Métodos automáticos para la determinación de plomo … · tesis doctoral mÉtodos automÁticos...

TESIS DOCTORAL

Blanca G. Beltrán Piña

Métodos automáticos

para la determinación de

plomo basados en

técnicas de análisis en

flujo

Universitat de Illes Balears

2015

TESIS DOCTORAL

MÉTODOS AUTOMÁTICOS PARA LA

DETERMINACIÓN DE PLOMO BASADOS EN

TÉCNICAS DE ANÁLISIS EN FLUJO

Blanca Gladiana Beltrán Piña

2015

Centro de Investigación

en Materiales Avanzados, S.C.

TESIS DOCTORAL

2015

Programa de Doctorado en Ciencia y Tecnología

Ambiental





Director/a: Dra. Luz Olivia Leal Quezada (CIMAV)

Director/a: Dr. Víctor Cerdà (UIB)

Director/a: Dra. Laura Ferrer (UIB)

Doctora por el Centro de Investigación en Materiales

Avanzados



TESIS DOCTORAL

2015

Programa de Doctorado en Ciencia y Tecnología

Química





Director/a: Dra. Luz Olivia Leal Quezada (CIMAV)

Director/a: Dr. Víctor Cerdà (UIB)

Director/a: Dra. Laura Ferrer (UIB)

Doctora por la Universitat de les Illes Balears



A mi esposo Ramón

A mis queridas hijas Ingrid y Lupita

A mis padres Blanca y Benito

Blanca G. Beltrán Piña. Tesis Doctoral

i

Agradecimientos

Al principio de todo, pensaba que este proyecto que iniciaba con gran entusiasmo sería

fácil de llevar a cabo. Sin embargo, conforme avanzaba el tiempo parecía como si todo

se fuera complicando cada vez más y más y en ocasiones ya no me era posible ver la

salida a tantas complicaciones. Ahora en el presente, me doy cuenta de que de alguna

forma pude resolver todas estas complicaciones mientras crecía profesionalmente y

más aún me hicieron ser una mejor persona. En esta etapa de mi vida valore

enormemente a mi familia y también conocí a personas que influyeron en forma

positiva en mi, que me ayudaron y depositaron su confianza en mi trabajo, a todas

ellas mi más sincero agradecimiento.

Primero quiero agradecer al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT),

por el otorgamiento de becas las cuales me permitieron realizar mis dos estancias de

investigación en Palma de Mallorca, España.

Al Centro de Investigación en Materiales Avanzados, S.C., (CIMAV) por aceptarme

como estudiante del Doctorado en Ciencia y Tecnología Ambiental y facilitar todos los

trámites que en su momento requerí.

Agradezco también a la Universidad de las Islas Baleares (UIB) y al Laboratorio de

Química Analítica, Automatización y Medio Ambiente por acogerme y permitir la

realización de mi proyecto de investigación.

A mi asesora de tesis, la Doctora Luz O. Leal, por su confianza, por su paciencia hacia

mí persona, por sus valiosas enseñanzas y por permitirme desarrollar este proyecto.


ii

A mi asesora de tesis en la UIB, la Doctora Laura Ferrer, por aceptar ser parte de esta

tesis, por sus palabras de aliento pero también por todas sus correcciones y exigencias

que al principio me parecieron duras, pero que me permitieron conocer mi capacidad

como estudiante de Doctorado.

Con cariño agradezco a mi asesor de tesis en la UIB, el Dr. Víctor Cerdà, por

aceptarme en su grupo de investigación, por su apoyo, comprensión y amistad.

A Jessy, José y Edwin, mis compañeros en la UIB, por su gran ayuda en mi trabajo y

por su amistad.

A Paty, Alejandro y Silvia del Laboratorio de Análisis Químicos en el CIMAV, gracias

por su ayuda en mi trabajo de laboratorio.

Y finalmente, a las personas más importantes en mi vida y a las que dedico este trabajo

de tesis, mi familia, especialmente a mis padres quienes con su apoyo incondicional

proporcionaron amor y cuidados a mis hijas durante mi estancia en España. A ti

Ramón gracias por estar conmigo en todo momento, por animarme cuando estaba

triste y confiar en mí. Y no puedo olvidar a mis hijas Ingrid y Lupita por su amor y

cuidados, ustedes siempre fueron y serán mi motivación.

Gladiana


iii

Índice de contenido

Pág.

1 Introducción......................................................................................................1

1.1 Contenido de Pb en muestras ambientales y biológicas…………….……. 5

1.1.1 Aguas………………………………………………………….……….…. 5

1.1.2 Filtro con partículas (PM10)................................................................ 6

1.1.3 Muestras de sangre, suero, plasma y huesos……………..……….… 6

1.1.4 Muestras de alimentos……………………………………..…………… 7

1.2 Normas asociadas a la concentración de Pb permitida……….…..…….… 7

1.3 Referencias………………………………………………………...……….….. 12

2 Protocolos de análisis y técnicas de detección para la determinación de

plomo………………………………………………………………………………..15

2.1 Espectrometría de masa con fuente de plasma de acoplamiento

inductivo (ICP-MS)…………………………………………………………………. 15

2.2 Espectrometría de fluorescencia atómica…………………………………. 17

2.2.1Determinación de Pb por HG-AFS…………………………………..… 18

2.3 Extracción en fase sólida…………………………………………………….. 22

2.3.1 Mecanismo del proceso de la SPE …………………………………… 22

2.3.2 Acoplamiento de la SPE a las diferentes técnicas analíticas para la

determinación de Pb……………………………….……………….…… 24

2.3.3 Pb-resin………………………………………….….……………………. 25

2.3.4 Sr-resin…………………………………………………………………… 26

2.4 Alternativas analíticas para la determinación de Pb……….……………... 26

2.5 Referencias………………….……………………………………….………… 27

3 Técnicas de análisis en flujo….……………………………………..….…… 31

3.1 Análisis por inyección en flujo (FIA)………………………………………… 32

3.2 Análisis por inyección en flujo multijeringa (MSFIA)……..……....…..…… 32

3.3 Lab-On-Valve (LOV)……….…………………………….……………………. 34


iv

3.4 Construcción de los sistemas de análisis en flujo………………….…..….. 36

3.4.1 Válvulas solenoides…………………………………………….……….. 36

3.4.2 Conectores………………………………………………………….……. 37

3.4.3 Tubos…………………………….……………………………………….. 37

3.4.4 Tornillos……………………………….………………………….……….. 37

3.5 Programa AutoAnalysis……………………………………………….……… 38

3.6 Las técnicas de análisis en flujo y su uso en las determinaciones de

Pb……………….……………………………………………………………..…….. 41

3.7 Referencias…………………………….…………………………………….… 51

4 Hipótesis, objetivo general y objetivos específicos…………….……….. 55

4.1 Hipótesis…………….…………………………………………………….……. 55

4.2 Objetivo general………….…….………………………………………….…… 55

4.3 Objetivos específicos………….………………………………………….…… 56

5 Optimización y validación de las nuevas metodologías basadas en técnicas

de análisis en flujo…………………………………………………….………..…….61

5.1 Estudio univariante………..…….....……………….…………………………. 61

5.2 Estudio multivariante…………….…………………………............………… 62

5.2.1 Diseño factorial completo tipo 2k........................................................ 63

5.2.2 Diseño central compuesto (CCD)………………….…………………... 64

5.3 Validación…………………………...………………………….…….………… 64

5.3.1 Linealidad…………………………………………………….…………... 64

5.3.2 Rango lineal de trabajo…………..……………………………………… 65

5.3.3 Límite de detección…………………………………………….………... 65

5.3.4 Límite de cuantificación……………………………………….………… 65

5.3.5 Precisión…………………………………………………….……………. 66

5.3.6 Repetitividad………………………………………………..……………. 66

5.3.7 Reproducibilidad………………………………………….……………… 67

5.3.8 Exactitud………….………………………………………………………. 67

5.3.9 Selectividad……………………………………………..……………….. 68


v

5.4 Metodología de trabajo……….……………………….………………………. 69

5.4.1 Evaluación de dos protocolos analíticos para la determinación de

plomo por inyección en flujo con generación de hidruros-

espectrometría de fluorescencia atómica (FIA-HG-AFS) en

muestras ambientales y biológicas……………………………………. 69

5.4.2 Evaluación del efecto de los agentes enmascarantes KI, 1,10-

fenantrolina y L-Cisteína en las interferencias producidas por As,

Cr, Cu y Fe en la generación del plumbano mediante un sistema

FIA-HG-AFS……………………………..….……………………………. 70

5.4.3 Determinación de plomo por espectrometría de fluorescencia

atómica usando un sistema automatizado en flujo (LOV-HG-

AFS)................................................................................................ 71

5.4.4 Sistema LOV-MSFIA-ICP-MS para la determinación de

Pb………………….…………….………………………………………... 73

5.5 Referencias .…………………………………………………………………… 75

6 Determinación de plomo por inyección en flujo con generación de

hidruros-espectrometría de fluorescencia atómica (FIA-HG-AFS) en muestras

ambientales y biológicas.……………….……..……………………..……………...77

Resumen………………………………………………………………………………...77

6.1 Sección experimental………………………………………………..………… 78

6.1.1 Reactivos..……………………….…………………………..…………… 78

6.1.2 Preparación de muestras……………………………………………….. 79

6.2 Procedimiento…………………………………….………………………….… 80

6.2.1 Espectrómetro de fluorescencia atómica……...……………..…..…… 80

6.3 Resultados y discusión……..…………………………………..…………….. 82

6.3.1 Optimización de las condiciones experimentales………………….… 82

6.3.2 Variables químicas.……………………………………………………… 83

6.3.3 Parámetros analíticos…………………………………………………… 85

6.4 Metodología seleccionada……………………….…………………………… 85

6.5 Análisis de material de referencia certificado….…………………………… 86


vi

6.6 Aplicación de la técnica FIA-HG-AFS para la determinación de plomo en

muestras biológicas y ambientales………….…………..…..…………………… 87

6.7 Comparación entre el método FeM mediante el sistema FI-HG-AFS y

otros procedimientos…………………..…..………………….…………………… 89

6.8 Comentarios finales……….…….……………………….……………………. 90

6.9 Referencias………………….…………………………………………………. 91

7 Evaluación del efecto de los agentes enmascarantes en las interferencias

producidas por As, Cr, Cu y Fe en la generación del plumbano mediante un

sistema FIA-HG-AFS…...….…….…………………………………………………..93

Resumen ……………………………………………………………………...….…...93

7.1 Sección experimental………….………………………….……….….…….. 94

7.1.1 Reactivos.…………………………….…………………………..………. 94

7.2 Procedimiento…………………………….…………………..……………………... 94

7.2.1 Espectrómetro de fluorescencia atómica……………..………………. 94

7.2.2 Condiciones de trabajo……………………………………..…………... 95

7.2.3 Concentraciones de los agentes enmascarantes (paso

1)……………………………………………………………………..……. 96

7.2.4 Efecto de los agentes enmascarantes en la generación del

plumbano en presencia de iones interferentes (paso 2)……….….... 96

7.2.5 Aplicación de los agentes enmascarantes en el material de

referencia certificado BCR-610 (paso 3)…………………………….... 97

7.3 Resultados y discusión…….……………………………………………..…... 97

7.3.1 Optimización de las concentraciones de los agentes

enmascarantes ……………………………………………………..…… 97

7.3.2 Efecto de los agentes enmascarantes en la generación del

plumbano…………………………………………………………………. 100

7.3.2.1 Arsénico……………………………………………………………… 100

7.3.2.2 Cromo………………………………………… ………………......... 102

7.3.2.3 Cobre ……………………………………………………….......…… 103

7.3.2.4 Hierro…………………………………………………………………. 104


vii

7.4 Análisis de un material de referencia certificado (BCR-610)…………..…. 104

7.5 Comentarios finales……………….…………………………………………… 108

7.6 Referencias.……………………………………………………………………. 109

8 Determinación de plomo por espectrometría de fluorescencia atómica

usando un sistema automatizado de extracción/preconcentración (LOV-HG-

AFS)………………………………….………………………………………………... 111

Resumen…………………………………………………………………..………....111

8.1 Sección experimental…...………………………..……….…………….…….. 112

8.1.1 Reactivos.………………………………………………………………… 112

8.1.2 Preparación de muestras……………………………………………….. 113

8.2 Construcción del sistema y acoplamiento de instrumentos………..……… 115

8.2.1 Sistema en flujo y programa…………………………………..………... 115

8.2.2 Espectrómetro de fluorescencia atómica...........……………………… 117

8.3 Procedimiento Analítico..………………………………….……….…………. 117

8.4 Optimización de las condiciones experimentales………...………..………. 120

8.5 Resultados y discusión…………………………….………………….…….. 121

8.5.1 Extracción y preconcentración de Pb sobre Pb-resin…………..……. 121

8.5.2 Condiciones óptimas de trabajo……………………………….……….. 121

8.5.3 Parámetros analíticos…………………………………………………… 124

8.6 Análisisde materiales de referencia certificados…………….…….……….. 127

8.7 Análisis de muestras biológicas y ambientales………………………...…... 128

8.8 Comparación entre el sistema LOV-HG-AFS y otras metodologías en la

determinación de Pb……………….……………………………………….……... 129

8.9 Comentarios finales………………………………………..………………….. 132

8.10 Referencias……………………………………………………………...……. 133

9 Método automatizado para el análisis isotópico simultáneo de plomo y

estroncio (LOV-MSFIA-ICP-MS)…..……………….……………..………………...135

Resumen………………………………………………………………..……………...135

9.1 Sección experimental…………..……………………………………………… 136


viii

9.1.1 Reactivos ………………………………………………………………… 136

9.1.2 Preparación de las muestras………………..………………………….. 137

9.2 Construcción del sistema y acoplamiento de instrumentos………….…… 138

9.2.1 Sistema en flujo y programa……………….…………………………… 138

9.2.2 Instrumento ICP-MS…………………….……………………………….. 141

9.3 Procedimiento analítico…………………………….…………………………. 144

9.4 Optimización de condiciones experimentales………………….………….. 146

9.5 Resultados y discusión……………………………………………………….. 147

9.5.1 Condiciones óptimas de trabajo………………….…………………….. 147

9.5.2 Parámetros analíticos …………………………………………………... 150

9.6 Análisis de un material de referencia certificado ……………….…………. 153

9.7 Aplicación a muestras ambientales………………………………………….. 153

9.8 Relaciones isotópicas de Pb y Sr…………………………………………… 156

9.9 Detección en línea………………………………………….…………………. 158

9.10 Comentarios finales……………………….…………………………………. 160

9.11 Referencias.………………………………………………..………………… 160

10 Conclusiones……...………..…………………………………………..……... 163

Referencias por orden alfabético…………………………….…….......……… 167

Abreviaturas……………..…..….…………………….…………………………… 179

Anexo. Publicaciones derivadas de esta tesis…….….……...…………...... 181


ix

Índice de Tablas

Pág.

Tabla 1.1 Niveles de acción y valores límite de exposición al Pb según

comunidades internacionales………….………………………… 10

Tabla 1.2 Niveles de acción y valores límites de Pb en sangre según

comunidades internacionales……………………………………. 11

Tabla 1.3 Niveles máximos permisibles de plomo en suelo……………… 16

Tabla 2.1 Resinas utilizadas para la preconcentración de Pb…………... 25

Tabla3.1 Técnicas analíticas propuestas para la determinación de Pb

en diversas muestras……………………………………………... 44

Tabla 6.1 Parámetros instrumentales y condiciones químicas para la

determinación de Pb en el sistema FIA-HG-AFS……….…...… 82

Tabla 6.2 Parámetros analíticos en la generación del plumbano para

los métodos PM y FeM…………………………………………… 85

Tabla 6.3 Determinación de Pb en matrices de muestras complejas

mediante el método FeM y el sistema FIA-HG-AFS…………. 88

Tabla 6.4 Comparación entre el método FeM y otros procedimientos en

la determinación de Pb mediante la generación de hidruros… 89

Tabla 7.1 Parámetros instrumentales y condiciones químicas para la

determinación de Pb en el sistema FIA-HG-AFS.…..........…… 95

Tabla 7.2 Experimentos llevados a cabo entre los iones interferentes y

los agentes enmascarantes……………………………………... 97

Tabla 7.3 Resultados de los ensayos de recuperación de la señal

analítica de 10 µg Pb L-1 usando As y Cu como interferentes

y los agentes enmascarantes KI, L-cisteína y 1,10-

fenantrolina………………………………………………………… 106

Tabla 7.4

Resultados de los ensayos de recuperación de la señal

analítica de 10 µg Pb L-1 usando Cr y Fe como interferentes y

los agentes enmascarantes KI, L-cisteína y 1,10-

fenantrolina..............................................................................

107


x

Tabla 8.1 Procedimiento automatizado para la extracción y

preconcentración de Pb…..………………………….……………

119

Tabla 8.2 Matriz experimental del screening y respuesta analítica de

cada experimento…………………………………………………. 123

Tabla 8.3 Matriz experimental del CCD y respuesta analítica de cada

experimento……………………………………………………….. 124

Tabla 8.4 Parámetros analíticos del sistema LOV-AFS........................... 126

Tabla 8.5 Valores obtenidos mediante LOV-HG-AFS para tres

materiales de referencia certificados……………………………. 127

Tabla 8.6 Análisis de muestras de dientes, pescado fresco y agua......... 129

Tabla 8.7 Comparación del sistema LOV-HG-AFS con trabajos

previamente reportados en la literatura basados en los

procedimientos de preconcentración usando diferentes

detectores………………………………………………………….

131

Tabla 9.1 Parámetros instrumentales del ICP-MS……………………....... 142

Tabla 9.2 Procedimiento automático para la extracción y

preconcentración simultánea de Pb y Sr.................................. 145

Tabla 9.3 Parámetros analíticos del método LOV-MSFIA-ICP-MS (en

modo off-line) para la determinación simultánea de Pb y

Sr…………..……………………………………….…………….….

151

Tabla 9.4 Comparación de los límites de detección con trabajos previos

basados en procedimientos de preconcentración usando

diferentes detectores…………………………………………..….

151

Tabla 9.5

Análisis de muestras de agua de lluvia y material particulado

en filtros (PM10)…………………………………………………….

155

Tabla 9.6 Isótopos de Pb y Sr analizados en muestras de agua de lluvia

y filtros de partículas (PM10).…..……………….…..……………. 157


xi

Índice de Figuras

Pág.

Figura 1.1 Efectos toxicológicos del Pb……………………………….… .. 3

Figura 2.1 Proceso llevado a cabo en la SPE………………………….…… 23

Figura 2.2 Estructuras éter-corona de Pb-resin y Sr- resin………….…... 26

Figura 3.1 Componentes básicos del sistema FIA..................................... 32

Figura 3.2 Fotografía de una bureta multijeringa y su panel posterior en

el que se puede apreciar la conexión para cuatro salidas de

12 voltios…………………………............................................... 33

Figura 3.3 Detalles de la plataforma LOV……........................................... 35

Figura 3.4 Válvula solenoide de tres vías…………………………………… 36

Figura 3.5 Accesorios utilizados para la construcción de manifolds: a)

conector de 3 vías; b) tornillos; c) tubería de

teflón…………………………………………………………….….. 37

Figura 3.6 Panel de control de conexiones del programa

AutoAnalysis………………………………………………………. 39

Figura 3.7 Panel de edición de métodos analíticos del programa

AutoAnalysis……………………………………………………….

40

Figura 3.8 Ejemplos de ventanas para descripción de las acciones a

efectuar por los instrumentos……………………………………. 41

Figura 3.9 Panel de edición de métodos analíticos con un método

desarrollado……………………………………………………….. 42

Figura 5.1 Diagrama del diseño experimental para la optimización

multivariante de los factores…………………………………… 63

Figura 5.2 Metodología utilizada en la determinación de plomo por FIA-

HG-AFS……………………………………………………………. 70

Figura 5.3 Metodología aplicada para el estudio de agentes

enmascarantes......................................................................… 71


xii

Figura 5.4 Metodología empleada para el sistema LOV-HG-AFS………. 73

Figura 5.5

Metodología empleada para el sistema LOV-MSFIA-ICP-

MS…………………………………………………………………..

74

Figura 6.1 Esquema del sistema FIA-HG-AFS para la determinación de

plomo. Bucle de almacenamiento, HC; bucle de reacción,

RC; separador gas-líquido, GLS............................................... 81

Figura 6.2 La colección de datos y procesamiento en el AFS…………… 81

Figura 7.1 Curvas de calibración para plomo obtenidas en presencia de

diferentes concentraciones de KI adicionadas a la disolución

reductora. Condiciones de reacción: 1% (m/v) KBH4, 1.5%

(v/v) HCl, 1.5%(m/v) K3Fe(CN)6…………….………………… 98


diferentes concentraciones de L-cisteína. Condiciones de

reacción: 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5%(m/v)

K3Fe(CN)6……..………………….……………………………… 99


diferentes concentraciones de 1,10-fenantrolina.

Condiciones de reacción: 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl,

1.5% (m/v) K3Fe(CN)6………….………………….................... 99

Figura 7.4 Efecto de concentraciones de As y Cr en la intensidad de

fluorescencia de Pb. Mediciones de altura de pico de 10 µg

Pb L-1………………………………………………………..…….. 102

Figura 7.5 Efecto de concentraciones de Cu y Fe en la intensidad de

fluorescencia de Pb. Mediciones de altura de pico de 10 µg

Pb L-1…………………………………………………...…………. 105

Figura 8.1

Esquema del sistema LOV-HG-AFS para la determinación

de plomo: (C) columna; (V) válvula solenoide; (HC) bucle de

carga…………………………………………………………..……

116

Figura 8.2 Fotografía del sistema LOV-HG-AFS para la determinación

de plomo…………………………………………………..…….…

117


xiii

Figura 8.3 Diagrama de Pareto efectos principales y su interacción.…... 122

Figura 9.1 Procedimiento de preparación de muestras………..….……… 137

Figura 9.2 Filtro de partículas (PM10)………………………..…...………… 138

Figura 9.3 Sistema propuesto LOV-MSFIA-ICP-MS…..……….………… 139

Figura 9.4 Fotografía del sistema LOV-MSFIA-ICP-MS…..………..…….. 140

Figura 9.5 Modo de señal en estado estable del ICP-MS (modo off-

line)………………………………………………...……………….

143

Figura 9.6 Modo de señal transitoria del ICP-MS (modo on-line)……….. 143

Figura 9.7 Diagrama de Pareto del Pb para el sistema LOV-MSFIA-

ICP-MS……………………………………………………………..

147

Figura 9.8 Diagrama de Pareto del Sr para el sistema LOV-MSFIA-ICP-

MS………………………….…………………………………….… 148

Figura 9.9 Fotografía del sistema LOV-MSFIA-ICP-MS para la

determinación de plomo conectado en línea con el ICP-

MS……....................................................................………….. 158


xiv


xv

Resumen

En este trabajo de investigación se proponen cuatro métodos automáticos para la

determinación de plomo basados en técnicas de análisis en flujo.

En el primero se llevó a cabo una evaluación de dos protocolos analíticos para la

determinación de plomo (Pb). En uno de ellos se utilizó el peróxido de hidrógeno

(H2O2) y en el otro ferricianuro de potasio K3[Fe(CN)6], ambos fueron empleados

como agentes oxidantes. Las determinaciones de Pb fueron realizadas mediante

un sistema de inyección en flujo con generación de hidruros, utilizando

espectrometría de fluorescencia atómica como sistema de detección. El método

seleccionado fue el cual utilizó K3[Fe(CN)6], ya que ofreció un bajo límite de

detección, un amplio rango lineal y buena precisión en comparación con el que

utilizó como agente oxidante el H2O2. Con el sistema FIA-HG-AFS se logró la

determinación de trazas de Pb en el análisis de muestras de ambientales

(diferentes tipos de agua) y muestras biológicas (sangre, suero y plasma).

En el segundo método se utilizó el sistema FIA-HG-AFS para realizar una

evaluación del efecto de agentes enmascarantes en las interferencias producidas

por As+3, Cr+6, Cu+2 y Fe+3 en la generación del hidruro de plomo. Los reactivos

ioduro de potasio, 1,10-fenantrolina y L-cisteína fueron empleados como agentes

enmascarantes. La linealidad de las curvas de calibración no fue afectada por la

presencia de los agentes enmascarantes. Sin embargo, L-cisteína causó altos

valores en la medición de los blancos. Se probaron diferentes modos de adición

de agentes enmascarantes, por ejemplo, tanto en la muestra como en la

disolución reductora. El KI fue adicionado a la disolución reductora (KBH4)


xvi

logrando disminuir las interferencias ocasionadas por As y Cu, mientras que L-

cisteína y 1,10-fenantrolina se adicionaron a las muestras. La 1,10-fenantrolina

tuvo el mismo efecto que el KI para As. Por otra parte, 1,10-fenantrolina ocasionó

que la señal analítica del Pb se incrementara en presencia de iones de Cu, sin

embargo, las recuperaciones estuvieron fuera del rango tolerable de

interferencias. El Cu y el Cr fueron los interferentes más fuertes debido al hecho

de que reducen drásticamente la señal analítica del plomo. Además, ningún

agente enmascarante tuvo un efecto positivo sobre las interferencias causadas por

el cromo. El Fe no causó interferencias incluso a altas concentraciones bajo las

condiciones experimentales utilizadas.

Con el desarrollo de este trabajo se obtuvo información relevante sobre los

agentes enmascarantes y su uso en la disminución de las interferencias en fase

líquida en la generación de plumbano, tales como su concentración y modo de

adición.

En el tercer método se construyó un sistema automatizado para la extracción y

preconcentración de plomo en muestras de agua, dientes de niños en edad

preescolar y pescado. El sistema está basado en el uso de la técnica en flujo Lab-

On-Valve, con la que se realizó una extracción y preconcentración en fase sólida

(SPE) usando la Pb-resin. Además, se utilizó la espectrometría de fluorescencia

atómica como sistema de detección. Dentro de las principales ventajas del sistema

propuesto se encuentran una buena sensibilidad y precisión, reducción en los

volúmenes de reactivos, alta durabilidad de la resina y la versatilidad de permitir el

manejo de una gran variedad de volúmenes de muestra. Es importante resaltar

que el LOV-HG-AFS requirió el uso de una cantidad mínima de resina y su

renovación en la microcolumna se realizó de forma automática. Además, la

frecuencia de análisis que permite el sistema desarrollado LOV-HG-AFS fue

mejorada en comparación con procedimientos manuales. Tres materiales de

referencia certificados fueron analizados de forma satisfactoria: SRM-1400

(cenizas de hueso); BCR-610 (agua de pozo) y SRM-2976 (tejido de almeja).


xvii

El cuarto método consistió en la construcción de un sistema automatizado para el

análisis isotópico simultáneo de plomo y estroncio. En el sistema LOV-MSFIA-ICP-

MS desarrollado, se acoplaron las técnicas de análisis en flujo LOV y el análisis

por inyección en flujo multijeringa (MSFIA) y utilizando un ICP-MS como detector.

El Pb y el Sr fueron simultáneamente retenidos en una microcolumna empacada

con Sr-resin. La automatización de todo el procedimiento, incluyendo la carga,

limpieza y renovación de la columna, proporcionó una alta reproducibilidad en el

sistema. El método ofrece un excelente rendimiento analítico y asegura una buena

precisión y exactitud, por lo que se presenta como una herramienta potencial para

el análisis isotópico de Pb y Sr en muestras ambientales (agua de lluvia y filtro de

partículas).


xviii


xix

Abstract

In this thesis, four automatic methods for the determination of lead based in flow

analysis techniques are proposed.

In the first study was conducted an evaluation of two analytical protocols for the

determination of lead. In one of them hydrogen peroxide (H2O2) was employed as

oxidizing agent and in the other one potassium ferricyanide K3[Fe(CN)6] was

utilized for the same purpose. The Pb determinations were performed by a flow

injection-hydride generation system coupled to atomic fluorescence spectrometry.

The method which used K3[Fe (CN)6] as oxidizing agent was selected for further

experiments, since it provided a low detection limit, a wide linear range and good

accuracy in comparison to the H2O2 method. The FIA-HG-AFS system allowed the

determination of Pb at trace level in environmental samples (different types of

water) and biological samples (blood, serum, plasma).

In the second method, the effect of masking agents in the interferences caused by

As, Cr, Cu and Fe in the lead hydride generation was evaluated using a FIA-HG-

AFS system. Potassium iodide, 1,10-phenanthroline and L-cysteine were

employed as masking agents. The linearity of calibration graphs was not affected

by the addition of the masking agents. However, L-cysteine produced high values

of the blanks. Different modes of addition of masking agents were accomplished,

i.e., either to sample or KBH4 reducing solution. The use of KI in the reducing

solution, decreases interferences by As and Cu. L-cysteine and 1,10-


xx

phenanthroline were added to the samples. 1,10-phenanthroline showed a

satisfactory effect on the interference by As. 1,10-phenanthroline had the same

effect as KI to As. Furthermore, 1,10-phenanthroline increased the Pb analytical

signal in the presence of Cu ions, however, recoveries were outside the allowable

range of interference. Cr and Cu appeared to be the most serious interfering ions

for plumbane. Besides, it was not observed masking agent positive effect on the

interference caused by chromium. Fe did not interfere under the employed

experimental conditions, even at high concentrations. The development of this

work allowed to obtain important information about the masking agents such as the

concentration and mode of addition and their use in reducing interferences in the

liquid phase, which can occur in the HG of lead.

In the third method an automated system for the determination of lead in samples

such as water, teeth and fish were constructed. The system was based on the use

of flow technique Lab-On-Valve, for lead extraction and preconcentration.

Extraction was performed by a solid phase extraction (SPE) using Pb-resin. The

atomic fluorescence spectrometry was employed as detection technique. The main

advantages of the proposed system are a good sensitivity and precision, reduction

in the volumes of reagents, high durability of the column and the possibility of

handling a wide range of sample volumes. It should be highlighted that the

proposed LOV-HG-AFS required the use of a minimum amount of resin and its

renewal in the microcolumn is performed automatically. Moreover, the frequency of

analysis was improved in comparison to manual procedures. Three certified

reference materials were analyzed satisfactorily: SRM-1400 (bone ash); BCR-610

(groundwater) and SRM-2976 (mussel tissue).

The fourth proposed method was built for automated simultaneous isotopic

analysis of lead and strontium. Two flow analysis techniques, i.e. Lab-On-Valve

(LOV) and multisyringe flow injection analysis (MSFIA), were coupled together with

an ICP-MS as detector. The developed LOV-MSFIA-ICP-MS system allowed the

simultaneous retention of Pb and Sr on the sorbent column employing Sr-resin.


xxi

The automation of the entire process, including loading, cleaning and renovation of

the column, provided high reproducibility in the system. The method offers an

excellent analytical performance and ensures good precision and accuracy, so it

constitutes as a powerful tool for isotopic analysis of Sr and Pb in environmental

samples (rainwater and particulate filter).


xxii

1 Introducción

1

1

INTRODUCCIÓN

El plomo (Pb) es reconocido mundialmente como un metal tóxico. Desde un punto

de vista toxicológico, el plomo es uno de los metales pesados más importantes a

considerar. Ocupa el segundo lugar en la lista de “las 20 sustancias más

peligrosas”, según la Agencia para Sustancias Tóxicas y el Registro de

Enfermedades (ATSDR)1. Por otra parte, la Agencia Internacional para la

Investigación sobre el Cáncer (IARC, International Agency for Research on

Cancer), ha determinado que el plomo es un probable carcinogénico para los

humanos.

El plomo es un metal blando, gris azulado, estable y resistente a la corrosión. Sin

embargo, cuando forma parte de tuberías, conexiones o soldaduras, en presencia

de agua ligeramente ácida puede contaminar el agua potable2. Este metal existe

en forma inorgánica y orgánica. La forma inorgánica puede encontrarse en las

pinturas, tierra, polvo y en otros productos de manufactura3. Los gases de la

combustión de la gasolina, a la que se le ha agregado plomo, contiene la forma

orgánica del metal (tetraetilo de plomo), que nuestro cuerpo absorbe más

fácilmente, por lo que resulta más tóxica que la forma inorgánica2. Con la

eliminación del plomo de la gasolina en la mayoría de los países, la contaminación

de la forma orgánica de plomo se ha limitado a casos de contaminación

ocupacional.

El origen del plomo en el ambiente puede ser de diferentes fuentes naturales y

antropogénicas. Entre estas últimas, caben destacarse la minería y el

1 Introducción

2

procesamiento de plomo, metales no ferrosos (zinc y cobre que contienen trazas

de plomo), motores de vehículos industriales, producción de baterías y su uso

como antidetonante para aumentar el octanaje de la gasolina4. Las principales

fuentes de emisión en la atmósfera son: el transporte por carretera, la producción

de energía y la combustión de residuos5. Otras fuentes importantes de emisión por

actividades antropogénicas incluyen la producción de revestimientos de cables,

pinturas, barnices, esmaltes, vidrio y cristales, fundiciones de hierro y acero. La

producción tecnológica de cemento y fertilizantes también tienen una participación

significativa en la contaminación por plomo6. El plomo es altamente persistente en

el ambiente, y es considerado como un contaminante ocupacional, ampliamente

distribuido en todo el mundo.

Desde la atmósfera, agua y suelo, el plomo se puede incorporar a la cadena

trófica, es decir, a plantas, animales, y finalmente a humanos, ocasionando serios

daños a casi todos los órganos del cuerpo humano, incluso a concentraciones

traza, debido a su acumulación y elevada toxicidad.

El Pb inorgánico no puede ser metabolizado por el organismo, y cuando es

inhalado se deposita en la vía respiratoria baja, donde es absorbido por completo.

Una vez en la sangre, es distribuido hacia los tejidos blandos (riñón, médula ósea,

hígado y cerebro) y el tejido mineralizado (huesos y dientes). Específicamente, el

plomo puede causar debilidad en dedos, muñecas y rodillas. Además, la

exposición a altos niveles provoca un serio daño en los riñones y el cerebro7.

Inicialmente los síntomas incluyen letargo, dolores abdominales, anorexia,

irritabilidad, vómitos, ataxia, convulsiones y finalmente coma8 (Figura 1.1). Por otra

parte, la exposición al plomo es también asociada con la reducción en la densidad

y calidad de los huesos, lo cual predispone a los individuos a padecer

osteoporosis9, ya que el Pb es capaz de interrumpir el balance entre la formación

de hueso y la resorción de hueso causando fracturas10.

1 Introducción

3

Investigaciones recientes han demostrado que existe un efecto negativo en el

funcionamiento cognitivo y de comportamiento en niños cuando existen elevadas

concentraciones de plomo en la sangre (>70 µg dl-1), un ejemplo es la

encefalopatía8. Además, varios estudios han demostrado que la exposición

durante la infancia está asociada con déficit de la atención, desórdenes de

hiperactividad, problemas para la lectura, dificultad para expresión verbal u oral e

incremento de riesgo a comportamientos no ajustados a la convivencia social11-13.

Figura 1.1. Efectos toxicológicos del plomo.

La absorción del plomo depende del estado de salud, nutrición y edad de la

persona. La ingestión de polvo, alimentos, agua o alcohol contaminados es la

forma más común de ingreso del plomo al organismo, mientras que la inhalación

es la vía de ingreso más común en personas que utilizan este metal en sus

ocupaciones2. Los adultos generalmente absorben un 20% del plomo total que

ingresa en su organismo y casi todo ese plomo es inhalado. La mayor parte del

1 Introducción

4

plomo que ingresa al cuerpo es excretado por la orina, a través de la bilis o por las

heces. La forma más común de plomo, la inorgánica, no es metabolizada en el

hígado; mientras tanto, el plomo orgánico (presente en aditivos de la gasolina) se

absorbe casi en su totalidad y es metabolizado en el hígado. La extracción del

plomo del subsuelo (minas) y las emisiones de las fundiciones afectan tanto a

niños como a adultos14.

El plomo que no es excretado permanece en el cuerpo por periodos prolongados y

se intercambia entre tres compartimientos: sangre, huesos y dientes, que

contienen casi la totalidad del plomo; y en otros tejidos, como el hígado, riñones,

pulmones, cerebro, bazo, músculos y corazón2. El plomo almacenado en los

huesos y dientes puede volver a entrar a la circulación sanguínea durante

periodos de deficiencia de calcio, como el embarazo, lactancia y osteoporosis3.

Los niños absorben más el plomo que inhalan que los adultos, debido a que su

frecuencia respiratoria es más alta, respiran más volumen por kilos de peso y,

como son más pequeños están más cerca del aire contaminado con el polvo, así

como de emisiones del suelo. A menor edad, el intestino absorbe más plomo, de 5

a 10 veces más que en niños mayores y adultos, especialmente con el estómago

vacío15. En casos de deficiencia de hierro, calcio y zinc, la absorción intestinal de

plomo en niños aumenta3. Todas estas condiciones favorecen un mayor riesgo de

toxicidad en los niños.

Así, desde el punto de vista de salud pública, se han hecho grandes esfuerzos por

entender los mecanismos toxicológicos del plomo. De modo que , la determinación

de plomo en muestras ambientales, de alimentos y biológicas juega un rol

importante en el monitoreo de este metal, siendo una herramienta muy útil en

estudios ambientales16, clínicos, epidemiológicos, psicológicos y neurológicos, los

cuales a su vez contribuyen a determinar los efectos adversos del Pb en la salud

humana. Además, debido a su uso tan común en la industria, se ha generado e

incrementado el interés por establecer y aplicar nuevas metodologías analíticas

para su determinación17.

1 Introducción

5

1.1. Contenido de Pb en muestras ambientales y biológicas

Cabe destacar que la determinación de plomo en muestras de tipo ambiental,

biológicas y de alimentos es difícil, debido a la complejidad de las matrices.

Además, el plomo puede encontrarse a muy bajas concentraciones (niveles ultra-

traza)16.

1.1.1. Aguas

El plomo puede estar presente en muestras ambientales, tales como: agua para

consumo humano, agua tratada, de manantial, de pozo, de río, agua proveniente

de una presa, agua potable, etc. En la tabla 1.1 se especifican algunos de los

límites máximos permitidos de Pb en este tipo de muestras.

Para la determinación de plomo en este tipo de muestras lo primordial es seguir un

protocolo de recolección, almacenamiento y preparación de muestras, tales como

puntos de recolección, cantidad de muestra, tipo de envases y limpieza de los

mismos, entre otros. Es importante señalar que el tiempo transcurrido entre la

recolección y el análisis no debe ser muy largo, ya que este factor influye en la

muestra y altera su condición.

Debido a que las concentraciones de plomo en muestras de agua potable y agua

embotellada son muy bajas (niveles traza), la Agencia de Protección al Ambiente

EPA (Environmental Protection Agency, por sus siglas en inglés) propone

diferentes métodos de análisis por espectrometría de masas con plasma acoplado

inductivamente (ICP-MS, método 200.8), y espectrometría de emisión óptica con

plasma acoplado inductivamente (ICP-OES, método 200.7), entre otros18.

1.1.2. Filtro de partículas (PM10)

1 Introducción

6

También la determinación de plomo en material particulado en filtros PM10, resulta

de gran utilidad en el monitoreo ambiental de este elemento. En estos filtros, las

partículas se captan por aspiración de un volumen medido de aire en un captador

de alto volumen (aproximadamente un tamaño de muestra de 180 litros de aire)

diseñado para captar la materia particulada en suspensión. Los filtros que

contienen la muestra son reducidos a cenizas húmedas usando ácido nítrico para

destruir la materia orgánica y solubilizar el plomo y/o los compuestos inorgánicos

del Pb. La sensibilidad mínima requerida del método para un volumen final de

muestra de 10 mL es de 2.3 g de plomo19.

1.1.3. Muestras de sangre, suero, plasma y huesos

La determinación de plomo en sangre venosa es la prueba que representa mejor

la severidad de la exposición reciente y crónica a este metal3. Esto se debe a que

la sangre es el principal transporte de este tóxico en el sistema humano. La

exposición temprana al plomo puede correlacionarse con los efectos negativos

que este metal causa en niños, tales como efectos neurológicos, de

comportamiento, y otras enfermedades tales como la leucemia, etc.20.

Sin embargo, en individuos con exposición muy severa o crónica, el nivel en la

prueba en sangre venosa no representa la cantidad total de plomo en su

organismo. La mayor parte del plomo se almacena en los huesos, por lo que el

individuo puede presentar niveles normales en la sangre. En este caso, el análisis

de plomo en tejido óseo (dientes) puede ser de gran utilidad para complementar

un diagnóstico por envenenamiento a causa del plomo9.

Por otra parte se han realizado estudios en donde se han encontrado alteraciones

en la composición de la porción de plasma y suero extraídos de sangre,

ocasionadas por la presencia de Pb, lo que causa una afectación en el balance

entre la formación de hueso y su resorción9.

1 Introducción

7

1.1.4. Muestras de alimentos

La determinación de plomo también se realiza en muestras de pescado y es una

de las herramientas más útiles en estudios de análisis de riesgo en una población

dada. Por ejemplo, una determinación de plomo realizada en diferentes especies

de pescado y mariscos mostró que los valores más elevados se encuentran en el

mejillón y el salmón, con 0.151 y 0.103 µg Pb g-1 de peso húmedo,

respectivamente21.

1.2. Normas asociadas a la concentración de Pb permitida

Considerando la extracción minera y la industria metalúrgica, el continente

americano es el mayor productor de plomo a nivel mundial22.

México es uno de los más grandes productores de plomo en América Latina, y

este hecho ha traído como consecuencia la contaminación del suelo, aguas, aire y

alimentos por Pb, en gran parte debido a los residuos generados por las industrias

mineras. En Chihuahua, estado minero por excelencia, se han realizado

determinaciones de metales pesados, incluyendo el plomo en suelos

contaminados23 obteniendo elevadas concentraciones, que sobrepasan los niveles

máximos permisibles establecidos por las normas internacionales y nacionales.

En la Tabla 1.1 se resumen los organismos existentes encargados de la

inspección y la regulación de la exposición al plomo.

En 1979, la Administración de Seguridad y Salud Ocupacional (OSHA), promulgó

una norma para la exposición ocupacional al plomo, la cual exige que en los

lugares de trabajo donde se usa plomo, los empleadores deben controlar la

contaminación en el aire4. Cuando las concentraciones de plomo en el aire son

superiores a 30 μg m-3 (promedio durante un turno laboral de 8 h), los

empleadores deben ofrecer un programa de higiene industrial y vigilancia médica

(incluida la vigilancia de plomo en sangre).

1 Introducción

8

En México, la norma NOM-026-SSA1-1993 establece que la concentración de

plomo, como contaminante atmosférico, no debe rebasar el valor permisible de 1.5

µg m-3 (promedio aritmético) en un periodo de tres meses, como protección a la

salud de la población susceptible24. Esta norma es aplicable a actividades o

situaciones ambientales que causen o puedan causar riesgos o daños a la salud

de la población.

Por otra parte, la norma NOM-010-STPS-1999 de la Secretaría del Trabajo y

Previsión Social, establece un límite máximo permisible de exposición promedio

ponderado en tiempo (LMPE-PPT) de 150 µg Pb m-3 de aire, en lugares de trabajo

en donde se utilicen o generen polvos que contengan plomo25. La LMPE-PPT, es

la concentración promedio ponderada en el tiempo de un contaminante del medio

ambiente laboral para una jornada de 8 h diarias y una semana laboral de 40 h, a

la cual se pueden exponer la mayoría de los trabajadores sin sufrir daños a su

salud.

La norma NOM-199-SSA1-2000 establece el valor criterio para la concentración

de plomo en sangre en niños, mujeres embarazadas y en periodo de lactancia en

10 mg dL-1 (100 µg L-1) y el valor criterio para la concentración de Pb en sangre

para el resto de la población expuesta no ocupacionalmente en 25 mg dL-1 (250µg

L-1). Además, establece niveles de concentración de Pb, en los cuales se deben

de tomar acciones preventivas cuando se rebasan estos límites de

concentración26. Otras referencias para Pb en sangre se presentan en la Tabla

1.2. Aunque la determinación de plomo en sangre venosa es la prueba más

utilizada para monitorear la salud ambiental en centros de trabajo, la Norma Oficial

Mexicana NOM-047-SSA1-2011, establece que los análisis también pueden ser

realizados en muestras de suero o plasma27.

En cuanto a plomo en hueso, no existen reglamentos o normas que indiquen

niveles permisibles. Esto se debe principalmente a que es más fácil obtener una

muestra de sangre y analizarla que una de tejido óseo. Sin embargo, existen

1 Introducción

9

estudios en donde en primer lugar se hicieron mediciones de Pb en sangre, y

luego se determinó plomo en hueso (e.g. tibia) utilizando un analizador de rayos

gama de Cd-109 K-X-fluorescente28. Finalmente los resultados de ambas

mediciones sirvieron para establecer correlaciones entre ellas, proporcionando

información sobre las afectaciones que el plomo ocasiona en el ser humano.

Las propiedades fisicoquímicas del plomo y su bajo costo se convierten en

factores que justifican sus múltiples aplicaciones a nivel global. En la actualidad se

han tratado de disminuir los usos y reemplazar el empleo de este elemento por

otros que sean menos nocivos para la salud y el ambiente.

Hoy en día existen regulaciones nacionales concretas que garantizan el

desempeño ocupacional en ambientes libres de plomo, y éstas generalmente

adoptan los valores estipulados en regulaciones internacionales. Sin embargo, aún

es necesario que los organismos de regulación de contaminantes ambientales y

laborales en México desarrollen estudios que permitan conocer los valores límite

permisibles de plomo en el aire, el agua, suelos, muestras de alimentos y

biológicas, tomando en consideración los diferentes factores ambientales de

carácter local, para minimizar el riesgo de exposición a este metal tóxico.

Estos estudios también deben de incluir el desarrollo de nuevas técnicas para la

determinación de plomo, las cuales promuevan el consumo mínimo de reactivos,

la disminución de costos de análisis y la disminución en la generación de residuos.

Además, la facilidad en el análisis, la automatización y las mejores prestaciones

analíticas también deben de ser consideradas.

1 Introducción

10

Tabla 1.1. Niveles de acción y valores límite de exposición al plomo según comunidades internacionales.

Tipo muestra Descripción Concentración (unidades)

Ref.

Pescado

NOM-027 Norma Oficial Mexicana Nom-027-SSA1-1993. Bienes y servicios. Productos de la pesca.

1 mg kg-1 29

UE Unión Europea. Comisión de regulación (EC) No1881/2006 0.30 mg kg-1 30

Agua potable

EPA Contaminantes en agua potable (Nivel Máximo contaminante, MCLG). 0 31

Nivel de acción 15 µg L-1 31

Agua embotellada

FDA 2004 21 CFR 165.110 5 µg L-1 32

WHO Guía para la calidad del agua. 10 µg L-1 33

Aire en lugares de trabajo

NIOSH 8 horas de exposición durante 5 días por semana (BEI). 30 μg dL-1 32

NIOSH NIOSH 2005(REL). 0.05 mg m-3 32

WHO Guía de calidad del aire. WHO 2000 50 µg m-3 33

OSHA OSHA 30 μg m-3 4

NIOSH Plomo ambiental. 100 mg m-3 4

España Plomo ambiental. 150 mg m-3 4

España Nivel de acción del plomo ambiental. 75 mg m-3 4

NOM-010 Plomo en aire de trabajo (LMPE-PPT) 0.15 mg m-3 25

http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=CELEX:32006R1881:EN:NOT

1 Introducción

11

Tabla 1.2. Niveles de acción y valores límites de plomo en sangre según comunidades internacionales.

Sangre Concentración (unidades) Ref.

