CAPÍTULO II
Métodos de Determinação de Cromo
II.1. Problemas Analíticos en la Determinación de Cromo
Dr. Jaime Tapia Sanhueza, Instituto de Química de Recursos Naturales, Universidad de Talca, Talca, Chile
Casilla 747, Fax : 56/71/200448, e-mail : [email protected]
La determinación de bajas concentraciones de cromo a nivel de trazas en distintos tipos de matrices
ambientales es compleja y son muchos los problemas analíticos que deben ser superados para obtener
resultados confiables. La mayoría de las concentraciones de cromo en aguas, alimentos, muestras biológicas y
otros, están muy cerca de los límites de detección de los métodos analíticos convencio-nales de absorción
atómica (Environmental Health, 1988, Standard Methods For The Examination Of Water And Wastewater,
1992), por tal razón se deben optimizar tales metodologías con el objeto de aumentar la sensibilidad de las
técnicas analíticas tradicionales (Berndt & Schaldach, 1988; Sperling et al., 1992; Bruhn et al. 1995). Sin
embargo, un aumento de sensibilidad conlleva un incremento de dificultades analíticas para lograr resultados
óptimos.
Entre las fuentes de error más comunes en el análisis de elementos traza se considera, la contaminación de la
muestra en su etapa de colección y tratamiento químico, como también las pérdidas del analito en alguna de
las fases del proceso analítico; errores sistemáticos incontrolados en la medida final (p.e. interferencias
espectrales o de matriz), la evaluación inadecuada del "blanco" de muestra y, la más común, es el no uso de
materiales de referencia certificados que validen la metodología analítica utilizada (Sanz.Medel, 1991, De
Gregori et al., 1992).
Uno de los métodos mas utilizados en la actualidad para determinar el contenido de cromo total en distintos
tipos de matrices ambientales (aguas, sedimentos y organismos) a nivel de altas y bajas concentraciones es la
espectroscopía de absorción atómica utilizando las técnicas de llama y horno de grafito, respectivamente
(PERKIN ELMER, 1990). Sin embargo, considerando los efectos opuestos sobre la salud humana que tiene
el cromo trivalente (Cr(III)) y el cromo hexavalente (Cr(VI)) a nivel de trazas (µg/L), es fundamental
disponer de una metodología analítica que permita cuantificar sus concentraciones en forma independiente.
Actualmente, existe un método basado en la espectrofotometría molecular (Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater, op. cit.), que utiliza la difenilcarbazida para determinar la
concentración de Cr (VI) pero solo a niveles de mg/L y donde además juega un rol fundamental el
tratamiento químico de la muestra, debido a que la adición de algún oxidante (generalmente ácidos), puede
transformar el Cr(III) a Cr(VI) generando resultados que pueden ser erróneos.
Actualmente, las Investigaciones relacionadas con la determinación de cromo en aguas, se han orientado a las
especiación de Cr(III) y Cr(VI) a nivel de traza (SPERLING et al. op.cit., BRUHN et. al., 1997;
TAPIA,1997), métodos basados en la espectroscopía de absorción atómica con llama (EAA) e inyección en
flujo (IF) que permite la separación, preconcentración y cuantificación en forma independiente de Cr(VI) y
Cr(III) presente en aguas. La preconcentración es fundamental porque la sensibilidad en la determinación de
cromo por EAA con llama (0.08 µg/ml para 1% de absorción, PERKIN ELMER, 1990) es insuficiente para
medir en forma confiable las concentraciones presente en aguas naturales.
La técnica consiste basicamente en aprovechar las propiedades adsorbentes de la alúmina activada (Al2O3)
tratada a distintos pH, relacionándolas con el comportamiento químico de los equilibrios del Cr(VI) y Cr(III).
La Figura 1a, representa la carga superficial de la alúmina en relación al pH y las Figuras 1b y 1c indican los
equilibrios químico del Cr(III) y Cr(VI) respectivamente en función del pH del medio (SPERLING et
al.op.cit).
