол наклона прямой к оси абсцисс); b - отрезок на оси ординат, отсекаемый корреляционной прямой. Константы ионизации полимерных хелатообразующих сорбентов являются важнейшими характеристиками для установления корреляций типа рКЧ01) -рН» и рКад - \%р. Условные константы кислотно-основной ионизации ФАГ сорбентов рассчитаны по результатам определения CEC ja и иотенциометрического титрования. Интегральная и дифференциальная кривые потенциометри-ческого титрования сорбента 2 представлены на рисунке 27. Примеры определения величин рКнон графическим методом (рис. 28) и расчет по уравнению Гендерсона-Гассельбаха приведены в таблице 14.
Величины констант диссоциации функциональных групп полимерных сорбентов во многих случаях оказываются достаточно близкими к константам диссоциации соответствующих мономерных реагентов. Однако полимерная природа сорбентов, наличие других химически активных групп и другие факторы оказывают существенное влияние на кислотно-основные свойства сорбентов и величины констант диссоциации хелатообразующих і-рупп [119]. Изменение кислотно-основных свойств при переходе от одной группы к другой у хелатообразующих сорбентов подчиняется тем же закономерностям, что и у соответствующих им аналогов. Величины сорбционной емкости сорбентов по нону натрия CEC ja , определенные химическим методом в статических условиях (глава 2, п.2.4.1), составили в ммоль/г: для сорбентов 1,3,4 - 1,86; сорбента 2 - 2,20; сорбента 5 - 2,46; сорбента 6 - 3,03; сорбентов 7,8 - 2,38.
Разработка нового комплексного способа предварительного группового концентрирования, выделения н определепия Cd, Со, Zn,Mn
Объектами анализа на содержание микроколичеств тяжелых металлов могут быть поверхностные, подземные, дождевые и сточные воды, а также переведенные в жидкую фазу продукты разложения почв, растений, различных пищевых продуктов. Разложение образцов и предварительная подготовка проб к анализу может производится любыми, описанными в литературе методами. Влияние матричных компонентов, имеющих концентрации на несколько порядков превышающую концентрации определяемых элементов, затрудняет, а ИНОГДа делает невозможным получение надежных результатов. Определение микроколичеств Cd, Мп, Со и Zn в таких водах целесообразно проводить после их выделения с помощью сорбционных методов, с применением полимерных хелатообразующих сорбентов.
Исследование новой серии хелатообразующих сорбентов на основе бис-азозамешенных резорцина показало, что наиболее перспективным для использования на практике с целью селективного количественного извлечения следовых количеств изученных элементов является сорбент полистирол - азо-1 -бензол - 2,4 - дигидрокси - 5 - азо-2 - 2 - бензоларсоновая кислота Нами разработана методика группового концентрирования изучаемых элементов-токсикантов с последующим атомно-абсорбционным определением.
Новый способ концентрирования группы элементов полимерным хелато-образующнм сорбентом полистирол - азо-1 - бензол - 2,4 - дигидрокси 5 - азо-2 - 2 - бензоларсоновая кислота с последующей десорбцией и определением их в элюаге методом атомно-абсорбционной спектрометрии, включает в себя следующие аналитические процедуры: - пробоподготовка образцов, обеспечивающая переведение определяемых элементов в катионные формы; - концентрирование катионов элементов в форме хелатов сорбентом в оптимальных условиях для групповой сорбции изучаемых катионов элементов (рН, время, температура сорбции, масса сорбента, наличие веществ, маскирующих мешающие элементы); - десорбция ионов элементов промывкой сорбента (хелата) раствором минеральной кислоты; - определение содержания Cd, Мп, Со и Zn из одной пробы элюата методом атомно-абсорбционной спектрометрии. Природные воды представляют собой сложные солевые растворы, в которых наряду с минеральными макрокомпонентами, содержатся органические соединения. Микроэлементы могут находиться в пробе в катионяых, анионных формах или в виде нейтральных комплексов, в форме коллоидов или суспензий, могут адсорбироваться на взвешенных частицах и водорослях. Для количественного извлечения следовых количеств Cd, Мп, Со и Zn перед процессом концентрирования необходимо перевести их в лабильные катионные формы, которые могут сорбироваться хелатообразующим сорбентом в выбранных условиях. Для разрушения комплексов определяемых элементов с органическими веществами и растворения гидролизованных и коллоидных форм элементов к 500 мл пробы природной воды добавляют 3 мл разб. (1:1) серной кислоты и 0,5 г персульфата аммония, нагревают до кипения. Пробу оставляют стоять на 1 час, затем избыток кислоты нейтрализуют, добавляя аммиак по каплям до достижения рН 1-2.
Оптимальные условия группового концентрирования изучаемых элементов выбраны при сопоставлении экспериментальных данных по pi 1.., и времени сорбции каждого элемента в отдельности (табл.12). Далее групповое концентрирование элементов отрабатывали на модельном растворе, содержащем по 10 мкг каждого из элементов в 500 мл дистиллированной воды. Как показали результаты исследований количественное извлечение (R=95-100%) группы изучаемых элементов выбранным сорбентом достигается при перемешивании анализируемого раствора на магнитной мешалке в течение 15-20 минут при рН 5,5-6 и температуре 20±5 С.
В случае высокоминерализованных вод может наблюдаться неполное выделение изучаемых элементов за счет конкуренции с некоторыми матричными элементами. Устранение этого влияния было достигнуто увеличением массы сорбента или маскированием мешающих компонентов матрицы. С этой целью были проведены дополнительные исследования по подбору подходящих маскирующих агентов и их допустимых количеств.
При определении элементов в образцах с высокой минерализацией, концентрирование необходимо проводить с использованием приемов, позволяющих повысить избирательность. Этого можно добиться введением в анализируемый раствор маскирующих веществ или увеличением массы сорбента. Подбор маскирующих агентов производили как с целью повышения избирательности сорбции суммы Cd, Mn, Со и Zn из растворов, содержащих значительные количества кальция и магния, так и с учетом повышения избирательности на фоне больших количеств железа, алюминия. В работах (165, 166] представлен ряд органических и неорганических соединений, позволяющих маскировать Са, Mg, Fe, Pb, Сг, А1, однако большинство из них одновременно маскирует и группу изучаемых нами элементов.
Похожие диссертации на Концентрирование кадмия, кобальта, марганца и цинка полимерными хелатными сорбентами при анализе объектов окружающей среды