ATSDR Nivel de acción para niños. ATSDR 100 µg L-1 1, 2

OSHA Escritura de notificación y examen médico 400 µg L-1 32

Remoción de la exposición 600 µg L-1 32

NOM-199 Valor criterio para la concentración de plomo en sangre de niños y mujeres embarazadas y en periodo de lactancia.

100-140 µg L-1 26

NOM-199 El valor criterio para la concentración de plomo en sangre para el resto de la población expuesta no ocupacionalmente.

250-440 µg L-1 26

España Valores de exposición 70-80 µg L-1 4

NIOSH Valores de exposición 60 µg L-1 4

Tabla 1.3. Niveles máximos permisibles de plomo en suelo.

Suelo Concentración (unidades) Ref.

EPA Suelo de áreas de juego 400 mg Kg-1 34

Suelo en áreas que no son de juego 1200 mg Kg-1 34

NOM-147 Uso agrícola/residencial/comercial 400 35

Uso industrial 800 35


12

1.3. Referencias

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13

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http://www.atsdr.cdc.gov/es/csem/plomo/es_pb-normas.html


14

2 Protocolos de análisis y técnicas de detección para la determinación de Pb

15

2

Protocolos de análisis y técnicas de detección para la

determinación de plomo

La selección de los protocolos de análisis, es decir de los procedimientos que

permiten eliminar la matriz de la muestra y preconcentrar el analito, y de la técnica

de detección para la determinación de plomo depende en gran medida del objetivo

de la medición y del tipo de muestra que se analizará.

Los principales parámetros que deben estar claramente definidos antes de

seleccionar los protocolos de análisis y la técnica de detección son: el límite de

detección requerido; la exactitud y precisión necesarias; el tiempo de respuesta

deseado; el número de muestras que se van a analizar; la necesidad o posibilidad

de realizar la medición en campo; la necesidad de confirmar la fuente ambiental de

la exposición (mediante análisis isotópico); cuestiones reglamentarias o legales

relacionadas con la medición, entre otros1.

2.1 Espectrometría de masas con fuente de plasma de acoplamiento

inductivo (ICP-MS)

La espectrometría de masa con fuente de plasma de acoplamiento inductivo (ICP-

MS) es una técnica que permite analizar múltiples elementos y utiliza una fuente

de plasma de acoplamiento inductivo (un gas ionizado a temperatura muy alta,

compuesto de electrones e iones con carga positiva) para atomizar la muestra y

posteriormente ionizar los átomos que se desean analizar1. Los iones se extraen

del plasma y se hacen pasar por un espectrómetro de masa, en el cual son

separados y medidos sobre la base de su relación masa/carga.


16

La eficiencia del plasma acoplado por inducción para producir iones a partir de los

átomos que se desean analizar en la muestra en aerosol, junto con la gran

selectividad del cuadrupolo (que filtra los iones), la gran amplificación de las

señales iónicas que alcanzan el detector y la escasa interferencia de fondo del

detector, hacen que los límites de detección del instrumento sean sumamente

bajos para la mayoría de los elementos2. Con esta técnica el límite de detección

para la determinación de la concentración de Pb tanto en muestras ambientales

como en muestras de interés clínico, se encuentra entre partes por billón a partes

por trillón3-5.

El ICP-MS requiere de reactivos y muestras altamente purificados, por lo que es

necesario ya sea eliminar la matriz de las muestras o diluirlas antes de la

aspiración en el plasma. En caso de que la concentración de Pb sea muy baja,

también será necesario un paso de preconcentración. Mientras que con otras

técnicas se pueden medir solamente uno o pocos elementos por vez, el ICP-MS

permite medir múltiples elementos en una sola muestra de apenas 50–100 µl5.

Esta característica es importante cuando se desean determinar otros elementos

además del Pb.

Además, con la técnica ICP-MS se puede determinar la relación isotópica del Pb y

otros elementos como el Sr, presentes en muestras ambientales (p. ej. Pb y Sr en

material particulado, muestras de agua de lluvia, etc.). Los isótopos de Pb y Sr

permiten establecer la procedencia de estos metales cuando se encuentran

presentes en la atmósfera. Además también pueden ser utilizados como

trazadores ambientales para identificar diferentes fuentes de contaminación, lo

cual representa una herramienta muy útil en estudios ambientales6.

El precio de un ICP-MS es elevado, pero su productividad es alta y

comparativamente resulta económico, considerando que el número de muestras

en estudios ambientales por lo general siempre es alto.


17

2.2 Espectrometría de fluorescencia atómica

La Espectrometría de Fluorescencia Atómica (AFS) acoplada a la generación de

hidruros (HG), es una técnica ideal para la determinación de elementos capaces

de formar hidruros volátiles como por ejemplo As+3,+5, Sn+4, Bi+3, Se+4 y Pb+2.

También, resulta adecuada para la determinación de elementos que pueden

formar vapor químico como Cd+2 y Hg+2.

Entre las principales características de la HG-AFS están su límite de detección por

debajo de los µg L-1, y su amplio rango lineal por encima de los mg L-1, lo que

permite su aplicación en una gran variedad de muestras ambientales, biológicas y

de alimentos.

Las especies volátiles obtenidas después de la generación de hidruros son

llevadas mediante un flujo de gas argón a un separador gas-líquido. Una vez que

el gas llega al atomizador, el vapor atómico absorbe la radiación de una fuente de

luz, para que los electrones sean excitados a un nivel de alta energía. Cuando los

electrones regresan a sus niveles normales de energía, se emite una radiación o

energía característica de cada elemento7. Existen diferentes tipos de fluorescencia

atómica; fluorescencia de resonancia, en línea directa y en línea en pasos. En este

trabajo de investigación se utilizó la fluorescencia de resonancia en la cual las

longitudes de onda de absorción y emisión son iguales.

Los principales componentes de la AFS son los siguientes: lámparas de alta

intensidad como fuente de excitación; un separador gas-líquido, el cual separa el

analito de interés en fase gaseosa de la fase acuosa de la muestra; un

atomizador, que atomiza el analito de interés y lo separa de la especie volátil; y un

tubo fotomultiplicador, el cual funciona como detector. A diferencia de los

espectrómetros utilizados en AAS, la fuente de radiación y el detector están

dispuestos en un ángulo recto8.


18

Los equipos de AFS se clasifican también en dispersivos y no dispersivos. En los

primeros, es necesario un monocromador, que define la línea de emisión y

absorción requerida. En los no-dispersivos (AFS utilizado en este trabajo de

investigación), no es necesario utilizar el monocromador, lo que hace que el

instrumento sea más sencillo y barato, ya que en su lugar se utilizan filtros de

radiación.

La principal desventaja de la espectrometría de fluorescencia atómica es la

interferencia causada por otros elementos, que en el caso del análisis de muestras

para la determinación de Pb resulta en un gran inconveniente.. Los aspectos

importantes en la generación del hidruro de Pb son descritos en la siguiente

sección.

2.2.1 Determinación de Pb por HG-AFS

El mecanismo de generación del hidruro de plomo o plumbano (PbH4) es uno de

los casos más controvertidos9. La generación del mismo se lleva a cabo en un

medio ácido (HCl, HNO3), en presencia de una disolución reductora

(tetraborohidruro de potasio, THB) y siempre es necesaria la adición de agentes

oxidantes, quelatantes y agentes enmascarantes al medio de reacción. Estos

aditivos son sustancias químicas que son adicionadas al sistema de reacción para

mejorar la selectividad y la eficiencia del hidruro de plomo.

Se ha reportado que la generación del plumbano es más eficiente para Pb(IV) que

para Pb(II)10, mientras que otros autores han encontrado que la presencia de un

oxidante es necesaria para mejorar la generación del PbH4, independientemente

del estado de oxidación del plomo11.

El peróxido de hidrógeno12 y el ferricianuro de potasio9, 13 entre otros, han sido

empleados como oxidantes. La conclusión más aceptada es que el oxidante

genera especies activadas las cuales producen un efecto catalítico en la formación

del PbH4. El ferricianuro de potasio ha sido ampliamente utilizado en la generación

del plumbano y su uso es preferido al del H2O2, debido a que es capaz de formar


19

compuestos intermediarios llamados boro-compuestos14. Estos boro-compuestos

tienen un efecto en la reducción de interferencias y mejoran la formación del

hidruro9, 15.

Por otra parte, también se mencionó anteriormente que la generación del

plumbano es difícil y diferente a otros hidruros, debido a que es muy susceptible a

sufrir interferencias que pueden ser producidas por iones como por ejemplo; el

arsénico, cobre y cromo, los cuales pueden estar presentes en las matrices de

diferentes muestras. Es por esto que es necesaria la adición de agentes

enmascarantes, para el abatimiento de interferencias y además permitir la

adecuada formación del PbH415-17.

Las interferencias más serias provienen de metales de transición (p. ej. Cu, Fe, Cr)

y de otros elementos formadores de hidruros, como el As, especialmente cuando

están presentes en concentraciones relativamente altas18. Por ejemplo, en

muestras de agua, se han encontrado concentraciones de plomo en un rango de

0.48-1.12 µg Pb L-1 19, mientras que los niveles de As en muestras de agua

pueden ser encontrados arriba de 800 µg As L-1 20. En el caso de cobre, los niveles

encontrados en agua residual, agua del grifo y agua de río fueron de 88.9, 68.9

and 79.3 µg Cu L-1, respectivamente21. Para el cromo, se han reportado

concentraciones entre 0.4 and 8 µg Cr L-1 y para muestras de suelo se han

reportado 102-200 mg Kg-122. Además, los niveles de Fe en agua de río y agua

potable se han encontrado entre 245-365 µg Fe L-1 23.

Los efectos de las interferencias son extremadamente diferentes e impredecibles,

dependen del tipo de pareja entre analito-interferente, de las condiciones químicas

(concentración de THB, tipo de ácidos), del tipo de diseño del sistema utilizado

para la HG (flujo continuo, inyección en flujo, batch), de los detectores empleados

y del rendimiento del separador gas-líquido en el sistema de HG24.

Las interferencias pueden ocurrir antes o durante la formación del hidruro, en la

separación de las especies volátiles de la fase líquida y durante la atomización16.


20

Por lo tanto, es importante mencionar que sólo las interferencias en la fase líquida

fueron consideradas para realizar la investigación de agentes enmascarantes en la

generación del hidruro de plomo.

Las interferencias en fase líquida se relacionan con los mecanismos de hidrólisis

del THB y con la generación del hidruro de interés, además de otras especies

volátiles. Se han propuesto diferentes mecanismos de interferencias, los más

aceptados han sido clasificados en categorías16, las cuales se mencionan en los

siguientes párrafos.

a) Analito-ion interferente: El analito (forma iónica) reacciona preferentemente

con el interferente (forma iónica) antes de reaccionar con el THB en la disolución

de la muestra. El analito se convierte en una especie no reactiva o menos reactiva.

b). Analito-producto de la interferencia: El analito es capturado por especies

(productos) que se forman por la reacción entre el interferente y el THB, entonces

la formación del hidruro es menos eficiente.

c) Hidruro-ion interferente: El hidruro generado se liga o une al interferente

(forma iónica).

d) Hidruro-producto de la interferencia: El hidruro es capturado por especies

(productos) formadas por la reacción del interferente con el THB.

e) Interferencia por agotamiento del THB: El THB es preferencialmente

consumido por el interferente.

Algunos ejemplos de estos tipos de interferencias son, entre otros: un mecanismo

en el cual la reducción de los metales interferentes por el THB produce la

formación de compuestos o partículas boro-metal a nanoescala25. Estas

nanoparticulas pueden dispersarse en la disolución, adsorber los hidruros y causar

su efecto de descomposición catalítica (interferencia hidruro-ion interferente)26, 27.

Otro mecanismo propuesto está basado en la descomposición del agente reductor

(THB), catalizada por los metales interferentes o por los productos originados

entre los metales interferentes y el THB (interferencia por agotamiento de THB o


21

hidruro-producto de la interferencia)28. Además existen interferencias que pueden

ocurrir debido a la formación de otros hidruros, especies volátiles o metales de

transición y el aerosol transportado con el gas portador29.

La investigación entre las reacciones de la HG y los mecanismos de interferencias

es compleja, ya que puede existir una interacción entre todos los componentes del

sistema de reacción como lo son el analito, aditivos (agentes enmascarantes,

agentes oxidantes, etc.) e interferentes. El uso de agentes enmascarantes en la

técnica de HG para la determinación de elementos a concentraciones ultra-traza

es uno de los métodos más importantes para el control de interferencias

generadas por metales de transición y elementos formadores de hidruros. Los

agentes enmascarantes son usados para producir adecuadas modificaciones

químicas en el proceso de la HG, reduciendo las interferencias y manteniendo la

sensibilidad analítica30. El modo de adición de los agentes enmascarantes tiene un

gran efecto en el control de interferencias, lo cual explica la discrepancia reportada

en la literatura31. Los agentes enmascarantes pueden ser adicionados en línea, o

manualmente a la disolución reductora, o a la muestra antes o después de la

HG30.

Sin embargo, el rol de aditivos como los agentes oxidantes y enmascarantes en la

generación del plumbano se encuentra aún bajo investigación. Por lo tanto, el

desarrollo y el entendimiento de los mecanismos de reacción entre la generación

del hidruro de plomo, los agentes oxidantes y enmascarantes son requeridos para

establecer las condiciones de operación óptimas en un sistema analítico15.

Otro método importante para abatir las interferencias es el uso de la extracción en

fase sólida, la cual utiliza resinas de intercambio iónico para separar y

preconcentrar el elemento de interés. En la siguiente sección se describen algunos

aspectos importantes de esta técnica.


22

2.3 Extracción en fase sólida

La extracción en fase sólida (SPE, solid phase extraction) es un método de

preparación de muestras, propuesto por Pawliszyn en 198932. La SPE ha sido

ampliamente utilizada en diferentes aplicaciones de la química analítica. Una de

sus características importantes es que reduce el tiempo necesario para la

preparación de la muestra y los costos de análisis y mejora notablemente los

límites de detección.

La SPE involucra una fase líquida la cual contiene el analito o analitos de interés y

una fase sólida (material adsorbente). Este método permite la simultánea

extracción del analito y su preconcentración mediante su adsorción en un material

sólido.

2.3.1 Mecanismo del proceso de la SPE

La aplicabilidad de la SPE está determinada por el tipo de adsorbente utilizado en

la columna de extracción. Existen diferentes tipos de adsorbentes, tales como

sílica gel, carbón poroso y resinas poliméricas. Estas últimas han sido

ampliamente utilizadas para extraer diversos contaminantes en muestras de agua.

El proceso de la SPE consiste de cuatro etapas fundamentales (Figura 2.1):

a) Acondicionamiento: la preparación de los sitios activos de la resina se lleva a

cabo mediante una disolución acondicionadora que sea adecuada al tipo de

adsorbente utilizado, puede ser un solvente, un ácido o incluso agua.

b) Adición de la muestra y extracción selectiva del analito: al hacer pasar la

muestra, la matriz de la misma pasa a través de la columna sin ser retenida

mientras que el analito de interés se une a los sitios activos de la resina.


23

c) Elución: se realiza mediante un solvente que permite eluir el analito de interés

que se encuentra adherido a la superficie de la resina. Un volumen de muestra

mayor que el volumen de elución permite un alto factor de concentración.

d) Enjuague de la resina: se eliminan impurezas que puedan encontrarse debido

a los procesos anteriores, dejando la resina preparada para el próximo ciclo.

Figura 2.1. Proceso llevado a cabo en la SPE.

a) Acondicionamiento

b) Adición de la muestra y extracción selectiva del

analito

c) Elución d) Enjuague de la resina


24

Cabe señalar que la SPE sigue siendo el procedimiento de preparación de

muestras de crecimiento más rápido. Es la técnica más usual en el tratamiento y

concentración de muestras antes de su análisis por ICP-OES, FAAS, GF-AAS,

HG-AFS, entre otras técnicas analíticas33.

2.3.2 Acoplamiento de la SPE a las diferentes técnicas analíticas para la

determinación de Pb

El acoplamiento de la SPE a diferentes sistemas de detección (ICP-OES34, HG-

AFS13, F-AAS35, GF-AAS36, entre otros) ha resultado ser una herramienta muy útil

para la determinación de plomo, ya sea en muestras ambientales, biológicas o de

alimentos. Esto se debe a que permite no solo extraer el Pb, sino también

preconcentrarlo mejorando notablemente los límites de detección en relación a los

ofrecidos por las diversas técnicas analíticas.

Los materiales utilizados para la extracción y preconcentración de plomo son muy

variados, desde resinas selectivas hasta resinas quelatantes, las cuales forman

complejos con el Pb, también resinas de sílica gel y otros materiales de carbono,

en la Tabla 2.1 se muestran algunos ejemplos.

Dentro de los ejemplos mencionados en la Tabla 2.1, se encuentran la Pb-resin y

la Sr-resin que son dos de las resinas que recientemente han llamado la atención

debido a su alta afinidad al plomo, su alto rendimiento en la extracción, larga vida

útil y fácil uso.


25

Tabla 2.1. Resinas utilizadas para la preconcentración de plomo.

Tipo de resina Eluyente Acondicionador Factor de preconcentración

CHELEX-100 HNO3 Disolución buffer de ácido acético, cloruro de sodio, acetato de sodio

--

Analig Pb-01 Resina selectiva

Ácido nitriloacético

HNO3 19

D-401 Resina quelatante

HCl No especificado 40

TS-gel EDTA Metil-tiosalicilato (TS)

41

Amberlite XAD-2 HCl BTAC 27

Chelex P HNO3 No especificado 47-193

Carbón activado (AC)

HNO3 No especificado 50-500

Pb-resin Glicina, oxalato de amonio

HNO3, HCl --

Sr-resin Oxalato de amonio

HNO3 --

2.3.3 Pb-resin

La Pb-resin es una resina que tiene gran afinidad por el Pb y puede ser utilizada

para la preconcentración y eliminación de interferentes en la determinación de Pb.

La superficie activa de la resina está formada por éteres corona (Figura 2.2). Una

disolución 1 mol L-1 de HNO3 es utilizada para el acondicionamiento de la resina.

Todas las muestras y estándares deben ser preparados en una concentración de

HNO3 tal que la retención sea máxima. La disolución utilizada para el

acondicionamiento de la resina también tendrá la misma concentración, para que

los sitios activos de la resina se preparen para la retención de plomo. Algunos

reactivos como el oxalato de amonio, la glicina, citrato de amonio, entre otros, han

sido utilizados para eluir el Pb de la Pb-resin37. Además, este material ha

demostrado ser estable y permite utilizar grandes volúmenes de muestra.


26

La glicina (NH2CH2COOH) es un aminoácido de muy bajo precio, que posee un

grupo amino y un carboxilo, lo que le permite compartir pares de electrones con un

ion metálico. De esta forma, la glicina posibilita la elución del Pb retenido en la Pb-

resin38.

2.3.4 Sr-resin

La Sr-resin es una resina que tiene gran afinidad por el estroncio, sin embargo es

capaz de extraer y preconcentrar plomo bajo ciertas condiciones. Al igual que la

Pb-resin, está formada por éteres corona. Para el acondicionamiento de la resina

se utiliza una disolución de 2 mol L-1 de HNO3 y de la misma forma que en la Pb-

resin, todas las disoluciones deben de tener esta concentración de retención.

Entre los reactivos utilizados para la elución de Pb y Sr se encuentra el oxalato de

amonio39.

Figura 2.2. Estructuras éter-corona de Pb-resin y Sr-resin.

En ambas resinas (Pb-resin y Sr-resin) la retención y elución se basa en la

interacción iónica. Estos adsorbentes crean una fuerte atracción con los analitos

de interés (Pb y Sr) presentes en la muestra, los cuales dependen esencialmente

del pH y de la fuerza iónica.

2.4 Alternativas analíticas para la determinación de Pb

En resumen, cabe destacar la importancia de seleccionar una técnica analítica

adecuada para la determinación de plomo en muestras ambientales, biológicas y

de alimentos. Además, debido a la necesidad de eliminar la matriz de la muestra y

preconcentrar el Pb, la SPE es uno de los protocolos analíticos más utilizado para


27

la preparación de la muestra antes de su análisis mediante las diferentes técnicas

analíticas (ICP-OES, AFS, etc.). Por otra parte, existe la alternativa de incorporar

un tercer elemento, las técnicas de análisis en flujo, las cuales permiten

automatizar las metodologías analíticas, disminuir el consumo de muestras y

reactivos, mejorar límites de detección, alta reproducibilidad, mayor frecuencia de

análisis, entre otras ventajas. En el siguiente capítulo se hablará de forma

detallada sobre las técnicas de análisis en flujo, qué son y para qué se utilizan.

2.5 Referencias

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30

3 Técnicas de análisis en flujo

31

3

Técnicas de análisis en flujo

La automatización, miniaturización y simplificación de técnicas en química

analítica han reemplazado al analista en tareas tediosas e incluso proporcionan

una mayor reproducibilidad al minimizar la influencia del factor humano, además

de incrementar la velocidad de análisis, ya que hacen posible la realización de un

mayor número de análisis en un menor tiempo.

Las técnicas de análisis en flujo han sido utilizadas ampliamente para automatizar

las etapas de pre-tratamiento de muestras1 así como para la reducción en el

consumo de reactivos y desechos2. Dentro de estas técnicas, las técnicas de

análisis en flujo multiconmutadas poseen muchas ventajas, tales como una gran

versatilidad, simplicidad, miniaturización y robustez. Además, permiten desarrollar

monitores de parámetros de calidad ambiental o de otros analitos de importancia

en el control de calidad de productos para el consumo humano (p. ej. alimentos,

fármacos, cosméticos, etc.), convirtiéndose en su principal aplicación.

Las técnicas de análisis en flujo empleadas y que permitieron el desarrollo de los

sistemas presentados en esta tesis son: Análisis por Inyección en Flujo (FIA), y las

técnicas multiconmutadas, Lab-On-Valve (LOV) y el Análisis por Inyección en Flujo

Multijeringa (MSFIA).


32

3.1 Análisis por Inyección en Flujo (FIA)

El análisis por inyección en flujo (FIA, por sus siglas en inglés: Flow Injection

Analysis), permite manipular disoluciones acuosas o mezclas de reactivos sin la

intervención del analista3.

Los principales componentes de un sistema FIA son una bomba peristáltica capaz

de impulsar la muestra y los reactivos a través de un conjunto de tubos de plástico

(manifold), un bucle de reacción y un sistema de detección (Figura 3.1). Un

volumen de muestra es inyectado para ser intercalado en una corriente de líquido

portadora (carrier) mediante una válvula de inyección, además la muestra va

confluyendo con los distintos reactivos del método analítico4.

Figura 3.1. Componentes básicos del sistema FIA.

3.2 Análisis por inyección en flujo multijeringa (MSFIA)

El análisis por inyección en flujo multijeringa (MSFIA), utiliza una bureta

multijeringa, que consta de cuatro jeringas en las cuales sus pistones están unidos

a una barra metálica y son movidos simultáneamente por un motor de pasos4, 5.

En la cabeza de cada jeringa está colocada una válvula solenoide, con dos

posiciones: on y off. Generalmente, las válvulas se colocan en la posición on para

conectar con el sistema y en posición off para conectar la jeringa con los

reservorios de la muestra y de los reactivos. Dependiendo del modelo de la bureta

los motores de paso pueden ser de 5000, 16000 o 40000 pasos. Existen dos


33

direcciones de flujo para el movimiento de impulsión (arriba y abajo) y dos para la

válvula solenoide, presentando cuatro posibilidades de direccionar el flujo. El

cambio de posición de las válvulas es muy rápido, solo se necesitan 35 ms y por lo

tanto, las conmutaciones se pueden realizar sin detener el movimiento del pistón.

Los cabezales de los pistones de las jeringas están fabricados con teflón,

proporcionando una gran resistencia química. Se pueden manejar volúmenes de

muestra y de reactivos desde niveles de μL a mL con alta precisión, como

consecuencia de la gran variedad de tamaños de jeringas disponibles (1.0, 2.5,

5.0, y 10 mL), proporcionando una gran flexibilidad a las configuraciones.

Los émbolos de estas jeringas se mueven simultánea y unidireccionalmente

inyectando o aspirando el líquido hacia la red de flujo. Los caudales son

proporcionales al volumen de las jeringas y al número de pasos por segundos del

motor (Figura 3.2).

El módulo multijeringa tiene cuatro puertos de salida disponibles en su parte

posterior, para la conexión de otros dispositivos, como válvulas solenoides,

ventiladores, relés, etc. Cada puerto adicional de la bureta provee 12 V con una

corriente máxima de 0.5 A, permitiendo la activación y desactivación del

dispositivo conectado.

Figura 3.2. Fotografía de una bureta multijeringa y su panel posterior en el que se

puede apreciar la conexión para cuatro salidas de 12 V.


34

En la parte posterior del módulo multijeringa hay otra salida que permite la

conexión “en cadena” de otro equipo de la misma configuración, por ejemplo, un

módulo Lab-On-Valve (LOV). Esto implica que sólo es necesario el uso de un

único puerto RS232C de la computadora para el control de la cadena.

3.3 Lab-On-Valve (LOV)

La técnica llamada Lab-On-Valve, que forma parte de la tercera generación de

técnicas de análisis en flujo, fue desarrollada por J. Ruzicka6 y ha resultado ser de

gran interés en el análisis bioquímico, ya que en este tipo de ensayos el consumo

de reactivos es crucial (por su alto costo), y la cantidad de muestra siempre es

reducida.

El LOV funciona automáticamente, inyectando de modo secuencial, volúmenes del

orden de μL hasta mL. El dispositivo de impulsión es una jeringa (bomba de

pistón) y la pieza que conforma el LOV se monta sobre una válvula de selección.

Su característica más notoria es la posibilidad de implementar una extracción en

fase sólida (SPE), automatizando el empaquetamiento de la resina y su recambio,

con el modo de “Bead Injection” (BI), que involucra el uso de resinas en

suspensión y la manipulación de esta soluciones heterogéneas7, 8.

Una plataforma LOV consiste de:

a) Una estructura monolítica de plástico, frecuentemente.

b) Una válvula de selección, con un puerto central que conecta con varios puertos

laterales.

c) Una unidad de propulsión, usualmente una bomba pistón (jeringa), con el

objetivo de lograr la circulación de los líquidos a través del sistema LOV.

En la Figura 3.3, se muestra un esquema de un sistema LOV, donde se observan

detalles de la válvula y de las vías mediante las cuales el flujo es integrado dentro


35

de la plataforma. Dependiendo de la técnica de detección, ésta puede integrase en

el LOV.

Figura 3.3. Detalles de la plataforma LOV.

El procedimiento general de un sistema LOV puede incluir uno o varios de los

siguientes pasos:

a) Introducción de la muestra dentro del sistema de tuberías o manifold del LOV,

mediante el sistema de propulsión elegido y conectado a un puerto de la válvula

de selección;

b) Desarrollo del procedimiento de SPE, que incluye el acondicionamiento de la

columna, extracción del analito de interés, la preconcentración, elución, limpieza

de columna, principalmente.

c) Detección del analito mediante un detector integrado y acoplado al sistema

LOV.


36

3.4 Construcción de los sistemas de análisis en flujo

3.4.1 Válvulas solenoides

Las válvulas solenoides son utilizadas para direccionar los líquidos en sistemas de

análisis en flujo a través de variaciones de corriente eléctrica en su bobina,

seleccionando la posición on u off. En particular, facilitan la automatización del

proceso al ser accionadas eléctricamente, es decir, este tipo de válvulas se

controlan activando la corriente que circula a través de un solenoide. Esta

corriente, al circular por el solenoide, genera un campo magnético que atrae un

émbolo móvil. Al finalizar el efecto del campo magnético, el émbolo vuelve a su

posición por efecto de la gravedad, un resorte o por presión del fluido a controlar.

De acuerdo a su forma, las válvulas se pueden clasificar según la cantidad de

entradas y/o salidas que tenga. De esta manera, los tres tipos principales de

válvulas son las de dos, tres y cuatro vías9.

Los sistemas presentados en esta tesis utilizan válvulas solenoides de tres vías

(Figura 3.4).

Figura 3.4. Válvula solenoide de tres vías.


37

3.4.2 Conectores

Los conectores pueden ser de diferentes materiales, formas y tamaños

dependiendo de la aplicación, de los líquidos por los cuales deben circular y el

manifold que se desea construir. En el presente trabajo de investigación se

utilizaron de tres y cuatro vías, siempre fabricados de metacrilato.

3.4.3 Tubos

Los tubos empleados para la construcción del sistema de tuberías son de Teflón y

sus dimensiones varían entre 0.5, 0.8 y 1.5 mm de diámetro interno y de la

longitud necesaria para que se mezclen bien la muestra con los reactivos.

3.4.5 Tornillos

Los tornillos son accesorios que se emplean para la unión de las tuberías. Existen

de diferentes dimensiones de acuerdo al diámetro exterior de la tubería utilizada.

La Figura 3.5, muestra algunos ejemplos de conectores, tornillos y tubería

empleada en la construcción de manifolds. Los tonillos estándar de uso

generalizado en las técnicas de flujo son de ¼” 28 hilos por pulgada, mientras que

para las fibras ópticas y conexiones con los detectores CCD de Ocean Optics son

de ¼” 36. Los de las cubetas de flujo son de 6 mm de diámetro máximo y el paso

de rosca es de 1 mm.

Figura 3.5. Accesorios utilizados para la construcción de manifolds: a) conector de

3 vías; b) tornillos; c) tubería de teflón. Fotografías © Copyright Sciware Systems.


38

3.5 Programa AutoAnalysis

El programa AutoAnalysis ha sido desarrollado por el grupo de trabajo del

laboratorio de Química Analítica, Automatización y Medio Ambiente en la

Universidad de las Islas Baleares, en Mallorca, España1.

El AutoAnalysis es un software que permite automatizar las técnicas de análisis en

flujo, ya que realiza el control instrumental, la adquisición de datos y el

procesamiento de los mismos. A través de una programación fácil permite utilizar

los diferentes instrumentos, dando solución a múltiples inconvenientes

presentados en química analítica. Además, este software ha sido desarrollado

bajo la plataforma Win32, lo que permite ejecutar el programa simultáneamente

con otros programas (procesadores de Word, páginas de internet, etc.).

El programa está escrito en los lenguajes Delphi y C++. Otra característica

importante de AutoAnalysis, es que puede desplegar gráficos y tablas incluso al

mismo tiempo que se está llevando a cabo una medición. El AutoAnalysis consiste

de un programa núcleo y archivos de biblioteca de enlace dinámico (DLL,

Dynamic-Link Library). Las DLLs son específicas para cada instrumento, y

contienen los comandos que permiten el manejo de los mismos. Así, es posible la

conexión entre diferentes instrumentos tales como la multijeringa, el LOV y los

sistemas de detección. Los instrumentos se conectan mediante sus DLLs a un

canal de comunicación, el cual puede permitir la conexión de varios instrumentos

en diferentes posiciones. Entonces, en una configuración pueden existir varios

canales de comunicación, que a su vez pueden contar con varias posiciones de

conexión para diferentes instrumentos1.

Mediante este software el analista puede crear sus propios métodos de una forma

fácil e intuitiva sin que sea necesario que tenga conocimientos previos de

informática. El AutoAnalysis permite también introducir una serie de variables que

se pueden relacionar con la señal analítica y según el valor de ésta y lo


39

establecido por un condicional, se inicia un determinado procedimiento. Por esta

razón, resulta posible desarrollar procedimientos analíticos inteligentes totalmente

automatizados capaces de seleccionar por si solos los procedimientos analíticos

más adecuados.

El programa presenta un menú que permite la configuración de los equipos que

conforman el analizador en flujo montado. Para comenzar se seleccionan de una

lista de disponibles, las DLLs de los canales de comunicación necesarios para el

detector y demás instrumentos. Luego se cargan las DLLs individuales y

específicas de cada instrumento, tales como DLLs diseñadas para el control del

módulo multijeringa, del muestreador automático o de un espectrofotómetro

(Figura 3.6).

Figura 3.6. Panel de control de conexiones del programa AutoAnalysis.

En el lado izquierdo se observa una lista de configuraciones guardadas y en el

centro la configuración usada o creada en el momento. En el lado derecho del

panel se observan dos cuadros, que contienen la lista de las DLLs de los canales


40

de comunicación y de los instrumentos que están almacenados en la

computadora. Una vez configurado el sistema con los instrumentos a utilizar se

procede a la edición del método analítico, usando el panel que se observa en la

Figura 3.7.

Figura 3.7. Panel de edición de métodos analíticos del programa AutoAnalysis.

La edición de un método analítico con el programa AutoAnalysis consiste en crear

una secuencia de instrucciones, donde cada instrucción es ejecutada por uno de

los instrumentos conectados o bien es un comando definido por el programa

principal para controlar el tiempo, agregar marcas, condicionales o repetir

procedimientos. Un procedimiento es un conjunto de instrucciones agrupadas bajo

el mismo nombre, que bien puede repetirse dentro del mismo método o puede ser

utilizada por métodos diferentes, con la ventaja de definirlo sólo una vez.

En la Figura 3.7 se puede observar el método analítico. Empezando por la

izquierda, la primera columna nos informa por orden cronológico el número de

instrucciones que introducimos. En la siguiente columna elegimos el instrumento o


41

el tipo de orden (esperar, repetir, etc.) a realizar, y al elegir la opción deseada se

abre una ventana donde describimos con detalle la acción a efectuar (Figura 3.8).

En la última columna aparece un resumen de la acción a realizar por el

instrumento o los detalles elegidos de la orden. Una vez definido un método o

cargado uno existente, se procede a la ejecución del mismo (Figura 3.9). Mediante

una barra de herramientas se puede controlar dicha ejecución y los parámetros del

área de gráficos.

Figura 3.8. Ejemplos de ventanas para descripción de las acciones a efectuar por

los instrumentos.

3.6 Las técnicas de análisis en flujo y su uso en las determinaciones de Pb

Como se mencionó anteriormente las técnicas de análisis en flujo son de

configuración extremadamente simple, de fácil operación y bajo costo4 y permiten

el desarrollo de nuevos montajes con instrumentos novedosos en las técnicas

analíticas para la detección de parámetros químicos a niveles de concentraciones

traza o ultratraza, entre los cuales se encuentra el plomo.


42

Figura 3.9. Panel de edición de métodos analíticos con un método desarrollado.

El Pb es un elemento que se encuentra en concentraciones traza, inclusive ultra-

traza, en diversas matrices de interés ambiental, además de ser susceptible a

sufrir interferencias por otros iones (As, Cr, Cu y Fe) o por la misma matriz de las

muestras (alcoholes, aceites, almidones, etc.). Por lo cual, es particularmente

difícil de detectar y cuantificar, requiriendo así técnicas y metodologías altamente

sensibles, algunas de ellas se muestran en la Tabla 3.1. En los diferentes métodos

para la determinación de Pb que se han propuesto, predomina una etapa previa a

la detección, como la preconcentración de este analito por medio de diversas

técnicas: utilización de mini-columnas empaquetadas con diferentes materiales

para una extracción en fase sólida, extracción líquido-líquido, retención en

polímero en fase líquida (LPR), etc.

La Tabla 3.1 presenta un resumen detallado de las técnicas analíticas utilizadas

en la detección de Pb tanto en muestras ambientales (suelo, agua y plantas) como

en muestras de tipo biológico (sangre, suero, plasma, orina, cabello, etc.), entre

otras. Además, se presentan los sistemas de detección más comúnmente


43

utilizados en la determinación de Pb tales como: FAAS, ICP-MS, ICP-OES, HG-

AFS y dentro de los más recientes encontramos a la AFS y QL. También se

muestran los sistemas de análisis en flujo que se han acoplado a estas técnicas

analíticas.

Dentro de las técnicas de análisis en flujo multiconmutado utilizadas en sistemas

para determinar Pb, caben destacar: un SIA-LOV-ETAAS, propuesto por Ampana

et al., 200310; un MCFIA-FAAS puesto a punto por Reis et al., 200411; MCFIA-ICP-

OES, diseñado por Comitre y Reis, 200512; un SIA-LOV-Voltamperometría

construido por Wang et al., 200913; un sistema FIA-SIA-HG-AFS propuesto por

Tan y Huang, 200914; y entre los más recientes; un SIA-GF-AFS diseñado por

Ueda et al., 201015, FIA-SIA-UV-Vis construido por Pérez et al., 201116, así como

también un FIA-QL17 (Tabla 3.1).

En resumen, las técnicas de análisis en flujo han cobrado importancia y se están

utilizando con la finalidad de simplificar las etapas previas a la detección de plomo,

como por ejemplo; la preconcentración, dilución, mezcla de reactivos, etc.

Por lo tanto, es posible establecer nuevas metodologías analíticas o mejorar las ya

existentes, combinando la versatilidad de las técnicas de análisis en flujo y los

diferentes sistemas de detección para la determinación de plomo en diversas

matrices. Para ello, es necesario establecer una metodología para la optimización

de todos los parámetros que influyen en cada sistema propuesto. Los métodos

estadísticos son de gran ayuda ya que permiten disminuir el número de

experimentos, obtener información más detallada y ordenada, gráficos, diagramas,

etc.


44

Tabla 3.1. Técnicas analíticas propuestas para la determinación de plomo en diversas muestras.

Muestra Sistema de detección

Introducción de muestra

Reactivos LD µg L

-1

F (h-1

) VM mL

RSD %

Observaciones Referencia

Agua, vino y arroz

HG-AFS FIA-SIA Pre-concentración en línea

HCl, K3[Fe(CN)6], NaBH4, NaOH, NH4Cl, NH3ˑH2O

0.016 30 11.7 4.3 Minimización de interferencias de metales de transición

18

Vino HG-AFS FIA HCl, K3[Fe(CN)6], NaBH4

0.3 --- 0.5 2.6 Interferencias de etanol, Fe(III), Cu(II) minimizadas mediante la dilución de la muestra

19

Agua FAAS SIA y resina PVP

KH2PO4, KOH, HNO3, disoluciones de estándares de Pb y Na, Li, Co, Cd, Ni, Fe, Mn, Al

5

16 13 3 Resina de bajo costo. Interferencias minimizadas con KI. Niveles bajos de tolerancia a iones interferentes. Se utilizan agentes enmascarantes como la tiourea para Cu y Zn, y fluoruro para Fe

20

Agua UV-Vis SIA, resina aniónica de intercambio iónico AG1-X8

NaOH, resazurina, sulfuro , HCl,

---

--- 0.75

3 Cu(II), Co(II), Ni(II), Fe(III) fueron separados de la matriz de la muestra formando iodo complejos con el KI

21

Agua UV-Vis FIA-SIA CHELEX 100

Acetato de sodio, HNO3, verde malaquita (MG), ácido ascórbico, KI, HCl, NaCl

25 17-24 7.98

4 Minimización de interferencias mediante la resina de intercambio iónico AG1-X8

22


45

Tabla 3.1. Técnicas analíticas propuestas para la determinación de plomo en diversas muestras (continuación).



Reactivos LD µg L

-1

F (h

-1)

VM mL

RSD %


SLRS-4 (agua de

río)

ICP-AES SIA Resina Analig-Pb01

HNO3, ácido nitrilo-acético (NTA), ácido acético, acetato de amonio

0.007 12 5 0.5 Rápida y precisa detección de Pb

23

Aguas naturales

HG-AFS SIA Natutubos de carbón MWCNTs,

HCl, K3[Fe(CN)6], KBH4, KOH, HNO3

0.0028 --- 14 4.4 La construcción de las microcolumnas es simple y de muy bajo costo, permite 50 determinaciones antes de cambiar las columnas

24

Agua natural

FAAS Micro-extracción líquida-líquida de plomo.

Etanol, 1-hexil-3-metilmidazolio hexafluorofosfato [C6MIM][PF6], APDC, fosfato de sodio, y NH4Cl

1.5

--- 20 --- Ofrece ventajas en rapidez, simple operación, sensibilidad sin el uso de solventes inorgánicos tóxicos

25

Agua natural

AFS Microextracción líquida-líquida con ditizona como agente quelatante para Pb

Ditizona, HNO3, agua desionizada, disoluciones de un estándar de Pb

0.0009 --- --- 2.12 No existió efecto negativo en la señal analítica de plomo, debido a iones interferentes

26

Agua mineral y natural

FAAS FIA-Técnica de extracción punto de nube

Disoluciones de un estándar de Pb y Cd, HNO3, TAN, etanol, Triton X-114, acetato de sodio, ácido acético, Na2HPO4, KH2PO4,

4.5

36.5 10 3.2 Minicolumnas empaquetadas con algodón. Se agregaron iones de Ba(II) como agente enmascarante

27


46




Reactivos LD µg L

-1

F (h

-1)

VM mL

RSD %


Agua natural

FAAS FI Pre-concentración con resina Celex P

HNO3, disoluciones de un estándar de plomo, agua desionizada

1.8

10 5-25 7.8 Técnica de bajo costo en comparación con las que utilizan resinas de intercambio iónico

28

Agua natural

HG-AAS FI Ácido tartárico, (NH4)2S2O8, NaBH4

0.3 150 0.1 3 Fuerte depresión de la señal analítica de Pb por Sb (III), As (III), Se (IV) y Mn (II) a concentraciones >100 veces que la concentración de Pb

29

BYG 2-1 y BYG 5-1 (muestras de óxido de cobalto)

HG-AFS FI HCl, K3[Fe(CN)6], KBH4, tiocianato de potasio, ácido oxálico y 1,10-Fenantrolina (como agentes enmascarantes)

0.3 --- 1.6 --- Interferencias causadas por Co(II) y minimizada con el uso del K3[Fe(CN)6]

30

Cabello HG-AAS FI HNO3, H2O2, NaBH4

2.6 --- --- 4.3 Interferencias por cobre, zinc, hierro, níquel .

31

SRM 2709 (San Joaquín soil), SRM-1515 (hojas de manzana)

HG-FAAS FI HCl, K3[Fe(CN)6], KBH4, Metil-isobutil-cetona

0.075

--- 2.6 2-4 Método exitosamente probado en la determinación de Pb

32


47




Reactivos LD µg L

-1

F (h

-1)

VM mL

RSD %


Comida del mar (MA-B-3/TM), tejido de pez (NRCC),páncreas de langosta (TORT-1),hojas cítricas (NIST 1572)

FAAS FIA-SIA Pre-concentración mediante mini-columnas empacadas con poliuretano

Tris-hidroximetil- Aminometano, HCl, espuma de poliuretano (PUF), disoluciones de bromuro de cetiltrimetil amonio(BTAC)

1

48 7 6-0.7 No existen interferencias de matriz

33

Agua de consumo humano

UV-Vis FIA(válvula de selección, de inyección y bombas peristálticas)

NaOH, material adsorbente (Chitosan0), HCl, Triton X-100, ditizona

0.005

15 --- 4.5 Método totalmente automatizado

34

Gasolina, suero humano, agua

QL FIA (columna con reactivos inmovilizados)

Luminol, periodato de potasio(KIO4), NaOH, Na3PO4

3x105 120 --- 3 Técnica con alta

selectividad 17

agua Post-QL Columna empacada con algodón- xantato de celulosa-

Luminol, NaOH, KIO4

--- --- --- 3.2 Se obtiene una mayor señal analítica al utilizar la quimioluminiscencia

35

Sangre de humano

Post-QL FIA Columna de intercambio iónico (Amberlyst A27)

Luminol, Na3PO4, KMnO4

5 x 10-9

g mol

-1

--- --- 3.2 La columna se puede utilizar 350 veces en 21 días. Se utilizó una válvula de inyección de seis vías

36


48




Reactivos LD µg L

-1

F (h

-1)

VM mL

RSD %


Agua UV-Vis FIA Ditizona, H2SO4, dodecil sulfato de sodio (C12H25NaO4S)

0.027 80 --- 0.42 Método aplicado en muestras de agua.

37

Agua UV-Vis FIA-SIA (válvula de selección y bombas peristálticas)

Ditizona, CTAB, 2-propanol, HCl, disoluciones de un estándar de plomo

3x1021

--- ---

3.1 Interferencias evidentes de Cd, Cu, Hg

16

Metales pesados en agua (SRM 1643d)

FAAS KR (reactor anudado )

1-(2-piridilazo)-2-naftol (PAN), HCl

0.43

--- --- 4.84-2.9

Este método puede ser aplicado a las mediciones de Pb en agua

38

Matrices complejas

ETAAS LOV pre-concentración con SP-Sephanex_C 25 resina de intercambio catiónico

Ditizona, Mg(NO3)2y NH4H2PO4como modificadores

0.0003

12 5 1.9 Método excelente para la cuantificación de Pb en matrices complejas

10

Agua Voltam-perometría

LOV HCl, HNO3, ácido acético glacial

0.43 --- 4

3.14 No existieron interferencias. 13

Agua contenida en recipientes de cerámica

GFAAS SIA Pre-concentración con resina quelatante

Acetato de amonio, HNO3

0.0026

47 1 3 La sensibilidad y la selectividad de la técnica es comparable con la que se obtiene con el ICP-MS

15


49




Reactivos LD µg L

-1

F (h

-1)

VM mL

RSD %


Agua ICP-AES FIA Pre-concentración con resina TS-gel

EDTA, ácido bórico, HNO3

0.153 24 0.3 0.9 No existió efecto interferente por iones de la familia de los alcalinos y alcalinotérreos. Método automatizado

39

Muestras de miel

ICP-OES Sistema de nebulización. Columna empacada con carbón activado

HNO3, hidroquino-leina

0.04

--- 25 3 El método fue exitosamente probado en muestras de miel

40

Plantas ICP-OES Sistema de análisis en flujo multiconmutado (MCFIA). Extracción líquido-líquido

Ditizona 12 15 --- 1.8 Generación de residuos muy baja (500µL de solvente orgánico) por muestra

12

Muestras biológicas

FAAS MCFIA-resina Amberlite XAD2

HCl 3.7 - --- 4.5 4.4-2.3 El método fue tolerante a otros

iones usualmente presentes en muestras biológicas

41

Agua de río, pozo, grifo y nieve

ETAAS Pre-concentración con membrana de acetato de celulosa.

Agente complejante (diciclohexano-18-crown 6-ether, DC18C6), C12H25NaO4S

0.003 ---- 10 7 No es necesario el uso de ningún solvente orgánico peligroso. Existe buena tolerancia a iones interferentes como Na, Ca, Mg.

42

Aceite lubricante

FAAS MCFIA Disoluciones de estándares de Pb, Cr, Fe y Cu

--- 50 --- >8 El sistema permite analizar las muestras sin ninguna preparación previa a la detección

11


50




Reactivos LD µg L

-1

F (h

-1)

VM mL

RSD %


GSD-8, GBW-07114, GSD-5,

HG-AFS FIA-SIA Utilización de resina quelatante (D401)

HCl, K3[Fe(CN)6], NaBH4, NaOH,

0.0031

15 10.5 3.78 Método automatizado dirigido por un programa de computación

14

Agua FAAS Pre-concentración de plomo

(APDC), ditizona, Na2S, KCN, HCl

--- --- --- --- Utilización de dos agentes quelatantes para la preconcentración de Pb

43

Residuos municipales

SR-ETAAS --- Triton X-100, HNO3, estándares de Pb, disolución de Pb-Mg como modificador

0.025-0.1

--- --- 8.2. Se presentan fuertes interferencias espectrales debido a la presencia de sulfatos, fosfatos y silicatos

44

Agua, sangre, orina, compuestos sintéticos, aleaciones de acero

FAAS

Pre-concentración con la resina Amberlite X-AD-8

Ditizona, CTAB, HNO3, NH3,tartrato de sodio tetrahidratado, EDTA, propanol

10 --- 2 2 El tiocianato evita interferencias de Hg, Cd, Zn, Fe, Co. Se utilizaron otros agentes enmascarantes como fluoruro, tiosulfato, tartrato.