De acuerdo a la Figura 1b, a pH = 7, el Cr(III) se encuentra preferentemente como Cr(OH)3 y es retenido por
sorción sobre la superficie de la alúmina, la que permanece inalterable a dicho pH (Figura 1a). Por otro lado,
el Cr(VI) que a pH = 7 se encuentra en la forma de CrO42- (Figura 1c), no es retenido por la alúmina y podrá
Figura 1: Carga superficial de la alúmina y equilibrios químicos del
Cr(III) y Cr(VI) en función del pH (SPERLING et al. op.cit.).
pasar directamente a la llama del espectrofotómetro de absorción atómica. Si la concentración de Cr(III) es
baja, se puede cargar la microcolumna de alúmina durante un tiempo relativamente más largo con un
volumen tal de solución muestra que permita lograr un factor de enriquecimiento adecuado. Posteriormente,
la columna que tiene retenido al Cr(III) como Cr(OH)3, es lavada con solución 0.5M de NH4OH para eliminar
de los intersticios de la columna los residuos del Cr no adsorbido. La elución de Cr(III) se efectúa con
solución 1.0 M de HNO3.
La adsorción de Cr(VI) que es aniónico (Figura 1c) se realiza en medio tamponado a pH=2 donde la alúmina
adquiere carga superficial positiva (Figura 1a). El lavado se realiza con agua bidestilada y la elución con NH3
0.5M.
El método permite lograr factores de enriquecimiento del orden de 27 para el Cr(III) y 41 para el Cr(VI). El
límite de detección es de 2.9 y 3.2 µg/L para el Cr(VI) y Cr(III) respectivamente.
II.1.1. Uso de microalgas como bioindicador de la presencia de cromo en sistemas
acuáticos
La solubilidad de las especies de Cr(VI) y su incorporación al medio intracelular en
organismos acuáticos, facilitan su persistencia ambiental, permitiendo que puedan ser
acumulados por ciertos organismos. Por tal razón, como una forma de evaluar los
niveles que presenta este contaminante en el ambiente, se estudia la capacidad
bioacumuladora que poseen las microalgas (fitobentos) que habitan el ecosistema
acuático, utilizándolas como indicador biológico para detectar la presencia de este
contaminante, definiendo como "indicador biológico" a organismos vivos sensibles a la
sustancia que se quiere observar y que pueden experimentar cambios en su habitat en
función del aumento de la concentración del contaminante.
Los bioindicadores son organismos capaces de acumular sustancias contaminantes que se encuentran en el
medio circundante, las cuales al analizarse en dichos organismos, proporcionan una estimación indirecta de
su concentración en el medio inmediato. (Hellawell, 1989, Focardi et al., 1993, Tapia et al., 1996, Basualto
& Tapia, 1997)
La utilización de indicadores biológicos en la evaluación de la contaminación de
sistemas fluviales, se justifica cuando el agente contaminante no puede ser medido en
forma continua, ya que por lo general es descargado en forma discontinua y sus efectos
sólo pueden ser detectados sobre la flora y fauna de un sistema hídrico (AbeL, 1989).
Esta situación es la que se presenta con los efluentes de curtiembre.
La capacidad de bioacumulación de un organismo está sujeta a factores tales como
especies, edad, tamaño, posición en la cadena trófica, etc. Por tal razón, es necesario
considerar tales fuentes de variación dado que pueden afectar la validez de la
interpretación de los datos obtenidos. Diversos son los organismos utilizados en
estudios sobre bioacumulación, pero en agua dulce principalmente han sido utilizados
peces, plantas acuáticas y algas para el estudio de contaminación por metales pesados
(Hellawell, op. cit.).
El fitobentos, comunidad de algas que crece sobre sustratos naturales o artificiales, ha sido muy empleado en
la determinación de calidad de aguas corrientes (LOWE & GALE, 1980, WACHS, 1985, WATANABE et
al., 1988). En trabajos recientes (TAPIA et al. op. cit.; BASUALTO & TAPIA, op.cit.), se ha utilizado el
fitobentos como indicador indirecto de la presencia de cromo en sistemas acuáticos, emple-ando la
espectroscopía de absorción atómica con horno de grafito, para la cuantifi-cación de cromo total en las
microalgas, dado que los niveles de concentración de cromo esperados son del orden de µg/g y la cantidad de
muestra disponible es muy limitada. En cada lugar de estudio, se determina las principales especies
fitobentónicas y se relaciona su contenido de cromo total con la concentración de cromo total, Cr(VI) y
Cr(III) en sus aguas circundantes.