45

Muestras de plantas y sedimentos de lago

HG-ICP-MS y FIA-HG-ICP-MS

FIA NaOH, NaBH4, (NH4)2Ce(NO3)6, ácido oxálico, HClO4, HNO3, H2O2, HF, H2C2O4

0.007-0.017

--- 0.5 1 Se presume que existe un efecto anti-interferente debido al uso del ácido oxálico

46

Plantas, agua, agua salada

HG-ICP-MS

--- NaOH, NaBH4, H2O2, HNO3

>0.1 --- --- --- Son puestos a discusión los efectos críticos en la acidez de las disoluciones, contaminantes, blancos, etc.

47

*LD, límite de detección; VM, volumen de muestra; F, frecuencia de inyección; RSD, desviación estándar relativa.


51

3.7 Referencias

(1) Cerdà, V.; Ferrer, L.; Avivar, J.; Cerdà, A., Flow analysis: A practical guide. 1st. Edition.

Elsevier Ed. Amsterdam, The Netherlands. 2014. pp. 278.

(2) Rodríguez, M. R.; Avivar, J.; Ferrer, L.; Leal, L. O.; Cerdà, V. Automated total and radioactive strontium separation and preconcentration in samples of environmental interest exploiting a Lab-On-Valve system. Talanta. 2012, 96, 96-101.

(3) Ruzicka, J.; Hansen, E. H. Flow Injection Analysis. Part I. A New Concept of Fast Continuous Flow Analysis. Anal. Chim. Acta. 1975, 78, 145-157.

(4) Cerdá, V.; Forteza, R.; Estela, J.M. Potential of multisyringe flow-based on multiconmmutated systems. Analytica Chimica Acta. 2007, 600, 35-45.

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54

4 Hipótesis, objetivo general y objetivos específicos

55


4.1 Hipótesis

Las metodologías basadas en técnicas de análisis en flujo permiten alcanzar un

grado de automatización elevado (es total si se incluye la detección o parcial si la

detección se hace fuera de línea), además de aportar varias ventajas a los

métodos ya existentes para la determinación de Pb, tales como reducción de

interferencias en línea, miniaturización, disminución del consumo de muestras y

reactivos, disminución de la generación de residuos, aumento en la frecuencia de

análisis y disminución del costo de los mismos.

4.2 Objetivo general

El objetivo general de esta tesis es diseñar, construir y validar nuevos sistemas

automáticos basados en técnicas de análisis en flujo, que sean altamente

selectivos, exactos y precisos, para la determinación de plomo a niveles traza en

diferentes tipos de muestras.


56

4.3 Objetivos específicos

Para dar cumplimiento al objetivo general establecido, se plantean los siguientes

objetivos específicos:

4.3.1 Evaluar dos protocolos analíticos para la determinación de plomo por

inyección en flujo con generación de hidruros-espectrometría de fluorescencia

atómica (FIA-HG-AFS) en muestras ambientales y biológicas.

4.3.1.1 Optimizar los parámetros instrumentales y condiciones químicas

para la determinación de Pb en el sistema FIA-HG-AFS por el

método univariante.

4.3.1.2 Seleccionar el protocolo analítico que presente las mejores

prestaciones analíticas para la determinación de plomo.

4.3.1.3 Realizar el análisis de plomo en los materiales de referencia

certificados.

4.3.1.4 Aplicar el método propuesto al análisis de muestras

ambientales, tales como agua de grifo, de manantial, de presa,

de lluvia y de pozo, y en muestras biológicas (sangre, suero y

plasma humano).

4.3.1.5 Comparar el protocolo analítico seleccionado con otros métodos

reportados en la literatura para la determinación de plomo.


57

4.3.2 Evaluar el efecto de los agentes enmascarantes sobre las interferencias

producidas por As+3,+5, Cr+6, Cu+2 y Fe+3 en la generación del plumbano mediante

un sistema FIA-HG-AFS.

4.3.2.1 Estudiar y optimizar las concentraciones de los agentes

enmascarantes seleccionados.

4.3.2.2 Evaluar el efecto de los agentes enmascarantes en la

generación del plumbano en presencia de los iones interferentes

As, Cr, Cu y Fe.

4.3.2.3 Aplicar la metodología en la cual los agentes enmascarantes

ejerzan un mejor desempeño para la minimización de las

interferencias en el material de referencia certificado.

4.3.3 Desarrollar y validar un método para la determinación de plomo por

espectrometría de fluorescencia atómica usando un sistema automatizado de

extracción/preconcentración (LOV-HG-AFS).

4.3.3.1 Realizar el montaje de un sistema en flujo para la pre-

concentración en fase sólida de plomo con Pb-resin, mediante el

acoplamiento de las técnicas MSFIA (análisis en flujo

multijeringa) y LOV (Lab-On-Valve), y utilizando como detector

un espectrofotómetro de fluorescencia atómica con generación

de hidruros (HG-AFS).

4.3.3.2 Aplicar una metodología multivariante para la optimización de

las variables que se consideran importantes en la SPE, caudal

de retención, concentración y volumen de eluyente.


58

4.3.3.3 Establecer los parámetros analíticos del método propuesto.

4.3.3.4 Realizar el análisis de plomo en materiales de referencia

certificados.

4.3.3.5 Aplicar el método propuesto al análisis de muestras ambientales

(agua de grifo, de presa y de pozo); muestras biológicas

(dientes humanos) y muestras de alimentos (pescado).

4.3.3.6 Comparar el método LOV-HG-AFS propuesto con otros métodos

previamente reportados en la literatura para la determinación de

plomo.

4.3.4 Desarrollar un método automatizado para el análisis isotópico de plomo por

espectrometría de masas con plasma de acoplamiento inductivo (LOV-MSFIA-

ICP-MS).

4.3.4.1 Realizar el montaje de un sistema para la

extracción/preconcentración de Pb con la Sr-resin mediante las

técnicas MSFIA (análisis por inyección en flujo multijeringa) y

LOV (Lab-On-Valve), utilizando plasma inductivamente acoplado

(ICP-MS) con detección por espectrometría de masas.

4.3.4.2 Optimizar las variables que se consideran importantes en la

extracción/preconcentración de Pb (caudal de retención,

concentración y volumen de eluyente), mediante una

metodología multivariada.

4.3.4.3 Establecerlos parámetros analíticos del método propuesto.

4.3.4.4 Realizar el análisis de plomo en el material de referencia

certificado.


59

4.3.4.5 Aplicar el método propuesto al análisis de muestras

ambientales, tales como agua de lluvia y filtro de partículas

(PM10).

4.3.4.6 Comparar el método LOV-MSFIA-ICP-MS propuesto con otros

métodos previamente reportados en la literatura para la

determinación de plomo.


60

5 Optimización y validación

61

5

Optimización y validación de las nuevas metodologías

basadas en técnicas de análisis en flujo

Existen varios procedimientos estadísticos que son de mucha utilidad para la

optimización de las variables que tienen influencia significativa sobre los nuevos

métodos de análisis desarrollados. Las variables que pueden tener un efecto

sobre métodos basados en técnicas de análisis en flujo, son tanto químicas como

físicas, por ejemplo la concentración y el volumen de reactivos, el caudal de

retención, de elución y de reacción, la longitud de las tuberías, etc.

Se han utilizado los enfoques univariante y multivariante para la obtención de los

valores óptimos (valores críticos en el caso del enfoque multivariante) de las

variables que presentan efectos significativos en la señal analítica.

5.1 Estudio univariante

El procedimiento en este tipo de experimentos consiste en variar un factor a la vez

(variable), manteniendo el resto de los factores constantes. De esta manera es

posible obtener “n” valores óptimos, cada uno de los cuales corresponde a cada

factor estudiado. Una de sus ventajas es la sencillez y el fácil control de todos los

factores que afectan a los experimentos. Sin embargo, por lo general el número de

experimentos es grande y la información que se obtiene de ellos no garantiza

encontrar el rango óptimo buscado. Además, no es posible establecer un modelo

matemático del sistema propuesto.


62

5.2 Estudio multivariante

El estudio multivariante es un método estadístico utilizado para determinar la

contribución de varios factores a un evento simple o resultado1.

Los factores de estudio son llamados variables independientes o variables

explicativas. El resultado estudiado es el evento, la variable dependiente o la

variable respuesta.

Entre sus ventajas se encuentra que se puede utilizar la información de múltiples

variables de entrada, aunque éstas no sean linealmente independientes. Además,

se puede trabajar con matrices que contengan más variables que observaciones.

En el estudio multivariante, se deben de llevar a cabo en primer lugar pruebas

preliminares para investigar las variables (factores) que pueden tener influencia en

la respuesta analítica del Pb1. Luego, con las variables que tienen un efecto

significativo sobre la señal, se procede a implementar un diseño de experimentos

multivariante. El objetivo es conseguir un modelo matemático, el cual relacione la

función respuesta con los factores que influyen sobre ésta2. Para realizar las

pruebas preliminares o screening, se utiliza el diseño factorial 2k, siendo k el

número de variables a optimizar. Si el número de variables no es elevado, se

aplica un diseño factorial completo con el que se consigue mayor resolución. Sin

embargo, conforme aumente el número de variables se usan diseños factoriales

parciales, con la consiguiente pérdida de resolución. Para establecer los valores

críticos de las variables se utilizan diseños de superficie de respuesta cuyos

modelos de ajuste incluyan términos cuadráticos, tales como los diseños

compuesto central (CCD), Doehlert, Box Behnken, o factorial 3k. Los rangos de

estudio de las variables en la superficie de respuesta son definidos según los

resultados obtenidos en el ensayo de screening. De este modo, se establece una

metodología de trabajo para optimizar los métodos propuestos, que queda

resumida en la Figura 5.1.


63

Figura 5.1 Diagrama del diseño experimental para la optimización multivariante de

los factores.

5.2.1 Diseño factorial completo tipo 2K

Este diseño permite en primera instancia realizar una inspección (screening) sobre

el comportamiento de las variables para el método analítico propuesto.

La significancia de los efectos será evaluada por un análisis de varianza (ANOVA)

y utilizando un valor de probabilidad (p) para un nivel de significancia. Este valor

representa la probabilidad del efecto de un factor debido únicamente al error

aleatorio (random error). Entonces si el valor de (p) es menor a 5% el efecto del

factor correspondiente es significativo.

Con los resultados del diseño factorial completo 2k (diagrama de Pareto, valor de

p, ANOVA), se pueden apreciar los factores o variables independientes que

realmente tienen influencia significativa sobre el método analítico propuesto. Por

otra parte, con el diagrama de Pareto, es posible determinar el comportamiento de

estos factores, indicando si deben ser estudiados en un rango superior o inferior.


64

5.2.2 Diseño central compuesto (CCD)

El diseño central compuesto (CCD) es una superficie de respuesta que resulta de

la suma de un diseño factorial con puntos centrales, más un grupo de puntos

axiales (también llamados puntos estrella) que permiten estimar la curvatura del

modelo. Existen dos aplicaciones fundamentales para el CCD: a) estimar

eficientemente los términos de primer y segundo orden, b) modelar una variable

de respuesta con curvatura mediante la adición de puntos centrales y puntos

axiales para un diseño factorial hecho previamente3. También, son especialmente

útiles en los experimentos secuenciales porque a menudo se puede construir

sobre experimentos factoriales anteriores añadiendo puntos axiales y centrales. La

superficie de respuesta del CCD requiere 3 niveles para cada factor.

5.3 Validación

La validación es el estudio que se realiza para demostrar la capacidad de un

método analítico desarrollado, satisfaciendo de manera consistente los requisitos

para las aplicaciones analíticas deseadas4.

Los parámetros del método analítico que configuran el proceso de validación y que

le confieren las características que lo califican son descritos a continuación.

5.3.1 Linealidad

Es la capacidad del método analítico para obtener resultados directamente

proporcionales a la concentración o cantidad del analito en un rango definido. Se

determina mediante el tratamiento matemático de los resultados obtenidos en el

análisis del analito a diferentes cantidades o concentraciones. La selección del

rango y del número de puntos experimentales está estrictamente relacionada con

la aplicación del método5.

Los estimadores de regresión para un nivel de significación (α) dado (en la

mayoría de trabajos químicos α = 0.05 [5 %]) son:

a) Coeficiente de correlación (r): para que el método se considere lineal, el

coeficiente de correlación debe ser mayor que 0.999.


65

b) Pendiente: indica la sensibilidad del método y se expresa en unidades de

respuesta sobre unidades de concentración o cantidad del analito. La

sensibilidad analítica relaciona la aleatoriedad de la respuesta con la

aleatoriedad debida a la variación de la concentración, es inversamente

proporcional a la capacidad de detectar pequeñas diferencias en la

concentración del analito.

5.3.2 Rango lineal de trabajo

El intervalo o rango lineal de masas o concentraciones de un procedimiento

analítico es la amplitud entre las masas o concentraciones inferior y superior del

analito en la cual se puede determinar el analito con precisión, exactitud y

linealidad, utilizando el procedimiento tal como está descrito.

5.3.3 Límite de detección

El límite de detección (LD) representa la masa o concentración más baja de

analito que puede ser detectada en una muestra, con un nivel de confianza

determinado. El LD es calculado mediante la ecuación 1, según las

recomendaciones de la IUPAC6.

3 𝐷𝑆

𝑏= 𝐿𝐷 𝑒𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 1

Donde b, es la pendiente de la curva de calibración y DS, la desviación estándar.

La DS se obtiene comúnmente de al menos 10 señales analíticas del blanco de

reactivos.

5.3.4 Límite de cuantificación

El límite de cuantificación (LC) representa la cantidad más pequeña de analito que

puede ser cuantitativamente determinada en una muestra, con aceptable exactitud

y precisión. El LC es calculado mediante la ecuación 2, según las

recomendaciones de la IUPAC6.


66

10 𝐷𝑆

𝑏= 𝐿𝐶 𝑒𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 2

Donde b, es la pendiente de la curva de calibración y DS, la desviación estándar.

La DS se obtiene comúnmente de al menos 10 señales analíticas del blanco de

reactivos.

5.3.5 Precisión

La precisión refleja la medida en que los valores de una serie repetida de ensayos

analíticos que se realizan sobre una muestra homogénea, son semejantes entre

sí. Generalmente, es expresada como la desviación estándar relativa (RSD,

relative standard deviation, por sus siglas en inglés) en porcentaje, o también

como el coeficiente de variación (CV), también en porcentaje (Ecuación 3).

𝐷𝑆

𝑋100 = 𝐶𝑉 𝑜 𝑅𝑆𝐷 𝑒𝑐𝑢𝑎𝑐𝑖ó𝑛 3

Donde X es el promedio de las mediciones.

5.3.6 Repetitividad

La repetitividad es una estimación de la precisión de un método, cuando se

desarrolla bajo las mismas condiciones, utilizando la misma muestra, analizada

por el mismo analista, en el mismo laboratorio, con los mismos equipos y reactivos

y durante una misma sesión de trabajo. La repetitividad se expresa como % de

RSD o de CV. Este parámetro permite evaluar la incertidumbre en la estimación

de la media, es decir, el error aleatorio que se corresponde con la dispersión de

los datos alrededor de la media.

Su cálculo se lleva a cabo midiendo una concentración conocida de Pb con varias

repeticiones (n=10) en un mismo día.


67

5.3.7 Reproducibilidad

La reproducibilidad es la medida de la precisión de los resultados de ensayos

realizados sobre la misma muestra homogénea, pero ejecutados por diferentes

analistas o en diferentes días o con diferentes condiciones en el sistema

(diferentes membranas o cargas de resina) y se expresa con los mismos

parámetros que la repetitividad. Se espera que el CVo RSDen el estudio de la

reproducibilidad sea igual o mayor que el obtenido en el estudio de repetitividad

para la misma cantidad o concentración debido a la mayor fuente de error que

existe en la reproducibilidad5.

5.3.8 Exactitud

La exactitud indica la capacidad del método analítico para obtener resultados lo

más próximos posibles al valor verdadero. A diferencia de la precisión, que refleja

el error aleatorio, la exactitud refleja el error sistemático o la tendencia a él.

Cuando existen interferencias en el método por falta de selectividad (desviación

por exceso en los resultados), o cuando se trata de métodos analíticos muy

laboriosos, con varias etapas, (desviación por defecto en los resultados), el

método se considera inexacto. Para asegurar una buena exactitud, es necesario

eliminar los errores que no están sujetos a tratamiento estadístico (calibración o

control incorrectos de equipos), los errores inherentes a blancos de reactivos

(errores constantes) y los que dependen de la cantidad del analito presente

(errores proporcionales). La IUPAC6 propone al menos cuatro maneras de

establecer la exactitud de un método analítico, que en orden decreciente de

preferencia son:

a) Análisis de material de referencia certificado (CRM, Certified Reference

Materials)

b) Análisis de material de referencia (RM, Reference materials)

c) Uso de un método de referencia

d) Uso de ensayos de adición/recuperación


68

Un CRM es un material o sustancia que tiene una o varias de sus propiedades

establecidas para calibrar un aparato o instrumento, validar un método analítico, o

asignar valores a un material o sistema4. La elección de un CRM se basará en la

semejanza de la matriz con las muestras reales que estamos analizando en

nuestro laboratorio. Para verificar la trazabilidad, se analiza el CRM y luego se

comparan los resultados obtenidos con nuestro método analítico y el valor

asignado por el organismo competente al CRM.

Un RM es un material utilizado para ensayos interlaboratorios, el cual contiene una

cantidad del analito de interés establecida entre uno o varios laboratorios de

referencia.

Los métodos de referencia se hayan generalmente publicados como métodos

estándar o normas internacionales.

En el caso de los ensayos de adición/recuperación, se dará por satisfactoria una

recuperación de Pb menor que un ± 10 %, es decir resultados entre 90 y 110% de

recuperación.

5.3.9 Selectividad

La selectividad o especificidad de los sistemas propuestos será evaluada

mediante el estudio del efecto de adicionar iones interferentes a la determinación

de una concentración conocida de Pb. Se considerará que un elemento no causa

interferencias, cuando la recuperación de Pb se encuentre en un rango de entre

90 y 110%.


69

5.4 Metodología de trabajo

En este apartado se explica de forma detallada la metodología aplicada para el

desarrollo, optimización y validación de los métodos analíticos propuestos para la

determinación de plomo.

5.4.1 Evaluación de dos protocolos analíticos para la determinación de plomo por

inyección en flujo con generación de hidruros y detección mediante espectrometría

de fluorescencia atómica (FIA-HG-AFS) en muestras ambientales y biológicas

Se evaluaron dos protocolos analíticos para la determinación de plomo en

muestras ambientales y biológicas mediante un sistema de inyección en flujo con

generación de hidruros y espectrometría de fluorescencia atómica como sistema

de detección (FIA-HG-AFS). Los pasos que se siguieron en esta investigación se

resumen a continuación, y además se esquematizan en la Figura 5.2:

a) Optimización de los parámetros instrumentales y condiciones químicas para la

determinación de Pb en el sistema FI-HG-AFS, a través de una metodología

univariante.

b) Selección de un protocolo analítico que presente las mejores prestaciones para

la determinación de plomo.

c) Análisis de plomo en materiales de referencia certificados: BCR-610 (agua de

pozo) y SRM-2976 (tejido de almeja).

d) Aplicación de la técnica al análisis de plomo en muestras ambientales: agua

embotellada, agua de grifo, agua de manantial, agua de lluvia y agua de pozo y

muestras biológicas: sangre, suero y plasma humano.


70

e) Comparación del protocolo analítico seleccionado con otros métodos

previamente reportados en la literatura para la determinación de plomo.

Figura 5.2. Metodología utilizada en la determinación de plomo por FIA-

HG-AFS.

5.4.2 Evaluación del efecto de los agentes enmascarantes KI, 1,10-fenantrolina y

L-Cisteína en las interferencias producidas por As, Cr, Cu y Fe en la generación

del plumbano mediante un sistema FIA-HG-AFS

En una segunda etapa se llevó a cabo una evaluación y optimización del efecto de

KI, 1,10-fenantrolina y L-Cisteína como agentes enmascarantes del As, Cr, Cu y

Fe en la generación del plumbano. El sistema propuesto consta de un sistema de

inyección en flujo con generación de hidruros y espectrometría de fluorescencia

atómica como sistema de detección. En este caso la metodología de trabajo se

esquematiza en la Figura 5.3 y se describe a continuación:


71

a) Optimización de las concentraciones de los agentes enmascarantes.

b) Evaluación del efecto de los agentes enmascarantes (KI, 1,10-fenantrolina y L-

Cisteína) en la generación del plumbano en presencia de iones interferentes

(As, Cr, Cu y Fe).

c) Aplicación del método propuesto en un material de referencia certificado BCR-

610.

Figura 5.3. Metodología aplicada para el estudio de agentes

enmascarantes.

5.4.3 Desarrollo y validación de un método para la determinación de plomo por

espectrometría de fluorescencia atómica usando un sistema automatizado de

extracción/preconcentración (LOV-HG-AFS)

La metodología de trabajo se describe a continuación, y se muestra en la Figura

5.4.

c) Aplicación de agentes enmascarantes en materiales de referenciacertificados

Determinación de plomo en BCR-610 (agua de pozo) usando KI

b) Efecto de los agentes enmascarantes sobre los iones interferentes en la generación del plumbano

Agentes enmascarantes

KI, L-Cisteína, 1,10- Fenantrolina

Iones interferentes:

As +3,+5, Cu+2, Fe+3 y Cr+6

a) Optimización de las concentraciones de los agentes enmascarantes

KI (adicionado a la disolución de KBH4 )

L-Cisteína and 1,10-Fenantrolina (adición a las disoluciones estándar)


72

a) Diseño y construcción de un sistema para la SPE de plomo con la resina Pb-

resin, mediante el acoplamiento de las técnicas MSFIA y LOV, y utilizando

como detector un espectrofotómetro de fluorescencia atómica con generación

de hidruros (HG-AFS).

b) Optimización de las variables que se consideran importantes en la SPE (caudal

de retención, concentración y volumen de eluyente), a través de una

metodología multivariante.

c) Establecimiento de los parámetros analíticos del método propuesto (LOV-HG-

AFS) utilizando las condiciones óptimas obtenidas en la etapa anterior. Los

parámetros analíticos estudiados fueron curva de calibrado, rango lineal de

trabajo, coeficiente de correlación, RSD, límite de detección, límite de

cuantificación, frecuencia de análisis, repetitividad, etc.

d) Análisis de plomo en materiales de referencia certificados: BCR-610 (agua de

pozo), SRM-2976 (tejido de almeja) y SRM-1400 (ceniza de hueso).

e) Aplicación del método desarrollado al análisis de muestras ambientales (agua

de grifo, agua de presa y agua de pozo); muestras biológicas (dientes) y

muestras de alimentos (pescado).

f) Comparación entre el método LOV-HG-AFS propuesto con otros métodos

previamente reportados en la literatura para la determinación de plomo.


73

Figura 5.4.Metodología empleada para el sistema LOV-HG-AFS.

5.4.4 Sistema LOV-MSFIA-ICP-MS para la determinación de Pb

En esta etapa de la tesis se desarrolló un nuevo método automatizado, simple y

selectivo para la preconcentración y análisis isotópico de Pb a través de las

técnicas en flujo LOV-MSFIA con detección por ICP-MS, utilizando la resina Sr-

Resin. Esta resina tiene la capacidad de extraer y preconcentrar Pb y Sr, por lo

que durante el diseño del método se decidió aprovechar esta característica, y se

desarrolló un sistema para la extracción y preconcentración simultánea de ambos

elementos. Esto representa una ventaja adicional no solo por la determinación

simultánea de 2 analitos, sino también por hacer la detección con un ICP-MS, lo

que permite realizar análisis isotópico. La metodología de trabajo seguida se

describe a continuación y se esquematiza en la Figura 5.5:


74

a) Diseño y construcción de un sistema para la extracción/preconcentración de

Pb y Sr con la resina Sr-resin mediante las técnicas MSFIA y LOV, utilizando

como sistema de detección un ICP-MS.

b) Optimización de las variables que se consideran importantes en la SPE

(caudal de retención, concentración y volumen de eluyente), mediante una

metodología multivariante.

c) Establecimiento de los parámetros analíticos del método, operando el sistema

con los valores óptimos de cada variable obtenidos en la etapa anterior.

d) Análisis de plomo en un material de referencia certificado: SLRS-4 (agua de

río).

e) Aplicación de la técnica propuesta al análisis de muestras ambientales, tales

como agua de lluvia y filtro de partículas PM10.

f) Comparación entre el método LOV-MSFIA-ICP-MS propuesto con otros

métodos previamente reportados en la literatura para la determinación de

plomo.

Figura 5.5.Metodología empleada para el sistema LOV-MSFIA-ICP-MS.


75

5.5 Referencias

(1) Figard, S. The Basics of Experimental Design for Multivariate Analysis. SAS Global Forum.

2009, 1-15.

(2) Alpízar, J.; López, R.; Cerdà, V. Tratamiento de datos experimentales. Editor, Universitat de Les Illes Balears, Palma de Mallorca, España., 1997, Vol. 1, pp. 138-147.

(3) Montgomery, D.C.; Runger, G.C. Probabilidad y estadística aplicadas a la ingeniería. Editor, Fuentes Impresores, S.A. de C.V., México, D.F., 1996, pp. 893.

(4) Riu, J.; Boqué, R.; Maroto, A.; Rius, F.X. Materiales de referencia certificados. Técnicas de Laboratorio. 2000, 254, 591-594.

(5) Green, J.M. Peer reviewed: a practical guide to analytical method validation. Anal. Chem. 1996, 68, 305A-309A.

(6) Thompson, M.; Ellison, S.L.R.; Wood, R. Harmonized guidelines for single laboratory validation of methods of analyisis (IUPAC Technical Report). Pure Appl. Chem. 2002, 74, 835-855.


76

6 Determinación de Pb por FIA-HG-AFS

77

6

Determinación de plomo por inyección en flujo con

generación de hidruros-espectrometría de fluorescencia

atómica (FIA-HG-AFS) en muestras ambientales y

biológicas

Resumen

La generación del hidruro de plomo o plumbano (PbH4) fue optimizada a través de

un método simple de inyección en flujo acoplado a un espectrómetro de

fluorescencia atómica (HG-AFS), logrando la determinación de Pb a

concentraciones ultra-traza. El plumbano fue generado mediante dos métodos: en

el primero, una disolución al 5% (v/v) de H2O2 fue empleada como aditivo/oxidante

y una disolución 1.5% (m/v) de KBH4 como agente reductor preparada en 1.5%

(v/v) de HCl; en el segundo, una disolución 1.5% (m/v) de ferricianuro de potasio

(K3[Fe(CN)6]) se utilizó como aditivo/oxidante-sensibilizador, y una disolución 1%

(m/v) de KBH4 como reactivo reductor preparada en 1.5% (v/v) de HCl.

Variables como las concentraciones de reactivos, caudales, volúmenes de

muestra y reactivos fueron optimizadas previamente a la comparación de los

métodos antes mencionados. Los mejores resultados fueron obtenidos con

K3[Fe(CN)6], logrando un límite de detección de 0.03 g Pb L-1 y una RSD de

1.1%. El análisis de materiales de referencia certificados, tales como el SRM-2976

(tejido de almeja) y el BCR-610 (agua de pozo), fue llevado a cabo con el método


78

seleccionado con resultados satisfactorios en concordancia con los valores

certificados. La metodología desarrollada fue exitosamente aplicada a diferentes

muestras de agua, como agua grifo, agua de manantial, agua embotellada, agua

de pozo y agua de lluvia. Además, también fueron analizadas satisfactoriamente

muestras biológicas con matrices complejas, como sangre humana, plasma y

suero.

6.1 Sección experimental

6.1.1 Reactivos

Todos los reactivos utilizados fueron de grado analítico. Las disoluciones fueron

preparadas con agua desionizada mediante un sistema Millipore. El material de

vidrio fue sumergido en una disolución al 10% (v/v) de HNO3 y después de 12

horas fue enjuagado con agua desionizada.

Se prepararon disoluciones con diferentes concentraciones de Pb mediante la

dilución de una disolución estándar de 1000 mg Pb L-1, obtenida del CENAM

(Centro Nacional de Metrología, México). Se empleó una disolución 1.5% (v/v)

(0.18 mol L-1) de HCl como corriente portadora y para preparar las disoluciones

estándar.

El ácido nítrico (99.99 % w/w), ácido clorhídrico (36-38 % w/w), peróxido de

hidrógeno (H2O2, 30 % w/w), hidróxido de potasio (KOH, 87 % w/w), ioduro de

potasio (KI, 99.6 % w/w)y ferricianuro de potasio (K3Fe(CN)6, 99.5 % w/w), fueron

obtenidos de J.T. Baker (USA).

Dos agentes oxidantes fueron empleados para la generación del plumbano,

peróxido de hidrogeno (método PM) y ferricianuro de potasio (método FeM).


79

En el método PM, se preparó una disolución 1 % (m/v) de borohidruro de potasio,

KBH4 (98 %, Sigma Aldrich) en 0.2% (m/v) de KOH. Por otra parte, se adicionó

H2O2 a las disoluciones estándar, a fin de lograr una concentración final de 5%

(v/v) de peróxido de hidrógeno.

En el caso del FeM, se preparó una disolución 1 % (m/v) de KBH4 y 1.5%(m/v) de

K3(Fe(CN)6)en 0.2% (m/v) de KOH. Las disoluciones estándar se mantuvieron con

una concentración de 1.5% de HCl.

El KI fue adicionado como agente enmascarante dentro de la disolución reductora

a una concentración de 1.8% (m/v), para el análisis del material de referencia

certificado BCR-610 mediante el método FeM.

6.1.2 Preparación de muestras

En todos los casos, la concentración de HCl fue ajustada a 1.5 % para asegurar

una adecuada y eficiente generación del plumbano. Para la validación de la

metodología desarrollada se emplearon dos materiales de referencia certificados,

agua de pozo (BCR 610, Community Bureau of Reference BCR, Comisión

Europea) y tejido de almeja (SRM 2976, National Institute of Standards and

Technology, NIST, Gaithersburg, MD, USA). 0.5 g de SRM-2976 fueron pesados

dentro de un vaso de Teflón para microondas al cual se le agregaron 1.2 mL de

ácido nítrico concentrado y 3.5 mL de agua. Se utilizó una potencia de 300 W, una

presión de 350 psi a una temperatura de 210 °C, por 10 minutos. Después de un

procedimiento de digestión, la muestra fue aforada a 50 mL con una disolución de

1.5% HCl.

El BCR-610 fue acidificado a una concentración de 1.5% de HCl. Sin embargo, la

adición de 1.8 % (m/v) de KI como agente enmascarante dentro de la disolución

reductora (KBH4) fue necesaria para evitar interferencias ocasionadas por otros

iones presentes en el agua de pozo1. Todas las muestras de agua fueron filtradas

y analizadas de la misma manera que el BCR-610.


80

Para asegurar la precisión en las mediciones de Pb en matrices complejas como

la sangre, el pre-tratamiento de la muestra es el paso más crítico. Las muestras de

sangre fueron separadas en fracciones y el contenido de plomo fue analizado en

la sangre entera, el plasma y el suero. Estas tres fracciones fueron digeridas en un

microondas de digestión MARSx (CEM Corporation, USA). En este caso, se pesó

1 g de muestra y se adicionaron 10 mL de HNO3 concentrado. El digestor trabajó a

600 W de potencia, una presión de 350 psi, una temperatura de 210 °C y un

tiempo de digestión de 25 minutos. Después de la digestión, cada muestra fue

filtrada, secada y disuelta en una disolución de 1.5% HCl y llevada a un volumen

de 100 mL.

6.2 Procedimiento

6.2.1 Espectrómetro de fluorescencia atómica

Un espectrómetro de fluorescencia atómica (AF-640, Rayleigh Analytical

Instrument Corporation) se utilizó para la determinación de Pb. Este instrumento

cuenta con un separador gas-líquido (GLS), que permite la separación del

plumbano de la matriz acuosa de la muestra. La fuente de radiación (λ=283 nm)

es una súper-lámpara de cátodo hueco (Rayleigh Analytical Instrument

Corporation). Un esquema del sistema FIA acoplado al equipo de AFS se muestra

en la Figura 6.1. En las mediciones, la bomba peristáltica impulsa la disolución

reductora (KBH4) dentro del bucle de reacción y el carrier o la muestra entran

dentro del bucle de almacenamiento (HC, con longitud de 281.5 cm/ 1mm d.i.). La

bomba peristáltica se activa de nuevo y las dos corrientes son dispensadas a

través del bucle de reacción (RC, de longitud 27 cm/ 1 mm d.i.), donde la

generación del hidruro se lleva a cabo. La fase líquida y la gaseosa son

conducidas al GLS donde la fase líquida se descarta al desecho. Durante este

proceso, el hidruro volátil del plomo y el gas hidrógeno generado se transportan

mediante una corriente de argón de 400 mL min-1, hacia adentro del tubo del

atomizador y esta mezcla es atomizada. La temperatura del atomizador es


81

controlada por la computadora y dividida en seis modos: room temperature (no

existe calentamiento), 100, 200, 300, 400 y 450 °C. En la parte superior del

atomizador se encuentra montado un instrumento simple de auto-ignición el cual

es controlado por un bajo voltaje. La lámpara de alta intensidad emite su radiación

sobre los átomos de plomo en estado fundamental y se emite la señal de

fluorescencia, conocida como intensidad de fluorescencia, que es cuantificada en

un tubo fotomultiplicador (detector). La colección de datos y procesamiento así

como también todo el funcionamiento del instrumento fue llevado a cabo mediante

el programa del fabricante AF-640 1.3 (Figura 6. 2).

Figura6.1. Esquema del sistema FIA-HG-AFS para la determinación de plomo. Bucle de almacenamiento, HC ; bucle de reacción, RC; separador gas-líquido,

GLS.

Figura 6.2. La colección de datos y su procesamiento en el AFS.


82

6.3 Resultados y discusión

6.3.1 Optimización de las condiciones experimentales

Con la finalidad de lograr una metodología óptima en términos de una alta señal

analítica y una mejor precisión, se estudiaron algunos parámetros para ambos

métodos, PM y FeM. La optimización de variables fue llevada a cabo mediante un

estudio univariante.

Los parámetros del equipo AFS utilizados en ambos métodos, incluyendo el flujo

de argón, el tiempo de pre-lectura y el de lectura, fueron optimizados y resumidos

en la Tabla 6.1. Los valores de la corriente de la lámpara, corriente auxiliar y altura

del atomizador fueron aquellos recomendados por el manual del usuario del AF-

640.

Tabla 6.1. Parámetros instrumentales y condiciones químicas para la determinación de Pb en el sistema FIA-HG-AFS

Parámetro PM FeM

AFS

Temperatura del atomizador (oC) 100 Room temp.

Caudal del gas argón (mL min-1) 300 400

Tiempo de pre-lectura (s) 6 4

Tiempo de lectura (s) 24 22

Sistema FIA

Tiempo de carga de muestra (s) 10 8

Volumen de muestra (mL) 1.6 1.3

Caudal de carga de muestra (mL min-1) 10 8

Variables químicas

KBH4 %(m/v) 1.5 1

HCl %(v/v) 1.5 1.5

K3[Fe(CN)6] %(m/v) --- 1.5

H2O2 %(v/v) 5 ---

La temperatura del atomizador afecta la completa atomización del Pb del

plumbano2. Los modos de room temperature (temperatura alcanzada sólo con la


83

flama de hidrógeno), y 100, 200 y 300 °C (temperaturas adicionales a la

proporcionada por la flama de hidrógeno) fueron probados con el propósito de

encontrar la temperatura óptima de atomización. El método del FeM fue llevado a

cabo sin ningún incremento de temperatura en el atomizador (room temperature),

mientras que el método PM requirió una temperatura de 100ºC en el proceso de

atomización.

La influencia del volumen de muestra sobre la eficiencia en la generación del

plumbano fue probada para ambos métodos PM y FeM, en un rango de 0.3-2.4

mL. La señal analítica del Pb se incrementó linealmente cuando el volumen de

muestra fue en aumento hasta 2.1 y 1.6 mL para el PM y el FeM, respectivamente.

Sin embargo, un volumen alto reduce la frecuencia de análisis. Por ello, un

volumen de 1.6 mL (10 s de tiempo de carga) fue adecuado para el método PM,

mientras que 1.3 mL (8 s de tiempo de carga) fue seleccionado para el método

FeM. Además, estos valores fueron elegidos considerando los valores bajos de la

desviación estándar relativa de sus mediciones.

La altura de pico fue fuertemente dependiente del caudal de la muestra. Buscando

un compromiso entre la frecuencia, sensibilidad y precisión de las mediciones, el

caudal fue obtenido ensayando dentro de un rango entre 8 y 13 mL min-1 para PM

y 6 y 16 mL min-1 en el método de FeM. En ambos métodos la señal analítica del

plomo se incrementó linealmente con el incremento del caudal hasta 10 mL min-1,

y luego fue disminuyendo con caudales más altos. Esto puede ser debido a una

generación incompleta del plumbano, ya que altos caudales representan tiempos

de reacción cortos. Finalmente, un caudal de 10 mL min-1 fue seleccionado en

ambos métodos.

6.3.2 Variables químicas

La disolución de KBH4 fue utilizada con dos propósitos, primero como disolución

reductora y en segundo lugar para aportar hidrógeno, el cual es necesario para

mantener la flama de argón-hidrógeno. Bajas concentraciones de KBH4 podrían


84

ocasionar que la eficiencia en la generación del hidruro de plomo disminuya,

además de no proveer de suficiente hidrógeno a la flama de argón-hidrógeno. Por

otro lado, altas concentraciones (>2.5% m/v) incrementan la señal, pero conlleva a

la formación de un exceso de espuma y aerosol, lo que ocasiona un problema en

la separación del analito como hidruro volátil de la fase líquida. Además, el

consumo de reactivo también se incrementa. Algunos trabajos han reportado que

en la primera etapa de separación gas-líquido, la espuma puede ser atrapada

dentro del tubo del atomizador3. Por lo anterior, una concentración de 1.5 y 1%

(m/v) de KBH4 fue seleccionada para los métodos PM y FeM, respectivamente.

En el caso del método PM, un aumento en la concentración del H2O2 provoca un

incremento en la señal analítica de Pb, sin embargo la precisión de las mediciones

disminuye. Una disolución de 5% (v/v) de peróxido de hidrógeno fue seleccionada

como valor. En el caso del método FeM, una concentración de 1.5% (m/v) de

ferricianuro de potasio fue escogida como valor, dando la mayor sensibilidad

analítica y bajos valores de RSD.

Cabe señalar que se observó un aumento considerable en la señal analítica de 10

µg Pb L-1 con el uso de ferricianuro, ya que se incrementó seis veces en

comparación con aquella obtenida con el peróxido de hidrógeno en la

determinación de la misma concentración. Se ha reportado que la reacción del

THB con el ferricianuro de potasio forma especies intermediarias, las cuales

reaccionan eficientemente con el Pb permitiendo una fuerte mejora en la eficiencia

de generación del plumbano4. A continuación se muestra la reacción entre el

plomo y estas especies intermediarias.

Pb+2/Pb+4 + [LnBH4-n]m PbH4 + productos

Para mantener la estabilidad del sistema completo durante la generación del

hidruro de plomo, se recomienda emplear una misma concentración de HCl para

la corriente de la disolución portadora, muestras y estándares, lo cual favorecerá a

mantener la más alta sensibilidad5. En este trabajo la concentración óptima de HCl


85

fue obtenida ensayando dentro de un rango de 1-2.5% (v/v), de acuerdo con

trabajos realizados previamente5,6. De este modo, una concentración de 1.5% (v/v)

de HCl fue seleccionada para ambos métodos, PM y FeM, debido a que altas

concentraciones de ácido causan una disminución en la señal analítica del Pb.

6.3.3 Parámetros analíticos

Los parámetros analíticos fueron evaluados bajo las condiciones experimentales

óptimas y se encuentran resumidos en la Tabla 6.2. En ambos métodos, se

construyeron curvas de calibración. Se establecieron el rango lineal de trabajo, el

límite de detección y el límite de cuantificación, así como el coeficiente de

correlación y RSD. La RSD fue estimada a partir de 15 inyecciones consecutivas

utilizando un estándar 3 µg Pb L-1 para PM y 1.2 µg Pb L-1 para FeM.

Tabla 6.2. Parámetros analíticos en la generación del plumbano para los métodos PM y FeM.

Parámetros analíticos PM FeM

Límite de detección (µg Pb L-1) (n=10) 0.42 0.03

Límite de cuantificación (µg Pb L-1) (n=10) 1.4 0.1

Rango lineal (µg Pb L-1) 1.4 - 80 0.1 - 80

Coeficiente de determinación (R2) 0.9994 0.9986

Coeficiente de correlación (r) 0.9996 0.9992

RSD (%) (n=15) 7.1 1.1

Frecuencia de inyección (h-1) 53 70

6.4 Metodología seleccionada

La selección de la metodología más apropiada se hizo tomando en consideración

los parámetros optimizados del AFS, las variables químicas y los parámetros

analíticos. El ferricianuro de potasio mejora la señal analítica de plomo, además de

proveer de una mejor sensibilidad.


86

Se obtuvo un valor bajo en la RSD para el método FeM, indicando una mejor

precisión que la metodología utilizada en el método PM. Con el método FeM se

obtuvo una RSD de 1.1 % (n=15), más de seis veces menor que el método PM

(7.1% RSD, n=15). Además, un LD14 veces más bajo fue obtenido para el método

del FeM, LD=0.03 g Pb L-1, mientras que para el método PM fue de 0.42 g Pb L-

1. Por otra parte, el consumo de muestra y de disolución reductora fue menor para

el FeM que para el PM. Otras ventajas que presenta el FeM son que se obtuvo

una mayor frecuencia de análisis y que no se utilizó una temperatura extra en el

atomizador, mientras que el método del PM requirió una temperatura de 100 ºC

para el proceso de atomización. Considerando todas estas ventajas presentadas

por el método FeM, éste fue seleccionado como la mejor opción.

6.5 Análisis de material de referencia certificado

La exactitud del método analítico propuesto fue evaluada analizando dos

materiales de referencia certificados: agua de pozo (BCR-610) y tejido de almeja

(SRM-2976).

El análisis del BCR-610 fue afectado por la presencia de iones interferentes. Este

material contiene además de plomo, metales de transición (Al, Cu, Ni), otros

elementos formadores de hidruros como As y un elemento formador de vapor

químico como el Cd. Con la intención de resolver este problema, se adicionó

ioduro de potasio a la disolución reductora, ya que en trabajos previos se ha

reportado que el modo de adición del KI tiene una influencia significativa sobre su

efecto como agente enmascarante. Se observó un efecto de enmascaramiento se

observó cuando el KI fue adicionado a la disolución de THB, pero no cuando fue

adicionado a la muestra8. Se ha reportado que el KI puede enmascarar

interferencias causadas por Cu, debido a la formación de precipitados de CuI9. En

nuestro experimento, no se observó ningún precipitado. Sin embargo, el uso del KI

mejoró la señal analítica del plomo obteniéndose buenas recuperaciones de Pb en

el BCR-610. Estudios recientes sobre los mecanismos de la HG10, 11, sugieren que

existen diferentes interacciones entre los componentes del sistema de reacción del


87

hidruro de plomo (THB, aditivos, analito, interferente), los cuales pueden provocar

interferencias. En el Capítulo 7, se describen algunos de los posibles mecanismos

de interferencia en la generación del hidruro de plomo.

Los resultados obtenidos (7.13±0.25 y 1.1±0.2 mg Pb kg-1 para BCR-610 y SRM-

2976, respectivamente) estuvieron en concordancia con los valores certificados

(7.78±0.13 y 1.19±0.18 mg Pb kg-1 para BCR-610 y SRM-2976, respectivamente).

Una prueba t fue utilizada con el objetivo de comparar los datos experimentales y

las concentraciones certificadas, y no se encontraron diferencias significativas a

un nivel de confianza del 95%, para n=3.

6.6 Aplicación de la técnica FIA-HG-AFS para la determinación de plomo en

muestras biológicas y ambientales

La metodología seleccionada fue aplicada para la determinación de Pb en

muestras de agua, tales como: agua de grifo, agua embotellada, agua de pozo,

agua de manantial y agua de lluvia. También se analizó el contenido de plomo en

muestras de matriz compleja como sangre, plasma y suero.

Se llevaron a cabo ensayos en los que se adicionaron diferentes concentraciones

conocidas de plomo a las muestras, con el objetivo de evaluar las interferencias de

matriz en muestras reales (Tabla 6.3).

Se utilizó un método de calibración externa para cuantificar con el sistema FIA-

HG-AFS las concentraciones de plomo tanto en muestras ambientales como

biológicas. La Tabla 6.3 muestra las concentraciones adicionadas a cada muestra.

En todos los casos los porcentajes de recuperación estuvieron entre un 94 - 110

%. Estos resultados demuestran que el método seleccionado es capaz de

determinar concentraciones de plomo a niveles traza con excelente precisión.


88

Tabla 6.3. Determinación de plomo en matrices de muestras complejas mediante el método FeM y el sistema FIA-HG-AFS.

Muestra Adicionada (µg Pb L-1)

*Encontrada (µg Pb L-1)

Recuperación (%)

Agua de grifo

0 0.5±0.05 --

0.5 1.04±0.05 108

2 2.50±0.05 100

Agua de lluvia 0 0.16±0.05 --

0.5 0.67±0.07 102

2 2.10±0.05 97

Agua de pozo 0 0.16±0.07 --

0.5 0.64±0.06 96

2 2.04±0.06 94

Agua de manantial

0 <LC --

0.5 0.50±0.05 100

2 2.10±0.07 105

Agua embotellada

0 <LC --

0.5 0.50±0.007 100

1 0.97±0.04 97

Sangre humana

0 <LC --

2 2.05 ± 0.009 102

4 3.87 ± 0.02 97

6 6.10 ± 0.02 102

8 7.90 ±0.03 99

10 9.99 ± 0.02 100

Suero humano

0 0.117 ± 0.002 --

2 2.036 ± 0.002 96

4 4.078 ± 0.002 99

6 5.959 ± 0.016 97

8 7.740 ± 0.016 95

10 10.24 ± 0.04 101

Plasma

0 <LC --

2 2.2 ± 0.2 110

4 4.08 ± 0.19 102

6 6.01 ± 0.2 100

8 7.75 ± 0.07 97

10 10.25 ± 0.08 102

*Los resultados son expresados como la media de tres réplicas ± DS.


89

6.7 Comparación entre el método FeM mediante el sistema FIA-HG-AFS y

otros procedimientos

Como se puede observar en la Tabla 6.4, el LD y el rango lineal del método FeM

fueron mejores que otros métodos con HG-AAS7,12 y HG-AFS13. Sin embargo, en

algunos procedimientos se obtuvo el mismo o incluso un menor orden de magnitud

para el LD, como 0.016 y 0.003 µg Pb L-1 que en el método FeM6,14. A pesar de

presentar LDs menores, estos métodos requieren altos volúmenes de muestra

(11.7 y 10.5 mL) ya que utilizan procedimientos de preconcentración, reduciendo

al mismo tiempo la frecuencia de análisis. De este modo, en los casos en que no

se dispone de un gran volumen de muestra, especialmente en el análisis de

muestras biológicas, una de las ventajas del método FeM es el bajo consumo de

muestra (1.3 mL). Además, la disolución portadora utilizada en las

determinaciones de Pb fue el HCl, mientras que otros procedimientos utilizan

K3Fe(CN)6,12 el cual es más tóxico.