II.2. Determinação Quantitativa de Cr(III) e Cr(VI) em Águas e Efluentes
Industriais
Akie Kawakami Ávila, UFRJ/DQA, Rio de Janeiro, R.J., Brasil; [email protected]
Maria Inês Couto Monteiro, CETEM/CNPq, Rio de Janeiro, R.J., Brasil, [email protected]
Devido às grandes diferenças entre as propriedades tóxicas que podem ocorrer nas
espécies de um elemento, a especiação torna-se extremamente importante. O termo
especiação consiste em se definir quantitativamente as formas iônicas e moleculares
(compostos organometálicos) do elemento presente na amostra. As amostras podem ser
classificadas em quatro grandes grupos: águas e efluentes, materiais biológicos, solos,
rochas e sedimentos e materiais particulados (DAS et al., 1997).
A especiação do cromo é importante devido à toxicidade do Cr(VI) e a suposta
essencialidade biológica do Cr(III) (DAS et al., 1997). Enquanto que o Cr(III) é
considerado essencial aos metabolismos da glicose (Beinrohr et al. 1996), lipídio e
proteína (SPERLING et al., 1992), o Cr(VI) é tóxico devido principalmente ao seu
comportamento oxidante (YÁÑEZ, 1999).
As espécies Cr(III) e Cr(VI) entram no ambiente devido aos efluentes descartados nas
indústrias químicas, de curtimento, aço, eletroplatinação, tintas oxidantes, das torres de
resfriamento de água e de lixiviação de aterros sanitários. O metal também pode entrar
no sistema de água potável, oriundo de inibidores de corrosão usados nos tanques de
água ou por contaminação da água subterrânea (SPERLING et al., 1992).
Várias técnicas têm sido utilizadas para a separação das espécies Cr(III) e Cr(VI) em
águas e efluentes a) complexação acompanhada ou não de extração com solvente
orgânico (BROOKS et al., 1967, BREWER et al., 1969, BERGMANN et al., 1979,
LYNCH et al., 1984, PAVEL et al., 1985, CLESCEY et al., 1989, SHOFSTAHL et al.,
1989, MILACIC et al., 1992, BECEIRO-GONZÁLEZ et al., 1993, ABNT, 1996,
WALSH et al., 1996), b) adsorção, troca iônica em uma coluna ou cromatografia líquida
de alta eficiência (HPLC) (ISOZAKI et al., 1983, JOHNSON, 1990, SPERLING et al.,
1992, NAGHMUSH et al., 1994, KUBRAKOVA et al., 1994, MANZOORI et al., 1995;
ESCOBAR et al., 1995, MANZOORI et al., 1996, BEINROHR et al., 1996, POSTA et
al., 1996, JIMENÉZ et al., 1996, CÉSPON-ROMERO et al., 1996, DEMIRATA et al.,
1996, SULE et al., 1996, GAMMMELGAARD et al., 1997, JUNG et al., 1997), e c)
evaporação seletiva no espectrômetro de absorção atômica com atomização
eletrotérmica (ARPADJAN et al., 1986).
As técnicas utilizadas na determinação das concentrações das espécies, em níveis de
traços, são: a) espectrometria de absorção molecular (EAM) (LYNCH et al., 1984,
SHOFSTAHL et al., 1989, MILACIC et al., 1992, ABNT, 1996, WALSH et al., 1996,
JUNG et al., 1997), b) espectrometria de absorção atômica com chama (FAAS)
(SPERLING et al., 1992, BEINROHR et al., 1996, DEMIRATA et al., 1996, JIMENÉZ
et al., 1996), c) espectrometria de absorção atômica com atomização eletrotérmica
(ETAAS) (BERGMANN et al., 1979, PAVEL et al., 1985, JOHNSON, 1990,
SPERLING et al., 1992, BECEIRO-GONZÁLEZ et al., 1993, MANZOORI et al.,
1995; MANZOORI et al., 1996,), d) espectrometria de emissão com plasma
indutivamente acoplado (ICP-AES) (Posta et al., 1996), e) quimiluminescência
(Gammmelgaard et al., 1997), f) fluorimetria (KABASAKALIS, 1993), g) voltametria
(BOUSSEMART et al., 1992), h) espectrometria de massa (MS) (STEWART et al.,
1996), i) espectrometria de massa com plasma indutivamente acoplado (ICP-MS)
(ZOOROB et al., 1995, TOMLINSON et al., 1996, PANTSAR-KALLIO et al., 1996).