El rango lineal del método FeM estuvo entre 0.1–80 µg Pb L-1, permitiendo el

análisis de muestras en un amplio rango de concentraciones con una alta

sensibilidad. Además, otros parámetros analíticos fueron mejorados con el método

FeM, tales como el RSD (1.1 %) y la frecuencia de inyección de 70 h-1.

Tabla 6.4. Comparación entre el método FeM y otros procedimientos en la determinación de Pb mediante la generación de hidruros.

*Técnica analítica

LD (µg PbL-1)

RSD (%) F (h-1) VM (mL) Ref.

FIA-HG-AAS 0.3 3 -- 1 7

FIA-HG-AAS 0.4 3.8 70 0.75 12

FIA-HG-AFS 0.3 4.1 --- --- 5

SPE-HG-AFS 0.016 3.4 30 11.7 6

SPE-HG-AFS 0.003 3.8 15 10.7 14

FIA-HG-AFS 0.03 1.1 70 1.3 Trabajo desarrollado

*LD, límite de detección; RSD, desviación estándar relativa; F, frecuencia de inyección; VM,

volumen de muestra.


90

6.8 Comentarios finales

La metodología basada en el uso de ferricianuro de potasio como aditivo/oxidante-

sensibilizador en el sistema FIA-HG-AFS fue aplicada satisfactoriamente a

determinaciones de plomo a niveles traza en una gran variedad de muestras

ambientales y biológicas. Esto convierte al método propuesto en una atractiva

técnica analítica para la determinación de plomo con grandes ventajas, como

simplicidad y bajo costo. Además el método presenta un bajo LD, evita

procedimientos de preconcentración, presenta un amplio rango lineal y buena

precisión. También se comprobó que en la determinación de plomo mediante HG

es obligado el uso de aditivos (H2O2, K3Fe(CN)6, KI) para mejorar la eficiencia de

las reacciones por medio de especies intermediarias activadoras, evitando así

interferencias químicas que se pueden presentar en el análisis de plomo. La

adición de KI a la disolución reductora evitó las interferencias químicas en el

análisis del BCR-610. La aplicabilidad del método fue probada en el análisis de

muestras ambientales (agua de grifo, agua de lluvia, agua de manantial, agua

embotellada y agua de pozo) y en matrices biológicas (sangre, plasma, suero y

SRM-2976) con resultados satisfactorios.


91

6.9 Referencias

(1) Kumar, A. R.; Riyazuddin, P. Chemical interferences in hydride-generation atomic

spectrometry. Trends Anal. Chem. 2010, 29, 166-176.

(2) Elçi, L.; Arslan, Z.; Tyson, J.F. Determination of lead in wine and rum samples by flow

injection-hydride generation-atomic absorption spectrometry. J. Hazar. Mater. 2009, 162,

880-885.

(3) Wan, Z.; Xu, Z.; Wang, J. Flow injection on-line solid phase extraction for ultra-trace lead

screening with hydride generation atomic fluorescence spectrometry. Analyst. 2006, 131,

141-147.

(4) D'ulivo, A.; Onor, M.; Spiniello, R.; Pitzalis, E. Mechanisms involved in chemical vapor

generation by aqueous tetrahydroborate(III) derivatization: Role of hexacyanoferrate(III) in

plumbane generation. Spectrochim. Acta Part B. 2008, 63, 835-842.

(5) Karadjova, I.; Lampugnani, L.; D’ulivo, A.; Onor, M.; Tsalev, D. Determination of lead in wine

by hydride generation atomic fluorescence spectrometry in the presence of

hexacyanoferrate(III). Anal. Bioanal. Chem. 2007, 388, 801-807.

(6) Wu, H.; Jin, J.; Luo, M.; Bi, S.A simple and sensitive flow-Injection on line preconcentration

coupled with hydride generation atomic fluorescence spectrometry for the determination of

ultra-trace lead in water, wine, and rice. Anal. Sci. 2007, 23, 1109-1112.

(7) Carrijo, J.F.N.; Brasil, L.C.; Coelho, N.M. Determination of trace lead in waters by flow

injection hydride generation atomic absorption spectrometry. J. Brazil Chem. Soc. 2005, 16,

520-525.

(8) Agterdenbos, J.; Van Elteren, J.T.; Bax, D.; Ter Heege, J.P. The determination of selenium

with hydride generation AAS-IV. Application to coal analysis. Spectrochim. Acta. B. 1986, 41,

303-316.

(9) Agterdenbos, J.; Bax, D. Study of interferences by transition metal ions in hydride generation

atomic absorption spectrometry of antimony. Anal. Chim. Acta. 1991, 244, 129-134.

(10) D'ulivo, A.; Mester, Z.; Sturgeon, R.E. The mechanism of formation of volatile hydrides by

tetrahydroborate(III) derivatisation: a mass spectrometric study performed with deuterium

labelled reagents. Spectrochim. Acta Part B. 2005, 60, 423.

(11) Pitzalis, E.; Ajala, D.; Onor, M.; Zamboni, R. ;D'ulivo, A. Chemical vapor generation of Arsane

in the presence ofL-cysteine. Mechanistic studies and their analytical feedback. Anal. Chem.

2007, 79, 6324-6333.

(12) Berkkan, A.; Bingul, D.F.; Orbey, M.T. Development of method for the determination of lead

in teeth samples by flow injection hydride generation atomic absorption spectrometry in the

presence of K3Fe(CN)6, HNO3 and NaBH4. FABAD J. Pharm. Sci. 2011, 36 181-188.

(13) Zheng, L.; Lin, L.; Zhu, L.; Jiang, M. Investigation of cobalt interference on lead hydride

generation with tetrahydroborate(III) in the presence of hexacyanoferrate(III). Spectrochim.

Acta Part B. 2009, 64, 222-228.

(14) Tan, C.; Huang, X. Trace lead measurement and online removal of matrix interference in

geosamples by ion-exchange coupled with Flow Injection and Hydride Generation Atomic

Fluorescence Spectrometry. J. Autom. Method. Manag. 2009, 200, 1-7.


92

7 Agentes enmascarantes en la generación del plumbano

93

7

Evaluación del efecto de los agentes enmascarantes en

las interferencias producidas por As, Cr, Cu y Fe en la

generación del plumbano mediante un sistema FIA-HG-

AFS

Resumen

La determinación de plomo presenta generalmente problemas de interferencias

utilizando la técnica de generación de hidruros acoplada a un espectrómetro de

fluorescencia atómica. Con el objetivo de minimizar estas interferencias, el efecto

de agentes enmascarantes (MA, masking agent) como KI, L-cisteína y 1,10-

fenantrolina fue estudiado en ausencia y presencia de especies interferentes (As,

Cr, Cu y Fe). Las determinaciones de plomo fueron realizadas a través de la

técnica FIA-HG-AFS. La linealidad de las curvas de calibración no fue afectada por

la adición de los MA. El uso de KI en la disolución reductora disminuyó las

interferencias producidas por As y Cu. La adición de 1,10-fenantrolina mostró un

buen efecto sobre las interferencias causadas por As. El Cr y Cu fueron los

interferentes que causaron efectos más graves sobre la determinación del Pb. El

Fe no ocasionó ninguna interferencia en la señal de Pb, aún a concentraciones

muy elevadas. Se estableció el límite tolerable máximo para cada uno de los iones

interferentes. La exactitud del método analítico fue probada mediante la

determinación de niveles traza de plomo en un material de referencia certificado

(BCR-610, agua de pozo) y la adición de KI como MA.


94


7.1.1 Reactivos

Todos los reactivos utilizados fueron de grado analítico. Las disoluciones fueron

preparadas con agua desionizada mediante un sistema Millipore. El material de

vidrio fue sumergido en una disolución al 10% (v/v) de HNO3 (65%)y después de

12 h fue enjuagado con agua Millipore.

Las disoluciones estándar de Pb+2, As+3,+5, Cr+6, Cu+2 y Fe+3 fueron preparadas

mediante la dilución de una disolución estándar de 1000 mg L-1 de cada elemento.

Los estándares fueron adquiridos en el CENAM (Centro Nacional de Metrología,

México). Una disolución 1.5% (v/v) de HCl fue empleada como corriente portadora

y para preparar las disoluciones estándar.

La disolución reductora se preparó con borohidruro de potasio al 1 % (m/v) a partir

de KBH4 (98 %, Sigma Aldrich) y ferricianuro de potasio al 1.5% (m/v) en 0.2%

(m/v) de KOH.

La L-cisteína (97%, Sigma-Aldrich), 1,10-fenantrolina (99%, Sigma-Aldrich) y KI

(99.6%, J.T. Baker) fueron usados para preparar las disoluciones de agentes

enmascarantes. Las disoluciones de L-cisteína y de 1,10-fenantrolina fueron

adicionadas a las disoluciones estándar, mientras que el ioduro de potasio fue

adicionado a la disolución reductora KBH4.

El ácido clorhídrico (36-38 % w/w), hidróxido de potasio (87 % w/w) y ferricianuro

de potasio (99.5 % w/w) fueron adquiridos de J.T. Baker (USA).

7.2 Procedimiento


Un espectrómetro de fluorescencia atómica (AF-640, Beijing Rayleigh Analytical

Instrument Corporation) se utilizó para la determinación de plomo (véase sección

6.2.1. para una descripción detallada).


95

7.2.2 Condiciones de trabajo

La eficiencia de reacción de la generación de hidruros, el grado y la velocidad de

reacción del hidruro de plomo en la celda de separación, junto al transporte del

hidruro al detector dependen críticamente del ajuste de los parámetros químicos y

físicos. De esta manera, las condiciones de operación y reacción para la

generación del plumbano fueron optimizadas previamente (Capítulo 6) (Tabla 7.1).

La concentración de reactivos empleada fue de 1.5% para la disolución de

ferricianuro de potasio, 1% para la de borohidruro de potasio y 1.5% para la de

ácido clorhídrico.

Se llevaron a cabo diferentes modos de adición de los agentes enmascarantes, es

decir a la disolución reductora (KBH4) o directamente a la muestra. Los mejores

resultados fueron obtenidos cuando el KI fue adicionado a la disolución reductora

KBH4, mientras que en el caso de la L-cisteína y 1,10-fenantrolina los mejores

resultados se obtuvieron cuando fueron adicionadas a las muestras y estándares.

Tabla 7.1. Parámetros instrumentales y condiciones químicas para la determinación de Pb en el sistema FIA-HG-AFS.

Parámetros del AFS Condiciones químicas

Temperatura del atomizador (oC)

Room temp KBH4 1 % (m/v)

Caudal del gas argón (mL min-1)

400 K3Fe(CN)6 1.5 % (m/v)

Tiempo de pre-lectura (s) 4 Disolución portadora HCl

1.5 % (v/v)

Tiempo de lectura (s) 22 Muestra y estándares en HCl

1.5 % (v/v)

Tiempo de carga de muestra (s)

8

Volumen de muestra (mL) 1.3

Caudal de carga de muestra (mL min-1)

8


96

7.2.3 Concentraciones de los agentes enmascarantes (paso 1)

En primer lugar se probó el efecto de los MA sobre la señal analítica de plomo

(intensidad de fluorescencia) en ausencia de iones interferentes, sobre las curvas

de calibración que se construyeron entre 0 y 10 µg Pb L-1. Además, diferentes

concentraciones de MA fueron utilizadas en cada curva para evaluar la pérdida de

sensibilidad en el método, es decir, si la presencia de los agentes enmascarantes

causaba por si misma algún tipo de supresión en la señal. Con estos resultados,

una adecuada concentración de cada agente enmascarante fue seleccionada y

utilizada posteriormente en los experimentos.

7.2.4 Efecto de los agentes enmascarantes en la generación del plumbano

en presencia de iones interferentes (paso 2)

El efecto de los MA sobre la señal analítica de plomo fue probado en presencia de

diferentes concentraciones de los iones As, Cu, Cr y Fe, usando una disolución

estándar de 10 µg Pb L-1. Los niveles de concentración de cada ion interferente

fueron establecidos considerando su concentración en muestras ambientales y el

rango en el cual ellos podrían causar interferencias en la generación del hidruro.

Los porcentajes de recuperación fueron evaluados con el propósito de encontrar la

concentración máxima tolerable de estos iones interferentes. Cabe recordar, que

el criterio por el cual se considera que un elemento no interfiere es que la variación

respecto a la señal sin interferente sea menor que ± 10%. Finalmente, se

estableció la concentración máxima tolerable del interferente en presencia de los

agentes enmascarantes. La Tabla 7.2 muestra la metodología de trabajo utilizada

en cada experimento.


97

Tabla 7.2. Experimentos llevados a cabo entre los iones interferentes y los agentes enmascarantes.

Ion interferente Niveles de concentración (µg L-1)

Agente enmascarante (MA)

Arsénico

0, 100, 200, 300

Sin MA KI

L-Cisteína 1,10-Fenantrolina

Cobre

0, 300, 600, 1000

Sin MA KI


Cromo

0, 100, 200, 300

Sin MA KI


Hierro 0, 100, 200, 300, 600, 1000

Sin MA

7.2.5 Aplicación de los agentes enmascarantes en el análisis de un material

de referencia certificado (paso 3)

El uso de MA en la determinación de plomo por HG-AFS fue validado a través del

análisis de un material de referencia certificado BCR-610 (agua de pozo). Con el

propósito de enmascarar interferencias, se añadió KI a la disolución del

borohidruro (THB), mejorando las condiciones de reacción y obteniendo resultados

en concordancia con los valores de referencia certificados.


7.3.1 Optimización de las concentraciones de los agentes enmascarantes

En ausencia de especies interferentes, el KI produce una ligera mejora en la señal

analítica, la cual se incrementa conforme la concentración del KI va en aumento

(Figura 7.1), debido al rol catalítico del ioduro sobre el THB1. Estos resultados son

consistentes con los presentados en estudios previos sobre la generación del

hidruro de telurio2. Se seleccionó una concentración de 1.8% (m/v) de KI para


98

subsecuentes experimentos con iones interferentes, ya que a concentraciones

más altas de KI no se observó un mayor incremento en la señal analítica.

Los resultados mostraron que al mismo tiempo que la concentración de L-cisteína

se incrementaba, la sensibilidad del método disminuía, y los valores de los blancos

fueron cada vez más altos. Por lo tanto, buscando un compromiso entre la

sensibilidad y las interferencias de matriz, se seleccionó una concentración de

0.6% (m/v). La Figura 7.2, muestra las curvas de calibración construidas con

diferentes concentraciones de L-cisteína.

Figura 7.1. Curvas de calibración para plomo obtenidas en presencia de diferentes concentraciones de KI adicionadas a la disolución reductora.

Condiciones de reacción: 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5%(m/v) K3Fe(CN)6.

En el caso del agente enmascarante 1,10-fenantrolina, se eligió una concentración

de 0.03% (m/v), considerando que la pendiente correspondiente a cada curva de

calibración se mantuvo casi paralela a la curva de calibración en la que no se

utiliza 1,10-fenantrolina. Los resultados se muestran en la Figura 7.3.

0

220

440

660

880

1100

1320

1540

1760

0 2 4 6 8 10 12

Inte

nsid

ad

de

Flu

ore

sce

ncia

Concentración de Pb (µg L-1)

3.6 % (m/v)

1.8 % (m/v)

0 % (m/v)


99

Figura 7.2. Curvas de calibración para plomo obtenidas en presencia de diferentes concentraciones de L-cisteína. Condiciones de reacción: 1% (m/v)

KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5%(m/v) K3Fe(CN)6.

Figura 7.3. Curvas de calibración para plomo obtenidas en presencia de diferentes concentraciones de 1,10-fenantrolina. Condiciones de reacción: 1%

(m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v) K3Fe(CN)6.

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 2 4 6 8 10

1.6% (m/v)

1% (m/v)

0.6% (m/v)

0% (m/v)

Concentración Pb (µg L-1)

Inte

nsid

ad

de

Flu

ore

sce

ncia

0

200

400

600

800

1000

1200

0 2 4 6 8 10 12

Inte

nsid

ad

de

F

luo

resce

ncia

0.3 % (m/v)

0.03% (m/v)

0% (m/v)

Concentración de Pb (µg L-1 )


100

En resumen, las concentraciones de cada MA usadas en las pruebas para evaluar

su efecto sobre los iones interferentes en la generación del plumbano fueron: 1.8%

(m/v) KI, 0.6% (m/v) para L-cisteína y 0.03% (m/v) de 1,10-fenantrolina.

7.3.2 Efecto de los agentes enmascarantes en la generación del plumbano

Los efectos depresivos del As, Cr, Cu y Fe sobre la señal analítica (intensidad de

fluorescencia, FI) de una disolución estándar de 10 µg Pb L-1se muestran en las

Figuras 7.4 y 7.5. Se presume que el mecanismo de interferencias en la fase

líquida está basado en la reacción entre el THB y los iones metálicos3.

Es importante mencionar que los metales de transición como Fe, Cu y Cr también

puede formar especies volátiles mediante reacciones de generación de vapor

químico (Chemical Vapor Generation, CVG por sus siglas en inglés), y las

interferencias en la fase gas podrían ocurrir. Sin embargo, este trabajo de tesis

estuvo enfocado solamente en las interferencias en fase líquida y en sus

mecanismos de reacción más aceptados en la literatura.

En las siguientes secciones se discuten los resultados obtenidos en los

experimentos realizados para cada ión interferente y agente enmascarante.

7.3.2.1 Arsénico

En la reacción de generación del plumbano están implicadas las interacciones

entre el Pb, THB, K3Fe(CN6) y HCl. La presencia de Ar causó una perturbación en

este sistema de reacción ya que los porcentajes de recuperación de Pb

disminuyeron hasta 82% en presencia de 300 µg As L-1 (Tabla 7.3 y Figura 7.4).

Probablemente esto se debe a una “interferencia por agotamiento de THB”, es

decir el analito y el ion interferente compiten por las especies activadas del THB4.

Algunos sustratos analíticos como el As son más activos que otros elementos y

reaccionan con casi todas las especies intermediarias que forma el THB en el

medio de reacción2. Está bien documentado que la formación del plumbano se

debe a las reacciones que existen entre el Pb y boro-complejos. Estas especies


101

(boro-complejos) son formadas por la reacción que se lleva a cabo entre el THB y

el ferricianuro de potasio. Por lo tanto, la velocidad de reacción del plomo con

estas especies intermediarias juega un importante rol en la generación del

plumbano y en el mecanismo de interferencia. Entonces, una concentración

inadecuada de THB podría disminuir la eficiencia de formación de estosboro-

complejos intermediarios, afectando la reacción del hidruro de plomo.

Sin embargo, fue posible restablecer la señal analítica de plomo con la adición de

KI a la disolución reductora, obteniendo un 92% de recuperación. De este modo,

una concentración de 300 µg As L-1 fue seleccionada como la concentración

máxima tolerable. La adición de KI a la disolución reductora podría ocasionar una

interacción entre el KI y el As, por medio de reacciones redox5. Por otra parte, es

difícil considerar que pudo haberse llevado a cabo una interacción entre el KI y el

THB debido a que en los experimentos de optimización de concentración del KI,

no se observó ninguna o muy poca afectación en la linealidad de las curvas de

calibración en ausencia del interferente.

La L-cisteína no tuvo un efecto notorio como agente enmascarante. La señal

analítica de plomo fue disminuyendo en presencia de cada una de las

concentraciones de As probadas en los experimentos. Es importante mencionar

que existen dos mecanismos propuestos por medio de los cuales la L-cisteína

podría tener algún efecto enmascarante. En el primero de ellos, los complejos L-

cisteína-THB (formados con L-cisteína y la disolución reductora KBH4), podrían ser

los precursores que mejoran la eficiencia en la generación de hidruros. El otro

mecanismo es a través de los complejos L-cisteína-analito, que se forman a bajas

concentraciones de ácido, mientras que los compuestos L-cisteína-THB son

formados a pH elevados6, 7. Teniendo en cuenta las condiciones de baja acidez

para la formación de plumbano (0.18 mol L-1 de HCl), se infiere que no se podría

formar el complejo L-cisteína-THB. Además, tomando en cuenta que no se

observó un efecto de enmascaramiento para el arsénico, el complejo L-cisteína-

analito tampoco podría haberse formado.


102

La 1,10-fenantrolina tuvo un efecto igual al que presentó el uso del KI, mejorando

la intensidad de fluorescencia de plomo hasta en un 93% de una disolución que

contenía 300 µg As L-1.

7.3.2.2 Cromo

El mecanismo de interferencia propuesto para los metales de transición como el

Cr, considera que las reacciones entre el THB, el analito y la especie interferente

conducen a la formación de coloides metálicos/metal boranos. Estas especies

químicas tienen interacción con el hidruro del analito causando interferencias6.

El Cr es uno de los iones interferentes que causó interferencias más fuertes para

la generación del plumbano, ya que su presencia sólo permitió recuperaciones

entre 73-88% (Tabla 7.3 y Figura 7.4). Por otra parte, ningún MA fue efectivo en el

abatimiento de interferencias ocasionadas por las diferentes concentraciones de

Cr probadas (Tabla 7.3), ya que no existió una mejora en la señal analítica del

plomo. Sin embargo, el KI mostró una pequeña mejoría en la disolución que

contenía 300 µg Cr L-1 (90 % de recuperación).

Figura 7.4. Efecto de concentraciones de As y Cr en la intensidad de fluorescencia de Pb. Mediciones de altura de pico de 10 µg Pb L-1.

700

800

900

1000

1100

0 50 100 150 200 250 300

Inte

nsid

ad

de F

luo

rescen

cia

Concentración (µg L-1)

As

Cr

10 µg Pb L-1


103

7.3.2.3 Cobre

El cobre es reconocido como una especie capaz de producir severas

interferencias en la generación química de especies volátiles, especialmente en

elementos formadores de hidruros8. Además, el Cu también puede formar

especies volátiles y un aspecto importante es que en su determinación por CVG,

él se encuentra libre de interferencias, lo que facilita el análisis9.

Se obtuvieron bajas recuperaciones como resultado de la presencia de las

diferentes concentraciones de cobre probadas (Figura 7.5). Este hecho podría

deberse a que la presencia de cobre incrementa la velocidad de hidrólisis del THB

causando una formación incompleta del hidruro que se esté generando10, en este

caso del plumbano. Una interacción entre el THB y el Cu, puede explicar la

interferencia que el cobre causa en la generación del plumbano. En ella se

generan productos entre el THB y Cu, formando productos del interferente. Estos

a su vez, son capaces de capturar hidruros, en este caso a el plumbano,

provocando una interferencia llamada hidruro-producto de la interferencia5.

El uso del KI mejoró el límite máximo tolerable hasta 600 µg Cu L-1 (Tabla 7.3). En

trabajos previamente reportados en la literatura, algunos autores probaron que el

KI puede enmascarar la interferencia provocada por la presencia de iones de Cu,

debido a la formación y precipitación de CuI o debido a la posible presencia de

otras especies en la disolución, tales como cobre elemental, I2 o a la combinación

de ambas especies2,10,11. En este trabajo no se observó ningún precipitado. Por lo

tanto, en base a la literatura citada anteriormente, podría haberse llevado a cabo

una interacción entre el KI y Cu por medio de la formación de complejos o

reacciones redox, modificando tanto la estructura del aditivo como la del

interferente5, 8.

De igual forma que en el caso anterior, la L-cisteína no tuvo un efecto

enmascarante sobre las diferentes concentraciones de Cu estudiadas. Incluso se

obtuvieron señales analíticas por debajo de aquellas que se obtuvieron sin el uso


104

de la L-cisteína. Los resultados indican que no existió ningún tipo de interacción

favorable, si no que por el contrario tanto la presencia de la L-cisteína como la Cu

causaron un perturbación en la generación del hidruro de plomo.

Aunque en trabajos previos se reportó que el uso de 1,10-fenantrolina mejoró la

tolerancia al Cu en la determinación de arsénico y selenio12, en el presente

estudio, la 1,10-fenantrolina mostró un incremento fuera de rango en la señal

analítica del plomo, con recuperaciones que estuvieron fuera del límite tolerable de

concentración para las interferencias, establecido en un ± 10%. Los resultados

indican dos posibles interacciones: a) una interacción entre THB y la 1,10-

fenantrolina, lo cual modificaría el mecanismo y la cinética de la hidrólisis del THB;

b) una interacción entre la 1,10-fenantrolina y el Pb, en la cual la 1,10-fenantrolina

tendría un efecto sobre el mecanismo de la generación del hidruro y en el

mecanismo de la transferencia de fase8.

7.3.2.4 Hierro

El hierro no causó interferencias severas sobre la señal analítica del plomo,

incluso hasta una concentración probada de 1000 µg Fe L-1, la cual fue incluso

más alta que aquellas concentraciones encontradas en agua para beber y en agua

de rio. Los porcentajes de recuperación se mantuvieron por encima del 95 % en

todos los casos. Por lo tanto, no fue necesaria la adición de ningún agente

enmascarante (Tabla 7.4 y Figura 7.5).

7.4. Análisis de un material de referencia certificado

El material de referencia certificado BCR-610 (agua de pozo) fue utilizado como un

procedimiento final de la validación del método propuesto, usando KI como agente

enmascarante en la determinación de plomo. La prueba t fue aplicada con el

propósito de establecer la significancia estadística de los resultados.


105

Figura 7.5. Efecto de concentraciones de Cu y Fe en la intensidad de fluorescencia de Pb. Mediciones de altura de pico de 10 µg Pb L-1.

Primero, fue llevado a cabo un análisis directo del BCR-610, sin el uso de MA. Los

resultados mostraron diferencias significativas a un nivel de confianza del 95%,

entre el valor certificado de 7.78±0.13µg Pb L-1 y el valor obtenido de 6.58±0.07 µg

Pb L-1. La baja recuperación obtenida pudo deberse a que el BCR-610 contiene

concentraciones de 10.8 y 45.7 µg L-1 de As y Cu, respectivamente, entre otros

iones. Además, se obtuvieron dobles picos en la medición de plomo, lo cual es

típico de un fenómeno de interferencia causado porque una de las especies

interferentes es formada con una velocidad de reacción baja con respecto a la del

hidruro del analito13. Sin embargo, con el uso del KI como agente enmascarante,

se observó solamente un pico, y la concentración obtenida fue de 7.75±0.08 µg Pb

L-1, en concordancia con el valor certificado. Por lo anterior, se puede afirmar que

el KI es efectivo en el control de interferencias generadas por la presencia de

iones como As y Cu.

700

800

900

1000

1100

0 200 400 600 800 1000

Inte

ns

idad

de

Flu

ore

scen

cia

Concentración (µg L-1)

Cu

Fe

10 µg Pb L-1


106

Tabla 7.3. Resultados de los ensayos de recuperación de la señal analítica de 10 µg Pb L-1 usando As y Cu como

interferentes y los agentes enmascarantes KI, L-cisteína y 1,10-fenantrolina.

Concentración del ion interferente

(µg L-1)

IF sin MA Recuperación

(%)

IF con KI

Recuperación (%)

IF con

L-cisteína

Recuperación

(%)

IF con

1,10-fenantrolina

Recuperación (%)

Arsénico

0 1071±4 1036±2 1026±2 1089±12

100 997±3 93 1043±6 101 995±5 97 1097±7 101

200 988±7 92 968±5 93 844±9 82 1016±10 93

300 874.0±0.2 82 887±3 92 681±4 66 1009±8 93

Cobre

0 1071±9 1036±11 1026±2 1071±9

300 734±5 69 935±7 90 631±5 61 1442±17 135

600 842±7 79 842±7 90 627±25 61 1442±25 135

1000 719±4 67 719±4 85 477±2 46 1395±17 130

IF: Intensidad de Fluorescencia.

Mediciones reportadas como la media ± DS, (n=3).


107

Tabla 7.4. Resultados de los ensayos de recuperación de la señal analítica de 10 µg Pb L-1 usando Cr y Fe como

interferentes y los agentes enmascarantes KI, L-cisteína y 1,10-fenantrolina.

Concentración del ion interferente

(µg L-1)

IF sin MA Recuperación

(%)

IF con KI

Recuperación (%)

IF con

L-cisteína

Recuperación

(%)

IF con

1,10-

fenantrolina

Recuperación (%)

Cromo

0 1057±4 1036±11 950±4 1071±9

100 770±9 73 755±9 73 763±3 80 768±7 72

200 760±12 72 762±2 73 747±12 79 768±16 72

300 933±13 88 932±1 90 675±5 71 768±20 72

Hierro

0 1057 ± 4

100 1025 ± 16 96

200 1009 ± 13 95

300 1006 ± 8 95

600 1019 ± 17 96

1000 1009 ± 7 95

IF: Intensidad de Fluorescencia. Mediciones reportadas como la media ± DS, (n=3).


108


Se realizó la evaluación de los agentes enmascarantes y sus efectos en la

mitigación de interferencias en la HG del plomo, utilizando AFS como sistema de

detección. La sensibilidad del método no fue afectada con el uso del KI y 1-10-

fenantrolina, ya que no ocurrieron cambios en las pendientes de las curvas de

calibración para ambos MA. Por otra parte, la L-cisteína produjo altos valores en

los blancos, disminuyendo la sensibilidad y en general, no tuvo efecto para

ninguna concentración probada de los iones interferentes. Los iones interferentes

probados, As, Cu, y Cr, causaron interferencias en ausencia de los agentes

enmascarantes, excepto el Fe que no causó una interferencia severa sobre la HG

del Pb, incluso a altas concentraciones. El KI adicionado a la disolución reductora

(KBH4) disminuyó las interferencias de concentraciones de As y Cu. La 1,10-

fenantrolina tuvo el mismo efecto que el KI para As. Aunque la señal analítica del

Pb fue incrementada en presencia de iones de Cu con 1,10-fenantrolina, las

recuperaciones estuvieron fuera del rango tolerable de interferencias. Cu y Cr

fueron los interferentes más fuertes debido al hecho de que reducen

drásticamente la señal analítica del plomo. En el caso del cromo, la presencia de

agentes enmascarantes no tuvo efecto en la interferencia causada por este

elemento, excepto el KI, con el que se tuvo un ligero efecto positivo en la señal

analítica.

A modo de resumen, se concluye que es difícil inferir cómo el arsénico interfiere

en la generación del plumbano, sin embargo una “interferencia por agotamiento de

THB” podría haberse llevado a cabo. Por otra parte, las interferencias que causan

los metales de transición estudiados sobre la generación del hidruro de plomo,

pueden deberse a la formación de coloides metálicos/metal boranos y a su

interacción con el PbH4, considerando que existe un poco más de información

acerca de los mecanismos de interferencia de metales de transición.

El análisis de plomo a niveles trazas en el BCR-610 (agua de pozo) requirió del

uso del KI como agente enmascarante, con lo que se obtuvo un resultado


109

satisfactorio. El desarrollo de la presente investigación permite proporcionar

información actual y relevante sobre los agentes enmascarantes utilizados para

disminuir las interferencias en fase líquida en la generación de plumbano.

7.5 Referencias

(1) Agterdenbos, J.; Van Elteren, J.T.; Bax, D.; Ter Heege, J.P. The determination of selenium with hydride generation AAS-IV. Application to coal analysis. Spectrochim. Acta Part B: 1986, 41, 303-316.

(2) D'ulivo, A.; Gianfranceschi, L.; Lampugnani, L.; Zamboni, R. Masking agents in the determination of selenium by hydride generation technique. Spectrochim. Acta Part B. 2002, 57, 2081-2094.

(3) D'ulivo, A.; Lampugnani, L.; Zamboni, R. Interference of copper, silver and gold in the determination of selenium by hydride generation atomic fluorescence spectrometry: an approach to the studies of transition metal interferences. J. Anal. At. Spectrom. 1991, 6, 565-571.

(4) Campbel, A.D. A critical survey of hydride generation techniques in atomic spectroscopy. Pure Appl. Chem. 1992, 64, 227-244.

(5) Dedina, J.; Tsalev, D. L. Hydrides; Atomic absorption spectroscopy Wiley (Chichester England and New York). Reino Unido, Inglaterra. 1995, pp. 544.

(6) Kumar, A. R.; Riyazuddin, P. Chemical interferences in hydride-generation atomic spectrometry. Trends Anal. Chem. 2010, 29, 166-176.

(7) Pitzalis, E.; Ajala, D.; Onor, M.; Zamboni, R.; D'ulivo, A. Chemical Vapor Generation of Arsane in the Presence of l-Cysteine. Mechanistic Studies and Their Analytical Feedback. Anal. Chem. 2007, 79, 6324-6333.

(8) D'ulivo, A. Mechanism of generation of volatile species by aqueous boranes: Towards the clarification of most controversial aspects. Spectrochim. Acta Part B: At. Spectrosc. 2010, 65, 360-375.

(9) Sturgeon, R.E.; Liu, J.; Boyko, B.J.; Luong, B.T. Determination of copper in environmental matrices following vapor generation. Anal. Chem .1996, 68, 1883-1887.

(10) Agterdenbos, J.; Bax, D. Mechanisms in hydride generation AAS. Fresenius Z. Anal. Chem. 1986, 323, 783-787.

(11) Agterdenbos, J.; Bax, D. Study of interferences by transition metal ions in hydride generation atomic absorption spectrometry of antimony. Anal. Chim. Acta. 1991, 244, 129-134.

(12) Ek, P.; Huldén, S.T. Determination of arsenic an selenium. Talanta 1987, 34, 495-502.

(13) Welz, B.;Sperling, M. Atomic Absorption Spectroscopy. Wiley-VCH, Weinheim, Germany.1999.


110

8 Sistema LOV-HG-AFS

111

8

Determinación de plomo por espectrometría de

fluorescencia atómica usando un sistema automatizado

de extracción/preconcentración (LOV-HG-AFS)

Resumen

En este capítulo se presenta un método analítico para la determinación de plomo a

niveles traza en muestras ambientales y biológicas. El sistema está basado en el

uso de la técnica en flujo Lab-On-Valve, para la extracción y preconcentración de

plomo. Se realizó una extracción en fase sólida (SPE) usando la Pb-resin, que se

renueva y acondiciona con ácido nítrico (1 mol L-1) de forma automática. El analito

fue eluido con 1.3 mol L-1 de glicina y la detección se llevó a cabo con un

espectrómetro de fluorescencia atómica (AFS). Las variables químicas y de flujo

que afectaron la extracción/preconcentración de Pb+2, fueron investigadas

utilizando un enfoque multivariante. Primero se llevó a cabo un diseño factorial (2k)

para determinar las variables independientes y sus interacciones que tenían

influencia significativa sobre el método. Luego, se realizó una superficie de

respuesta con un diseño compuesto central (CCD) con el objetivo de encontrar los

valores óptimos de las variables que afectan significativamente la señal analítica.

La columna permite preconcentrar un amplio rango de volúmenes de muestra,

entre 1 y 100 mL. La cuantificación se llevó a cabo mediante curvas de calibración

másica, lo que permitió analizar muestras con un amplio rango de concentración

de Pb. Bajo condiciones óptimas, el límite de detección y cuantificación fue de

0.004 y 0.014 ng Pb2+, respectivamente. La repetitividad, evaluada como la


112

desviación estándar relativa (RSD) fue de 2.4% para 4 µg L-1 Pb2+ (n = 10). El

rango lineal de trabajo fue de 0.014-20 ng Pb+2. Una pequeña cantidad (0.6 g) de

Pb-resin fue sufiente para llenar la microcolumna del sistema LOV. La durabilidad

de la resina fue de 154 injecciones. La frecuencia de inyección varió entre 1 y 10

h-1, dependiendo del volumen de muestra a preconcentrar. Como parte final de la

validación de la metodología, se llevó a cabo el análisis de material de referencia

certificado, como el SRM-1400 (cenizas de hueso), BCR-610 (agua de pozo) y

SRM-2976 (tejido de almeja) y los resultados obtenidos estuvieron en

concordancia con los valores certificados. El sistema LOV propuesto también fue

exitosamente aplicado a diferentes muestras (muestras de agua, pescado y

dientes humanos) con recuperaciones satisfactorias, entre 90-110%. El sistema

propuesto tiene algunas ventajas como una buena sensibilidad y precisión,

reducción en los volúmenes de reactivos, alta durabilidad de la columna (160

inyecciones consecutivas) y la versatilidad de permitir el manejo de una gran

variedad de volúmenes de muestra.

8.1 Sección Experimental

8.1.1 Reactivos

Todos los reactivos utilizados fueron de grado analítico. Se utilizó agua

desionizada a lo largo de todos los experimentos realizados. El material de

laboratorio fue sumergido dentro de una disolución de ácido nítrico durante 12 h,

luego fue lavado con agua desionizada y secado. Las disoluciones estándar de

plomo fueron preparadas a partir de un estándar de 1000 µg L-1 Pb2+, el cual a su

vez se preparó a partir de una disolución de 1000 mg L-1 Pb2+, que se obtuvo del

Centro Nacional de Metrología, México (CENAM). El ácido nítrico (HNO3, 99.9%

w/w), ácido clorhídrico (HCl, 36-38% w/w) y ácido fluorhídrico (HF, 48% w/w),

fueron adquiridos de J.T. Baker, USA.

La microcolumna del LOV fue empacada con Pb-resin (50-100 µm), que se

adquirió de Eichrom Industries (Lisle, USA). Un prefiltro Millipore (USA) de fibra de


113

vidrio fue colocado a la salida de la columna a fin de retener las perlas de la

resina.

Una disolución de glicina con una concentración de 1.3 mol L-1, fue utilizada como

disolución eluyente y se preparó diluyendo 9.75 g de glicina (J.T. Baker) en 100

mL de agua desionizada. Para el acondicionamiento de la resina se utilizó HNO3

1mol L-1.

Para la detección de Pb por HG-AFS se utilizaron las siguientes disoluciones: 1%

m/v de borohidruro de potasio, KBH4 (Sigma Aldrich) en 0.2 % m/v de hidróxido de

potasio, KOH (J.T. Baker) y 1.5% de ferricianuro de potasio, K3[FeCN6] (J.T.

Baker).

El líquido portador y los eluatos obtenidos en la SPE fueron ajustados a una

concentración de 0.18 mol L-1 (1.5 %) de HCl.

8.1.2 Preparación de muestras

Utilizando el método propuesto LOV-HG-AFS se procedió a la determinación de

concentraciones de Pb en diferentes materiales de referencia certificados (CRM)

como el SRM-1400 (cenizas de hueso), BCR-610 (agua de pozo) y SRM-2976

(tejido de almeja).

El tejido de almeja (SRM-2976) fue obtenido del Instituto Nacional de Estándares y

Tecnología (National Institute of Standards and Technology, NIST, Gaithersburg,

MD, USA). Este material contiene altas concentraciones de arsénico, cobre, hierro

y zinc a niveles de µg g-1. Se digirieron tres réplicas de 0.5 g del SRM-2976

utilizando un equipo digestor de microondas modelo MarsX (CEM, USA). Para

ello, se adicionaron a la muestra 1.2 mL de HNO3 concentrado y 3.8 mL de agua

desionizada. El tiempo de digestión fue de 25 minutos, a una presión de 350 psi y

210 °C.


114

Las cenizas de hueso (SRM-1400) también fueron adquiridas en el NIST. Este

material consiste primordialmente de una matriz de fosfato de calcio con otros

elementos tales como aluminio, hierro, estroncio y zinc a niveles de µg g-1. La

preparación del SRM-1400 se llevó a cabo pesando 0.5 g de muestra por réplica

(n = 3), seguido de la adición de 9 mL de ácido nítrico concentrado y 1 mL de

ácido fluorhídrico concentrado. Las condiciones de digestión fueron las siguientes:

1200 W de potencia, 350 psi de presión, a 200 °C. El tiempo de digestión fue de

15 minutos (método 3052 de la EPA, US Agency of Environmental Protection).

Al término de cada digestión las muestras fueron filtradas y aforadas a un volumen

de 10 y 25 veces su volumen inicial para el SRM-2976 y SRM-1400,

respectivamente (Figura 9.1), considerando el ajuste de la concentración a 1 mol

L-1 de HNO3 en cada muestra.

El agua de pozo (BCR-610) se adquirió de la Oficina Comunitaria de Referencia

de la Comisión Europea (Community Bureau of Reference of the European

Commision, Bruselas, Bélgica). Este material contiene altas concentraciones de Al

y Cu a niveles de µg g-1 y en menor cantidad As y Cd. El BCR-610 fue introducido

directamente en el sistema propuesto sin ningún tratamiento de digestión,

únicamente se ajustó la concentración de ácido nítrico a 1mol L-1.

Las muestras de agua de pozo, potable y de presa, fueron preparadas y

analizadas de la misma manera que el BCR-610.

Se analizaron también muestras biológicas: dientes de humanos y pescado. Las

muestras de dientes provienen de un hospital regional ubicado en la ciudad de

Chihuahua, México. La extracción de piezas fue realizada por razones de

ortodoncia en niños entre 6-8 años. Los dientes tuvieron un tamaño de entre 3–5

mm de diámetro y un peso de entre 0.09–0.20 g y fueron procesadas de igual

forma que el SRM-1400, con un volumen final de dilución de 25 veces su volumen

inicial utilizando HNO3 1mol L-1.

Las muestras de músculo de pescado fueron recolectadas en la presa “La

Boquilla” ubicada en el sureste del Estado de Chihuahua. Los filetes de pescado


115

fueron refrigerados en bolsas de plástico. Su preparación consistió en adicionar a

0.5 g (n=3) de muestra en peso fresco, 10 mL de HNO3 concentrado antes de su

digestión por microondas. El procedimiento de digestión es similar a aquel

reportado por otros autores1 y se llevó a cabo con 300 W de potencia, 350 psi de

presión, a 210 °C, en un tiempo de 10 minutos. Luego, cada muestra fue filtrada y

llevada a sequedad en parrilla. Finalmente, se llevó a un volumen de dilución de

100 mL con HNO3 1 mol L-1.

8.2 Construcción del sistema y acoplamiento de instrumentos

8.2.1 Sistema en flujo y programa

El sistema de tuberías o manifold fue construido con tubos de tetrafluoroetileno

(0.8 mm d.i., Supelco, USA), incluyendo un bucle de almacenamiento (HC) de 6.3

m (1.5 mm d.i.) con una capacidad de 11 mL. El sistema de impulsión es una

jeringa de 10 mL (S1, Hamilton, Switzerland), la cual se conecta mediante el HC al

puerto central del LOV (Sciware Systems, Bunyola, España). La Figura 8.1

muestra el esquema del sistema desarrollado.

El LOV usado en este estudio consistió en una estructura de metacrilato montada

sobre una válvula de selección de ocho puertos laterales. Los microcanales del

LOV tienen una dimensión de 1.5 mm d.i. y 20 mm de longitud, excepto la

microcolumna la cual tiene 2.4 mm d.i. y 20 mm de longitud. El puerto central del

sistema LOV se conecta con los puertos periféricos (1–8) de la unidad y aspira

secuencialmente tanto los reactivos y la muestra como la resina, mediante el bucle

de carga.

El canal 6 del LOV sirvió como microcolumna, la cual fue automáticamente

empacada con una cantidad apropiada de Pb-resin (0.604 g) con el objetivo de

evitar la compactación y problemas de sobrepresión en el sistema. Para evitar el

escape de las perlas de la columna, se colocó un prefiltro de fibra de vidrio

(Millipore) al final de la misma. Una jeringa de plástico de 3 mL fue montada

verticalmente sobre el puerto 1 del sistema y utilizada como reservorio para la


116

resina. La configuración de los puertos periféricos del LOV fue la siguiente: en el

puerto 2 se colocó la muestra preparada en 1 mol L-1 de HNO3, en el puerto 3 la

disolución eluyente y de enjuague, es decir glicina 1.3 mol L-1, en el puerto 4 una

disolución de HCl 0.69 mol L-1, en el puerto 5 los desechos, en el puerto 7 la

disolución de HCl 0.69 mol L-1y en el puerto 8 la disolución acondicionadora HNO3

1 mol L-1. Las tuberías fueron de PTFE de 1.5 mm de d.i. Todos los equipos fueron

controlados automáticamente por el programa AutoAnalysis 5.0 (Sciware

Systems). Se conectó a la salida de la columna una válvula solenoide de tres vías

(V, Takasago Electronic, Inc., Japón). Cuando esta válvula está en la posición on,

el eluato es dirigido al colector de fracciones, mientras que la posición off dispensa

el contenido hacia el desecho.

La Figura 8.2 muestra una fotografía del sistema desarrollado LOV-AFS para la

determinación de Pb.

Figura 8.1. Esquema del sistema LOV-HG-AFS para la determinación de plomo:

(C) columna; (V) válvula solenoide; (HC) bucle de carga.


117

Figura 8.2. Fotografía del sistema LOV-HG-AFS para la determinación de plomo.


Se utilizó un espectrómetro de fluorescencia atómica (AF-640, Beijing Rayleigh

Analytical Instrument Corporation) para la medición de plomo. Véase sección 6.2.1

para una descripción detallada de este equipo.

8.3 Procedimiento analítico

El procedimiento analítico del sistema LOV-HG-AFS se resume en la Tabla 8.1 y

se describe a continuación. Primero, la Pb-resin fue tomada del reservorio de

resina (puerto 1) y automáticamente empacada en la microcolumna (puerto 6) y

posteriormente fue acondicionada con 3 mL de HNO3 1 mol L-1. Una vez que la

columna está lista, x mL de estándar o muestra (el volumen variará en función del

contenido de plomo) fueron cargados en la columna. Para llevar a cabo la

optimización del método se cargó 1 mL de estándar o muestra en cada ensayo. Si

el volumen de muestra es mayor que el volumen de elución, además de la

extracción del analito se realizará una preconcentración del mismo.


118

Durante la ejecución de estos pasos, la válvula solenoide (V) se posiciona en off,

dirigiendo los reactivos hacia el desecho. Una vez que el Pb fue retenido en la

columna, se procedió a eluir con 3 mL de una disolución 1.3 mol L-1 de glicina.

Luego se pasa un adecuado volumen de carrier (0.7 mL) para asegurar la limpieza

del tubo, evitar la contaminación y efectos de memoria entre muestras. En este

momento, la válvula solenoide se conmuta aposición on y el eluato es

dispensando hacia el recolector de fracciones. Se cargaron y enviaron 1.3 mL de

HCl 0.69 mol L-1al colector de fracciones, asegurando un volumen final de 5 mL y

una concentración de HCl de 0.18 mol L-1.

Finalmente, se realizó un paso de limpieza para evitar la contaminación de la

resina. Además, en el procedimiento de cambio de muestra, 1 mL de nueva

muestra (puerto 2) se aspira dentro de HC y se envían hacia el desecho (puerto 5)

con el objetivo de evitar efectos de memoria o dilución de la nueva muestra.

Cuando se requirió un cambio de resina, se reemplazó la gastada por resina

nueva de forma automática. La resina nueva se cargó del reservorio (puerto 1)

hacia el HC y luego fue dispensada al puerto 6 con V en la posición off (al

desecho) para llenar la columna.


119

Tabla 8.1. Procedimiento automatizado para la extracción y preconcentración de Pb.