A separação das espécies pode ser acompanhada ou não de pré-concentração e pode ser acoplada
à técnica de determinação através de sistemas de injeção de fluxo (FIA) ou em linha (do inglês on - line)
(ESCOBAr et al., 1995, JIMENÉZ et al., 1996) ou de técnicas hifenadas (SPERLING et al., 1992,
POSTA et al., 1996).
II.2.1. Separação das espécies de cromo por complexação
A determinação das concentrações de duas espécies de um elemento pode ser realizada através de dois
procedimentos: a) determinação das concentrações das espécieis individualmente e b) determinação da
concentração de uma espécie e da concentração total do elemento. A concentração da outra espécie é
determinada através de subtração.
A maioria dos métodos de complexação determina Cr(VI), e o Cr(III) é determinado por diferença do Cr
total. Isto se deve ao fato de que os complexos de Cr(III) em soluções aquosas apresentam relativa inércia
cinética (Rao et al., 1980; Cotton et al., 1988).
Um método colorimétrico para a determinação de Cr(VI) em águas e efluentes consiste em se reagir o
complexante 1,5- difenilcarbazida (DPC) em meio de ácido sulfúrico. O complexo formado com Cr(VI),
de cor vermelha-violeta, é determinado quantitativamente num espectrômetro de absorção molecular, no
comprimento de onda de 540 nm. O limite de detecção (LD) foi de 5 µg L-1 (ABNT 1996). Complexos
orgânicos de Cr(III) interferiram na determinação de Cr(VI) por esse procedimento (Walsh et al., 1996).
A acidificação da solução – amostra deve ser realizada após a adição do DPC, caso contrário, poderá
haver redução de Cr(VI), devido à matéria orgânica presente na amostra (Milacic et al., 1992).
Um sistema de injeção em fluxo (FIA) foi utilizado para a detecção fotométrica do complexo de Cr(VI) –
DPC em amostras de água de testes de corrosão. O sistema operou até 120 injeções por hora com um
volume injetado de 30 µL. As faixas de trabalho utilizadas foram de 1 – 50 mg L-1 e 0,1 – 20 mg L-1 para
Cr total e Cr (VI) (LYNCH et al., 1984).
Outro complexante utilizado foi o ácido dibenzilditiocarbâmico (DBDC) que forma um complexo com
Cr(VI), extraído com solvente orgânico, e determinado através de leitura de absorvância a 280 nm, por
EAM. Limites de detecção (LDs) de 1,2 ngL-1 e 1,6 ngL-1 foram obtidos quando os extratantes utilizados
foram tetracloreto de carbono e tolueno, respectivamente (ShofstahL et al., 1989).
Um método de complexação e extração muito conhecido para a pré-concentração de metais em geral
(Brooks et al., 1967, Brewer et al., 1969) foi utilizado para a especiação do cromo. A espécie Cr(VI) foi
complexada com amônio pirrolidina ditiocarbamato (APDC) em meio tamponado (pH 4,7 – 5,5) e
extraída com metil isobutil cetona (MIBK). Cr total também foi separado utilizando-se este método, em
outra alíquota de amostra, mas aquecendo-se a mistura de solução - amostra e complexante a 80 °C por
20 min., para acelerar a reação de complexação do Cr(III). Cr (VI) e Cr total foram determinados por
ETAAS (BERGMANN et al. 1979).