Procedimiento Caudal (mL min-1)

Posición LOV

V

1. Carga de resina a) Carga de resina dentro de HC b)Empaquetamiento de la columna

16 2

1 6

off off

2. Acondicionamiento de la Pb-resin a) Carga 3 mL de 1 mol L-1 HNO3 dentro de HC b) Dispensa 3.2 mL de acondicionador en la

columna

16 2

8 6

off off

3. Carga de muestra a) Carga de x mL de muestra dentro de HC b) Dispensa x mL de muestra a través de la

columna

16 2

2 6

off off

4. Elución de Pb a) Carga 3 mL de 1.3 mol L-1 de glicina dentro de

HC b) Dispensa 3.7 mL de eluyente a través de la

columna

16 0.8

3 6

off on

5. Dispensa eluato al colector de fracciones 0.8 6 on

6. Adición de disolución de HCl a) Carga de 1.3 mL de 0.69 mol L-1 HCl dentro de

HC b) Dispensa 1.3 mL al colector de fracciones

16 16

4 7

on on

7. Lavado de la columna a) Carga de 1 mL de disolución enjuague dentro

de HC b) Dispensa 1.2 mL a través de la columna

16 2

3 6

off off

8. Cambio de muestra a) Carga x mL de muestra dentro de HC b) Dispensa x mL al desecho

16 16

2 5

off off

9.Eliminaciónde resina usada a) Carga de resina usada dentro de HC b) Eliminación de resina usada

2 16

6 5

off off

Inicia de nuevo el ciclo punto 1


120

8.4 Optimización de las condiciones experimentales

Las variables químicas y físicasdel sistema propuesto LOV-HG-AFS fueron

optimizadas utilizando un enfoque multivariante. El ácido que se empleó para el

acondicionamiento de la columna fue el ácido nítrico a una concentración de 1 mol

L-1, igual que en trabajos de investigación previos2, 3.

Primero, se llevó a cabo un screening, mediante un diseño factorial completo (2k)

de las variables independientes4,5, lo cual implicó realizar 11 experimentos. Las

variables potencialmente críticas para la extracción y preconcentración de Pb que

fueron tomadas en consideración, así como también sus rangos estudiados fueron

las siguientes: volumen de eluyente (3–4.5 mL), concentración de eluyente (0.1–1

mol L-1) y caudal de elución (0.6–2 mL min-1). Estos rangos fueron seleccionados

de acuerdo a experimentos previos.

La evaluación de los resultados del screening (tabla de ANOVA, el valor de p,y el

diagrama de Pareto) permitió la identificación de las variables que tienen influencia

significativa en la determinación de Pb (respuesta analítica) y descartar aquellas

cuyos efectos se pueden despreciar6.

Luego, se llevó a cabo un diseño de superficie de respuesta (diseño central

compuesto, CCD) para encontrar los valores críticos de las variables significativas.

Se incluyeron tres puntos centrales para identificar la pérdida de linealidad en el

centro del intervalo y evaluar la precisión, tanto en el screening como en el CCD.

El programa Statistica 6.0 se utilizó para el análisis multivariante.


121


8.5.1 Extracción y preconcentración de Pb sobre Pb-resin

La Pb-resin fue presentada comercialmente como un material altamente

extractante y selectivo7. Esta resina muestra una alta afinidad por el plomo en

medio ácido (1 mol L-1). Entre los metales que prácticamente no muestran afinidad

por la Pb-resin se encuentran el aluminio, calcio, hierro, magnesio, potasio, sodio y

titanio.

Algunos reactivos como el oxalato de amonio, citrato de amonio y glicina han sido

utilizados para extraer el Pb retenido sobre la Pb-resin7. La glicina es un

aminoácido de bajo precio, que posee grupos amino y carboxilo que comparten

pares de electrones con iones de metales8. En este trabajo, se utilizó la glicina

como reactivo eluyente.

Debido a que un amplio rango de volúmenes de muestra (entre 1 y 100 mL)

pueden ser cargados en la microcolumna, el sistema propuesto presenta una gran

versatilidad, permitiendo analizar muestras en un amplio rango de

concentraciones. Si el volumen de muestra es mayor que el volumen de elución,

se lleva a cabo tanto la extracción del analito como su preconcentración, lo cual

resulta muy conveniente cuando se analizan muestras ambientales. Por el

contrario, si el volumen de muestra es menor que el volumen de elución, se

produce la extracción así como también la dilución de la muestra.

Por lo tanto, el sistema propuesto permite el análisis de muestras con alta

variabilidad en su concentración de plomo, usando curvas de calibración másicas

para su cuantificación.

8.5.2 Condiciones óptimas de trabajo

En estudios preliminares se observó que el caudal de retenciónde la muestra

sobre la columna cargada con Pb-resin no tuvo influencia sobre la señal analítica


122

de plomo.Por otra parte, los resultados delscreening (diagrama de Pareto, la tabla

de ANOVA y el valor p) mostraron que todos los efectos de las variables fueron

significativos dentro del dominio experimental estudiado (Figura 8.3), presentando

una curvatura significativa. Sin embargo, el volumen de eluyente se fijó en 3 mL

para futuros experimentos ya que quedó condicionado por los parámetros de

operación del equipo de fluorescencia atómica.

Figura 8.3. Diagrama de Pareto efectos principales y su interacción.

Se observó un incremento en la señal analítica de Pb con el incremento de la

concentración del eluyente y la disminución del caudal de elución. La Tabla 8.2

muestra la matriz experimental del screening así como también la respuesta

analítica a cada experimento.

Por lo tanto, estas dos variables (concentración del eluyente y caudal de elución)

fueron optimizadas mediante una superficie de respuesta utilizando un diseño

central compuesto (CCD), manteniendo el dominio experimental tan amplio como

fue posible.


123

Tabla 8.2. Matriz experimental del screening y respuesta analítica de cada experimento.

Variables independientes Respuesta

Experimento Volumen de

Glicina (mL)

Concentración de Glicina (mol L-1)

Caudal de elución

(mL min-1)

Intensidad de fluorescencia

1 3 0.1 0.6 437.5

2 4.5 0.1 0.6 715.9

3 3 1 0.6 847.6

4 4.5 1 0.6 813.7

5 3 0.1 2 455.0

6 4.5 0.1 2 426.1

7 3 1 2 913.5

8 4.5 1 2 808.7

9 3.75 0.55 1.3 811.2

10 3.75 0.55 1.3 806.7

11 3.75 0.55 1.3 805.2

El nuevo rango de concentración de eluyente en el CCD fue establecido entre 0.5–

1.5 mol L-1, tomando en cuenta que altas concentraciones de glicina tienen una

influencia negativa en la señal analítica. Por otra parte, el rango del caudal de

elución fue similar al utilizado en el screening, debido a que el mínimo valor del

rango (0.6 mL min-1) es el mínimo caudal permitido por el motor a pasos y el

volumen de la jeringa, y el máximo valor (2 mL min-1), es el caudal más alto que no

causa sobrepresión sobre la columna. La Tabla 8.3 muestra el diseño

experimental y la respuesta analítica. Se realizaron un total de 11 experimentos,

incluyendo tres puntos centrales.

La tabla de ANOVA del CCD indica que solamente la concentración de glicina

tiene un efecto significativodentro del dominio experimental estudiado. Entonces,

el valor óptimo que provee la máxima señal analítica fue de 1.3 mol L-1 de glicina.


124

En el caso del caudal de elución, se seleccionó un valor de 0.8 mL min-1, debido a

que este valor presentó una menor RSD. Estas condiciones se utilizaron a lo largo

de todo el trabajo experimental.

Tabla 8.3. Matriz experimental del CCD y respuesta analítica de cada

experimento.

Variables independientes Respuesta

Experimento Concentración de Glicina (mol L-1)

Caudal de elución (mL min-1)

Intensidad de fluorescencia

1 0.5 0.6 792.7

2 0.5 2.0 823.5

3 1.5 0.6 921.3

4 1.5 2.0 942.4

5 0.5 1.3 796.4

6 1.5 1.3 937.0

7 1 0.6 904.4

8 1 2.0 935.9

9 1 1.30 891.7

10 1 1.30 936.1

11 1 1.30 902.6


Las curvas de calibración másicas (intensidad de fluorescencia versus masa de

plomo en ng) alcanzaron resultados estadísticamente satisfactorios, y= 50.0 ± 0.4x

– 33.0 ± 0.5 (r2= 0.9998, n=10). El rango lineal de trabajo quedó comprendido

entre 0.014 y 20 ng de Pb.

El límite de detección (LD) estimado para un volumen de muestra de 1 mL fue de

0.004 ng de Pb. Sin embargo, el LD también puede ser expresado en unidades de


125

concentración como 0.004 µg Pb L-1. El límite de cuantificación (LC) fue de 0.014

µg Pb L-1.

El método propuesto posee una alta versatilidad permitiendo gran variabilidad en

la carga de volúmenes de muestra (1-100 mL). Por lo tanto, es posible analizar

muestras ambientales en un amplio rango de concentración, es decir, de 1.4 x 10-4

- 20 µg Pb L-1. En comparación con trabajos previamente reportados en la

literatura, la metodología propuesta tiene un rango lineal mucho más amplio3,9,10.

Además, el método propuesto LOV-HG-AFS permite la renovación de la columna

de forma automática sin requerir la intervención del analista, lo que permite una

buena repetitividad y reproducibilidad.

La repetitividad del método expresada como un valor de RSD fue de 2.4% (n=10)

y se calculó a partir de la medición de 10 réplicas de un patrón de 4 ng de Pb, sin

el cambio de resina. El valor de la reproducibilidad fue de 5.8% (n = 5), y es

menor que los obtenidos en procedimientos manuales11, y fue calculadoa partir de

las señales analíticasobtenidas de una disolución estándar de 20 ng de Pb en

diferentes días de trabajo, cambiando elempaquetamientode resinaen la columna.

La Tabla 8.4 muestra los resultados obtenidos.

La durabilidad de la resina fue de 154 injecciones, y a partir de esa inyección es

recomendable desechar la resina usada y cargar nueva resina. El tiempo útil de

una sola carga de resina fue evaluado obteniendo la señal analítica de inyecciones

consecutivas de una disolución que contenía 20 ng de Pb. Al cabo de 154

inyecciones se obtuvo una recuperación del 92%.


126

Tabla 8.4. Parámetros analíticos del sistema LOV-HG-AFS.

Parámetros analíticos

Límite de detección (µg L-1) 0.004

Límite de detección (ng) 0.004

Límite de cuantificación (µg L-1) 0.014

Límite de cuantificación (ng) 0.014

Coeficiente de regresión (r2) 0.9998

Repetitividad (%) (4 ng Pb, n = 10) 2.4

Reproducibilidad (%) (20 ng Pb, n = 5) 5.8

Rango lineal de trabajo (ng) 0.014 - 20

Durabilidad de la resina (injecciones) 154

Volumen de muestra para la pre-concentración de Pb (mL) >100

Frecuencia de inyección (h -1)* 1-10

*depende del volumen de muestra a preconcentrar

La frecuencia de extracción estuvo dentro de un rango de 1 a 10 inyecciones por

hora, dependiendo del volumen de muestra cargado en la columna, 100 a 1 mL,

respectivamente. Estos valores sólo representan el tiempo de extracción del

analito y su preconcentración, ya que la frecuencia de inyección del AFS es de

100 inyecciones por hora. Es importante hacer hincapié en que la frecuencia que

permite el sistema desarrollado LOV-HG-AFS fue mejorada en comparación con

procedimientos manuales, de aproximadamente30 minutos por muestra11. Cabe

señalar que se ha reportado un procedimiento manualpara la extracción de plomo

que utiliza únicamente 0.03 g de resina11, mientras que el método propuesto

requiere una cantidad mayor de Pb-resin (0.6 g); sin embargo, en el caso del

sistema propuesto, la resina puede ser reusada 154 veces, con porcentajes de

recuperación de Pb por encima del 90%. Además, la metodología desarrollada

requiere la mitad de volumen de acondicionador (3 mL de HNO3, 1 mol L-1), en

comparación con otro procedimiento (HG-ICP-MS), en el cual también se utiliza

Pb-resin y se requieren 6 mL de HNO31 mol L-13.


127

8.6 Análisis de materiales de referencia certificados

Para completar la validación de la metodología utilizada en el presente sistema

automatizado, se analizaron tres materiales de referencia certificados: SRM-

1400(cenizas de hueso); BCR-610 (agua de pozo) y SRM-2976 (tejido de almeja).

Los valores certificados así como los valores obtenidos mediante tres réplicas de

cada material (n = 3) se presentan en la Tabla 8.5. Todos los valores fueron

expresados como la media ± la desviación estándar. La prueba t para la

comparación de medias reveló que no existen diferencias significativas a un nivel

de confianza del 95% entre los valores obtenidos con la metodología propuesta y

los valores certificados.

Tabla 8.5. Valores obtenidos mediante el sistema LOV-HG-AFS para tres materiales de referencia certificados.

CRM Valor certificado Valor obtenido (LOV-HG-AFS)

SRM-1400

(µg Pb g-1 cenizas de hueso) 9.07 ± 0.12 9.09 ± 0.10

BCR-610

(µg Pb L-1 agua de pozo) 7.78 ± 0.13 7.8 ± 0.3

SRM-2976

(µg Pb g-1 tejido de almeja) 1.19 ± 0.20 1.1 ± 0.2

Resultados expresados como el valor de la media ± DS (n = 3).


128

8.7 Análisis de muestras biológicas y ambientales

La aplicabilidad y versatilidad del método propuesto fue probada en la

determinación de plomo en muestras de dientes y en muestras de pescado (Tabla

8.6). Se adicionaron dos niveles de concentraciones conocidas de Pb, 0.8 y 4 µg

Pb L-1 para dientes, mientras que para pescado se añadieron 0.8 y 8 µg Pb L-1.

Tres réplicas de cada adición de plomo fueron llevadas a cabo. En todos los casos

los porcentajes de recuperación de plomo estuvieron en el rango de 90–110%, por

lo que se demostró que el método es fiable para la determinación de Pb a nivel de

trazas con una buena exactitud.

El alto contenido de calcio de las muestras de dientes y de la muestra certificada

de cenizas de hueso, no interfirió con la señal analítica de plomo, debido a la alta

selectividad de la Pb-resin para la retención de Pb. Por otra parte, se ha reportado

que el sodio y el calcio tienen poco o ningún efecto sobre la retención de Pb

incluso a concentraciones de ambos elementos de hasta 1 mol L-17.

Teniendo en cuenta que el Pb se encuentra a concentraciones muy bajas en

muestras de agua, se hicieron pasar a través de la columna 25 mL de agua de

pozo y agua del grifo, con el propósito de conseguir un factor de pre-concentración

de 5 para ambas muestras. En el caso de la muestra de agua de presa, se

preconcentró un volumen de 100 mL en el sistema propuesto, logrando un factor

de pre-concentración de 20. Los porcentajes de recuperación obtenidos estuvieron

dentro del rango de 90-105 % de recuperación de Pb.


129

Tabla 8.6. Análisis de muestras de dientes, pescado fresco y agua.

aResultados expresados como el valor de la media ± DS (n=3).

b25 mL de muestra preconcentrada.

c100 mL de muestra preconcentrada.

8.8 Comparación entre el sistema LOV-HG-AFS y otras metodologías en la

determinación de Pb

En la Tabla 8.7 se muestra una breve revisión de diversos métodos reportados

previamente en la literatura. En general, se puede afirmar que la mayoría de los

métodos requieren procedimientos relativamente complicados y consumen

demasiado tiempo12, o implican el uso de agentes enmascarantes en la

Muestras Nombre de la muestra

Adicionado (µg L-1)

Encontradoa (µg L-1)

Recuperación %

Dientes

E40 0 1.1± 0.3 ---

0.8 1.95± 0.10 110

4 4.81± 0.10 93

E30 0 1.09± 0.2 ---

0.8 1.8± 0.2 91

4 4.84± 0.10 94

MF7 0 1.6± 0.5 ---

0.8 2.4± 0.5 108

4 5.15± 0.10 90

Pescado

1 0 0.8±0.3 ---

0.8 1.5 ± 0.3 108

8 9.1± 0.6 102

2 0 0.98± 0.02 ---

0.8 1.7±0.3 94

8 8.38±0.04 92

3 0 1.8 ± 0.3 ---

0.8 2.6 ± 0.5 99

8 10.4 ± 0.2 107

Agua

bAgua de pozo

0 0.48± 0.20 0

4 4.21 ± 0.30 93 bAgua de grifo

0 0.62 ± 0.04 0

2 2.70± 0.20 105 cAgua de presa

0 1.12 ± 0.20 0

4 4.70 ± 0.40 90


130

generación del hidruro de Pb. Además, en la mayoría de los casos, la purificación

de los reactivos es obligatoria antes de la detección del Pb10.

A diferencia de los procedimientos que se enumeran en la Tabla 8.7, el método

propuesto tiene las ventajas de la simplicidad y la selectividad dadas por la

automatización del método y el uso de la resina selectiva. La automatización del

sistema desarrollado se lleva a cabo mediante la técnica de análisis en flujo LOV,

permitiendo que sea altamente preciso.

El LD del sistema LOV-HG-AFS fue similar al obtenido por algunos métodos

anteriores en los que la unidad de generación de hidruro fue acoplada a las

técnicas ICP-MS y AFS como sistemas de detección10,13. Sin embargo, el LD del

método presente resultó ser mejor que los obtenidos con procedimientos de

preconcentración9,12,14. Además, el LD del sistema propuesto fue mejorado en

comparación con los límites de detección obtenidos por ICP-OES. Por lo tanto, la

combinación del LOV con la HG y el AFS como detector mejoraron el LD hasta

650 veces (Tabla 8.7)12.

Por otra parte, se obtuvo una buena precisión debido al elevado grado de

automatización de la metodología propuesta. El rango lineal de trabajo fue más

amplio que los métodos mencionados anteriormente3,9,10,13. Además, considerando

que el LOV-HG-AFS es un sistema cerrado, se evita tanto la pérdida como la

contaminación de la muestra en cualquier paso del protocolo analítico.

Es importante resaltar que se requiere una cantidad mínima de resina y su

renovación en la microcolumna se realiza de forma automática. Cabe señalar que

el sistema LOV- HG- AFS permitió la carga de un volumen de muestra en la

columna de entre 1-100 mL, permitiendo el análisis de plomo tanto en matrices de

muestras ambientales como biológicas, en un amplio intervalo de concentración.

Por otra parte, el consumo de reactivos y gas argón del sistema propuesto fue

menor en comparación con procedimientos en los que se utiliza el ICP- MS3,10.


131

Tabla 8.7. Comparación del sistema LOV-HG-AFS con trabajos previamente reportados en la literatura basados en procedimientos de preconcentración usando diferentes detectores.

Sistema de detección

SPE LD (µg L-1)

RSD (%) Rango lineal de trabajo (µg Pb L-1)

Tipo de muestra Ref.

HG-ICP-MS *NA 0.008 0.4-6.3 0.02 – 5 Aguas costeras 10

HG-AFS D401 resina 0.0031 3.8 0 – 10 Muestras geológicas 13

FI-ICP-MS Pb-resin 0.02 --- 0.1-10 Agua de río y mar 3

ICP-OES Pb-01 Analig

2.6 --- 100-1000 Matriz concentrada de electrodos de níquel en soluciones de desecho

12

ETAAS PSTH-cpg 0.012 3.2 0.1-10 Agua de mar y muestras biológicas

9

DPASV Mercury film 0.43 3.14 1-100 Muestras de agua 15

LOV-HG-AFS Pb-resin 0.004 2.4 0.014-20 Muestras ambientales de agua, tejido de hueso y pescado

Trabajo desarrollado

*NA: no aplica.


132


El uso de la técnica de análisis en flujo LOV junto con una resina de extracción

selectiva y la espectrometría de fluorescencia atómica como sistema de detección,

presentó grandes ventajas en la determinación de plomo. Estas incluyen no

solamente la automatización de las etapas de extracción/preconcentración del

analito, sino también de la renovación y acondicionamiento de la resina. Se obtuvo

un LD comparable con procedimientos que utilizan un ICP-MS, pero con un equipo

mucho más económico, considerando los costos y el funcionamiento. El rango

lineal de trabajo del método propuesto y el volumen variable de muestra que

puede ser cargado en la columna le da una mayor versatilidad, permitiendo el

análisis de muestras en un amplio rango de concentración de Pb, ya que se puede

alcanzar un factor de preconcentración de 20. La aplicabilidad del método

desarrollado fue probada con el análisis de muestras ambientales (agua potable,

de pozo y agua proveniente de una presa); matrices biológicas complejas (dientes

y pescado); y materiales de referencia certificados (BCR-610, SRM-2976 y SRM-

1400) con resultados satisfactorios. El método propuesto ofrece excelentes

prestaciones analíticas, como alta sensibilidad y un elevado grado de

automatización respecto a métodos manuales. Además, la alta selectividad de la

Pb-resin debe ser destacada, ya que muestras con matrices complejas fueron

analizadas sin interferencias de otros metales. Otra ventaja que provee el uso de

la técnica del LOV es la gran reducción en el consumo de muestra y reactivos,

reduciendo al mismo tiempo la generación de desechos o residuos, contribuyendo

de esta manera a la llamada “química verde”.


133

8.10 Referencias

(1) Leal, L.O.; Elsholz, O.; Forteza, R.; Cerdà, V. Determination of mercury by multisyringe flow injection system with cold-vapor atomic absorption spectrometry. Anal. Chim. Acta. 2006, 573-574, 399-405.

(2) Tatsuya, S.; Hiroyuki, T.; Yoshihiro, H.; Yoichi, I.; Koichi, O. On-line preconcentration and determination of lead in iron and steel by Flow Injection-Flame Atomic Absorption Spectrometry. Anal. Sci.2 000, 16, 513-516.

(3) Tatsuya, S.; Yoshihiro, H.; Koichi, O. On-line preconcentration and determination of traces of lead in river-water and seawater by Flow Injection-Flame Atomic Absorption Spectrometry and ICP-Mass Spectrometry. Anal. Sci. 2002, 18, 351

(4) Araujo, P.; Brereton, R. Experimental design I. Screening. Trends Anal. Chem. 1996, 15, 26-31.

(5) Escudero, L.; Cerutti, S.; Olsina, R.; Salonia, J.; Gasquez, J. Factorial design optimization of experimental variables in the on-line separation/preconcentration of copper in water samples using solid phase extraction and ICP-OES determination. J. Hazard. Mater. 2010, 1-3, 218-223.

(6) Lundstedt, T.; Seifert, E.; Abramo, L.; Thelin, B.; Nyström, A.; Pettersen, J.; Bermang, R. Experimental design and optimization. Chemom. Intell. Lab. Syst. 1998, 42, 3-40.

(7) Horwitz, P.; Dietz, M.L.; Rhoads, S.; Felinto, C.; Gale, N.H.; Houghton, J. A lead-selective extraction chromatographic resin and its application to the isolation of lead from geological samples. Anal. Chim. Acta. 1994, 292, 263-273.

(8) Chen, C.Y.; Chiang, C.L.; Chen, C.R. Removal of heavy metal ions by a chelating resin containing glycine as chelating groups. Sep. Purif. Technol. 2007, 54, 396-403.

(9) Vereda, E. A.; Siles Cordero, M.T.; García de Torres, A.;Cano Pavón, J.M. Lead ultra-trace on-line preconcentration and determinationusing selective solid phase extraction and electrothermal atomic absorption spectrometry: applications in seawaters and biological samples. Anal. Bioanal. Chem.2006, 385, 1178-1185.

(10) Yilmaz, V.; Arslan, Z.; Hazer, O.; Yilmaz, H. Selective solid phase extraction of copper using a new Cu(II)-imprinted polymer and determination by inductively coupled plasma optical emission spectroscopy (ICP-OES). Microchem. J. 2014, 114, 65-72.

(11) Er, C.; Filiz Senkal, B.; Yaman, M. Determination of lead in milk and yoghurt samples by solid phase extraction using a novel aminothioazole-polymeric resin. Food Chem. 2013, 137, 55-61.

(12) Rahman, I.M.M.; Furusho, Y.; Begum, Z.A.; Izatt, N.; Bruening, R.; Sabarudin, A.; Hasegawa, H. Separation of lead from high matrix electroless nickel plating waste solution using an ion-selective immobilized macrocycle system. Microchem. J. 2011, 98, 103-108.

(13) Tan, C.; Huang, X. Trace Lead Measurement and Online Removal of Matrix Interference in Geosamples by Ion-Exchange Coupled with Flow Injection and Hydride Generation Atomic Fluorescence Spectrometry. J. Autom.Method. Manag. 2009, 2009, 1-7.

(14) Wang, Q.; Zhao, H.; Chen, J.; Gu, K.; Zhang, Y.; Zhu, Y. Adverse health effects of lead exposure on children and exploration to internal lead indicator. Sci. Total Environ. 2009, 407, 5986-5992.

(15) Wang, Y.; Liu, Z.; Hu, X.; Cao, J.; Wang, F.; Xu, Q.; Yang, C. On-line coupling of sequential injection Lab-On-Valve to differential pulse anodic stripping voltammetry for determination of Pb in water samples. Talanta. 2009, 77, 1203-1207.


134

9 Sistema LOV-MSFIA-ICP-MS

135

9 Método automatizado para el análisis isotópico

simultáneo de plomo y estroncio (LOV-MSFIA-ICP-MS)

Resumen

Se desarrolló un método automatizado, sensible y rápido para la preconcentración

simultánea y en línea de plomo y estroncio mediante una microcolumna empacada

con Sr-resin y utilizando un ICP-MS como detector. El sistema propuesto acopla

las técnicas de análisis en flujo Lab-On-Valve (LOV) y el análisis por inyección en

flujo multijeringa (MSFIA). El plomo y el estroncio son directamente retenidos en la

columna y eluidos con una disolución de 0.05 mol L-1 de oxalato de amonio. Los

límites de detección logrados fueron de 0.04 ng para Pb y 0.03 ng para Sr. Se

emplearon curvas de calibración másicas, ya que el sistema propuesto permite el

uso de diferentes volúmenes de muestra para preconcentrar. Los rangos lineales

de trabajo estuvieron entre 0.13 y 50 ng para Pb y 0.1 y 50 ng para el Sr. La

repetitividad del método expresada como RSD, fue de 2.1% y 2.7% para Pb y Sr,

respectivamente. Se analizaron muestras ambientales como agua de lluvia y filtros

con material particulado (PM10), así como también un material de referencia

certificado SLRS-4 (agua de río), obteniendo recuperaciones entre un 90 y un

110% para ambos analitos. Las principales características del sistema LOV-

MSFIA-ICP-MS propuesto son la capacidad de renovar la resina utilizada en el

proceso de extracción en fase sólida de forma completamente automatizada. Cabe

destacar la elevada estabilidad de la columna la cual puede ser reutilizada hasta

160 veces, así como también el potencial para permitir el análisis isotópico.


136


9.1.1 Reactivos

Debido a la elevada sensibilidad que presenta el ICP-MS, y por tanto a la facilidad

de contaminación, todos los reactivos utilizados fueron de grado analítico ultra

puros; el agua utilizada fue de calidad Millipore, y todo el material fue

cuidadosamente lavado y limpiado, sumergiéndolo en 10% (v/v) de HNO3 durante

12 h, después fue enjuagado con agua Millipore.

El ácido nítrico (65% w/w) fue comprado a Scharlau (Barcelona, España), así

como también las disoluciones estándar de Pb, Sr, Ag y Bi (1000 mg L-1 en 2% de

HNO3) para ICP, las cuales fueron utilizadas para preparar las disoluciones

diluidas para los análisis cuantitativos. Se adicionaron estándares internos para Pb

(109Ag) y Sr (209Bi), con el objetivo de corregir los posibles ruidos o desviaciones en

las mediciones del instrumento.

La columna del LOV fue empacada con Sr-resin (50-100 μm) adquirida en Triskem

Industries (Francia). Los prefiltros de fibra de vidrio Millipore (Madrid, España)

fueron utilizados para retener las perlas de la resina en la microcolumna. Se utilizó

una disolución 2 mol L-1 de HNO3 para acondicionar la columna.

Una disolución 0.05 mol L-1 de oxalato de amonio monohidratado (Scharlau) fue

empleada como reactivo eluyente y se preparó disolviendo 3.55 g de oxalato de

amonio en 500 mL de agua.


137

9.1.2 Preparación de las muestras

Las muestras de agua de lluvia y de material particulado fueron analizadas usando

el método propuesto. Las muestras de agua fueron filtradas mediante filtros de

nylon de 0.45 μm de tamaño de poro (Figura 9.1).

Figura 9.1. Procedimiento de preparación de muestras.

En el caso de las muestras de PM10, los filtros que contenían el material

particulado (Figura 9.2) fueron digeridos usando un equipo de digestión por

microondas Milestone (MLS-47100 StartD). A cada filtro, se le adicionó un

volumen de 8 mL de HNO3 concentrado y 2 mL de H2O2 para su digestión. Se

analizó también un material de referencia certificado de agua de río SLRS-4

(Institute for National Measurement Standards, Canadá). Para asegurar la

retención del plomo y el estroncio en la columna empacada con Sr-resin, todas las

muestras fueron preparadas en 2 mol L-1 de HNO3.


138

Figura 9.2. Filtro de partículas (PM10.).

9.2 Construcción del sistema y acoplamiento de los instrumentos

9.2.1 Sistema en flujo y programa

En la Figura 9.3 se muestra un esquema del sistema propuesto LOV-MSFIA. El

LOV (Sciware Systems, Bunyola, España) es de metacrilato y cuenta con ocho

micro-canales (1.5 mm d.i. /16 mm de longitud), excepto la columna de micro-

extracción la cual tiene dimensiones de 2.8 mm d.i. y 16 mm de longitud. Esta

estructurase encuentra montada encima de una válvula de selección de ocho

posiciones (SV; Crison Instruments, Barcelona, España). El puerto central del LOV

se comunica con los puertos periféricos (1-8) de la unidad y está conectado a una

jeringa de vidrio de 10 mL (S1) (Hamilton, Switzerland) por medio de un bucle de

almacenamiento (HC1), que tiene la función de aspirar secuencialmente los

reactivos necesarios para la extracción de los analitos. El canal 1 del LOV sirve

como columna y se empaca de manera automática con una cantidad de 0.035 g

de Sr-resin, a fin de evitar la compactación y sobrepresión en el sistema. Para

mantener las perlas de la resina dentro de la cavidad de la columna se colocó un

pequeño prefiltro (Millipore) al final de la misma, de forma que también permitiera

pasar libremente los reactivos a través de la columna. Se montó verticalmente una


139

jeringa de 5 mL de plástico sobre el puerto 6 del LOV como reservorio de la Sr-

resin.

Figura 9.3. Sistema propuesto LOV-MSFIA-ICP-MS.

La configuración de los puertos es la siguiente: en el puerto 2 se colocó la

disolución de enjuague, 0.05 mol L-1 de oxalato de amonio; en el puerto 3 la

muestra preparada en 2 mol L-1 de HNO3; en el puerto 4 la disolución

acondicionadora de la resina, 2 mol L-1 de HNO3; en el puerto 5 la disolución de


140

eluyente, 0.05 mol L-1 de oxalato de amonio; y el puerto 7 se conectó al recipiente

de residuos.

El sistema MSFIA consiste básicamente de una bureta que puede tener hasta 4

jeringas (BU 4S; Crison Instruments, España) con velocidades de flujo

programables. El MSFIA utilizado en este trabajo estaba equipado con tres

jeringas de vidrio de 10 (S1), 1 (S2) y 10 mL (S3) (Hamilton, Switzerland). S1

contenía agua destilada y fue conectada al puerto central del LOV, S2 contenía la

disolución de estándares internos, es decir Ag y Bi. La jeringa S3, que también

contenía agua, fue empleada en la detección en modo on-line y conectada a uno

de los puertos periféricos de la válvula de inyección (VI). Cada jeringa tiene a la

cabeza una válvula solenoide de tres vías (N-Research, USA), la cual facilita la

aplicación de los esquemas de multiconmutación, es decir la posición on aspira los

fluidos hacia el interior del sistema y la posición off lleva los reactivos a los

reservorios (Figura 9.4).

Figura 9.4. Fotografía del sistema LOV-MSFIA-ICP-MS.


141

Además, se utilizó una válvula de inyección (Crison Instruments, España)

integrada en el mismo módulo junto con la válvula de selección, para direccionar

los flujos en la forma deseada. Por ejemplo, “posición de carga” permite que la

muestra se cargue dentro del bucle de almacenamiento (HC2), mientras que

“posición de inyección” permite dispensar la muestra al recolector de muestras en

modo de detección off-line (Figura 9.4), pero también al ICP-MS (modo de

detección on-line). Una bomba peristáltica (PP) fue utilizada para conducir el flujo

e introducir la muestra en el ICP-MS.

El sistema de tuberías o manifold fue construido con tubos de PTFE incluyendo un

bucle de almacenamiento de 6 m (HC2), con una capacidad de almacenamiento

de 3 mL y un bucle de reacción (KRC) de 0.062 m, con un volumen de 0.030 mL.

Este último bucle (KRC) es un bucle anudado que mejora la mezcla de reactivos y

muestra gracias a los flujos toroidales conseguidos por las curvaturas de la

tubería. El bucle de almacenamiento (HC1) conectado al LOV fue construido de

igual forma con tubo de PTFE de 1.5 mm d.i. y 6.25 m de longitud, almacenando

11 mL. Todas las conexiones fueron hechas con conectores PVDF, excepto la

conexión en T, la cual fue hecha de metacrilato.

El control operacional de todos los instrumentos fue llevado a cabo usando el

programa AutoAnalysis 5.0 (Sciware Systems).

9.2.2 Instrumento ICP-MS

Los análisis cuantitativos fueron hechos utilizando un ICP-MS (Elan DCR, Perkin-

Elmer). El sistema de introducción de muestra consistió en una bomba peristáltica

multicanal, un nebulizador de flujo cruzado (Perkin-Elmer) y una cámara de spray

Scott. Los parámetros instrumentales se muestran en la Tabla 9.1. La optimización

de la metodología propuesta se realizó para 88Sr y 208Pb ya que estos isótopos

tienen la mayor abundancia relativa en la naturaleza, 82.58% y 52.4%,

respectivamente. Con el objetivo de corregir las desviaciones instrumentales,


142

109Ag y 209Bi fueron utilizados como estándares internos. Por lo tanto, las tasas

entre las cuentas de 88Sr/109Ag y 208Pb/209Bi fueron utilizadas como señal analítica.

Tabla 9.1. Parámetros instrumentales del ICP-MS.

Condiciones de operación off line on line

Potencia de radio frecuencia

1100 W 1100 W

Flujo de gas argón plasma 15 mL min-1 15 mL min-1

Auxiliar 1.2 mL min-1 1.2 mL min-1

Nebulizador 0.95 mL min-1 0.95 mL min-1

Adquisición de parámetros

Tiempo de espera 0.05 s 0.05 s

Todos los análisis

Modo de escaneo Peak-hop transient Peak-hop transient

Puntos por lectura 20 15

MCA canales por pico

1 1

Resolución/amu

10% máximo pico

0.7 0.7

Procesamiento de señal

Procesamiento de señal estable promedio

Procesamiento de señal transitoria promedio

Lecturas por réplica 1 1

Réplicas 3 4

Lecturas de línea base

0 5

Isótopos determinados

88Sr, 87Sr, 86Sr

208Pb, 207Pb, 206Pb, 204Pb

88Sr, 87Sr, 86Sr

208Pb, 207Pb, 206Pb, 204Pb

Estándar interno 109Ag, 209Bi 109Ag, 209Bi

La metodología propuesta fue probada en modo on-line y en modo off-line. El ICP-

MS fue utilizado para la cuantificación y las determinaciones isotópicas de Pb y Sr,

y fue puesto en modo de señal en estado estacionario “steady state signal mode”


143

para la detección off-line (Figura 9.5) y en modo de señal transitoria “transient

signal mode” para la detección on-line (Fig. 9.6).

Figura 9.5. Modo de señal en estado estable del ICP-MS (modo off-line).

Figura 9.6. Modo de señal transitoria del ICP-MS (modo on-line).

Cuando el sistema en flujo fue acoplado al ICP-MS, este instrumento fue

controlado mediante un dispositivo periférico del sistema LOV-MSFIA usando el

programa del AutoAnalysis. La sincronización del ICP-MS con el sistema LOV-


144

MSFIA se logró a través de una salida que se encuentra en la parte posterior de la

bureta de la multijeringa. Un relé de interfaz (Sciware Systems) fue utilizado como

disparador de los eventos del ICP-MS.

9.3 Procedimiento analítico

El acoplamiento del LOV y el MSFIA permitió la extracción y preconcentración

simultánea de Pb y Sr, y su posterior detección en un ICP-MS se hizo en los

modos off-line y on-line. El procedimiento analítico del sistema LOV-MSFIA-ICP-

MS está resumido en la Tabla 9.2 y brevemente descrito a continuación. Primero

la columna se carga con Sr-resin de forma automática, y posteriormente es

acondicionada con 1 mL de una disolución 2 mol L-1 de HNO3. La válvula de

inyección se encuentra en posición de carga direccionando los reactivos al

desecho. Una vez que la columna está lista, x mL de estándar o muestra son

dispensados a través de la columna. El Pb y el Sr son retenidos en la columna

para luego ser simultáneamente eluidos con una disolución 0.05 mol L-1 de oxalato

de amonio. Posteriormente, 0.026 mL de la disolución de Ag y Bi es mezclada con

el eluato en el KRC. Hasta este momento, la válvula de inyección está en posición

de carga permitiendo que el eluato y los estándares internos se mezclen

perfectamente dentro de HC2. Luego, la válvula de inyección se activa (en modo

de inyección) y así la mezcla del eluato y los estándares internos es direccionada

al recolector de muestra a través de S3 (detección off-line) o mediante la bomba

peristáltica directamente al ICP-MS (modo on-line).Finalmente, se lleva a cabo una

etapa de limpieza a fin de evitar la contaminación de la columna, y asegurar y

alargar la vida de la misma. Para hacer el cambio de muestra y evitar los efectos

memoria, 1 mL de nueva muestra (puerto 3) es aspirada dentro de HC1, y 2 mL

son descargados al desecho (puerto 7). Cuando se requiere un cambio de resina,

la columna es regenerada reemplazando las perlas de la resina automáticamente.


145

Tabla 9.2. Procedimiento automático para la extracción y preconcentración simultánea de Pb y Sr.

MSFIA: S1, H2O; S2, disolución de Ag y Bi; Válvula de inyección (VI), en “carga” significa hacia el desecho, en “inyecta” significa hacia el recolector de fracciones. *ICP-MS: una bomba peristáltica conduce el flujo

Procedimiento

Posición LOV

S1 S2 Caudal (mL min

-1)

VI

Detección Off line (Steady signal mode)

Carga de resina

a) Carga de resina dentro de HC1 6 On Off 1.5 Carga

b) Llenado de columna 1 On Off 2 Carga

1. Acondicionamiento de Sr-resin

a) Carga de 1 mL de of HNO3, 2 mol L-1

dentro de HC1

4

On Off 10 Carga

b) Dispensa 1.3 mL de acondicionador dentro de la columna

1 On Off 2 Carga

2. Carga de muestra

a) Carga de x mL muestra dentro de HC1 3 On Off 10 Carga

b) Dispensa x mL de muestra a través de la columna

1 On Off 2 Carga

3. Elución de Pb y Sr

a) Carga de 2.6 mL de 0.05 mol L-1

oxalato de amonio en HC1

5 On Off 10 Carga

b) Dispensa 2.6 mL de eluyente a través de la columna

1 On On 1.3 Carga

c) Adición simultánea del estándar interno (0.26 mL de disolución de Ag y Bi)

1 On On 1.3 Carga

4. Carga dentro del bucle de almacenamiento (HC2)

1 On On 1.3 Carga

5. Inyección al recolector de muestras 1 Off Off 1.3 Inyectar

6. Enjuague de columna

a) Carga de 1.5 mL de disolución de enjuague

2 On Off 10 Carga

b) Dispensa a través de la columna 1.7 mL 1 On Off 2 Carga

7. Cambio de muestra

a) Carga de 0.5 mL de nueva muestra dentro de HC1

3 On Off 10 Carga

b) Descarga 1 mL al desecho 8 On Off 10 Carga

8. Reemplazo de resina

a) Carga de resina gastada dentro de HC1 1 On Off 2 Carga

b) Descarga de Sr-resin usada 8 On Off 10 Carga

c) Carga de nueva Sr-resin dentro de HC1 6 On Off 1.5 Carga

d) Llenado de columna 1 On Off 2 Carga

Detección on-line (transient signal mode)

Pasos del 1 al 5 son los mismos

6. Inyección al ICP-MS 1 Off Off 1.3 Inyectar

a) Tiempo de espera 300 s 1 Off Off 1.3 Inyectar

b) Lectura de isótopos

Pasos del 7 al 9 son los mismos


146

La resina usada es cargada dentro de HC1 y enviada al desecho, entonces la

nueva resina es cargada desde el reservorio (puerto 6) al bucle de

almacenamiento HC1y dispensada al puerto 1 (columna) con la válvula de

inyección en posición de carga (desecho) para el llenado de la columna.

9.4 Optimización de condiciones experimentales

Con la finalidad de optimizar las condiciones de operación del sistema LOV-

MSFIA-ICP-MS propuesto, se llevaron a cabo una serie de experimentos usando

una metodología de optimización multivariante. El medio ácido de la muestra fue

establecido en una concentración de 2 mol L-1 de ácido nítrico, según lo

recomendado en trabajos previamente reportados1,2. Esa misma concentración fue

utilizada para el acondicionamiento de la columna.

Primero se realizó un screening de las variables independientes mediante un

diseño factorial (2k)3,4, implicando 19 experimentos. El rango para cada factor fue

seleccionado de acuerdo con resultados obtenidos en experimentos previos. Por

lo tanto, las variables que fueron consideradas potencialmente críticas para la

extracción y preconcentración de Pb y Sr fueron las siguientes: concentración del

eluyente (rango estudiado: 0.005−0.07 mol L-1), volumen de eluyente (rango

estudiado: 1−3 mL), caudal de retención o de carga de muestra (rango estudiado:

0.6−2 mL min-1) y caudal de elución (rango estudiado: 0.6−2 mL min-1).

La evaluación de los resultados del screening (tabla del ANOVA, valor p, diagrama

de Pareto, etc.), permitió la identificación de las variables y/o sus interacciones

que tuvieron una influencia significativa en la determinación de Pb y Sr, y además

descartar a aquellas con efectos insignificantes5.

Posteriormente, se realizó una superficie de respuesta con un diseño central

compuesto (CCD) con el objetivo de encontrar los valores críticos de las variables

significativas. Tres puntos centrales fueron incluidos para identificar las


147

irregularidades en el modelo, como pérdida de linealidad en el centro del intervalo.

El programa Statistica 6.0 fue empleado para el estudio multivariante. Todos los

experimentos de optimización fueron llevados a cabo en modo de detección off-

line.


9.5.1 Condiciones óptimas de trabajo

Los resultados de los experimentos llevados a cabo en el screening (tabla de

ANOVA, valor p, diagrama de Pareto, etc.), mostraron que el caudal de retención

no tuvo influencia significativa en la señal analítica de Pb y Sr dentro del dominio

experimental (Figuras 9.7 y 9.8).Sin embargo, se observó un pequeño incremento

en las señales analíticas a un caudal de retención de 1.3 mL min-1, así que este

valor fue establecido para futuros experimentos. Las otras tres variables

(concentración del eluyente, volumen del eluyente, y caudal de elución) y la

curvatura fueron significativos para ambos elementos.

Figura 9.7. Diagrama de Pareto del Pb para el sistema LOV-MSFIA-ICP-MS.

Pareto Chart of Standardized Effects; Variable: Pb

2**(4-0) design; MS Pure Error=,0002264

DV: Pb

-1,00764

2,050891

2,262405

-2,67084

2,83109

-3,77602

4,1532

4,358848

-5,2907

6,065682

6,755022

7,030514

-7,52377

33,76484

76,01742

p=,05

Effect Estimate (Absolute Value)

1by4

1by2

3by4

1*3*4

1*2*3

2by4

(4)Concentración de eluyente

(1)Caudal retención

1*2*4

1by3

2by3

(2)Caudal elución

2*3*4

Curvatr.

(3)Volumen de eluyente


148

Pareto Chart of Standardized Effects; Variable: Sr

2**(4-0) design; MS Pure Error=,0009696

DV: DV_1

,0007634

-,142297

,2354074

-,592089

-,605774

,9642541

-4,19032

8,5705

-20,0728

-20,6705

-21,2999

-22,4207

-25,1666

-25,4928

-33,1842

p=,05

Effect Estimate (Absolute Value)

1*3*4

1by4

1*2*3

1*2*4

1by3

1by2

(1)Caudal retención

Curvatr.

(2)Caudal elución

2*3*4

(4)Concentración de eluyente

2by3

2by4

3by4

(3)Volumen de eluyente

Figura 9.8. Diagrama de Pareto del Sr para el sistema LOV-MSFIA-ICP-MS.

El caudal de elución resultó positivo para Pb, lo cual indica que a mayor caudal

obtendremos mejor respuesta. Contrariamente, el caudal de elución para el Sr

resulta negativo, lo cual indica que a menor caudal de elución se favorece la

respuesta. Por lo tanto, para llegar a un compromiso entre ambos elementos se

decidió mantener el dominio experimental en la superficie de respuesta entre 0.6 a

2 mL min -1. Los valores del rango de caudal fueron establecidos considerando

que el mínimo valor es el caudal permitido por el sistema MSFIA, mientras que el

máximo valor es aquel que no causa sobrepresión en la columna del LOV.

Según el gráfico de Pareto para el Pb (Figura 9.7), le favorecen los volúmenes de

eluyente mayores a los estudiados en el screening (1 – 3 mL). Sin embargo, un

volumen mayor de eluyente representa una desventaja al momento de conectar el

sistema en línea, ya que se desdibuja el perfil de la señal analítica.


149

Por otra parte, en pruebas preliminares se observó que con un volumen de elución

de 2.5 mL, se obtenía una recuperación de Pb satisfactoria en el análisis de un

estándar de 3 µg L-1. El Sr presenta también aquí (Figura 9.8) una tendencia

opuesta, sin embargo se priorizó en este caso la señal del Pb.

La concentración del eluyente influyó en la respuesta del Sr pero no en la de Pb,

entonces considerando que en trabajos previos se ha reportado que una

concentración de 0.05 mol L-1 de oxalato de amonio es suficiente para eluir el Pb

retenido en la Sr-resin, se decidió establecer el rango de estudio de esta variable

entre 0.005 mol L-1 y 0.07 mol L-1para que este valor (0.05 mol L-1) se encuentre

incluido en el dominio experimental.

Por lo tanto, estas tres variables fueron optimizadas por un CCD, y como

presentaron tendencias opuestas, se mantuvo el dominio experimental tan amplio

como fue posible. Se llevaron a cabo un total de 17 experimentos, incluyendo 3

puntos centrales.

La tabla de ANOVA del CCD mostró que estas variables no fueron significativas

para estroncio en el dominio experimental estudiado, mientras que las tres

variables estudiadas fueron significativas para la determinación de plomo en el

mismo dominio experimental. Considerando estos resultados y que ambos analitos

son retenidos y eluidos simultáneamente en el método propuesto, los valores

críticos obtenidos para plomo en el CCD fueron tomados como valores críticos

para ambos elementos con el objetivo de realizar una determinación simultánea.

Los datos fueron ajustados a un modelo lineal-cuadrático con interacciones de

segundo orden, con r2=0.9595 para plomo. A pesar de ser significativa la falta de

ajuste, se evaluaron además el histograma de residuales y el ajuste entre los

valores observados y los predichos, mostrando todos ellos resultados

satisfactorios. Los valores críticos son resumidos como sigue: concentración de

oxalato de amonio de 0.05 mol L-1, volumen de eluyente de 2.6 mL, caudal de


150

elución de 1.3 mLmin-1. Éstos fueron utilizados como valores optimizados en todos

los experimentos a lo largo de este trabajo.


Los parámetros analíticos fueron establecidos bajo las condiciones experimentales

optimizadas y se encuentran resumidos en la Tabla 9.3.

Se emplearon curvas de calibración másica en el sistema propuesto, ya que de

esta forma es posible preconcentrar diferentes volúmenes de muestra y cuantificar

todas las muestras con la misma curva, independientemente del volumen

preconcentrado para cada una de ellas. Las curvas de calibración másica se

construyen como la relación de cuentas del isótopo del analito entre las cuentas

del estándar interno vs.la masa en ng de los isótopos de Pb o Sr. Se obtuvieron

curvas de calibración másicas con resultados estadísticos satisfactorios, tales

como y= 0.22x + 0.05 (r2 = 0.9998, n = 10) para 208Pb/209Bi; y= 0.51x + 0.15 (r2 =

0.9998, n = 11) para 88Sr/109Ag. Los rangos lineales de trabajo fueron establecidos

entre 0.13 y 50 ng para Pb y entre 0.1 y 50 ng para Sr. Así, el método propuesto

provee una alta versatilidad, permitiendo la carga de diferentes volúmenes de

muestra 1−10 mL para Pb y 0.5−2.5 mL para Sr. Este hecho hace posible el

análisis de muestras ambientales en un amplio rango de concentración, es decir,

de 0.013−50 y 0.04−100 μg L−1 para Pb y Sr, respectivamente. Comparando con

metodologías previamente reportadas, los rangos de trabajo del método propuesto

son significativamente más amplios6,7.

Los límites de detección (LD) alcanzados fueron de 0.04 ng de Pb y 0.03 ng de Sr.

Además, si consideramos el máximo volumen de preconcentración (10 y 2.5 mL,

para Pb y Sr, respectivamente), el LD puede ser expresado en unidades de

concentración como 4 ng Pb L-1 y 12 ng Sr L-1 (ver Tabla 9.3). Como se puede

observar en la Tabla 9.4, estos límites de detección son más bajos que aquellos

reportados previamente, que también utilizan preconcentración.


151

Tabla 9.3. Parámetros analíticos del método LOV-MSFIA-ICP-MS (en modo off-line) para la determinación simultánea de Pb y Sr.

Parámetros analíticos Plomo Estroncio

Límite de detección (ng) 0.04 0.03

Límite de detección (ng L-1) 4 12

Coeficiente de regresión (r2) 0.9998 0.9998

Repetitividad (%) (n= 10) 2.2 2.7

Reproducibilidad (%) (n= 5) 4 2.3

Durabilidad de la resina (inyecciones) 160 160

Volumen de preconcentración hasta 10 mL hasta 2.5 mL

Rango lineal de trabajo (ng) 0-30 0-30

Frecuencia de inyección (h-1)* 9-5 9-5

*depende del volumen a preconcentrar

Tabla 9.4. Comparación de los límites de detección con trabajos previos basados en procedimientos de preconcentración usando diferentes detectores.

Sistema de detección LD (ng L-1) Ref.

Pb Sr

LOV-MSFIA-ICP-MS 4 12 Trabajo desarrollado

FI-ICP-TOFMS 6 -- 7

*ICP-OES 1.53 x 104 -- 27

*ICP-MS 30 -- 25

*UV-Vis -- 2.5 x 104 24

LOV-MSFIA-ICP-OES -- 1.8 x 103 23

HPCIC-UV-Vis* -- 3.25 x 106 26

*Método manual.

Una de las fortalezas que presenta el método propuesto es que tanto el Pb como

el Sr pueden ser determinados simultáneamente. En cuanto al Sr, el LD logrado es

entre 3 a 5 veces más bajo que otros LD alcanzados por otros métodos. Además,


152

estos métodos previamente reportados no permiten el análisis isotópico de Sr6,9.

Cuando se comparan los LD de Pb, el método propuesto presenta el LD más

bajo7,10,11.

El sistema propuesto LOV-MSFIA es capaz de renovar la columna de forma

totalmente automatizada sin que se requiera la intervención del analista, lo cual

resulta en una elevada precisión. La reproducibilidad del método fue estimada con

resultados obtenidos en diferentes días de trabajo, cambiando el

empaquetamiento de la columna y utilizando una disolución de 15 ng de Pb y 15

ng de Sr. En el caso de plomo la reproducibilidad fue de 4%, expresada como

RSD; mientras que para estroncio fue de 2.3%, la cual es muy similar (2.6%) a la

obtenida mediante un sistema LOV-ICP-OES propuesto para la determinación de

estroncio12. La repetitividad de la metodología propuesta fue obtenida haciendo

inyecciones consecutivas de una disolución que contenía 15 ng de cada analito,

sin cambio de resina. La repetitividad del método propuesto fue de 2.2 % y 2.7%

(n=10) para Pb y Sr, respectivamente, expresada como RSD. La durabilidad de

cada empaquetamiento de la columna, es decir el tiempo de vida de la columna,

fue de 160 inyecciones para la determinación simultánea de Pb y Sr, con

recuperaciones por encima del 95%. La frecuencia de extracción fue de 9

inyecciones h-1 cuando 1 mL de muestra fue cargado en la columna y de 5

inyecciones h-1 cuando se utilizó un volumen de preconcentración de 10 mL. Estos

valores sólo representan el tiempo de pretratamiento de la muestra, ya que el ICP-

MS tiene una frecuencia de inyección de 50 inyecciones h-1.

La frecuencia del método propuesto se mejoró en comparación con un

procedimiento manual, que requirió de 50 minutos13 sólo para la etapa de

preconcentración de plomo. También se mejoraron los consumos, ya que el

método manual utiliza una alta cantidad de resina por muestra (0.4 g) y volúmenes

más altos de reactivos (10-25 mL de HNO3, 2 mol L-1). El sistema propuesto LOV-

MSFIA-ICP-MS, por el contrario, redujo el consumo de reactivos (1 mL de HNO3, 2


153

mol L-1), y la cantidad de resina (0.035 g), además de que ésta se puede utilizar

hasta 160 veces.

9.6 Análisis de un material de referencia certificado

Se analizó un material de referencia certificado SLRS-4 (Institute for National

Measurement Standards) como parte final de la validación del presente sistema

automatizado. Los valores certificados para Pb y Sr son 0.086 ± 0.007 μg Pb L-1 y

26.3 ± 3.2 μg Sr L-1, respectivamente. Se analizaron alícuotas de 10 y 1 mL de

muestra para Pb y Sr, respectivamente. Los resultados para tres réplicas (n=3)

fueron 0.086 ± 0.018 μg Pb L-1 y 26.12 ± 0.03 μg Sr L-1. Estos valores están

expresados como el valor de la media ± DS. La prueba t para la comparación de

medias reveló que no se encontraron diferencias significativas a un nivel de

confianza del 95% entre los valores obtenidos con la metodología propuesta y los

valores certificados.

9.7 Aplicación a muestras ambientales

Con la finalidad de demostrar la aplicabilidad del método propuesto, se analizaron

dos muestras de agua de lluvia y tres muestras de material particulado. Cada

muestra se analizó añadiendo dos concentraciones conocidas de ambos

elementos (0.2 y 5 μg L-1). En todos los casos, las recuperaciones de Pb y Sr

estuvieron en el rango entre 90 y 110% (Tabla 9.5). Estas recuperaciones

satisfactorias se atribuyen principalmente a la alta selectividad dela Sr-resin y por

lo tanto, a la ausencia de elementos interferentes en los tipos de muestras

analizadas. Otros autores han reportado interferencias por calcio, que fueron

suprimidas al usar una disolución de ácido nítrico 2 mol L-1como medio ácido para

la preparación de la muestra. Este hecho hace que el calcio sea débilmente

retenido en la Sr-resin, ya que su retención es tres órdenes de magnitud más baja


154

que el Sr y Pb14. Por lo tanto, no fue necesario un paso adicional para remover

interferencias15, y tampoco llevar a cabo un estudio de las mismas.

Los resultados demuestran que el método LOV-MSFIA-ICP-MS propuesto puede

ser utilizado para analizar Pb y Sr en un amplio rango de concentraciones incluso

a niveles traza, con alta precisión y exactitud. Además, el consumo de reactivos y

de resina es mínimo, sumado a una gran durabilidad de la misma. También cabe

destacar que se evita una etapa de elución y que la limpieza de la columna es

llevada a cabo en un paso simple, en comparación con métodos desarrollados

previamente en los cuales también se utiliza la Sr-resin para preconcentrar Pb y

Sr1,16-18.

El uso del oxalato de amonio para la elución individual de plomo ya ha sido

reportado previamente19, y en el presente trabajo se encontró que este reactivo es

capaz de eluir simultáneamente Sr y Pb, evitando pasos de separación adicionales

y aprovechando un detector multielemental como el ICP-MS.


155

Tabla 9.5. Análisis de muestras de agua de lluvia y material particulado en filtros (PM10).

Muestra*

Nombre de la muestra

Adicionado (µg L-1) Encontrado(µg L-1) Recuperación(%)

Pb Sr Pb Sr Pb Sr

Agua de lluvia

Manacor -- -- < LC 8.46 ± 0.18

0.2 0.2 0.249 ± .011 8.67 ± 0.19 108 105

5 5 4.74 ± 0.15 12.97 ± 0.10 94 90

Inca -- -- < LC 11.85 ± 0.05

0.2 0.2 0.25 ± 0.04 12.04 ± 0.06 110 95

5 5 5.06 ± 0.18 16.13 ± 0.18 101 90

Partículas suspendidas en el aire

1 Palmanyola -- -- 5.5 ± 0.2 4.69 ± 0.02

0.2 0.2 5.67 ± 0.06 4.89 ± 0.12 101 100

5 5 10.39 ± 0.06 9.1 ± 0.2 101 91

2 Palmanyola -- -- 4.47 ± 0.02 3.39 ± 0.06

0.2 0.2 4.65 ± 0.04 3.470 ± 0.010 90 102

5 5 9.4 ± 0.2 8.52 ± 0.19 99 105

3 Palmanyola -- -- 2.73 ± 0.04 4.54 ± 0.09

0.2 0.2 2.81 ± 0.11 4.5 ± 0.2 106 102

5 5 7.69 ± 0.10 8.95 ± 0.03 101 92 *Resultados expresados como el valor medio ± 2 desviación estándar, (n = 3).

9 Sistema LOV-MSFIA- ICP-MS

156

9.8 Relaciones isotópicas de Pb y Sr

Como se mencionó antes, las relaciones de isótopos estables de Sr y Pb,

206Pb/204Pb, 207Pb/204Pb, 208Pb/204Pb, 208Pb/206Pb y 87Sr/86Sr, son utilizadas

ampliamente como herramientas relacionadas con estudios ambientales, ya que

es posible hacer la identificación de las fuentes de partículas de polvo

resuspendidas en la atmósfera20-22. Con la finalidad de demostrar la aplicabilidad

del método LOV-MSFIA-ICP-MS, se analizaron varias muestras de agua de lluvia

y filtros de material particulado PM10 (Tabla 9.6). La precisión de las mediciones de

las relaciones isotópicas se logra con el uso de una corrección de discriminación

de masa en el ICP-MS.

La relación 207Pb/204Pb y 208Pb/206Pb del presente estudio se encontró entre

valores de 14.6667 y15.6952 y entre 2.0235 y 2.1121, respectivamente. La

relación isotópica de estroncio 87Sr/86Sr fue de 0.7164 y 0.7190. Otros autores

encontraron valores para las relaciones 207Pb/204Pb y 208Pb/206Pb de 15.60823y

2.1132, respectivamente; mientras que para 87Sr/86Sr encontraron un valor de

0.713224.

En el caso de las muestras de agua de lluvia analizadas, no fue posible establecer

las relaciones isotópicas de plomo debido a que las concentraciones de plomo en

estas muestras estuvieron por debajo del LD. Sin embargo, las relaciones 87Sr/86Sr

sí fueron establecidas, con valores entre 0.7122 y 0.7133. Estos valores presentan

una ligera variación en relación a las mediciones obtenidas de muestras de

precipitaciones recolectadas en una estación del este de Canadá21, que fueron del

orden de 87Sr/86Sr: 0.707−0.710.


157

Tabla 9.6. Isótopos de Pb y Sr analizados en muestras de agua de lluvia y filtros de partículas (PM10).

Muestra Nombre de la Muestra

206Pb/204 Pb 207Pb/204Pb 208Pb/204Pb 208Pb/206Pb 87Sr/86Sr

Agua de lluvia Manacor -- -- -- -- 0.7122

Inca -- -- -- -- 0.7133

Partículas suspendidas

en el aire

1 Palmanyola 17.1707 15.6952 35.8215 2.0862 0.7164

2 Palmanyola 17.0453 15.3059 36.0006 2.1121 0.7068

3 Palmanyola 16.7796 14.6667 33.9542 2.0235 0.7190

*Resultados expresados como el valor medio ± DS, (n = 3).


158


159

9.9 Detección en línea

Una ventaja importante del uso de un sistema de análisis en flujo es la versatilidad

que permite. Esta característica facilita el montaje de pretratamientos de la

muestra, ya sea acoplado al detector (modo on-line), como independiente y

realizando la detección a posteriori (modo off-line).

La Figura 9.9 muestra un sistema completamente automatizado LOV-MSFIA

acoplado al ICP-MS, es decir, con la detección en línea, lo que disminuye el riesgo

de pérdida del analito y de contaminación de las muestras. El acoplamiento del

sistema LOV-MSFIA con el ICP-MS se hizo a través de una salida de la bureta de

la multijeringa y un relé de interfaz con el ICP-MS.

Figura 9.9. Fotografía del sistema LOV-MSFIA-ICP-MS para la determinación de

Pb y Sr conectado en línea con el ICP-MS.


160

Para llevar a cabo la cuantificación de los diferentes isótopos de ambos analitos,

se construyó una curva de calibración másica, que se basa en la relación de

cuentas del isótopo del analito/cuentas de estándar interno vs la masa en ng de

los isótopos de Pb y Sr, y se lograron estos resultados: y=0.27x + 0.11 (r2=0.9998,

n=10) para 208Pb/209Bi e y=0.6x +0.2 (r2=0.9998, n=10) para 88Sr/109Ag. Los rangos

lineales de las curvas fueron 0.3−60 ng y 0.1−60 ng para Pb y Sr,

respectivamente. El LD fue de 0.08 y 0.03 ng para Pb y Sr, respectivamente.

La frecuencia de inyección (incluyendo el tratamiento y la detección on-line) fue de

entre 5 y 3 inyecciones h-1 variando el volumen de la muestra de 1 a 10 mL. El

modo de trabajo del ICP-MS para la cuantificación de Pb y Sr en línea (modo on-

line) fue de señal transitoria (transient signal), requiriendo más tiempo para la

lectura de todos los isótopos (300 s), lo que conduce a una disminución en la

frecuencia de inyección. Por otro lado, el alto consumo del argón, que debido a su

elevado costo, es un punto crítico cuando se utiliza el ICP-MS. Por el contrario,

con la detección off-line, el ICP-MS trabaja en modo de señal estable o (steady

signal), requiriendo menos tiempo para la lectura. En consecuencia, el consumo

de gas argón disminuye al mismo tiempo que la frecuencia de análisis se

incrementa. Entonces, considerando los LD similares obtenidos en modo off-line y

on-line y estableciendo un compromiso entre la frecuencia de análisis y el

consumo de gas argón, el modo off-line fue seleccionado como la mejor opción.


161


El acoplamiento de sistemas basados en técnicas de análisis en flujo, la

selectividad de la resina de extracción y la detección por ICP-MS han permitido el

análisis isotópico y simultáneo de Sr y Pb. Además, la automatización de todo el

procedimiento, incluyendo la carga, limpieza y renovación de la columna,

proporcionó una alta reproducibilidad en el sistema. El método ofrece un excelente

rendimiento analítico y asegura una buena precisión y exactitud, por lo que se

presenta como una herramienta potencial para el análisis isotópico de Pb y Sr en

muestras ambientales.

9.11 Referencias

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162

Conclusiones

163

10

Conclusiones

Las técnicas de análisis en flujo hicieron posible la automatización de las

metodologías analíticas, la disminución en el consumo de muestras y reactivos, la

mejora en los límites de detección, alcanzando una alta reproducibilidad y una

mayor frecuencia de análisis. Además, son una herramienta muy útil para

simplificar las etapas previas a la detección de plomo, como por ejemplo:

extracción, preconcentración, mezcla de reactivos, etc.

La metodología basada en el uso de ferricianuro de potasio como sensibilizador-

oxidante mediante un sistema de análisis por inyección en flujo con generación de

hidruros acoplado a espectrometría de fluorescencia atómica (FIA-HG-AFS)

presentó las mejores prestaciones analíticas. Con este método se logró la

determinación de plomo a niveles traza en una gran variedad de muestras

ambientales y biológicas. Por otra parte, se comprobó que en la determinación de

plomo mediante HG es obligado el uso de aditivos (oxidantes, agentes

enmascarantes) para mejorar la eficiencia de las reacciones por medio de

especies intermediarias activadoras, evitando así interferencias químicas que se

pueden presentar en la fase líquida.

En la evaluación de los agentes enmascarantes y sus efectos en la mitigación de

interferencias en la HG del plomo, utilizando a la AFS como sistema de detección

se encontró que de los iones interferentes probados As, Cu, Cr y Fe, los primeros

tres promovieron interferencias en ausencia de los agentes enmascarantes,

mientras que el Fe no causó ninguna interferencia sobre la HG, incluso a altas

concentraciones. El agente enmascarante KI adicionado a la disolución reductora

Conclusiones

164

(KBH4) disminuyó las interferencias causadas por As y Cu. En la determinación de

plomo a niveles trazas en el material certificado BCR-610 (agua de pozo), fue

necesario usar KI como agente enmascarante, con lo cual se lograron excelentes

recuperaciones.

El sistema basado en la técnica Lab-On-Valve con generación de hidruros

acoplado a espectrometría de fluorescencia atómica (LOV-HG-AFS) para la

determinación de plomo, presentó grandes ventajas, entre ellas, la automatización

de las etapas de extracción/preconcentración del analito y la renovación y

acondicionamiento de la resina de forma totalmente automática. El rango lineal

logrado en el sistema LOV-HG-AFS y el volumen variable de muestra que puede

ser cargado en la columna le da una mayor versatilidad permitiendo el análisis de

muestras en un amplio rango de concentración de Pb. Con el método desarrollado

se lograron excelentes prestaciones analíticas, como alta selectividad, buena

sensibilidad y un elevado grado de automatización respecto a métodos manuales.

Además, el uso de la Pb-resin, que tiene una alta selectividad, permitió que se

analizaran muestras con matrices complejas sin interferencias de otros metales

presentes en la muestra.

El acoplamiento de dos técnicas de análisis en flujo, la técnica Lab-On-Valve

(LOV) y el análisis por inyección multijeringa (MSFIA) a un detector ICP-MS (LOV-

MSFIA-ICP-MS) hizo posible el análisis isotópico y simultáneo de Sr y Pb. Entre

las características del sistema LOV-MSFIA-ICP-MS se puede resaltar su completa

automatización, lograda a través de las técnicas en flujo; su selectividad, obtenida

de la resina de extracción; y su sensibilidad, alcanzada con la SPE y la detección

por ICP-MS. Es importante señalar que la automatización de todo el

procedimiento, incluyendo la carga, limpieza y renovación de la columna,

proporcionó una alta reproducibilidad en el sistema. Además, se estudiaron los

parámetros analíticos de los dos modos de funcionamiento, detección on-line y off-

line y se concluyó que ésta última presenta ventajas adicionales, como una mayor

frecuencia de análisis y un menor consumo de argón. El método propuesto

Conclusiones

165

permite la carga de diferentes volúmenes de muestra, permitiendo el análisis de

muestras ambientales en un amplio rango de concentración. Además, el sistema

desarrollado proporcionó un excelente rendimiento analítico y una buena precisión

y exactitud.

En términos generales, se puede afirmar que las metodologías desarrolladas en la

presente tesis poseen la combinación adecuada entre el rendimiento de análisis,

la simplicidad y la disminución en la generación de residuos. Además, son una

excelente herramienta para el monitoreo continuo de metales tóxicos, en este caso

el plomo, ya sea para la implementación de planes de vigilancia ambiental o para

diagnósticos clínicos en el área de salud pública.

Conclusiones

166


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Abreviaturas

BEI Índice biológico de exposición (Biological Exposure Index)

DPASV Voltamperometría de redisolución anódica de pulso diferencial

ET-AAS Espectrometría de absorción atómica electrotérmica

F-AAS Espectrometría de absorción atómica con llama

FeM Método del ferricianuro

FIA-HG-AAS

Sistema de análisis por inyección en flujo con generación de hidruros-espectrometría de absorción atómica

FIA-HG-AFS Sistema de análisis por inyección en flujo con generación de hidruros-espectrometría de fluorescencia atómica

FIA-QL Análisis por inyección en flujo acoplado a la detección por quimioluminiscencia

GF-AAS Espectrometría de absorción atómica con horno de grafito

HG-AAS Espectrometría de absorción atómica con generación de hidruros

HG-AFS Espectrometría de fluorescencia atómica con generación de hidruros

HG-ICP-MS Espectrometría de masas con plasma inductivamente acoplado con generación de hidruros

ICP-OES Espectrometría de emisión óptica con plasma inductivamente

acoplado

LOV Técnica de análisis en flujo Lab-On-Valve

MCFIA Análisis por inyección en flujo multiconmutado

Perspex Polimetil metacrilato

PM Método del peróxido

PSTH-cpg Resina quelante [1,5-bis(2-piridil)-3-sulfofenil-metileno] tiocarbonohidrazida immobilizada sobre aminopropil

PVDF Floruro de polivinilideno

REL Nivel de exposición recomendado (Recomended Exposition Level)

SIA Análisis por inyección secuencial

QL Quimioluminiscencia

IUPAC Unión Internacional de Química Pura y Aplicada


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Anexo

Publicaciones derivadas de esta tesis


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Automated Method for Simultaneous Lead and Strontium IsotopicAnalysis Applied to Rainwater Samples and Airborne ParticulateFilters (PM10)Blanca Beltran,† Jessica Avivar,‡ Montserrat Mola,§ Laura Ferrer,‡ Víctor Cerda,⊥ and Luz O. Leal*,†

†Renewable Energy and Environmental Protection Department, Advanced Materials Research Center (CIMAV) S.C., Miguel deCervantes 120, Chihuahua, Chih. 31109, Mexico‡Environmental Radioactivity Laboratory and ⊥Department of Chemistry, University of the Balearic Islands, Cra. Valldemossa Km7.5, 07122 Palma, Spain§Department of Analytical Chemistry and Organic Chemistry, University of Rovira i Virgili, Campus Sescelades, 43007 Tarragona,Spain

ABSTRACT: A new automated, sensitive, and fast system forthe simultaneous online isolation and preconcentration of leadand strontium by sorption on a microcolumn packed with Sr-resin using an inductively coupled plasma mass spectrometry(ICP-MS) detector was developed, hyphenating lab-on-valve(LOV) and multisyringe flow injection analysis (MSFIA). Pband Sr are directly retained on the sorbent column and elutedwith a solution of 0.05 mol L−1 ammonium oxalate. Thedetection limits achieved were 0.04 ng for lead and 0.03 ng forstrontium. Mass calibration curves were used since theproposed system allows the use of different sample volumesfor preconcentration. Mass linear working ranges werebetween 0.13 and 50 ng and 0.1 and 50 ng for lead andstrontium, respectively. The repeatability of the method,expressed as RSD, was 2.1% and 2.7% for Pb and Sr, respectively. Environmental samples such as rainwater and airborneparticulate (PM10) filters as well as a certified reference material SLRS-4 (river water) were satisfactorily analyzed obtainingrecoveries between 90 and 110% for both elements. The main features of the LOV-MSFIA-ICP-MS system proposed are thecapability to renew solid phase extraction at will in a fully automated way, the remarkable stability of the column which can bereused up to 160 times, and the potential to perform isotopic analysis.

1. INTRODUCTION

Naturally occurring isotopic ratios of some elements, such asstrontium and lead, are very useful for characterizing differentsources and to provide background information to differentapplication fields,1 for instance, geochronological and archeo-logical studies,2 also in food samples3 and in environmentalstudies.4 There are a variety of techniques and methods withdifferent schemes of separation to quantify Pb and Sr, most ofthem include many steps, and these analytes are determined indifferent fractions which imply more reagents and time-consuming operations. Lead is one of the most studiedcontaminants among heavy metals, due to its presence in theenvironment and to its adverse effects on health which includeneurological damage and suppression of hemoglobin biosyn-thesis.5,6 Lead isotope ratios are important for differentapplication fields, especially for the investigation of lead isotopevariation for environmental monitoring.7 Strontium has veryseldom been used for environmental studies probably becausein comparison to Pb it is not so toxic.8 However, itsdetermination has shown to be useful since Sr isotope ratios

allow the traceability of base cations in rainwater.9 Besides, incombination with Pb, isotopic analysis allows the discovery ofthe provenance of atmospheric heavy metals collected directlyon filters.10 Therefore, lead and strontium isotopic systems canbe used as environmental tracers to identify pollution sources,representing a powerful information tool in environmentalstudies.The capabilities of inductively coupled plasma mass

spectrometry (ICP-MS) for performing precise isotope ratiomeasurements are nowadays well-known. Instrumental progressin this field has permitted to obtain highly reliable isotope ratiodata, very useful for many environmental applications.11 Thereare a variety of methods for Pb and Sr quantification by ICP-MS.12−15 ICP-MS analysis requires a high degree ofpurification, low level blanks, and high yields, an isolation

Received: January 8, 2013Revised: July 1, 2013Accepted: July 24, 2013Published: July 24, 2013

Article

pubs.acs.org/est

© 2013 American Chemical Society 9850 dx.doi.org/10.1021/es400118w | Environ. Sci. Technol. 2013, 47, 9850−9857

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procedure being necessary, i.e., a sample cleanup prior toisotopic ratio measurement. Solid phase extraction (SPE) isbased on the use of ion-exchange resins, chelating resins, andhydrophobic materials, for the enrichment of analytes and theremoval of interfering substances and matrix.16 Sr-resin is achromatographic extraction resin which has proved to be anexcellent sorbent for the separation and preconcentration oflead and strontium.17,18

Hyphenation of SPE with flow analysis techniques makespossible the total or partial automation of many conventionalanalytical methods. On the one hand, lab-on-valve (LOV)facilitates integration of various analytical units in the valve andprovides great potential for miniaturization of the entireinstrumentation.19 In addition, the LOV unit allows a flexiblefluid manipulation, what leads to its more attractive featurewhich is the possibility of implementing bead injection (BI),that is to say the automatic renewal at will of the column.20 Onthe other hand, the multisyringe flow injection analysis(MSFIA) system consists of the use of parallel moving syringesas liquid drivers; moreover, it overcomes the shortcomings ofperistaltic pumping of pulsation, required recalibration of flowrates, and limitations regarding applicable reagents.21

Then, the main aim of this work was the development of asimple and selective method for the simultaneous isolation,preconcentration, and isotopic analysis of lead and strontium.Therefore LOV and MSFIA techniques were combined withSPE via Sr-resin and ICP-MS: using ammonium oxalate as aunique eluent. Two different operational modes are proposed:the off-line and online modes. A fully automated LOV-MSFIAsystem coupled to ICP-MS is achieved with online detectiondecreasing the risk of analyte losses and contamination of thesamples. However, the off-line detection mode was also used toincrease the analysis frequency. The potential of the proposedsystem as a tool for the isotopic analysis of lead and strontiumin environmental samples was studied.

2. EXPERIMENTAL SECTION2.1. Reagents and Standard Solutions. As blanks are a

critical concern for Pb and Sr measurements by ICP-MS, allchemicals used were of analytical reagent grade. Milliporequality water was used throughout this work. Nitric acid (65%w/w) was obtained from Scharlau (Barcelona, Spain) as well asstandard solutions of Pb, Sr, Ag, and Bi (1000 mg L−1 in 2%HNO3) for ICP, which were utilized to prepare dilutedsolutions for quantitative analyses. 109Ag and 209Bi were addedas internal standards for Pb and Sr, respectively, to correctpossible instrument drifts.The LOV-microcolumn was packed with Sr-resin (50−100

μm) from Triskem Industries (France) and glass fiber prefiltersfrom Millipore (Madrid, Spain) were used to retain the beadswithin the column. A solution of 2 mol L−1 HNO3 was used ascolumn conditioner.A 0.05 mol L−1 solution of ammonium oxalate monohy-

drated (Scharlau) was employed as the eluent reagent and wasprepared dissolving 3.55 g of ammonium oxalate in 500 mL ofwater.All glassware were carefully cleaned, soaked in 10% (v/v)

HNO3 during 24 h before being rinsed with Millipore waterand ready to be used.2.2. Samples. Samples of rainwater and particulate airborne

were analyzed using the proposed method. Rain water sampleswere filtered through 0.45 μm filters. Particulate airborne filterswere digested using a closed-vessel microwave digestion device

(MLS-47100 StartD). An 8 mL portion of HNO3 and 2 mL ofH2O2 were added to the particulate airborne filters for theirdigestion. A certified reference material of river water SLRS-4(Institute for National Measurement Standards, Canada) wasalso analyzed.To ensure retention of lead and strontium on the column

packed with Sr-resin, all samples were prepared in a 2 mol L−1

HNO3 concentration.2.3. Manifold and Software. A schematic depiction of the

proposed MSFIA-LOV system is shown in Figure 1. The LOV

microconduit (Sciware Systems, Palma de Mallorca, Spain),fabricated from methylmethacrylate encompassing eightintegrated microchannels (1.5 mm i.d./16 mm length,excepting the bead column channel whose dimensions were2.8 mm i.d. and 16 mm length) was mounted atop of an eight-port multiposition selection valve (SV; Crison Instruments,Barcelona, Spain).The central port of the valve in the LOV system is made to

address the peripheral ports (1−8) of the unit and wasconnected to a 10 mL glass syringe (S1) (Hamilton,Switzerland) via a holding coil (HC1), whose function is thesequential aspiration of the various constituents for the beadinjection (BI) process, through the central communicationchannel (CC) of the selection valve.Channel 1 of the LOV unit serves as column and was

automatically packed with an appropriate amount of Sr-resin(0.035 g) in order to avoid compaction and overpressures inthe system. To contain the sorbent within the cavity of theLOV module and prevent it from escaping, the outlet of thecolumn was furnished with a glass fiber prefilter (Millipore)retaining the beads while allowing the solution to flow freely. A5 mL plastic syringe was mounted vertically on port 6 of theintegrated microsystem and was utilized as a reservoir of the

Figure 1.MSFIA-LOV-ICP-MS system scheme for lead and strontiumisotopic analysis: (C) column; (CC) central conduit; (HC) holdingcoil; (KRC) knotted reaction coil; (PP) peristaltic pump; (S) syringe.

Environmental Science & Technology Article

dx.doi.org/10.1021/es400118w | Environ. Sci. Technol. 2013, 47, 9850−98579851

resin. The peripheral port configuration was as follows: port 2(rinsing solution, 0.05 mol L−1 ammonium oxalate), port 3(sample in 2 mol L−1 HNO3), port 4 (conditioning solution, 2mol L−1 HNO3), port 5 (eluent solution, 0.05 mol L−1

ammonium oxalate), and port 7 (waste).MSFIA comprises basically a multisyringe buret (BU 4S;

Crison Instruments, Spain) with programmable flow ratesequipped with three glass syringes of 10 (S1), 1 (S2), and 10mL (S3) (Hamilton, Switzerland). S1 contained distilled waterand was connected to the central port of LOV, S2 containedthe internal standard solution of Ag and Bi, and S3 alsocontained distilled water; this syringe was only employed in theon line approach and was connected to a peripheral port of theinjection valve. Each syringe has a three way solenoid valve (N-Research, USA) at the head, which facilitates the application ofmulticommutation schemes (on, inline flow; off, to reservoirs).In addition, an injection valve (InjV) (Crison Instruments,Spain) integrated in the same selection valve module was usedto drive the flow in the desired way, i.e. “load position” allowsthe sample loading into the holding coil (HC2) and “injectposition” allows the sample dispensing to the autosampler (off-line detection) or to the ICP-MS (online detection).The flow network was constructed with 0.8 mm i.d. PTFE

tubing including a 6 m holding coil (HC2), corresponding to avolume of 3 mL and a knotted reaction coil (KRC) of 0.062 m,i.e. 0.030 mL of volume. KRCs enhance the mixing due to themajor contribution of secondary toroidal flows. The holdingcoil (HC1) connected to the LOV was constructed with 1.5mm i.d. and 6.25 m length PTFE tubing with a volume capacityof 11 mL. All connections were made by means of PVDFconnectors, except cross-junction, which were made ofmethacrylate.The operation control of instrumentation was carried out

using the software package AutoAnalysis 5.0 (Sciware Systems).2.4. ICP-MS Instrument. Quantitative analyses were

carried out using an Elan DCR-e (Perkin-Elmer). The sampleintroduction system consisted of a multichannel peristalticpump, a cross-flow nebulizer (Perkin-Elmer), and a Scott spraychamber. Instrument settings are shown in Table 1. Signals of88Sr and 208Pb were used to optimize the proposed method-ology, since these isotopes have the most relative abundance innature, 82.58% for 88Sr and 52.4% for 208Pb. In order to correctinstrumental drift, 109Ag and 209Bi were used as internalstandards. Thus, the rates between counts of 88Sr/109Ag and208Pb/209Bi were used as signal. The proposed methodologywas tested in offline and online modes. The ICP-MS methodutilized for the quantification and isotopic analysis of Pb and Srwas set in steady state signal mode for the off-line detectionapproach and in transient signal mode for the online detection.When the system was coupled to the ICP-MS, this instrumentwas controlled as a peripheral device of the LOV-MSFIAsystem using the software package AutoAnalysis. Thesynchronizm of ICP-MS with the LOV-MSFIA system wasperformed through the digital output of the multisyringe buret.A relay interface (Sciware Systems) was used to trigger theevents input of the ICP-MS.2.5. Analytical Procedure. The hyphenation of LOV and

MSFIA allowed the simultaneous isolation and preconcentra-tion of Pb and Sr, followed by ICP-MS detection in off-line andonline approaches. The analytical procedure of the proposedLOV-MSFIA-ICP-MS system is summarized in Table 2 andbriefly described below.

First, the column is automatically loaded with Sr-resin, andthen, it is conditioned with 1 mL of 2 mol L−1 HNO3. The InjVis stated in load position directing the reagents to the waste.Once the column is ready, x mL of standard or sample aredispensed toward the column. Afterward, Pb and Sr retained onthe column are simultaneously eluted with 2.6 mL of 0.05 molL−1 ammonium oxalate. Then, 0.26 mL of Ag and Bi solution ismixed with the eluent in the KRC. Up to this point, the InjV isin load position to ensure that the eluate and internal standardsolution are loaded into the HC2. Then, the InjV is activated(injection mode) and the mixture of eluate and internalstandards is addressed to the autosampler (off-line mode) ordirectly into the ICP-MS (online mode), through S3 in off-linemode or the peristaltic pump of the ICP-MS in online mode.Finally, a single cleanup stage is carried out to avoidcontamination of the column and to enlarge its lifetime. Inorder to change the sample and to avoid memory effects, 1 mLof the new sample (port 3) is aspirated into HC1, and 2 mL arediscarded toward waste (port 7). When the change of the resinis required, the column is regenerated by replacing the beadsautomatically. The used resin is loaded into the HC1 and sentto waste, then new resin is loaded into the HC1 from the resinreservoir (port 6) and dispensed at port 1 with InjV in loadposition (to waste) for filling the column.

2.6. Optimization of Experimental Conditions. In orderto optimize the operational conditions of the proposed LOV-MSFIA-ICP-MS system, a series of experiments wereconducted using multivariate optimization technique. Theacidic medium of the sample was established at 2 mol L−1

nitric acid, as in previous works.17,22 The same concentrationwas also utilized for column conditioning.First, a screening of the independent variables and their

possible interactions was carried out by a two level full factorialdesign (2k),23,24 entailing 19 experiments. The range for eachfactor was chosen according to previous experiments results.Thus, the potentially critical variables for Pb and Sr extractionand preconcentration that were taken into consideration werethe following: the eluent concentration (studied range: 0.005−

Table 1. Instrumental Settings for the ICP-MS

offline detection online detection

radio frequencypower gas flow

forward 1100 W 1100 W

plasma 15 L min−1 15 L min−1

auxiliary 1.2 L min−1 1.2 L min−1

nebulizer 0.95 L min−1 0.95 L min−1

acquisitionparameters (allanalysis)

dwell time 0.05 s 0.05 s

scan mode peak-hop transient peak-hoptransient

sweeps per reading 20 15

MCA channels perspectral-peak

1 1

resolution/amu10% peakmaximum

0.7 0.7

signal processing steady state signalprocessing:average

transient signalprocessing:average

reading perreplicate

1 1

replicates 3 4

baseline readings 0 5

isotopes measured 88Sr, 87Sr, 86Sr 88Sr, 87Sr, 86Sr208Pb, 207Pb, 206Pb,

204Pb

208Pb, 207Pb,206Pb, 204Pb

internal standards 109Ag, 209Bi 109Ag, 209Bi



0.07 mol L−1), eluent volume (studied range: 1−3 mL), sampleloading flow rate (studied range: 0.6−2 mL min−1), and elutionflow rate (studied range: 0.6−2 mL min−1). The evaluation ofthe screening results (ANOVA table, p value, Pareto chart,etc.), allowed the identification of the variables which had asignificant influence in the determination of Pb and Sr(analytical response) and to discard those with negligibleeffects.25 Then, a face centered central composite design(CCD) was performed in order to find the critical values of thesignificant variables. Three center points were included toidentify any irregularities, such as the loss of linearity in thecenter of the interval in both studies. The Statistica 6.0 softwarewas employed for the entire multivariate analysis. Alloptimization experiments were carried out in the off-linedetection mode.

3. RESULTS AND DISCUSSION

3.1. Optimal Working Conditions. Results of thescreening experiments (ANOVA table, p value, and Paretochart) showed that the sample loading flow rate did not have asignificant influence upon the analytical signal of Pb and Srwithin the experimental domain. However, a small increase in

the analytical signals was observed at 1.3 mL min−1, so thisvalue was set for further experiments. The other three variables(eluent concentration, eluent volume, and elution flow rate)and the curvature were significant. Nonetheless, opposite trendsand a higher influence upon Pb signal were observed. So, thesethree variables were optimized by a CCD, keeping theexperimental domain as wide as possible.The range of elution flow rate in the CCD was established

taking into account that minimum value is the lowest flow rateallowed by this MSFIA system, while the maximum value is thatnot causing overpressure on the column. The ranges of eluentvolume and eluent concentration were similar to those ofscreening, because these were the widest ranges possible for theused detector. A total of 17 experiments were carried out,including 3 central points. The ANOVA table of the CCDshowed that these variables were not significant for strontium inthe studied experimental domain, whereas the three variablestested were significant for lead determination in the sameexperimental domain. Considering these results and that bothanalytes are isolated and eluted simultaneously in the proposedmethod, the critical values obtained for lead in the CCD weretaken as critical values in order to obtain the optimal conditions

Table 2. Automated Procedure for Simultaneous Isolation and/or Preconcentration of Pb and Sr

MSFIA

stepLOV

position S1 S2 S3flow rate

(mL min−1)InjV

position

offline detection (steady signal mode)1. Resin loading(a) Loading beads into HC1 6 on off off 1.5 load(b) Filling the column 1 on off off 2 load2. Conditioning of Sr-resin(a) Loading 1 mL of 2 mol L−1 HNO3 into HC1 4 on off off 10 load(b) Dispensing 1.3 mL of conditioner into the column 1 on off off 2 load3. Sample loading(a) Loading x mL sample into HC1 3 on off off 10 load(b) Dispensing x mL of sample through the column 1 on off off 2 load4. Elution of Pb and Sr(a) Loading 2.6 mL of 0.05 mol L−1 ammonium oxalate into HC1 5 on off off 10 load(b) Dispense 2.6 mL of eluent through the column and simultaneous addition of internal standard(0.26 mL of Ag and Bi solution)

1 on on off 1.3 load

5. Loading into the holding coil (HC2) 1 on on off 1.3 load6. Injection to the autosampler 1 off off on 1.3 inject7. Rinsing the column(a) Loading 1.5 mL of rinsing solution 2 on off off 10 load(b) Dispense through the column 1.7 mL 1 on off off 2 load8. Change of sample(a) Loading 0.5 mL of new sample into HC1 3 on off off 10 load(b) Discarding 1 mL to waste 7 on off off 10 load9. Beads replacing(a) Loading old beads into HC1 1 on off off 2 load(b) Discarding old beads 7 on off off 10 load(c) Loading new beads into HC1 6 on off off 1.5 load(d) Filling the column 1 on off off 2 load

online detection (transient signal mode)Steps 1−5 are the same6. Injection to ICP-MSb

(a) Wait 300 s 1 off off off 1.3 injectc

(b) Isotopes lecture 1 off off off 1.3 injectc

Steps 7−9 are the sameaMSFIA: S1, distilled water; S2, Ag and Bi standard; S3, distilled water. bICP-MS activation through the events input. cThe flow is driven by theICP-MS peristaltic pump.



for both elements. Data were adjusted to a linear-quadraticmodel with interactions of second order with r2 = 0.9595 forlead. Moreover the residuals histogram and the fit betweenobserved vs predicted values showed satisfactory results. Thecritical values are summarized as follows: ammonium oxalateconcentration of 0.05 mol L−1, 2.6 mL of eluent volume, and astripping flow rate of 1.3 mL min−1. They were used asoptimized conditions in all experiments throughout this work.3.2. Figures of Merit. Analytical parameters were

established under reached optimal experimental conditionsand are summarized in Table 3. Mass calibration curves were

used since with the proposed system it is possible topreconcentrate different sample volumes. Mass calibrationcurves (counts of analyte/counts of internal standard ratio vsmass in nanograms of Pb and Sr) with statically satisfactoryresults were obtained as y = 0.22x + 0.05 (r2 = 0.9998, n = 10)for 208Pb/209Bi and y = 0.51x + 0.15 (r2 = 0.9998, n = 11) for88Sr/109Ag. Linear working ranges were 0.13−50 ng and 0.1−50ng for Pb and Sr, respectively. The proposed method provideshigh versatility allowing the loading of variable sample volumes,1−10 mL for Pb and 0.5−2.5 mL for Sr. This allows theanalysis of environmental samples in a wide concentrationrange of 0.013−50 and 0.04−100 μg L−1 for Pb and Sr,respectively. Comparing with previous developed method-ologies, our working ranges are significantly wider.26,27

Limits of detection (LOD) achieved were 0.04 and 0.03 ngfor Pb and Sr, respectively. Both values were calculated fromthree times the standard deviation of ten replicates of the blankdivided by the slope of the calibration curve. Moreover,considering the maximum preconcentrable sample volume (10and 2.5 mL, for Pb and Sr, respectively), these can be expressedin concentration units as 4 ng L−1 for lead and 12 ng L−1 forstrontium (see Table 3). As can be seen in Table 4, these LODsare lower than those reported by previous methods which alsoutilized preconcentration. Besides, with the proposed method,lead and strontium can be simultaneously determined.Regarding strontium, the LOD achieved is up to 3 or 5 ordersof magnitude lower than those reported in previous methods;moreover, these previous methods do not allow strontiumisotopic analysis.26,28 When comparing methods for leaddetermination, our LOD is better than the ones obtained inprevious works.7,27,29

Moreover, the proposed LOV-MSFIA system is able torenew the column at will in a fully automated way withoutrequiring the analyst intervention, what results in high

reproducibility. In fact, the reproducibility of the method wasdetermined for results obtained in different working days,changing the packing of the resin column and utilizing asolution of 15 ng of total Pb and Sr. Thus, in the case of Pb, thereproducibility was 4%, expressed as RSD; whereas it was 2.3%for strontium, which is quite similar (2.6%) to the one attainedby a LOV-ICP-OES system for strontium determination.30

The repeatability of the proposed methodology can berelated to the lifetime of the column and was obtained withoutchanging the column packing and making consecutiveinjections of a solution that contained 15 ng of both analytes.Thus, it was estimated that the lifetime of the column is 160injections for the simultaneous determination of Pb and Sr,with recoveries above 95%. The repeatability of the proposedmethod was 2.2% and 2.7% (n = 10) for lead and strontium,respectively, expressed as RSD. The frequency of extraction wasof 9 injections h−1 when 1 mL of sample was loaded onto thecolumn and 5 injections h−1 when preconcentrated 10 mL ofsample was used. These values only represent the samplepretreatment time, since the ICP-MS has an injectionthroughput of 50 injections h−1.It should be noticed that the frequency obtained in the

proposed method was improved in comparison with batchprocedures, e.g. only lead preconcentration in a batch methodcan require 50 min31 as well as a higher amount of resin (0.4 g)per sample and higher volumes of reagents (10−25 mL HNO3,2 mol L−1). The proposed LOV-MSFIA system on the contraryreduces the reagent consumption (1 mL HNO3, 2 mol L−1)including the amount of resin (0.035 g) and its reuse up to 160times.

3.3. Validation. A certified reference river water materialSLRS-4 (Institute for National Measurement Standards) wasanalyzed to validate the present automated system. Thecertified values for lead and strontium were 0.086 ± 0.007and 26.3 ± 3.2 μg L−1, respectively. Portions of 10 and 1 mL ofsample were injected for Pb and Sr, respectively. The results forthree replicates (n = 3) were 0.086 ± 0.018 and 26.12 ± 0.03μg L−1 for Pb and Sr, respectively. These values are expressedas mean value ±2 SD (standard deviation). The t-test forcomparison of means revealed that there were no significantdifferences at the 95% confidence level between the valuesobtained with the proposed methodology and the certificatedvalues.

3.4. Application to Environmental Samples. In order todemonstrate the applicability and reliability of the proposedmethod, two rain waters and three particulate airborne sampleswere analyzed. Each sample was analyzed directly and with twolevels of spike (0.2 and 5 μg L−1 of Pb and Sr). In all cases,recoveries of lead and strontium were in the range of 90−110%

Table 3. Analytical Parameters of the Optimized Method forthe Simultaneous Determination of Sr and Pb by the MSFIA-LOV-ICP-MS System (Offline Detection Mode)

analytical parameters lead strontium

detection limit (ng) 0.04 0.03detection limit (ng L−1) 4 12quantification limit (ng) 0.13 0.10regression coefficient (r2) 0.9998 0.9998repeatability (%) (n = 10) 2.2 2.7reproducibility (%) (n = 5) 4 2.3resin durability (injections) 160 160preconcentration volume Up to 10 mL Up to 2.5 mLlinear working range (ng) 0.13−50 0.1−50injection throughput (h−1)a 5−9 5−9

aDepending on the sample volume to preconcentrate.

Table 4. Comparison of LODs with Previous Works Basedon Preconcentration Procedures Using Different Detectors

LODs (ng L−1)

detection system Pb Sr ref

LOV-MSFIA-ICP-MS 4 12 present workFI-ICP-TOFMS 6 7ICP-OESa 1.53 × 104 29ICP-MSa 30 27UV−visa 2.5 × 104 26LOV-MSFIA-ICP-OES 1.8 × 103 30HPCIC-UV−visa 3.25 × 106 28

aManual method.