Um método de especiação consistiu em se complexar Cr(III) com 8-hidroxiquinolina em metanol, pH 8,0,
com aquecimento, extração com MIBK, e determinação por ETAAS. Cr total foi determinado por
ETAAS, com pré-concentração “in situ” no tubo de grafite. Os LDs para Cr(III) e Cr total foram 12 ng L-1
e 29 ng L-1, respectivamente (Beceiro-González et al., 1993).
Outro método consistiu na separação de Cr(VI) por complexação com dietilditiocarbamato de sódio
(NaDDTC) em pH 4,00 e extração com MIBK. Cr (VI) e Cr total foram determinados por ETAAS
(PaveL et al., 1985).
II.2.2. Separação das espécies de cromo por adsorção, troca iônica em coluna ou
HPLC
As espécies de cromo, em águas naturais, têm sido determinadas por vários métodos que se utilizam das
resinas de troca-iônica e materiais adsorventes, considerando-se os estados de oxidação mais
significativos: Cr(III) e Cr(VI). A espécie Cr(VI) mais provável é o cromato (Cr042-) . Cr(III)
provavelmente existe em águas naturais na forma de diferentes espécies: hidrolizada [ Cr(OH)2 (H2O)4+ ] ,
complexada e algumas adsorvidas na matéria orgânica. Tais espécies se decompõem em meio ácido e
portanto, uma mistura do ânion cromato e espécies catiônicas de Cr(III) está presente nas amostras de
água(CÉSPON-ROMENO et al., 1996).
A alumina foi escolhida como material adsorvente para a separação das espécies de cromo em amostras
de água, especialmente, devido à rápida e completa adsorção. Em pH 7, a retenção de Cr(III) pode ser
realizada em coluna de alumina, e após eluição, determinada por espectrometria de absorção atômica com
chama (FAAS). Cr total em amostras de água do mar, rio e potável foram determinadas por este método.
O LD foi de 0,5 ng mL-1 e 250 ng mL-1 para 500 ml e 1 ml de amostra, repectivamente (Beinrohr et al.,
1996).
Outro estudo mostrou que ambas as espécies, Cr(III) e Cr(VI), foram adsorvidas em uma coluna de
alumina ativada, variando-se o pH da solução. As diferentes espécies foram adsorvidas sequencialmente,
utilizando-se sistemas tampão de pH 7 para Cr(III) e pH 2 para Cr(VI) (Sperling et al., 1992). A espécie
Cr(III) foi eluída com solução de HNO3 1,0 mol L-1 e Cr(VI) com NH3 0,5 mol L-1. Ambas as espécies
foram determinadas por FAAS. O intervalo linear para a curva de calibração foi de 10 – 200 µg L-1, com
LD (3σ) de 1,0 e 0,8 µg L-1 para Cr(III) e Cr(VI), respectivamente.
Uma variação da coluna de alumina consistiu no recobrimento com sulfato de dodecil sódio para a
especiação de Cr(III) e Cr(VI). Sob condições de pH 0,6, o Cr(VI) foi retido na coluna e Cr(III), coletado
para determinação por ETAAS. O Cr total foi diretamente determinado por ETAAS, e o Cr(VI) obtido
por diferença. Os LDs (3σ) para Cr(III), Cr(VI) e Cr total foram 0,57 µg L-1, 0,61µg L-1 e 0,35µg L-1. Não
foram observadas interferências significativas, e o método foi aplicado, com sucesso, em amostras de
água. (Manzoori et al., 1994; Manzoori et al., 1996).
A separação e pré-concentração em linha de espécies de cromo em água do mar pode ser realizada
usando-se brometo de tetrabutilamônio com coluna de C18 de fase reversa. Foram utilizadas as técnicas
hifenadas de HPLC-ICP-AES com nebulização ultrassônica. O limite de detecção (3σ) encontrado para
Cr(III) foi de 4,6 ng mL-1 e 3,7 ng mL-1 para Cr(VI) (Posta et al., 1996).
Em águas naturais, o Cr(VI) foi diretamente determinado por técnicas composta de um módulo préconcentrador, utilizando-se o dietilditiocarbamato de sódio como agente complexante com adsorção em
coluna de C18 de fase reversa, e detecção por ETAAS. O Cr total foi determinado após oxidação do
Cr(III) a Cr(VI) com peroxidissulfato de potássio e o Cr(III) calculado por diferença. As amostras foram
enriquecidas por um fator de 12. Foram obtidos LDs (3σ) de 16 ng L-1 para Cr(VI) e 18 ng L-1 para o Cr
total (SPerling et al., 1992).