(Table 5). These satisfactory recoveries are mainly due to thehigh selectivity of the Sr-resin and to the absence of interferingelements in the analyzed sample types, e.g. not high calciumcontents. Although other authors have reported calciuminterferences, thanks to the use of 2 mol L−1 nitric acid assample medium, calcium is weakly retained in the Sr-resin, andits retention is 3 orders of magnitude lower than Sr andPb.32Therefore, no additional step was necessary to removeinterferences, and considering previous works30,33 and the goodresults obtained, we did not carry out a study of interferences.Results proved that this MSFIA-LOV-ICP-MS method can

be used to determine concentrations of lead and strontium in awide concentration range including trace levels with a high andremarkable reproducibility, together with low consumption ofSr-resin, long lifetime of the column, and good recoveries. Inaddition, different stages of elution were avoided and thecleanup of the sample was carried out in a single step incomparison with previously developed methods in which Sr-resin was also exploited for the isolation of lead andstrontium.17,34−36 Ammonium oxalate had been previouslyreported in bibliography for lead elution37 and experimentally,we found that both Sr and Pb can be simultaneously elutedavoiding separation steps when exploiting a selective detector,such as ICP-MS.3.5. Pb and Sr Isotope Ratios. As mentioned before, the

stable isotopes ratios of Sr and Pb, 206Pb/204Pb, 207Pb/204Pb,208Pb/204Pb, 208Pb/206Pb, and 87Sr/86Sr are becoming a widelyused tool in different areas related to environmental studies,since these make possible the identification of the sources ofatmospheric resuspended soil particles.4,10,38 Thus, in order todemonstrate the applicability of the proposed MSFIA-LOV-ICP-MS methodology, several rain and airborne samples were

analyzed (Table 6). The precision of isotope ratio measure-ments is improved with the use of mass discriminationcorrection in the ICP-MS. The 207Pb/204Pb and 208Pb/206Pbratios of the present study (mean values between 14.6667 and15.6952 and between 2.0235 and 2.1121, respectively) and87Sr/86Sr ratios (mean values between 0.7164 and 0.7190) wereobtained. Other authors found values for 207Pb/204Pb and208Pb/206Pb ratios of 15.6088 and 2.1132,39 respectively;whereas for 87Sr/86Sr they found a value around of 0.7132.Rain water samples were analyzed, but we could not establishthe isotopic ratios of lead due to the concentrations of lead inthese samples were below the LOD. However, 87Sr/86Sr ratioswere obtained (0.7122 and 0.7133). These values exhibit asmall variation in comparison with measurements of samplesobtained of precipitations collected for two stations in easternCanada10 (87Sr/86Sr: 0.707−0.710).

3.6. Online Detection Method. An important advantageof the use of flow analysis systems is the versatility provided.This feature allows the use of an assembly (sample pretreat-ment system) offline or online connected to the detectionsystem.A fully automated system LOV-MSFIA coupled to ICP-MS is

achieved with online detection, decreasing the risk of analytelosses and contamination of the samples. The online couplingof the LOV-MSFIA system with the ICP-MS was performedthrough the digital output of the multisyringe buret and a relayinterface with the ICP-MS.A mass calibration curve was constructed (counts of analyte/

counts of internal standard ratio vs mass in nanograms of Pband Sr) with statically satisfactory results as y = 0.27x + 0.11 (r2

= 0.9998, n = 10) for 208Pb/209Bi and y = 0.6x + 0.2 (r2 =0.9998, n = 10) for 88Sr/109Ag. Linear ranges of the curves were

Table 5. Analysis of Rain Water and Particulate Airborne (PM10) Samples

added (μg L−1) found (μg L−1) recovery (%)

samplea sample ID Pb Sr Pb Sr Pb Sr

rain water Manacor <LOD 8.46 ± 0.180.2 0.2 0.249 ± 0.011 8.67 ± 0.19 108 1055 5 4.74 ± 0.15 12.97 ± 0.10 94 90

Inca <LOD 11.85 ± 0.050.2 0.2 0.25 ± 0.04 12.04 ± 0.06 110 955 5 5.06 ± 0.18 16.13 ± 0.18 101 90

particulate airborne Palmanyola 1 5.5 ± 0.2 4.69 ± 0.020.2 0.2 5.67 ± 0.06 4.89 ± 0.12 101 1005 5 10.39 ± 0.06 9.1 ± 0.2 101 91

Palmanyola 2 4.47 ± 0.02 3.39 ± 0.060.2 0.2 4.65 ± 0.04 3.470 ± 0.010 90 1025 5 9.4 ± 0.2 8.52 ± 0.19 99 105

Palmanyola 3 2.73 ± 0.04 4.54 ± 0.090.2 0.2 2.81 ± 0.11 4.5 ± 0.2 106 1025 5 7.69 ± 0.10 8.95 ± 0.03 101 92

aResults are expressed as the mean value ± standard deviation (n = 3).

Table 6. Pb and Sr Isotopes Ratios in Rain Water and Particulate Airborne Filters (PM10) Samples Analyzed by the ProposedMethod

sample sample ID 206Pb/204 Pb 207Pb/204Pb 208Pb/204Pb 208Pb/206Pb 87Sr/86Sr

rain water Manacor <LOD <LOD <LOD <LOD 0.7122Inca <LOD <LOD <LOD <LOD 0.7133

particulate airborne Palmanyola1 17.1707 15.6952 35.8215 2.0862 0.7164Palmanyola 2 17.0453 15.3059 36.0006 2.1121 0.7068Palmanyola 3 16.7796 14.6667 33.9542 2.0235 0.7190



0.3−60 ng and 0.1−60 ng for Pb and Sr, respectively. The limitof detection was 0.08 and 0.03 ng for Pb and Sr, respectively(calculated from 3σb/slope).The injection frequency (including the sample treatment and

the online detection) was between 5 and 3 injectionsh−1 varying the sample volume from 1 to 10 mL. The ICP-MS method utilized for the quantification of Pb and Sr was setin transient signal mode, requiring more time (300 s) for thereading of all the isotopes. This explains the decrease of theinjection frequency, and also, it can result in an inconveniencedue to argon gas consumption, which is a critical concern whenusing ICP-MS. By contrast, with offline detection, the ICP-MSworks in steady signal mode, requiring less time of reading. Inconsequence, the consumption of argon gas decreases at thesame time that analysis frequency increases.Thus, considering the similar LODs obtained by the offline

and the online approaches and establishing a compromisebetween the sampling frequency and argon gas consumption,offline mode was selected as the best option.Thereby, the hyphenation of flow-based techniques, selective

extraction resin, and ICP-MS detection allowed the simulta-neous isotopic analysis of Sr and Pb. In addition, automation ofthe whole procedure, e.g. the loading, cleaning, and refill of thecolumn, provided a high reproducibility to the system. Twooperational modes were tested, i.e. online and offline detection.Furthermore, the method offers excellent analytical perform-ance ensuring good accuracy. Therefore the proposed methodis presented as a potential tool for Pb and Sr isotopic analysis inenvironmental samples.

■ AUTHOR INFORMATION

Corresponding Author*E-mail: [email protected]. Tel.: 00 + 52(614)4394810.Fax: 00 + 52(614)4394823.

NotesThe authors declare no competing financial interest.

■ ACKNOWLEDGMENTS

This work was funded by the Spanish Ministry of Science andInnovation (CTQ2010-15541 project) and by the BalearicGovernment (43/2011 cofinanced by FEDER funds). B.B.acknowledges the National Council of Science and Technologyin Mexico (CONACYT) for the allowance of a grant.

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Determination o

aEnvironment and Energy Department, Adva

S.C., Miguel de Cervantes 120, Chihuahua,

cimav.edu.mxbEnvironmental Radioactivity Laboratory,

Valldemossa km 7.5, 07122 Palma, SpaincDepartment of Chemistry, University of the

07122 Palma, Spain

Cite this: J. Anal. At. Spectrom., 2015,30, 1072

Received 24th November 2014Accepted 16th January 2015

DOI: 10.1039/c4ja00456f

www.rsc.org/jaas

1072 | J. Anal. At. Spectrom., 2015, 30,

f lead by atomic fluorescencespectrometry using an automated extraction/pre-concentration flow system

B. Beltran,a L. O. Leal,*a L. Ferrerb and V. Cerdac

A multicommuted system has been developed for lead (Pb) isolation, pre-concentration and determination

using an atomic fluorescence spectrometer as the detector. The lab-on-valve (LOV) technique allows

automatic separation and pre-concentration of lead by means of solid phase extraction. The Pb resin

was conditioned with nitric acid (1 mol L�1) and the analyte was eluted with 1.3 mol L�1 glycine solution.

Chemical and flow variables affecting the extraction/pre-concentration of Pb2+ were investigated by a

multivariate approach. First, screening of the independent variables and their interactions was carried out

by a two level full factorial design (2k). Then, a face centered central composite design was performed in

order to find the optimal values of the significant variables. Because a wide range of sample volumes can

be loaded on the microcolumn (1–100 mL), a mass calibration curve was obtained in order to quantify

Pb in sample batches with a wide variability in lead concentration. Under optimal conditions, the limit of

detection and the quantification limit were 0.004 and 0.014 ng of Pb2+, respectively. The linear response

range was 0.014–20 ng of Pb2+. The repeatability, expressed as relative standard deviation (RSD), is 2.4%

for 4 mg L�1 Pb2+ (n ¼ 10). A small amount (0.6 g) of Pb resin is enough to fill the microcolumn of the

LOV device. The durability of the resin reached 154 injections. The injection frequency permitted

between a sample frequency of 1–10 h�1 depending on the sample pre-concentration volume. This

method was validated using certified reference materials such as SRM-1400 (bone ash), SRM-2976

(mussel tissue) and BCR-610 (groundwater), and the results obtained showed good agreement with the

certified values. The proposed LOV system was successfully applied to different samples of

environmental and biological interest (water, fish and human teeth) with satisfactory recoveries, between

90–110%. The proposed system has some advantages such as minimization of sample handling,

sensitivity, good precision, reduction of reagent volumes, high durability of the column and the versatility

achieved by a variety of managed sample volumes.

Introduction

Lead (Pb) is a health endangering element for humans and itseffects include blood enzyme changes, anemia, hyperactivityand neurological disorders.1 Another important point toconsider is lead's affinity for bone tissues. Lead is stored in boneand can be remobilized as the body utilizes stored calciumduring pregnancy, lactation, or as a result of osteoporosis,thereby creating an internal exposure risk.2 For humans themain lead exposure sources are water and food. Thus, lead canbe present in drinking water because of the use of pipe water or

nced Materials Research Center (CIMAV)

Chih. 31109, Mexico. E-mail: luz.leal@

University of the Balearic Islands, Cra.

Balearic Islands, Cra. Valldemosa km 7.5,

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it is introduced into water bodies (lakes, streams and rivers)through the combustion of fossil fuels, smelting of sulde oreand acid mine drainage.3 Then, Pb accumulation occurs in thetissues of aquatic animals and may become toxic to sh andalso to people when it reaches a substantially high level.4

Because of its high toxicity, the control of lead content in food,biological and water samples at trace levels is mandatory.5 Overthe years, various analytical methods and techniques for leaddetermination have been proposed to achieve better sensitivityand detection limits, such as atomic absorption spectrometry,6

inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS),7

inductively coupled plasma atomic emission,8 differential pulseanodic stripping voltammetry,9 and atomic uorescence spec-trometry (AFS) coupled with hydride generation (HG).10 Amongthese, AFS has been widely used for the analysis of trace metalsin seawater, biological, and agricultural samples.11 Its couplingwith HG improves the sensitivity of the analytical techniques asthe HG separates the analyte of interest from the matrix,forming a hydride at ambient conditions.12 The chemical vapor

This journal is © The Royal Society of Chemistry 2015

http://dx.doi.org/10.1039/c4ja00456f

http://pubs.rsc.org/en/journals/journal/JA

http://pubs.rsc.org/en/journals/journal/JA?issueid=JA030005

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generation for lead determination is carried out by reacting Pbin acidic solution with potassium ferricyanide (K3Fe(CN)6) fol-lowed by reaction with potassium borohydride (KBH4) orsodium borohydride.13–15 Thus, lead hydride (PbH4) is generatedon-line immediately before its detection.

However, the concentration of lead in the matrices describedabove is extremely low (mg L�1 level).7,16 Thus, some isolationand/or pre-concentration procedures prior to the determinationstep can be used to overcome this limitation. Among pre-concentration methods, solid phase extraction (SPE) has anumber of attractive features compared with other extractiontechniques.17 The low amount of waste generated, high poten-tial for the reuse of the solid phase, low matrix effect, high pre-concentration factor and no need to use toxic solvents18 are themain advantages of SPE. Lead resin is a chromatographicsorbent for the extraction and pre-concentration of lead.Furthermore, this material has proven to be stable and allowsthe pre-concentration of large volumes of sample.19 Lead resinis formed by crown ether structures (4,40(50)-di-t-butylcyclohex-ano-18-crown-6) that have a high affinity for lead.

The ow analysis techniques have been widely used toautomate the sample pre-treatment steps.20 These techniquesenable precise, accurate and rapid measurements with minimalsample handling, sample volume and reagent consumption.21

Hyphenation of SPE with ow analysis techniques makes thetotal or partial automation of many conventional analyticalmethods possible.16 The lab-on-valve (LOV) system is a single,monolithic fabricated poly(methylmethacrylate) device moun-ted atop a multiposition selection valve. The central port of theLOV unit is connected to a piston pump via a holding coil withperipheral ports for sequential management of solutions.Furthermore, LOV facilitates integration of various analyticalunits in the valve and provides great potential for miniaturiza-tion of the entire instrumentation. Furthermore, the LOV unitallows for exible uid manipulation, with the possibility ofimplementing bead injection (BI), and thus, the automaticrenewal of the column. Regarding the renewable surfaceconcept, BI has been widely exploited for the extraction andpreconcentration of analytes in the presence of complexmatrices. Summing up, the advantages of LOV are thecompactness, the automation of most of the analytical stepsand the integration of components into a rigid structure thatenhances the repeatability of the processing operations.20

Thus, the aim of this research was the development of asimple and selective method for the automation of lead isola-tion and pre-concentration. The LOV technique was combinedwith SPE via Pb resin using glycine as the eluent. The HG-AFSdetector was operated in off-line mode in order to increase theanalysis frequency.

ExperimentalReagents and standard solutions

All reagents were of analytical grade. Ultrapure water from aMilli-Q purication system was used to prepare all the solu-tions. The laboratory glassware was kept overnight in a 10%nitric acid (HNO3) solution. Before use, the glassware was


washed with deionized water and dried. The stock solution oflead (1000 mg L�1) was prepared from lead from the NationalMetrology Center, Mexico (CENAM) to a nal concentration of1000 mg L�1. The stock solution was diluted with deionizedwater for preparation of the working solutions. HNO3 (99.9% w/w), hydrochloric acid (HCl, 36–38% w/w) and hydrouoric acid(HF, 48% w/w) were purchased from J.T. Baker (USA).

The LOV-microcolumn was packed with Pb resin (50–100mm) from Eichrom Industries (Lisle, USA) and glass ber pre-lters fromMillipore (USA) were used to retain the beads withinthe column. A solution of 1 mol L�1 HNO3 was used as thecolumn conditioner. A 1.3 mol L�1 solution of glycine (J.T.Baker) was employed as the eluent solution.

The chemical conditions for Pb detection by HG-AFS were asfollows: 1% m/v solution of KBH4 (Sigma Aldrich, USA) in 0.2%m/v potassium hydroxide (J.T. Baker) and 1.5% m/v K3Fe(CN)6(J.T. Baker) prepared daily. The carrier and eluates from the SPEwere adjusted to 0.18 mol L�1 HCl.

Samples

The accuracy of the LOV-HG-AFS method was veried bydetermination of the Pb concentration in different certiedreference materials (CRM) such as bone ash (SRM-1400),mussel tissue (SRM-2976) and groundwater (BCR-610). In orderto ensure the retention of lead on the column packed with Pbresin, samples were prepared in 1 mol L�1 HNO3.

Mussel tissue (SRM-2976) was obtained from the NationalInstitute of Standards and Technology (NIST, Gaithersburg,MD, USA). This material contained arsenic (As), copper (Cu),iron (Fe) and zinc (Zn) at high mg g�1 levels. Samples of SRM-2976 of about 0.5 g were digested using a closed-vessel micro-wave digestion device model MarsX (CEM, USA) with the addi-tion of 1.2 mL of concentrated HNO3 and 3.8 mL of deionizedwater.

Bone ash (SRM-1400) was also purchased from NIST. Itconsists predominantly of a calcium phosphate matrix with mgg�1 levels of aluminium (Al), Fe, strontium and Zn. Approxi-mately 0.5 g of the SRM-1400 sample was dissolved in 9 mL ofconcentrated HNO3 and 1 mL of HF for their digestion.

Aer each digestion the samples were ltered, heated todryness and diluted to a volume of 10-fold its initial volume forSRM-2976 and 25-fold for SRM-1400 with 1 mol L�1 HNO3.

Groundwater (BCR-610) was obtained from the CommunityBureau of Reference of the European Commision (Brussels,Belgium). This material contained high concentrations of Aland Cu at mg g�1 levels and to a lesser extent As and cadmium.BCR-610 was used directly from the bottle and acidied to 1 molL�1 HNO3.

In order to show the applicability of the LOV-HG-AFSmethod, environmental samples such as groundwater, drinkingwater and water from a local dam were prepared in the sameway as the BCR-610 sample and introduced directly to theproposed system.

In addition, biological samples including teeth and sh werealso analyzed. Teeth samples were from extraction for ortho-dontic reasons in children between 6–8 years in a regional

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hospital in Chihuahua State (Mexico). Sizes between 3–5 mmdiameter and weighing 0.09–0.20 g were processed using thesame procedure employed for SRM-1400, namely diluting 25-fold with 1 mol L�1 nitric acid.

The sh were collected from a local water reservoir. The shllet samples were refrigerated in plastic bags. HNO3 (10 mL)was added to sub-samples of 0.5 g for their microwave diges-tion. The digestion procedure is similar to that reported by theauthors in a previous work described elsewhere.22 Then, thedigested extract was heated to dryness and diluted 100-fold in asolution of 1 mol L�1 HNO3.

Manifold and soware

Fig. 1 shows the LOV system as well as the reagents andmanifold used in this method. The LOV microconduit (SciwareSystems, Bunyola, Spain), fabricated from methylmethacrylate,surrounds eight integratedmicrochannels (1.5 mm id/20mm inlength, except for the bead column channel whose dimensionswere 2.4 mm id and 20 mm in length), was mounted atop aneight port multiposition selection valve (Crison Instruments,Barcelona, Spain).

The impeller system is a 10 mL glass syringe (S1; Hamilton,Switzerland), connected via a holding coil (HC) to the centralport of the LOV system to address the ow to the peripheralports (1–8) of the unit, in order to carry out the sequentialaspiration of sample and reagents.

Channel 6 of the LOV unit serves as microcolumn and wasautomatically packed with an appropriate amount of Pb resin(0.604 g) in order to avoid compaction and overpressure in thesystem. To retain the sorbent within the column of the LOVunit, the outlet was furnished with a glass ber prelter (Mil-lipore) which retained the beads. A 3 mL plastic syringe wasmounted vertically on port 1 of the integrated microsystem andwas utilized as a reservoir for the resin. The peripheral portconguration was as follows: port 2 (sample in 1 mol L�1 ofHNO3), port 3 (eluent and rinsing solutions, 1.3 mol L�1

glycine), port 4 (HCl solution, 0.69 mol L�1), port 5 (waste), port7 (HCl solution to the fraction collector), port 8 (conditioningsolution, 1 mol L�1 HNO3).

Fig. 1 Schematic of the LOV-HGAFS system. LOV: lab-on-valve; C:column; HC: holding coil; V: solenoid valve.

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A three way solenoid valve (V, Takasago Electronic, Inc.,Japan) was connected to the outlet of the column. When thisvalve is in the on position, the eluate is directed to the fractioncollector while the off position dispenses the contents to thewaste.

The ow network was constructed with 0.8 mm id poly(-tetrauoroethylene) tubing (Supelco, USA), including a 6.3 mlength holding coil (1.5 mm id) connected to the LOV unit witha volume capacity of 11 mL.

All the instruments were controlled by the soware packageAutoAnalysis 5.0 (Sciware Systems).

AFS instrument

Measurements were performed using an atomic uorescencespectrometer (AF-640, Beijing Rayleigh Analytical InstrumentCorporation). The instrument was equipped with a gas–liquidseparator, which allowed the separation of the PbH4 of theaqueous phase of the sample. The operating parameters of theAF-640 are summarized in Table 1. A super-cathode lamp wasused as the radiation source (l ¼ 283 nm). In the measure-ments, the peristaltic pump drives the solution of KBH4 andK3Fe(CN)6 into the mixed module. The carrier (0.18 mol L�1

HCl) is also impelled by the peristaltic pump and goes inside toa storage loop. The peristaltic pump turns back on and thecarrier pushes the sample within a reaction loop, where thehydride generation takes place. During this process, the volatilePbH4 and the hydrogen gas produced by the reaction are carriedby the argon gas into the atomizer. The high intensity lampemits its radiation onto the lead atoms in the ground state andthe uorescence signal is quantized in a photomultiplier. Datacollection and processing as well as control over the wholeinstrument were all carried out with the manufacturer's so-ware AF-640 1.3.

Analytical procedure

The analytical procedure of the proposed LOV-HG-AFS system issummarized in Table 2 and is briey described next. First, themicrocolumn was automatically loaded with Pb resin and thenit was conditioned with 3 mL of 1 mol L�1 HNO3. Once thecolumn was ready, x mL of standard or sample (the volume will

Table 1 Instrumental settings for HG AF-640 instrument

AFS

Atomizer temperature (�C) Room temperatureArgon ow rate (mL min�1) 400Pre-read time (s) 4Delay time (s) 22Load sample time (s) 8Sample volume (mL) 1.3Sampling loading ow rate (mL min�1) 8

Hydride generation:KBH4% (m/v) 1HCl% (v/v) 1.5K3Fe(CN)6% (m/v) 1.5



Table 2 Automated procedure for the isolation and preconcentration of Pb

Step Flow rate (mL min�1) LOV position V

1. Resin loading(a) Loading beads into HC 16 1 Off(b) Filling the column 2 6 Off

2. Conditioning of Pb resin(a) Loading 3 mL of 1 mol L�1 HNO3 into HC 16 8 Off(b) Dispensing 3.2 mL of conditioning into the column 2 6 Off

3. Sample loading(a) Loading x mL of sample into HC 16 2 Off(b) Dispensing 1.2 mL of sample through the column 2 6 Off

4. Elution of Pb(a) Loading 3 mL of 1.3 mol L�1 glycine into HC 16 3 Off(b) Dispensing 3.7 mL of eluent through the column 0.8 6 On

5. Injection to the fraction collector 0.8 6 On

6. Addition of HCl solution(a) Loading 1.3 mL of 0.69 mol L�1 HCl into HC 16 4 On(b) Discarding 1.3 mL to the fraction collector 16 7 On

7. Rinsing the column(a) Loading 1 mL of rinsing into HC 16 3 Off(b) Dispensing through the column 1.2 mL 2 6 Off

8. Change of sample(a) Loading x mL of sample into HC 16 2 Off(b) Discarding 2 mL to waste 16 5 Off

9. Beads replacing(a) Loading old beads into HC 2 6 Off(b) Discarding old beads 16 5 Off(c) Loading new beads into HC 16 1 Off(d) Filling the column 2 6 Off

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vary as a function of the concentration of Pb in the sample) weredispensed onto the column. The solenoid valve (V) was startedin the off position, directing the reagents to the waste. Aer-wards, Pb was retained on the column and then it was elutedwith 3 mL of 1.3 mol L�1 glycine. However, it was necessary todispense an adequate volume of carrier (0.7 mL) to ensure thatthe tubing was cleaned and to avoid contamination andmemory effects between the samples. At this moment, V wasturned to the on position to ensure that the eluate was collectedin the fraction collector. Then, 1.3 mL of 0.69 mol L�1 of HClsolution was loaded and dispensed to the fraction collector toensure a nal volume of 5 mL and 0.18 mol L�1 HCl. Finally, asingle cleaning step was carried out to avoid cross contamina-tion in the resin. In order to change the sample and to avoidmemory effects, 1 mL of new sample (port 2) was aspirated intothe HC, and 2 mL was discarded to waste (port 5). When achange of resin was required, it was regenerated by replacingthe beads automatically. The used resin was loaded into the HCand sent to waste, then new resin was loaded into the HC fromthe resin reservoir (port 1) and dispensed at port 6 with V in theoff position (to waste) for lling the column.


Optimization of experimental conditions

Experimental design is a widely used chemometric tool to setthe optimal values of the variables that affect a system.23

Chemical and ow variables in the proposed LOV-HG-AFSsystem were optimized using a multivariate approach. Theacidic medium used for the column conditioning and for thesample was established at 1 mol L�1 HNO3, as in previousresearch.6,7

First, a screening of the independent variables and theirinteractions was carried out using a two level full factorialdesign (2k) (ref. 24 and 25) entailing 11 experiments. The rangefor each factor was chosen according to preliminary experi-mental results. The potentially critical variables for Pb extrac-tion and pre-concentration that were taken into considerationand their studied ranges were the following: eluent concentra-tion (0.1–1 mol L�1), eluent volume (3–4.5 mL) and elution owrate (0.6–2 mL min�1). The evaluation of screening results(analysis of variance (ANOVA) table, p value, Pareto chart, and soon), allowed the identication of variables that had a signicantinuence in the determination of Pb (analytical response) andto discard those with negligible effects.26 Then, a face centered



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central composite design (CCD) was performed in order to ndthe critical values of the signicant variables.27 Three centerpoints were included to identify the loss of linearity in thecenter of the interval and to evaluate the precision, in bothscreening and CCD assays. Statistica 6.0 soware was employedfor the entire multivariate analysis.

Fig. 2 Pareto chart of screening results of main and interactioneffects.

Table 3 Matrix of experimental design (CCD) and analytical response

Experiment

Independent variables Response

Gly (mg L�1)Elution ow rate(mL min�1)

Fluorescenceintensity

1 0.5 0.6 792.82 0.5 2.0 823.53 1.5 0.6 921.44 1.5 2.0 942.45 0.5 1.3 796.56 1.5 1.3 937.17 1 0.6 904.58 1 2.0 935.99 1 1.3 891.810 1 1.3 936.211 1 1.3 902.7

Results and discussionExtraction and pre-concentration of Pb on Pb resin

The Pb resin was introduced as a highly selective solid-phaseextractant.19 This material shows high Pb affinity in HNO3

media (1 mol L�1). Among the metals that show practically noadsorption on Pb resin are aluminum, calcium, iron, magne-sium, potassium, sodium and titanium.

Some reagents such as ammonium oxalate, ammoniumcitrate and glycine have been utilized to desorb Pb retained onthe Pb resin. Glycine is a low-price amino acid that possesses anamino and carboxyl groups to share electron pairs with a metalion.28 In this work, glycine was utilized as the eluent reagent.

Because a wide range of sample volumes can be loaded onthe microcolumn, i.e., 1 to 100 mL, the proposed system pres-ents great versatility in terms of the Pb content of the sample tobe analyzed. Thus, if the sample volume is larger than theelution volume, the analyte extraction and its pre-concentrationis performed at the same time, which is the most commonsituation when analyzing environmental samples. If the samplevolume is smaller than the elution volume, analyte extractionand dilution are carried out, which could be useful for moreconcentrated samples. Thus, the proposed system allows theanalysis of sample batches with high variability in Pb concen-tration using the same mass calibration curve.

Optimal working conditions

Based on a preliminary test, the loading and dispensing sampleow rate did not have an inuence on the analytical signal of Pb.

Results of the screening experiments (ANOVA table, p value,Pareto chart) showed that all the factors had a signicantinuence upon the analytical signal of Pb within the experi-mental domain (Fig. 2). However, the eluent volume was set at 3mL for further experiments, because this was the gure deter-mined by the parameters of AFS instrument operation.Furthermore, an increase in the Pb analytical signal wasobserved with increasing eluent concentration and decreasingeluent ow rate. So, these two variables were optimized by aCCD, keeping the experimental domain as wide as possible.

The new eluent concentration range in the CCD was set atbetween 0.5–1.5 mol L�1, taking into account that higherconcentrations have a negative inuence on the analyticalsignal. On the other hand, the elution ow rate range wassimilar to that used in screening, because the minimum valueof the range (0.6 mL min�1) being the lowest ow rate allowedby the syringe pump, and the maximum value (2 mL min�1)being the highest rate that does not cause overpressure on thecolumn.


Table 3 shows the matrix of experimental design (CCD) and theanalytical response. A total of 11 experiments were carried out,including three central points. The ANOVA table of the CCDindicated that only the glycine concentration had a signicanteffect in the studied experimental domain showing a good modelt (r2¼ 0.9637) without lack of t. However, critical values were notfound in the experimental range. Thus, the optimal value thatprovided the maximum analytical signal was 1.3 mol L�1 forglycine concentration. In the case of the elution ow rate, 0.8 mLmin�1 was selected because the results presented the lowest RSD.These conditions were used in further assays.

Analytical parameters

Mass calibration curves (uorescence intensity versus mass inng of Pb) with statistically satisfactory results were obtained as y¼ 50.4 � 0.4x � 2.5 � 0.5 (r2 ¼ 0.9998, n ¼ 10). The linearworking range was between 0.014–20 ng of Pb.

The detection limit (LOD) estimated for 1 mL of samplevolume was 0.004 ng. It was calculated from three times thestandard deviation (SD) of ten replicates of the blank divided bythe slope of the calibration curve. However, LOD can be also



Table 4 Analysis of teeth, fresh fish and water samples

Sample Sample ID Added (mg L�1) Foundd (mg L�1) Recovery (%)

aTeeth E40 0 1.1 � 0.3 —0.8 1.95 � 0.10 1104 4.81 � 0.10 93

E30 0 1.09 � 0.2 —0.8 1.8 � 0.2 914 4.84 � 0.10 94

MF7 0 1.6 � 0.5 —0.8 2.4 � 0.5 1084 5.15 � 0.10 90

aFish Fish1 0 0.8 � 0.3 —0.8 1.5 � 0.3 1088 9.1 � 0.6 102

Fish2 0 0.98 � 0.02 —0.8 1.7 � 0.3 948 8.38 � 0.04 92

Fish3 0 1.8 � 0.3 —0.8 2.6 � 0.5 998 10.4 � 0.2 107

Water bGroundwater 0 0.48 � 0.20 —4 4.21 � 0.30 93

bTap water 0 0.62 � 0.04 —2 2.70 � 0.20 105

cDam water 0 1.12 � 0.20 —4 4.70 � 0.40 90

a The results are reported as the Pb concentration in the analyzedsolutions. b 25 mL of sample preconcentrated volume. c 100 mL ofsample preconcentrated volume. d Results are expressed as the meanvalue � SD (n ¼ 3).

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expresed in concentration units as 0.004 mg L�1 of Pb. Thequantication limit (LOQ) achieved was 0.014 mg Pb L�1 andwas calculated from 10 times the SD of 10 replicates of the blankdivided by the slope of the calibration curve.

The proposed method provides high versatility allowing theloading of variable sample volumes (1–100 mL). Thus, theanalysis of environmental samples in a wide concentrationrange, i.e., 1.4 � 10�4 to 20 mg L�1, can be carried out. Incomparison with other previously reported works, the devel-oped methodology has a signicantly wider working range.7,29,30

Furthermore, the proposed LOV-HG-AFS system is able torenew the column in a fully automated way without requiringanalyst intervention, which allows for good repeatability andreproducibility.

The repeatability of the proposed method was 2.4% (n ¼ 10,expressed as RSD), resulting from 10 successive injections of thesame standard without changing the resin.

The reproducibility of the proposed method was 5.8%(expressed as RSD), which is lower than that obtained by a batchprocedure (9%).18 It was estimated from results obtained ondifferent working days, changing the packing of the resincolumn and using a solution of 20 ng of Pb.

The lifetime of a single charge of Pb resin was evaluated byobtaining the analytical signal of the consecutive injections of asolution that contained 20 ng of Pb. Thus, the durability of thePb resin microcolumn was estimated to be 154 injections, withrecoveries above 92%.

The extraction frequency was between 1–10 injections per h,depending on the sample volume loaded on the column, 100–1mL, respectively. These values only represent the analyte extrac-tion–preconcentration time, because the AFS has an injectionthroughput of 100 injections per h. It should be pointed out thatthe frequency obtained in the proposed method was improved incomparison with batch procedures18 (30 minutes per sample).Although a batch procedure for Pb extraction using only 0.03 g ofresin has been reported,18 and the proposed method requires 0.6g of Pb resin, it can be reused up to 154 times, as long asrecoveries remain higher than 90%. The developed methodologyrequires half of the conditioning reagent volume (3 mL of HNO3,1 mol L�1) in comparison with a HG-ICP-MS method that alsoused Pb resin (6 mL of HNO3, 1 mol L�1).7

CRM were analyzed to validate the proposed automatedsystem. The certied values for bone ash (SRM-1400), musseltissue (SRM-2976) and groundwater (BCR-610) were 9.07 � 0.12mg Pb g�1, 1.19 � 0.20 mg Pb g�1 and 7.78 � 0.13 mg Pb L�1,respectively. These values are expressed as mean value � 2SD (n¼ 3). The t-test for comparison of the means revealed that therewere no signicant differences at the 95% condence levelbetween the obtained values (9.09� 0.14 mg Pb g�1, 1.1� 0.2 mgPb g�1 and 7.8 � 0.3 mg Pb L�1, respectively) with the proposedmethodology and the certied ones.

Application to environmental and biological samples

The applicability and versatility of the proposed LOV-HG-AFSmethod were tested in the measurement of Pb in human teethand sh samples (Table 4). The addition of known


concentration standards was employed to analyze the sampleswith two levels of spiking: 0.8 and 4 mg L�1of Pb for human teethand 0.8 and 8 mg L�1 of Pb for sh samples. Three replicates ofspiked teeth and sh samples were analyzed at the two indi-cated levels. In all cases the lead recoveries were between 90–110%. Thus, the method was proven to be reliable for leaddetermination at trace levels with excellent accuracy.

The high calcium content of the teeth samples and the boneash certied sample did not interfere with the analyticaldetermination of lead, because of the high selectivity of the Pbresin for Pb retention. It has been reported that sodium andcalcium have little or no effect on Pb retention even atconcentrations of both elements of up to 1 mol L�1.19

Taking into account that Pb is found at very low concentra-tions in water samples, 25 mL of groundwater and tap waterwere passed through the column, achieving a preconcentrationfactor of 5 for both samples. Furthermore, a volume of 100 mLof dam water was pre-concentrated in the proposed system,accomplishing a preconcentration factor of 20. Satisfactoryresults were obtained, because the recovery rate of Pb waswithin the range of 90–105%.

Comparison between the LOV-HG-AFS system and othermethodologies for Pb determination

A brief review of the previously reported methods is given inTable 5. Most of the methods require relatively complicated and



Table 5 Comparison of methods for lead determinationa

Detection system SPE LOD (mg L�1)Samplevolume (mL) RSD (%)

Linear workingrange (mg L�1) Type of sample Ref.

HG-ICP-MS NA 0.008 — 0.4–6.3 0.02–5 Coastal seawater samples 29HG-AFS D401 chelating

resin0.0031 10.5 3.8 0.01–10 Geosamples 10

FI-ICP-MS Pb-resin 0.02 6 — 0.1–10 River water and sea water 7ICP-OES Pb-01 Analig 2.6 4 — 100–1000 Concentrated-matrix

electroless nickel platingwaste solutions

31

ETAAS PSTH-cpg 0.012 3 3.2 0.1–10 Sea water and biologicalsamples

30

DPASV Mercury lm 0.43 0.4 3.14 1–100 Environmental waters 9LOV-HG-AFS Pb-resin 0.004 1–100 2.4 0.014–20 Environmental water,

bone tissue and sh tissuePresentwork

a HG-ICP-MS: hydride generation-inductively coupled plasma mass spectrometry; HG-AFS: hydride generation-atomic uorescence spectrometry;STAT-FAAS: slotted tube atom-trap-ame atomic absorption spectrometry; ICP-OES: inductively coupled plasma optical emission spectrometry;ETAAS: electrothermal atomic absorption spectrometry; DPASV: differential pulse anodic stripping voltammetry; LOV-HG-AFS: lab-on-valve-hydride generation-atomic uorescence spectrometry. NA: not applicable; PSTH-cpg: chelating resin.

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time consuming procedures31 or involve the use of maskingagents in the hydride generation of Pb. In addition, reagentpurication is mandatory prior to Pb detection.29 Unlike theprocedures listed in Table 5, the proposed method has theadvantages of simplicity and selectivity given by the Pb resin andits automated approach. The automation of the developed systemis performed by a LOV technique, allowing it to be highly precise.

The LOD of the LOV-HG-AFS system was similar to thoseobtained by previous methods in which hydride generationcoupled to ICP-MS and AFS were used as the detectionsystems.10,29 However, the detection limit of the present methodis better than those also obtained with a pre-concentrationprocedure.9,30,31 Besides, our LOD has been improved incomparison with the detection limits obtained by inductivelycoupled plasma atomic emission (ICP-OES). Therefore, thehyphenation of the preconcentration procedure, the hydridegeneration system and the AFS as detector improved the LODup to 650-fold (see Table 5).31

Good precision was attained because of the automationgrade of the proposed methodology. The linear working rangewas wider than the previously mentioned methods by severalorders of magnitude. In addition, the proposed methodologyavoids contamination of the sample at any step of the SPE. Aminimum amount of Pb resin was required and its automaticrenewal and charging onto the microcolumn is possible.

It should be pointed out that the LOV-HG-AFS systemallowed sample volume loading on the column between 1–100mL and the analysis of lead in both environmental and bio-logical matrices over a wide concentration range. Furthermore,the consumption of reagents and argon gas of the proposedsystem was lower in comparison with ICP-MS procedures.7,29

Conclusions

The use of the LOV ow technique exploiting a selectiveextraction by means of the Pb resin and AFS as a detection


system provided great advantages in the determination of Pb.These include not only the automation of the extraction andpre-concentration procedures of the analyte, but also theautomatic renovation and conditioning of the resin. A detec-tion limit comparable with ICP-MS procedures was obtainedwith an inexpensive system. The linear working range of theproposed method and the loading of variable sample volumes(achieving a pre-concentration factor of 20) provide highversatility allowing the analysis of samples in a wide concen-tration range. The applicability of the technique was tested inthe analysis of environmental samples (tap water, ground-water and water from a dam), complex biological matrices(human teeth and sh) and CRM (BCR-610, SRM-2976 andSRM-1400) with satisfactory results. The proposed analyticalmethod offers excellent analytical features such as highsensitivity, small amount of resin used and a high degree ofautomation compared to manual methods. Futhermore, thehigh selectivity of the Pb resin could be highlighted becausecomplex matrix samples were analyzed without interferencesfrom others metals. In addition, another advantage providedby the use of the LOV technique is that it greatly reduces theconsumption of the sample and reagents, and thereforereduces the waste generated, contributing to so-called “greenchemistry”.

Acknowledgements

This study was supported by the National Council of Scienceand Technology in Mexico (CONACYT) and the Government ofChihuahua State (project FOMIX CHIH-2013-C03-194659) aswell as the Spanish Ministry of Economy and Competitiveness(project CTQ2013-47461-R) and the Balearic Government(project 43/2011) both conanced by FEDER funds. B. Beltranacknowledges to CONACYT for the doctoral grant and alsothanks Alejandro Benavides for his support.



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Determination of lead in complexsample matrices by atomicfluorescence spectrometry:optimisation of online hydridegenerationBlanca G. Beltrána, Luz O. Leala, Laura Ferrerb & Victor Cerdàc

a Environment and Energy Department, Advanced MaterialsResearch Center (CIMAV), Chihuahua 31136, Mexicob Environmental Radioactivity Laboratory, University of theBalearic Islands, 07122 Palma, Spainc Department of Chemistry, University of the Balearic Islands,07122 Palma, SpainPublished online: 28 Aug 2015.

To cite this article: Blanca G. Beltrán, Luz O. Leal, Laura Ferrer & Victor Cerdà (2015):Determination of lead in complex sample matrices by atomic fluorescence spectrometry:optimisation of online hydride generation, International Journal of Environmental AnalyticalChemistry, DOI: 10.1080/03067319.2015.1077519

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Determination of lead in complex sample matrices by atomic fluorescencespectrometry: optimisation of online hydride generation

Blanca G. Beltrána, Luz O. Leala*, Laura Ferrerb and Victor Cerdàc

aEnvironment and Energy Department, Advanced Materials Research Center (CIMAV), Chihuahua 31136,Mexico; bEnvironmental Radioactivity Laboratory, University of the Balearic Islands, 07122 Palma,

Spain; cDepartment of Chemistry, University of the Balearic Islands, 07122 Palma, Spain

(Received 6 May 2015; accepted 20 July 2015)

Lead hydride or plumbane (PbH4) generation was optimised by exploiting a simpleflow-injection method coupled to atomic fluorescence spectrometry (HG-AFS), and allowingultra-trace lead determination. Plumbane was generated through two methods: (1) 5% (v/v)H2O2 was employed as oxidant with 1.5% (m/v) KBH4 as a reducing agent and 1.5% (v/v)HCl solution; (2) with 1.5% (m/v) K3[Fe(CN)6] as an oxidant/sensitiser, 1% (m/v) KBH4 as areducing agent and 1.5% (v/v) HCl. Variables such as reagent concentrations, flow rates andsample and reagent volumes were tested and critically compared. The best results wereobtained with potassium ferricyanide K3[Fe(CN)6], achieving a detection limit of 0.03 μgPb L−1 and a relative standard deviation (RSD) of 1.1%. The selected method was validatedby analysis of certified reference materials such as SRM-2976 (mussel tissue) and BCR-610(groundwater), with good agreement with the certified values. The developed methodologywas successfully applied to different environmental sample matrices, such as rain water, tapwater, ground water, spring water and drinking water, and biological samples, i.e., humanblood, plasma and serum.

Keywords: lead hydride; oxidising agents; atomic fluorescence; water samples; bloodanalysis

1. Introduction

In recent years, interest in the determination of lead has been increased, particularly inbiological, food and environmental sample matrices [1–4]. Lead has been extensively studieddue to its high toxicity and bioaccumulation effect in organisms, since it is present in the trophicchain even at very low concentrations [5]. Thus, in order to understand the metabolic disorderscaused by Pb and its mechanisms of toxicology, lead determination has been carried out in somebody fluids such as blood, serum and plasma [6].

As regards water systems, Pb pollution represents a serious influence in the quality of lifefor people, especially in urban areas. Although the concentration of lead in natural waters isextremely low (sub-ppb level) [7], it is important to monitor the level of lead in theseenvironmental samples.

Hydride generation (HG) technique coupled with several spectrometric techniques is widelyused for determination of elements that can form volatile hydrides such as Pb, at trace orultratrace concentrations [8]. HG is carried out by the reaction of a derivatising reagent(tetrahydroborate(III), TBH) and the target analyte in acid medium [9]. This technique promotes

*Corresponding author. Email: [email protected]

Intern. J. Environ. Anal. Chem., 2015http://dx.doi.org/10.1080/03067319.2015.1077519

© 2015 Taylor & Francis

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the separation of the analyte from the matrix. However, some interference can occur in both, gasand liquid phases [10].

Nevertheless, there is a main drawback in lead determination by HG that should be takeninto account. The efficiency of lead hydride production is low and has shown thermal instability,in comparison with other elements that form volatile hydrides [11]. Thus, lead HG dependsgreatly on experimental conditions and reagents used. That is, presence of additives such asoxidising agents, masking agents and/or chelating agents is required to improve lead hydrideproduction [12].

The generation of lead hydride or plumbane (PbH4) is one of the most interesting andcontroversial cases [9]. More efficient plumbane generation was reported for Pb(IV) than Pb(II)[13], while other authors found that the presence of an oxidant was mandatory to improveplumbane generation, independent of the lead oxidation state [14]. In the latter case, hydrogenperoxide was employed as the oxidising agent for the generation of lead hydride. Thus, theyconcluded that the oxidant can generate activated species, which in turn produce a catalyticeffect in the formation of PbH4. In the same way, potassium dichromate, potassium permanga-nate and cesium sulphate(II) [15], ammonium peroxodisulphate [16] and potassium ferricyanide[9,17] have been employed as oxidising agents.

Potassium ferricyanide has been widely utilised in the generation of plumbane by formationof borano complex intermediates [18]. This reagent has proved to be effective in reducing theinterferences and enhancing the formation of the Pb hydride [9,19]. Nevertheless, the role ofoxidants in lead HG is still under investigation. Therefore, development and understanding ofefficient plumbane generation is required for establishing optimal operation conditions of theanalytical system [19].

Atomic fluorescence spectrometry (AFS) presents interesting analytical features such as lowdetection limits and a wide linear calibration range. AFS is compatible with online hydride/vapour generation systems; therefore, it is most suitable for measuring hydride/vapour-formingspecies [20]. The coupling of flow injection analysis (FIA) to HG-AFS has been applied for leaddetermination, providing good figures of merit [17,21].

Thus, the aim of this work was the optimisation and evaluation of two different protocolsfor online plumbane generation and their effects on lead analytical signal by HG-AFS, sinceuntil now a comparison between hydrogen peroxide and ferricyanide as oxidising reagents inplumbane generation is not reported. Furthermore, the positive effect of KI in the analyticalsignal of lead is described. Moreover, the selected methodology was validated by means ofcertified reference materials (SRM-2976 mussel tissue and BCR-610 groundwater) andapplied to different complex sample matrices, such as rain water, tap water, ground water,spring water and drinking water, and biological samples, i.e., human blood, plasma andserum.

2. Experimental

2.1. Reagents

All chemicals used were of analytical reagent grade. All solutions were prepared with Milliporepurified water. Glassware was soaked in 10% (v/v) HNO3 and rinsed with Millipore water.

Standard solutions of Pb were prepared by gradually diluting 1000 mg Pb L−1 standard stockobtained from CENAM (National Metrology Center, Mexico).

Nitric acid (99.99% w/w), hydrochloric acid (36–38% w/w), hydrogen peroxide (30% w/w),potassium hydroxide (87% w/w), potassium ferricyanide (99.5% w/w) and potassium iodide(99.6% w/w), were purchased from J.T. Baker (USA).

2 B.G. Beltrán et al.

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Two oxidising reagents were used for plumbane generation, hydrogen peroxide method(PM method) and potassium ferricyanide method (FeM method).

PM method: The reducing agent solution was prepared with 1.5% (m/v) of potassiumborohydride (KBH4, Sigma Aldrich, USA) in 0.2% (m/v) KOH. A solution with 1.5% (v/v)of HCl and 5% (v/v) of H2O2 was utilised to prepare standards and samples.

FeM method: The reducing agent solution was prepared with 1% (m/v) of KBH4 and1.5% (m/v) of potassium ferricyanide (K3Fe(CN)6) in 0.2% (m/v) of KOH. Standard solutionsand samples were prepared in 1.5% HCl solution. Besides, potassium iodide was added as amasking agent into the reducing solution at a concentration of 1.8% (m/v) for the analysis ofcertified reference material BCR-610 by FeM method.

A solution 1.5% (v/v) of HCl was employed as a carrier in both methods.