Um procedimento analítico envolvendo o uso de colunas trocadoras aniônicas e catiônicas foi utilizado
para avaliar os teores de Cr(VI) e Cr(III) em águas naturais. Após a eluição, o cromo foi determinado por
ETAAS. Foram obtidas recuperações de 97,86 ± 1,31% e 102,36 ± 1,25% (confiança de 95%), para
Cr(VI) e Cr(III), respectivamente. Os LDs (2σ) obtidos para Cr(VI) e Cr(III) foram de 0,019 µg L-1 e
0,020 µg L-1,
respectivamente. O método é rápido e necessita de pouco manuseio, diminuindo os riscos de
contaminação (JOHNSON, 1990).
A separação das espécies de cromo, também, pode ser realizada usando-se uma resina trocadora quelante.
A resina quelante de ácido poliamino fosfórico (PAPLA) é seletiva para íons Cr(III) e não retém Cr(VI).
A retenção de Cr(III) ocorre em meio ácido (pH 3,5-6). Em pH < 3,5, o Cr(III) não é complexado
quantitativamente e a diminuição do sinal, em alto valor de pH deve-se, provavelmente, a formação de
hidróxidos. A eluição foi feita com solução de HCl 0,5M. Cr total foi detectado, através de prévia redução
de Cr(VI) a Cr(III), com oxalato ou ácido ascórbico. Para amostras de 6,6 mL, o LD para o Cr total e
Cr(III) foi de 0,2 µg L-1(Céspon-Romero et al., 1996).
A resina melaminaformaldeída foi usada para pré-concentrar e separar o Cr(VI) do
Cr(III) por adsorção em pH 2-3. Após eluição do Cr(VI) com solução de acetato de
sódio 0,1 mol L-1, este foi determinado por FAAS. O Cr total, também, pode ser
determinado pela mesma técnica após a conversão do Cr(III) a Cr(VI) por oxidação com
peróxido de hidrogênio. Este método determinou o Cr total em nivel de µg L-1
(Demirata et al., 1996).
Um sistema automatizado com duas colunas trocadoras de íons, permitiu a pré-concentração e
determinação simultânea de espécies de Cr(III) e Cr(VI) num único ciclo analítico. Na resina Chelex-100,
as espécies catiônicas de Cr(III) foram retidas, enquanto que a resina AG MP-1 reteve as espécies de
Cr(VI) (CrO42-, Cr2O72-). As espécies de cromo retidas pelas resinas foram eluídas seqüencialmente e
detectadas por FAAS, em-linha. Os LDs para 2 ml de amostra foram de 2 ng mL-1 para ambas as espécies
( SULE et al., 1996).
A resina Chelex-100 foi usada para adsorver o Cr(III) em pH 4,0. Após a coleta da resina num filtro de
membrana, uma suspensão foi preparada e introduzida diretamente no forno de grafite. A medida do
cromo foi realizada em absorvância integrada. O Cr(VI) que permaneceu no filtrado, foi completamente
reduzido a Cr(III) com HCl e H2O2 e medido como anteriormente. Os desvios padrão relativo para 1,0 µg
L-1 de Cr(III) e Cr(VI) foram de 2,3% e 3,7%, respectivamente (Isozaki et al., 1983).
Adsorventes como Detata polimérico, que contém grupos aminocarboxílicos flexíveis, foram utilizados
na separação das espécies de cromo. Neste método (KUBRAKOVA et al., 1994), a energia do
microondas foi usado para promover a adsorção quantitativa de Cr(III) neste adsorvente, em pH 7, e as
espécies de Cr(VI), em pH 3. O LD (3σ) foi de 30 ng L-1 em águas de rio. Após a pré-concentração, as
espécies foram detectadas por ETAAS. Este processo separou completamente o Cr(III) do Cr(VI) e a
operação durou 25 minutos.
As espécies de cromo podem ser adsorvidas em celulose, contendo grupos de ácido fosfônicos trocáveis.
Este adsorvente mostrou-se superior para pré-concentração de Cr(III), quando comparado com a celulose
que contem grupos aminoquaternários. Em sistema com injeção em fluxo contínuo, para 50 mL de
amostra aspirada, foram obtidos limites de detecção de 0,78 µg L-1 e 1,4 µg L-1 para Cr(III) e Cr(VI),
respectivamente, em amostras de águas naturais (Naghmush et al., 1994).
Outro método, combinando FIA (com resina trocadora catiônica e aniônica) com FAAS tornou a
especiação de cromo rápida e sensível. O Cr(III) foi separado e pré-concentrado na resina catiônica
Amberlite IR-120 que foi pré-condicionada com HCl 3N e Amberlite IR-120 pré-tratada com HCl 6N. A
faixa de trabalho para o Cr(III) foi de 0 – 1000 µg L-1 e 0 – 900 µg L-1 para Cr(VI) com desvios-padrão
relativos de 4,4% e 7%, respectivamente. Foram encontrados LDs de 14,3µg L-1 para Cr(III) e 1,4gµL -1
para Cr(VI) (Jimenéz et al., 1996).
A determinação de Cr(III) e Cr(VI) por cromatografia e detecção por quimiluminescência é um método
muito sensível. Duas colunas de troca-iônica Dionex, em série, CG5 e AG7, foram utilizadas na
separação. O Cr(VI) foi reduzido com sulfito de potássio e ambas as espécies foram quantificadas. A
faixa linear da curva de calibração variou de 1 – 400 µg L –1 para ambas as espécies. O limite de detecção
para Cr(III) foi de 0,12 µg L–1 e para Cr(VI) de 0,09µg L–1 (GAMMMELGAARD et al., 1997).
A especiação de cromo foi realizada por eletroforese capilar em coluna com detecção por EAM. O Cr(III)
foi convertido em uma forma complexa aniônica, utilizando EDTA, e detectada simultaneamente com
Cr(VI). A faixa linear da curva de calibração para cromato e complexo EDTA-Cr(III), utilizando uma
solução tampão de fosfato 10 mM e solução de cetil - trimetil amônio (CTAB) 0,5 mM, foi de 50-200 µg
L-1, com LDs de 1,5 µg L-1 e 5 µg L-1, respectivamente. (JUNG et al., 1997).
Um sistema semelhante ao relatado anteriormente (Gammmelgaard et al., 1997) foi
desenvolvido, acoplando-se o sistema de injeção em fluxo contínuo com detecção por
quimiluminescência. O tratamento realizado para o Cr(III) e Cr(VI) foram os mesmos
(Escobar et al., 1995).
II.2.3. Separação das espécies de cromo por ETAAS
As espécies Cr(III) e Cr(VI) podem ser separadas “in situ” pela adição de uma mistura
de trifluoracetilacetona, hidróxido de tetrametil amônio 25% e acetato de sódio 0,5M
(1:2:2) à amostra de água. Cr(III) foi quantitativamente removido da plataforma de
L’vov ou de um tubo de grafite revestido de tungstênio a 400 °C, enquanto que Cr(VI)
permaneceu quantitativamente no forno até a temperatura de 1200 °C (Arpadjan et al.,
1986).
II.3. Referências Bibliográficas
ABEL P.D., “Water Pollution Biology”, Ellis Horwood Limited Editors. John Wiley
N.Y. pp 281 (1989).
ABNT, Água-Determinação de cromo hexavalente-Método colorimétrico da
difenilcarbazida, NBR 13738 (1996).
ABNT, Água-Determinação de cromo total- Método colorimétrico da Sdifenilcarbazida, NBR 13740 (1996).
ARPADJAN, S. AND KRIVAN, V., “Preatomization separation of chromium(III) from
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BASUALTO S. Y TAPIA J., “Fitobentos como bioindicador de metales pesados”,
Bol. Soc. Chil. Quím. Vol. 42 ,371-377 (1997).
BEINROHR, E., MANOVÁ, A. AND DZUROV, J., “Preconcentration of Cr(III) and total Cr in
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