2.2. Procedure

Measurements were performed by means of an atomic fluorescence spectrometer AF-640(Rayleigh Analytical Instrument Corp., Beijing, China). The instrument was equipped with agas–liquid separator (GLS), which allows the separation of PbH4 of the aqueous phase of thesample. The operating parameters of the AF-640 are summarised in Table 1. A super-cathodelamp (Rayleigh Analytical Instrument Corp., Beijing, China) was used as the radiation source(λ = 283 nm). Figure 1 depicts a schematic of HG-AFS system for Pb determination. First, theperistaltic pump drives the reducing solution and the carrier (1.5% HCl) or sample which goesinside a holding coil (HC, 281.5 cm length/1 mm i.d.). The peristaltic pump turns back on andthe streams are dispensed towards a reaction coil (RC, 27 cm length/1 mm i.d.), where HG takesplace. The liquid and gaseous phases are conducted to a GLS, where the liquid phase isdiscarded as waste. During this process, the volatile lead hydride (PbH4) and the hydrogengas produced by the reaction are carried by argon gas with a flow rate of 400 mL min−1 into theatomiser. The temperature of the atomiser is controlled by the computer and divided into sixmodes: room temperature (no heating), 100°C, 200°C, 300°C, 400°C and 450°C. A single-wireauto-ignition device controlled by low voltage is mounted on the upper part of the atomiser. Thehigh-intensity lamp emits its radiation onto the lead atoms in the ground state and thefluorescence signal, known as fluorescence intensity, which is quantised in a photomultiplier

Table 1. Instrumental setting for HG-AF-640 instrument.

Parameter PM FeM

AFSTemperature of atomiser (°C) 100 Room temp.Carrier argon flow (mL min−1) 300 400Delay time (s) 6 4Reading time (s) 24 22

FI systemLoad sample time (s) 10 8Sample volume (mL) 1.6 1.3Sample flow rate (mL min−1) 10 8

Chemical variablesKBH4 % (m/v) 1.5 1HCl % (v/v) 1.5 1.5K3[Fe(CN)6] % (m/v) – 1.5H2O2 % (v/v) 5 –

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tube (detector). Data collection and processing as well as the control over the whole instrumentwere all carried out with the help of manufacturer software AF-640 1.3.

2.3. Sample pretreatment

In all cases, the HCl concentration was adjusted to 1.5% to ensure adequate and efficientgeneration of the plumbane.

Two certified reference materials, a groundwater sample (BCR 610, Community Bureau ofReference BCR, European Commission) and a lyophilised mussel tissue (SRM 2976, NationalInstitute of Standards and Technology, USA), were employed for validation of the developedmethodology. For this purpose, 0.5 g of SRM-2976 was weighed into a microwave Teflonvessel, to which 1.2 mL of nitric acid and 3.5 mL of water were added. After digestion, thesample was diluted to 50 mL with 1.5% HCl solution.

The BCR-610 was acidified to a concentration of 1.5% HCl solution. However, theaddition of 1.8% (m/v) KI as a masking agent into the reducing solution (KBH4) wasmandatory in order to avoid interferences of foreign ions [10]. In addition, rain water, tapwater, ground water, spring water and drinking water samples were analysed. First, thewater samples were filtered in order to remove particles or dust. Then, they were acidifieduntil a 1.5% concentration of HCl.

In order to ensure accuracy in a complex matrix such as blood, the sample pretreatment isthe most critical step. Thus, blood samples were separated in fractions and Pb was analysed inentire blood, plasma and serum. First, 1 g of sample was weighed and placed in a Teflon (PTFE)vessel, and then 10 mL of concentrated HNO3 solution was added. The blank must contain thesame amount of reagent (10 mL of HNO3). The blood, serum and plasma samples were digestedin a microwave digester MARSx (CEM Corporation, USA). After that, each sample wasfiltered, heated to dryness and dissolved in a solution of 1.5% HCl to 100 mL. The microwavedigestion procedure was carried out in agreement with the method and programme setup, bothproposed by the microwave digester manufacturer.

3. Results and discussion

3.1. Optimisation of experimental conditions

In order to achieve the most efficient performance in terms of highest analytical signal and bestprecision, some parameters were investigated for both methods, PM and FeM. The optimisationof the variables was carried out by the univariate method.

Figure 1. Scheme of HG-AFS system for lead determination. Holding coil, HC; reaction coil, RC; gasliquid separator, GLS; reducing solution (KBH4 for PM and KBH4–K3Fe(CN)6 in FeM); sample andcarrier (1.5% HCl–5% H2O2 in PM and 1.5% HCl in FeM); carrier 1.5% HCl solution.


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The AFS parameters, including carrier argon flow, delay and reading times, were optimisedand are summarised in Table 1. Values of lamp current, auxiliary cathode current and atomiserheight were those recommended by the AF-640 user manual.

The atomiser temperature affects the complete atomisation of Pb from plumbane [5]. Roomtemperature (no heating), 100°C, 200°C and 300°C were tested in order to optimise theatomisation temperature. The FeM method was carried out at room temperature, while PMmethod required an additional temperature of 100°C in the atomisation process.

The influence of sample volume on the efficiency of plumbane generation was assessed forboth, PM and FeM, methods within the range 0.3–2.4 mL. As can be expected, Pb analyticalsignal increased linearly with increasing sample volume up to 2.1 mL and 1.6 mL for the PMand FeM methods, respectively (Figure 2), as a result of more plumbane generated. If thesample volume increases, the residence time also increases (maintaining a constant flow rate),which also favours plumbane generation. However, taking into account that higher samplevolumes reduce sample frequency and increase reagent consumption, an optimal sample volumewas chosen in order to reach a compromise between higher analytical signal and samplethroughput. Thus, a required and adequate volume of 1.6 mL (10 s load time) was chosen forPM method, whereas 1.3 mL (8 s load time) was selected for FeM method. In addition, thechosen values had lower standard deviation between their measurements.

The peak signal height was strongly dependent on the sample flow rate. Then, seeking acompromise among the frequency, sensitivity and precision of the measurements, optimalsample flow rate was found to be varying within the ranges 8–13 mL min−1 for PM methodand 6–16 mL min−1 for FeM method. In both methods, the analytical signal of lead increasedwith increasing flow rate until 10 mL min−1, and gradually decreased with higher flow rates. Itcan be due to an incomplete plumbane generation reaction, since higher flow rates shortenresidence times. Thus, a flow rate of 10 mL min−1 was selected in both methods (Figure 3).

The residence times in RC were calculated for both methods taking into account theoptimised sample volume (1.6 mL and 1.3 mL for PM and FeM, respectively) and the optimisedsample flow rate 10 mL min−1. The values obtained were 9.6 s for PM method and 8 s for FeMmethod.

0

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0 0.3 0.6 0.9 1.2 1.5 1.8 2.1 2.4

FeM

PM

Fluo

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ence

inte

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in F

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Sample volume (mL)

Fluo

resc

ence

inte

nsity

in P

M

Figure 2. Optimisation of sample volume for PM and FeM methods. Conditions of PM: 20 µg L−1 Pbsolution, 1.5% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 5% (v/v) H2O2. Conditions of FeM: 10 µg L−1 Pb solution,1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v) K3Fe(CN)6. Sample flow rate of 10 mL min−1 for bothmethods.


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3.2. Chemical variables

The KBH4 solution was used as both, reducing agent and hydrogen supplier, which wasnecessary to support the argon–hydrogen flame. Low concentrations of KBH4 could noteffectively reduce the analyte to hydride and sustain the argon–hydrogen flame, while higherconcentrations (>2.5% m/v) increase the signal. However, there is an excessive foaming andaerosol formation, which tended to cause trouble for phase separation. In addition, reagentconsumption is also increased. Some works have reported that in the first stage of gas–liquidseparation, the foam might be entrapped in the gas phase and introduced into the atomiser [22].Therefore, an optimisation of the KBH4 concentrations was made. Then, 1.5% and 1% (m/v) ofTBH were chosen for the PM and FeM methods, respectively (Figure 4).

In the case of PM method, increasing H2O2 concentration causes increase in fluorescenceintensity, but the precision of the measurements decreases. Thus, a solution of 5% (v/v)hydrogen peroxide was chosen as the optimal value (Figure 5). In the case of FeM method,1.5% (m/v) potassium ferricyanide was selected as the optimal value, giving the highestanalytical signal and the smaller standard deviation (Figure 6).

It was observed a considerable increase in the analytical signal of 10 µg L−1 lead withthe use of ferricyanide, since it was increased six-fold in comparison with that obtained withhydrogen peroxide in the determination of the same concentration. It has been reported thatthe reaction of TBH with hexacyanoferrate(III) forms ‘special’ hydroboron intermediateswhich react efficiently with Pb(II), giving strong enhancement of plumbane generationefficiency [9].

In order to maintain the stability of the whole system during the HG process and to optimisethe performance of the overall system, it is recommended to employ a single HCl concentrationfor carrier solution, samples and standards, which would be favourable to maintain the highestsensitivity [23]. In this work, the optimal concentration of HCl was tested in the range of1–2.5% (v/v), which was in agreement with previous works [21,23]. Thus, 1.5% (v/v) HCl waschosen for both, PM and FeM, methods because higher acid concentrations caused a decrease inthe Pb analytical signal (Figure 7).

400

500

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1800

1900

2000

2100

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6 8 10 12 14 16

Fluo

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in F

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Sample flow rate (mL min−1)

FeM

PM

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Int

ensi

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PM

Figure 3. Sample flow rate optimisation for PM and FeM methods. Conditions of PM: 20 µg L−1 Pbsolution, 1.5% (v/v) HCl, 5%(v/v) H2O2, 1.6 mL sample volume. Conditions of FeM: 10 µg L−1 Pbsolution, 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v) K3Fe(CN)6, 1.3 mL sample volume.


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3.3. Analytical parameters

The analytical figures of merit were evaluated under the optimal experimental conditions andsummarised in Table 2. For both PM and FeMmethods, calibration curves were constructed. Linearrange, detection and quantification limits, correlation coefficient and relative standard deviation(RSD) were also obtained. RSD was evaluated from 15 successive injections using a Pb standard of3 µg L−1 for PM and 1.2 µg L−1 for FeM. The detection limit (LOD) was calculated as three timesthe standard deviation of 10 successive blank signal measurements divided by the slope of thecalibration curve (3σ/s), while the quantification limit (LOQ) was calculated as 10σ/s [1].

0

200

400

600

800

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1000

1500

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2500

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4

Fluo

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in F

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KBH4 concentration (% m/v)

FeM

PM

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Int

ensi

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PM

Figure 4. Effect of KBH4 concentration on the Pb analytical signal. Conditions of PM: 20 µg L−1 Pbsolution, 1.5% (v/v) HCl, 5% (v/v) H2O2, 1.6 mL sample volume. Conditions of FeM: 10 µg L−1 Pbsolution, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v) K3Fe(CN)6, 1.3 mL sample volume.

0

100

200

300

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600

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2.5 5 7.5 10

Fluo

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inte

nsity

H2O2 concentration (% v/v)

PM

Figure 5. Optimisation of oxidising agent. Conditions for PM: 20 µg L−1 Pb solution, 1.5% (v/v) HCl,1.5% KBH4 (m/v), 1.6 mL sample volume.


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2295

2315

2335

0 0.5 1 1.5 2 2.5

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K3Fe(CN)6 concentration (% m/v)

FeM

Figure 6. Optimisation of oxidising agent. Conditions for FeM: 10 µg L−1 Pb solution, 1.5% (v/v) HCl,1% (m/v) KBH4, 1.3 mL sample volume.

0

100

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3000

1 1.5 2 2.5

Fluo

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in F

eM

HCl concentration (% v/v)

FeM

PM

Fluo

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Int

ensi

ty in

PM

Figure 7. Influence of HCl concentrations on analytical signal of lead. Conditions for PM: 20 µg L−1 Pbsolution, 1.5% (m/v) KBH4, 5% (v/v) H2O2, 1.6 mL sample volume. Conditions for FeM: 10 µg L−1 Pbsolution, 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v) K3Fe(CN)6, 1.3 mL sample volume.

Table 2. Analytical parameters in plumbane generation.

Analytical parameter PM FeM

Detection limit (µg L−1) (n = 10) 0.42 0.03Quantification limit (µg L−1) (n = 10) 1.4 0.1Linear range (µg L−1) 1.4–80 0.1–80Determination coefficient (r2) 0.9994 0.9986RSD (%) (n = 15) 7.1 1.1Injection frequency (h−1) 53 70


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3.4. Selection of the methodology

The selection of the most appropriate method was conducted taking into account: (1) theoptimisation of AFS parameters and chemical variables; and (2) analytical parameters.

As mentioned above, potassium ferricyanide enhances the analytical signal of lead, provid-ing higher sensitivity for FeM method.

Low value of RSD obtained for the FeM method indicates a better precision than thePM methodology, i.e., FeM gave a RSD of 1.1% (n = 15), more than six-fold lower thanPM (7.1% RSD, n = 15). In addition, detection limits of 0.03 and 0.42 μg Pb L−1 were achievedfor the FeM and PM methods, respectively, showing a lower LOD for FeM method.Consumption of sample and reducing agent of FeM method was lower than that of the PMmethod. Even more, a higher injection frequency was accomplished by means of FeM and itwas carried out at room temperature, while PM method required an additional temperature of100°C in the atomisation process. Thus, FeM method provides better figures of merit, whichconvert it into a powerful tool in the analytical measures of low Pb concentrations either inenvironmental or biological samples. In addition, FeM decreases the sample and reagentconsumption and, as a consequence, there is reduction in waste generation.

3.5. Accuracy evaluation

The accuracy of the FeM method was evaluated by analysing two certified reference materials:groundwater (BCR-610) and mussel tissue (SRM-2976). The obtained results (7.13 ± 0.05 and1.1 ± 0.2 mg Pb kg−1 for BCR-610 and SRM-2976, respectively) are in good agreement with thecertified values (7.78 ± 0.13 and 1.19 ± 0.18 mg Pb kg−1 for BCR-610 and SRM-2976,respectively). T-tests were conducted in order to compare the experimental data with the certifiedconcentrations, and no significant differences were found at a confidence level of 95% for n = 3.

Nevertheless, the analysis of BCR-610 was affected by the presence of interfering ions. Thecontent of the certified groundwater includes both transition metals (Al, Cu, Ni) and otherhydride-forming elements such as As and Cd. In order to solve this drawback, potassium iodidewas tested as a masking agent and added to the reducing solution, since it has been reported thatthe mode of KI addition has an influence on its effect as masking agent. Thus, masking effect isobserved when KI was added to THB, but not when it is added to sample [24]. KI masksinterferences of Cu on the analytical determination of Sb due to the formation of CuI precipitate[25]. In our experiment, no precipitate was observed. However, the use of KI improved theanalytical signal of lead, leading to good recoveries of Pb in BCR-610. Recent studies on themechanism of HG [26,27] suggest that the role of additive-analyte could be the formation ofsuitable analyte precursors, which are more reactive towards THB than the analyte. Thishypothesis could explain the action of KI in the analysis of BCR-610.

3.6. Application of FI-HG-AFS technique for lead determination in biological andenvironmental samples

It is possible to evaluate the impact of lead poisoning in aquatic systems, since the methodologyproposed can be applied to lead monitoring in waters at ultratrace concentration levels. Inaddition, the method offers excellent analytical features. Then, Pb determinations were carriedout in rain water, tap water, ground water, spring water and drinking water samples.

On the other hand, the analysis of lead in biological samples is an important tool for themonitoring of occupational and environmental health; for this reason and in order to demonstrateother applications of the developed method, human blood, plasma and serum samples were also


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analysed. Spiking/recovery assays were performed at different concentration levels of lead for theevaluation of matrix interferences of real samples. External calibration method was used for theFI-HG-AFS measurements to determine the amount of Pb in environmental and biologicalsamples. Table 3 shows the spike levels and the results obtained in the analysis of these samples.In all cases, lead recoveries were between 94% and 110%. Thus, the method has been proven tobe reliable for lead determination at trace levels, with excellent accuracy.

4. Comparison between FeM using FI-HG-AFS and other methods

As can be seen in Table 4, the LOD and the linear range of the FeM method were betterthan other methods exploiting HG-AAS [1,28] and HG-AFS [19]. However, LOD similar or

Table 3. Determination of lead in complex matrix samples by FeM method andHG-AFS.

SampleAdded(µg L−1)

*Found(µg L−1)

Recovery(%)

Tap water 0 0.5 ± 0.05 –0.5 1.04 ± 0.05 1082 2.50 ± 0.05 100

Rain water 0 0.16 ± 0.05 –0.5 0.67 ± 0.07 1022 2.10 ± 0.05 97

Ground water 0 0.16 ± 0.070.5 0.64 ± 0.06 962 2.04 ± 0.06 94

Spring water 0 <LOQ0.5 0.50 ± 0.05 1002 2.10 ± 0.07 105

Drinking water 0 <LOQ0.5 0.50 ± 0.007 1001 0.97 ± 0.04 97

Human blood 0 <LOQ –2 2.05 ± 0.009 1024 3.87 ± 0.02 976 6.10 ± 0.02 1028 7.90 ± 0.03 9910 9.99 ± 0.02 100

Human serum 0 0.117 ± 0.002 –2 2.036 ± 0.002 964 4.078 ± 0.002 996 5.959 ± 0.016 978 7.740 ± 0.016 9510 10.24 ± 0.04 101

Human plasma 0 <LOQ –2 2.2 ± 0.2 1104 4.08 ± 0.19 1026 6.01 ± 0.2 1008 7.75 ± 0.07 9710 10.25 ± 0.08 102

Note: *The results are expressed as the mean of three replicates ± SD.


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lower by several orders of magnitude than those of the FeM method were found [17,21].Moreover, these methods required high sample volumes (11.7 and 10.5 mL), since they usepreconcentration procedures, reducing at the same time the injection frequency. Thus, ifsample volume is a great concern, especially in the analysis of biological samples, one ofthe advantages of the FeM method is the low consumption of sample (1.3 mL). The linearrange of FeM method was 0.1–80 µg L−1, which allows the analysis of samples in a widerange of concentrations with a high sensitivity. In addition, other analytical parameters, suchas RSD (1.1%) and injection throughput of 70 h−1, were improved with the FeM method.

5. Conclusions

The methodology based on the use of potassium ferricyanide as an oxidant reagent in aFI-HG-AFS system was proved to be suitable for Pb trace level determination in a variety ofenvironmental and biological samples. It makes of this method an attractive technique forroutine determination of trace amounts of lead, with further advantages such as simplicityand lower running costs. In addition, the method offers a low detection limit, avoiding pre-concentration procedures, a wide linear range and good repeatability. On the other hand, itshould be highlighted that in the determination of lead by HG it is mandatory to useadditives such as oxidising and masking agents to improve the efficiency of the reactionsby means of activated species intermediates to avoid chemical interferences. The addition ofKI to the reducing solution was suitable for avoiding chemical interferences in BCR-610analysis. The applicability of the technique was tested in the analysis of environmentalsamples such as natural waters (rain water, tap water, ground water, spring water anddrinking water) and biological matrices (blood, serum and human plasma, SRM-2976)with satisfactory results.

AcknowledgementThe authors would like to thank Alejandro Benavides for his support.

Disclosure statementNo potential conflict of interest was reported by the authors.

Table 4. Comparison between the FeM method and other methods in Pb determination by HG.

*Detection techniqueDetection

limit (µg L−1) RSD (%)Injection

frequency (h−1)Sample

volume (mL) Reference

FI-HG-AAS 0.3 3 – 1 [1]FI-HG-AAS 0.4 3.8 70 0.75 [28]FI-HG-AFS 0.3 4.1 – – [23]SPE-HG-AFS 0.016 3.4 30 11.7 [21]SPE-HG-AFS 0.003 3.8 15 10.7 [17]FI-HG-AFS 0.03 1.1 70 1.3 Present work

Note: *FI-HG-AAS, flow injection-HG-atomic absorption spectrometry; FI-HG-AFS, flow injection-HG-AFS;SPE-HG-AFS, solid phase extraction coupled with HG-AFS.


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FundingThis study was supported by the Spanish Ministry of Economy and Competitiveness [project CTQ2013-47461-R and project CTM2013-42401-R], both cofinanced by FEDER funds. B. Beltrán acknowledges theNational Council of Science and Technology in Mexico (CONACYT) for the doctoral grant..

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http://dx.doi.org/10.1590/S0103-50532005000400004

http://dx.doi.org/10.1590/S0103-50532005000400004

http://dx.doi.org/10.1007/s00769-006-0099-7

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http://dx.doi.org/10.1080/00387010600854345

http://dx.doi.org/10.1016/j.talanta.2004.03.005

http://dx.doi.org/10.1016/j.sab.2008.02.007

http://dx.doi.org/10.1016/j.trac.2009.12.002

http://dx.doi.org/10.1039/an9941901647

http://dx.doi.org/10.1007/BF01198298

http://dx.doi.org/10.1007/BF00279263

http://dx.doi.org/10.1016/0039-9140(95)01517-F

http://dx.doi.org/10.1016/0039-9140(95)01517-F

http://dx.doi.org/10.1155/2009/101679

http://dx.doi.org/10.1039/c2ay25888a

http://dx.doi.org/10.1039/c2ay25888a



http://dx.doi.org/10.1016/S0003-2670(02)00438-5

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http://dx.doi.org/10.2116/analsci.23.1109

http://dx.doi.org/10.1039/B511829H

http://dx.doi.org/10.1007/s00216-007-1127-0

http://dx.doi.org/10.1016/0584-8547(86)80057-X

http://dx.doi.org/10.1016/S0003-2670(00)82488-5

http://dx.doi.org/10.1016/S0003-2670(00)82488-5



http://dx.doi.org/10.1021/ac070513p

1

Artículo en revisión

Masking agents evaluation for lead determination by

flowinjection-hydride generation-atomicfluorescence

spectrometry technique: effect of KI, L-cysteine and 1,10-

phenanthroline

Blanca Beltrán1, Luz O. Leal

1*, Laura Ferrer

2, Víctor Cerdà

2

1Environment and Energy Department, Advanced Materials Research Center (CIMAV) S.C., Miguel de Cervantes 120,

Chihuahua, Chih.31109, Mexico.

2 Department of Chemistry, University of the Balearic Islands, Cra. Valldemossa km 7.5, 07122 Palma, Spain.

*corresponding author: [email protected]

Abstract

The greatest problem with the determination of lead by hydride-generation (HG)technique is the

interference from foreign ions present in complex matrix samples. In order to minimize these

interferences, the effect of masking agents such as KI, L-cysteine and 1,10-phenanthroline was

studied in the absence and in the presence of selected interfering species (As, Cr, Cu and Fe).

Different modes of addition of masking agents were accomplished,i.e., either to sample or KBH4

reducing solution. The lead determinations were performed by flow HG (PbH4) coupled with

atomic fluorescence spectrometry. The linearity of calibration graphs was not affected by the

addition of the masking agents. However, L-cysteine produced high values of the blanks. The use of

KI in the reducing solution, diminishes interferences from concentrations of As and Cu. 1,10-

mailto:

2

phenanthroline showed a satisfactory effect on the interference by As. Cr and Cu appeared to be the

most serious interfering ions for plumbane, nevertheless,a moderate masking effect was observed

using KI. Fe not presented any interference under the employed experimental conditions, even at

high levels. The importance of optimizing experimental conditions appropriate for each of the

masking agents used, such as, concentration and mode of addition, in order to mitigate or at least

reduce the interference that occur in the HG of lead was recognized. Finally, it was established the

maximum tolerated level of each one of the foreign ion tested in presence of masking agents.The

accuracy in the determination of lead at trace levels in BCR-610 (groundwater) certified reference

material was reached using KI as masking agent.

Keywords:plumbane, hydride generation, masking agents,interferences, KI, L-cysteine, 1,10-

phenanthroline

1. Introduction

The determination of ultra-traces of lead in environmental samples plays an important role in the

pollution monitoring[1]. Among of several techniques used to measure lead concentrations,

fluorescence atomic spectrometry (AFS) has been widelyused as detection technique for the

analysis of different kind of biological and environmental samples[2, 3]. However, in the case of the

analytical determination of trace amounts of lead, the direct analysis is inadequate, and it is

necessary to improve the sensitivity of AFS by usinghydride generation (HG)[4].In the last 10

years, the coupling of the HG with different detection systems has increased and extended to

multiple applicationsin biological, environmental and food samples [5]. An additional advantage of

HG is the separation of the analyte from the matrix sample[6, 7] that together with a flow-based

technique offers a sensitive detection and fast operation[8].Moreover, it is well knowna variant of

the HG called chemical-vapor generation (CVG), in which volatile species arising of the transition

metals such as Fe, Cu and Cr. These vapor species are highly unstable and can readily form colloids

or macro precipitates[9, 10].

HG volatile hydrides of As,Sn, Sb, Cd, Se, Hg and Pb[11]are usually generated using

tetrahydroborate (TBH) in acid medium (HCl, HNO3)[12].In the case of Pb, the generation of

plumbane(PbH4) is achieved by using TBH in combination with potassium ferricyanide

(K3[Fe(CN)6), which is one of the most used additives improving the Pb HG[4, 13]. The generation

of lead hydride is difficult and different to other hydride-forming elementsdue that it is highly

susceptible to suffer interferences, which can be produced by foreign ions (As,Cu, Fe and Cr)

3

presentin sample matrices. PbH4 can only be achieved in the presence of oxidizing and chelating or

masking agents[14].

Thus, the most serious interferences derive from transition metals (e.g., Cu, Fe, Cr) and hydride-

forming elements (As), especially when they are present in sample solution at relatively high

concentrations[5]. For example, in water samples, Pb concentrations have been found in a range of

0.48-1.12 µg Pb L-1

[15]while As levels in groundwater samples could be found up to 800 µg As L-

1[16]. In the case of Cu, the levels found in wastewater, tap water and river water were 88.9, 68.9

and 79.3 µg Cu L-1

, respectively[17]. For Cr, it has been reported concentrations between 0.4 and 8

µg Cr L-1

for drinking water, while high levels of Cr have been reported for soil samples (102-200

mg Kg-1

)[18]. Furthermore, levels of Fe in river water and drinking water samples were found

between 245-365 µg Fe L-1

[19].

The interferences can occur before orduring formation of the hydride or in the separation of the

volatile species from the liquid phase and during atomization[4].Different interferences mechanisms

have been proposed, among them one in which the reduction of the interfering metal ions by TBH

leading to the formation of metals o metal borides at nanoscale particles[20]. These nanoparticles

could disperse in the solution, adsorb the hydrides and cause their catalytic decomposition[21,

22].Another proposed mechanism pointed out on the decomposition of the reducing agent (TBH)

catalyzed by the interfering metal ions or by products originated between the interfering metals and

the TBH[23].Furthermore, gas-phases interferences can occur due to the formation of another

hydrides, volatiles species of transition elements and aerosol transported with carrier gas[24].

The use of masking agents in HG technique for trace elements determination is one of the most

important methods for the control of liquid phase interferences generated by transition metals and

the hydride-forming elements. Masking agents are used to produce appropriate chemical

modifications in the HG-step, reducing interferences and maintain the analytical sensitivity[25].

The mode of addition of masking agents has a great effect in the control of interfering processes,

which could explain the discrepancies reported in the literature[26]. Masking agents can be added

on-line or batch to reducing solution, or to sample before or after HG.

However, in the literature have been scarce reported works about the lead determination by HG-

AFS in environmental samples using masking agents in order to reduce or avoid interferences.

Since different operating conditions of HG reaction (e.g. acidification, reagent concentrations, order

to add the masking agents, flow rates) are missing in the bibliography,the results about chemical

interferences in plumbane generation are difficult to compare[27].

Several reagents such as L-cysteine, 1,10-phenanthroline and potassium iodide (KI) were used as

masking agentsto reduce chemical interferences caused by foreign ions.One of the first papersto

4

report the role played by additiveTBH interaction in HG, was about germane generation in the

presence of L-cysteine. A thiolate-borano complexwas identified, RS-BH3-, which is formed by the

reaction of L-cysteine with TBH, playing a role in both signal enhancement and interference

control[28].In addition, L-cysteine did not affect the hydride generation of Sn utilizing a reaction

medium at lower acidities[29]. 1,10-phenanthroline has been used as additive for the control of

interferences in the analysis of geological samples in the determination of arsenic and selenium and

it improved tolerance limits of Ni(II) and Cu(II)[30, 31]. Other works have described

batchprocedures by AFS for Pb(II)determination in vegetal and geological samples[32, 33].

Besides, interferences were avoidedby the addition of phenanthroline-thiocyanate and oxalic acid as

masking agents[14].Other useful masking agent is KI. Some works have been reported the addition

ofthe KI to reducing solution of TBH, whichhas been effective in the control of transition

metalinterferences[21, 34]. This has been attributed to the catalytic effect of halide ions on the

formation of hydrides[7].Furthermore, the addition of KI to TBH solution in combination with

thiourea as masking agent, resulted in a suitable masking system for selenium and tellurium

determination[25].

To the best of our knowledge, at present, the use of KI, L-cysteine and 1,10-phenanthroline as

masking agents in lead HG has not been evaluated comparatively in order to abate the liquid-phase

interferencescaused by foreign ions. Thus, the main objective of this work is the evaluation of

above-mentioned masking agent to solve the negative impact of As, Cu, Fe and Cr in the analytical

signal of Pbby flow-injection HG-AFS technique.

2. Experimental section

2.1. Reagents

All chemicals used were of analytical reagent grade.For preparation of all solutions, Millipore-

purified water was used. Glassware needed for lead determination was soaked in 10% (v/v)

HNO3(65%)and rinsed with Millipore water.

Series of Pb, As, Cu, Cr and Fe standard solutions were prepared by gradually diluting 1000 mg L-

1standard stock solutions from CENAM (National Metrology Center, Mexico) in 50 ml of 1.5

%(v/v) HCl(36-38%) solution.

A 1% KBH4(98%, Sigma-Aldrich) and 1.5%(m/v) K3[Fe(CN)6](99.5%) solution as reducing

solution weredaily prepared with a 0.2 %KOH (87%) solution.

L-cysteine(97%), 1,10-phenanthroline(99%) and KI (99.6%), were used to prepare masking agents

solutions. The L-cysteine and 1,10-phenanthroline solutions were added to standardssolutions and

were acquired from Sigma-Aldrich. KI was added to reducing solution KBH4.

5

Nitric and hydrochloric acids, potassium ferricyanide,potassium hydroxide and potassium iodide

were purchased fromJ.T. Baker, USA.

2.2. Instruments

Measurements were accomplished by means of an atomic fluorescence spectrometer AF-640

(Rayleigh Analytical Instrument Corp., Beijing, China). The instrument was equipped with a gas-

liquid separator, which allows the separation of the PbH4 of the aqueous phase of the sample. In

Table 1 is summarized the operating parameters of the AF-640. A super-cathode lamp was used as

radiation source (λ=283 nm). A schematic of HG-AFS system for Pb determination is showed in

Figure 1. First, the peristaltic pump drives the solution of KBH4 and K3Fe(CN)6 into the mixed

module. The carrier (1.5%HCl) is also impelled by the peristaltic pump and goes inside to a holding

coil (HC). The peristaltic pump turned back on and the carrier pushes the sample within a reaction

loop, where the hydride generation is performed. The volatile lead hydride and the hydrogen gas

produced by the reaction are carried by the argon gas into the atomizer. Data collection and

processing as well as the control over the whole instrument were carried out with the manufacturer

softwareAF-640 1.3.

Table 1

Operation parameters of AFS instrument and FI system

AFS parameters Chemical conditions

Atomizer temperatura (oC) Roomtemp KBH4 1%(m/v)

Argon flow rate (mL min-1

) 400 K3Fe(CN)6 1.5%(m/v)

Pre-read time (s) 4 Carrier current HCl 1.5%(v/v)

Delay time (s) 22 Standard solutions and

sample in HCl

1.5%(v/v)

Load sample time (s) 8

Samplevolume (mL) 1.3

Sampling loading flow rate

(mL min-1

)

8

6

Fig.1. Scheme of HG-AFS system for lead determination. Holding coil, HC; reaction coil, RC;

reducing solution, KBH4; sample and carrier in 1.5% HCl.

2.3. Working conditions and procedure

The efficiency of the HG reaction, the degree of the release of lead hydride in a reaction/separation

cell and the transport to the detection system depends critically of the adjustment of chemical and

flow parameters. Thus, these conditions for plumbane generation were optimized in previous works

[15]. The reagent concentrations were employed such as follows: potassium ferricyanide solution

was set in 1.5%, potassium borohydride solution was set in 1% and hydrochloric acid solution in

1.5% [35-37].

The mechanism of the masking agents in HG is explained based on the analyte/interferent-masking

agent (additive) interaction [7]. Thus, different modes of addition of masking agents were

accomplished, obtaining the best results when KI was added to the reducing solution KBH4, and L-

cysteine and 1,10-phenanthroline were added to the sample. Figure2 shows a flow diagram of

working methodology utilized which was divided in three steps and it was conducted for each

experiment (Table 2).

Fig. 2. Flow diagram of experimental methodology.

Table 2

Assays carried out for foreign ions

Foreign ion Levels of concentration (µg L-1

) Masking agent (MA)

Step 3. Application of masking agents in certified reference material

Lead determination in BCR-610 (Groundwater) using KI

Step 2. Effect of masking agents onto foreign ions in the plumbane generation

Masking agents

KI, L-Cysteine, 1,10- Phenanthroline

Foreign ions:

As, Cu, Fe and Cr

Step 1. Optimization of the masking agent concentrations

KI (added to KBH4 solution)L-Cysteine (added to standard solutions)

1,10-Phenanthroline (added to standard solutions)

7

1. Arsenic

0, 100, 200, 300

without MA

KI

L-cysteine

1,10-Phenanthroline

2. Copper

0, 300, 600, 1000

WithoutMA

KI

L-cysteine

1,10-Phenanthroline

Chromium

0, 100, 200, 300

WithoutMA

KI

L-cysteine

1,10-Phenanthroline

Iron 0, 100, 200, 300, 600, 1000 Without MA

2.3.1.Optimization of the masking agentconcentrations (Step 1).The effect of masking agents on the

lead analytical signal by AFS was first tested in the absence of foreign ions, on the slope of

calibration curves in a concentration range of 0–10 µg L-1

of Pb. In addition, different

concentrations of masking agents (MA) were utilized in each curve, to proveif therewas loss of

sensitivity in the method, namely if the presence of MA caused themselves some kind of signal

suppression. With these results, an adequate concentration of each masking agents was selected,

which was utilized in the posterior experiments.

2.3.2. Effect of masking agents onthe plumbane generation in presence of foreign ions (Step 2).The

effect of MA on the analytical signal of lead was tested in presence of different concentrations of

ions, namely As, Cu, Cr and Fe, using a lead standard solution of 10 µg L-1. The concentration

levels of each one of the foreignions were set taking into account their concentration in

environmental samples and the range in which they could cause interferences in Pb HG.Recoveries

were evaluated in order to find the maximum tolerated concentration of these foreign ions in the

PbH4generation. The criterion to consider that an element does not interfere was that the maximum

peak variation is lesser than ± 10%. Finally, the interfering tolerate concentration in presence of

masking agents was established.

2.3.3. Application of masking agents in BCR-610 certified reference material (Step 3). The use of

MA in the determination of lead by HG-AFS was validatedby the analysis of a certified reference

material BCR-610 (groundwater) of the Community Bureau of Reference. The addition of KI to

TBH solution was carried out with the purpose to mask interferences, allowing the achievement of

reaction conditions and obtaining results in agreement with the certified reference values.

8

3. Results and discussion

3.1. Optimization of the masking agent concentrations

In the absence of interfering species, KI produced a slight enhance in the sensitivity, which is

increasing as the KI concentration increases (Figure 3), due to the catalytic role of iodide[38],which

is consistent with a previous study for hydrogen telluride generation[25]. Thus, a concentration of

1.8% (m/v) KI wasselected for subsequent experiments with foreign ions, since at higher

concentrations was not observed a major increase in the analytical signal.

Results showed that at the same time that L-cysteine concentration increased, the method sensitivity

decreased, and the values of the blanks were higher. Therefore, seeking a compromise between

sensitivity and matrix interference the selected concentration was 0.6% (m/v). Figure 4shows the

calibration curves constructed with different concentrations of L-cysteine.

On the other hand, 1,10-phenanthroline was tested at two different concentrations. A concentration

of 0.03% (m/v) 1,10-phenanthroline was selected, considering that the corresponding slope of the

calibration curve remained almost parallel to that corresponding to the calibration curve without

1,10-phenanthroline. The results are shown in Figure5.

In summary, the concentrations of each MA used in the following tests to evaluate its effect on the

foreign ions in the generation of plumbanewere: 1.8% (m/v) KI, 0.6% (m/v) of L-cysteine and

0.03% (m/v) of 1,10-phenanthroline.

0

220

440

660

880

1100

1320

1540

1760

0 2 4 6 8 10 12

Flu

ore

scen

ce I

nte

nsi

ty

Pb Concentration (µg L-1)

3.6 % (m/v)

1.8 % (m/v)

0 % (m/v)

9

Fig. 3. Calibration curves for lead obtained in the presence of different concentration of KI

added to the reducing solution. Reaction conditions:1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl,

1.5%(m/v) K3[Fe(CN)6].

Fig. 4. Calibration curves for lead obtained in the presence of different concentration of L-

cysteine. Reaction conditions: 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v) K3[Fe(CN)6].

Fig. 5. Calibration curves for lead obtained in the presence of different concentration of

1,10-phenanthroline. Reaction conditions: 1% (m/v) KBH4, 1.5% (v/v) HCl, 1.5% (m/v)

K3[Fe(CN)6].

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

0 2 4 6 8 10

1.6% (m/v)

1% (m/v)

0.6% (m/v)

0% (m/v)

Pb Concentration (µg L-1)

Flu

ore

scen

ce I

nte

nsi

ty

0

200

400

600

800

1000

1200

0 2 4 6 8 10 12

Flu

ore

scen

ce

Inte

nsi

ty

0.3 % (m/v)

0.03% (m/v)

0% (m/v)

Pb concentration (µg L-1 )

10

3.2. Effect of masking agents on the plumbane generation

The depressive effects of As, Cr, Cu and Fe on the analytical signal (i.e. Fluorescence Intensity, FI)

obtained in the lead hydride generation of 10 µg Pb L-1 were shown in Figures 6 and 7. It is

presumed that the mechanism of interference in the liquid phase is based on the reaction between

tetrahydroborate and the metal ions[11].

It is important to mention that the transition metals such as Fe, Cu and Cr, can also form volatile

species by CVG reactions, and gas-phase interferences could occur. However, this work was

centered only in the liquid-phase interferences and in theirreaction mechanisms most accepted in

the literature.

Fe no caused interference on the Pb HG until a concentration tested of 1000 µg Fe L-1, which was

even higher than that found in drinking and river water. The recoveries were maintained above of

95 %. Then, it was not necessary the addition of any MA.

3.2.1. Arsenic

The rate of reaction of Pb with tetrahydroborate(TBH) playsan important role on the generation of

plumbane[39] and in the interference mechanism, due to a probable competition between the

analyte and interfering ion for the reducing reagent or because the catalytic decomposition of

interferents[7]. Then, an inadequate concentration of TBH could cause an inefficient reduction of

Pb+4 a PbH4[37]. Although there is no enough information about conditions and mechanisms of

reaction between As-TBH and Pb-TBH-K3Fe(CN6), however, the As affected the generation of

plumbane, since the recoveries of Pb decrease until 82% in presence of 300 µg As L-1(Table 3) but

not inhibit it.

However, it was found that is possible to restore the lead analytical signal by the addition of KI to

the reducing solution, obtaining 92% of recovery at the same concentration of As. Thus, a

concentration of 300 µg As L-1

was set as the tolerance limit concentration, utilizing KI.

L-cysteine failed to have a notorious masking effect, because the analytical signal of Pbwas

decreasedin the presence of each one of theAsconcentrations tested in the experiments.L-cysteine

could have a masking effect bytwo proposed mechanisms. First, L-cysteine-TBH complexes can be

formed with L-cysteine and KBH4 reducing solution, which could be precursors to improve the

HGefficiency of the target analyte.On the other hand, L-cysteine-analyte complexes also can be

form, which are favored at lower acidities, whereas L-cysteine-TBH complexes are formed at

higher acidities[7, 29].Following this investigation line, and considering the low acidities conditions

for plumbane generation, L-cysteine-TBH could not be formed. On the other hand, it was not

11

favored the formation of the L-cysteine-analyte complexes, even with favorable acidic conditions,

since a masking effect for arsenic interference was not observed.

Fig.6. Effect of As and Cr concentrations on the fluorescence intensity of Pb. Peak height

measurements for 10 µg Pb L-1

.

Otherwise, 1,10-phenanthroline as MA had the same effect that KI, improving the Pb analytical

signal until 93% in 300 µgL-1As concentration.

700

800

900

1000

1100

0 50 100 150 200 250 300 350

Flu

ore

scen

ceIn

tensi

ty

Concentration (µg L-1)

As

Cr

10 µg Pb L-1

700

800

900

1000

1100

0 200 400 600 800 1000

Flu

ore

scen

ceIn

tensi

ty

Concentration (µg L-1)

Cu

Fe

10 µg Pb L-1

12

Fig.7. Effect of Cu and Fe concentrations on the fluorescence intensity of Pb. Peak height

measurements for 10 µg Pb L-1

.

3.2.2.Copper

Low Pb recoveries were obtained as a result ofthe presence of differentCu concentrations tested

(Figure 7).This fact could be due to the Cu concentration increases the rate of tetrahydroborate

hydrolysis causing incomplete formation of thehydride [34]. The use of KI allowedimproving the

Pb maximum tolerance limit until 600 µg Cu L-1

(Table 3).In previous works, authors proved that

KI can mask the Cu ion interference due to the formation and precipitation of CuI or due to the

possible presence of other species in solution such as Cu in ground state, I2 or a combination of

them[25, 34, 40]. In this work, was not observed any precipitate.Thus, a concentration of 600µg Cu

L-1

was set as the tolerance limit concentration utilizing KI as masking agent.

L-cysteine has not effect as masking agent on the Cu ions at the assayed concentrations.

The 1,10-phenanthrolineincreasedthe analytical signal of lead, obtaining recoveries outside of the

tolerated limit of interferences set in ± 10%.

3.2.3.Chromium

The liquid-phase interference mechanism considered for transitions metals such as Cr, is one in

which reactions between tetrahydroborate, analyte and interfering ion conduced to the formation of

metal colloids/metal borides. These chemical species have interaction with the analyte hydride

causing interferences[7].

In this study, Cr appeared to be one ofthe most serious interfering ions for plumbane generation,

because its presence causes lead recoveries between 73-88% (Table 3 and Fig. 6). There is no

improvement on the analytical signal of lead, since all masking agents had almost the same

behavior that the standard solutions in which MA were not used. Thus, it could be inferred that no

masking agent was effective on different concentrations tested of Cr (Table 3). However, KI

showed a small improvement in the solution that contained 300 µg L-1

of Cr (90 % of lead

recovery).

As already mentioned, Fe no caused interference on the Pb HG until a concentration tested of 1000

µg Fe L-1. The obtained recoveries were above 95 % (Table 3).

Finally, it was inferred that the cause of arsenic interference in Pb HG could be the catalytic

decomposition of TBH and the interference mechanism of transition metals could be the formation

of metal colloids/metal borides and their interaction with the PbH4. These proposed mechanisms

were not tested experimentally, since the main objective of our work was the evaluation of above-

13

mentioned masking agent to solve the negative impact of As, Cu, Fe and Cr in the analytical signal

of Pb by flow-injection HG-AFS technique. However, the achievements to enhance the reaction of

PbHG, open the way to investigate both the best operating and chemical conditions as well as the

mechanisms of the reactions involved in the lead hydride generation.

3.3. Application of masking agents in BCR-610 certified reference material

The BCR-610 certified reference material was used to validate the use of MA in lead determination

exploiting HG-AFS technique. At test was applied in order to establish the statistical significance of

results.

First, a direct analysis of BCR-610, i.e. without MA, was performed. The results showed significant

differences, which were found at confidence level of 95%, between the certified value of

7.78±0.13µg Pb L-1 and the obtained value of 6.58±0.07µg Pb L-1. The low recovery can be due to

BCR-610 contain concentrations of 10.8 and 45.7 µg L-1 ofAs and Cu, respectively. In addition,

double peaks were obtained in the lead measurement, which is typical of interference phenomena

and is by cause of one of the interfering species that is formed with a slower rate respect to the

analyte hydride[41]. However, with the use of KI as masking agent only one peak was observed and

a value of 7.75±0.08µg Pb L-1 was achieved.Thus, this result is in agreement with the certified value

and indicates that KI is effective in the control of interference generated by relatively high

concentration of As and Cu.

14

Table 3

Results of the effect of foreign ions and masking agents on the analytical signal of 10 µgPb L-1

Foreign ion

concentration

(µg L-1

)

FI without

masking

agent

Recovery

(%) FI with KI

Recovery

(%)

FI with

L-cysteine

Recovery

(%)

FI with 1,10-

phenanthroline

Recovery

(%)

Arsenic

0 1071±4

1036±2

1026±2

1089±12

100 997±3 93 1043±6 101 995±5 97 1097±7 101

200 988±7 92 968±5 93 844±9 82 1016±10 93

300 874±0.2 82 887±3 92 681±4 66 1009±8 93

Copper

0 1071±9

1036±11

1026±2

1071±9

300 734±5 69 935±7 90 631±5 61 1442±17 135

600 842±7 79 842±7 90 627±25 61 1442±25 135

1000 719±4 67 719±4 85 477±2 46 1395±17 130

Chromium

0 1057±4

1036±11

950±4

1071±9

100 770±9 73 755±9 73 763±3 80 768±7 72

200 760±12 72 762±2 73 747±12 79 768±16 72

300 933±13 88 932±1 90 675±5 71 768±20 72

Iron

0 1057 ± 4

100 1025 ± 16 96

200 1009 ± 13 95

300 1006 ± 8 95

600 1019 ± 17 96

1000 1009 ± 7 95

FI: Fluorescence Intensity.

Measurements reported such as the mean±SD, (n=3).

15

4. Conclusions

The evaluation of masking agents and their effects in minimizing interference in the HG of lead,

exploiting a fluorescence atomic spectrometry as detector was carried out. The foreign ions tested,

i.e. As, Cu, Fe and Cr, promoted interferences in absence of masking agents, excepting Fe that no

caused interference on the PbHG even at a high concentration. The sensitivity of the method was

not affected with the use of potassium iodide (KI) and 1,10-phenanthrolinesince no changes

occurred in the slope of the calibration curves for both reagents. On the other hand, L-cysteine

produced high values of the blanks and a decrease in sensitivity. In addition, it had no effect at any

concentration tested of the foreign ions. KI added to the reducing solution (KBH4) diminishes

interferences from concentrations of As and Cu. 1,10-phenanthroline as MA had the same effect

that KI for As. Although, the Pb analytical signal was increased in presence of Cu ion with 1,10-

phenanthroline, the recoveries were out of the tolerated limit range of interferences. Cu and Cr

were the most serious interfering ions because they drastically reduced the analytical signal of lead.

The presence of masking agents did not have effect in the interference caused by chromium. In this

case, only KI had a slight positive effect on the analytical signal of Pb, using the experimental

conditions mentioned above. The determination of lead at trace levels in the BCR-610

(groundwater) certified reference material was satisfactory using KI as masking agent.

Acknowledgements

This study was supported by the National Council of Science and Technology in Mexico

(CONACYT) and the Government of Chihuahua State (project FOMIX CHIH-2013-C03-194659)

as well as the Spanish Ministry of Economy and Competitiveness (project CTQ2013-47461-R) and

the Balearic Government (project 43/2011) both cofinanced by FEDER funds. B. Beltrán

acknowledges to CONACYT for the doctoral grant.

16

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