corso di
CHIMICA ANALITICA DEGLI INQUINANTI
Laurea specialistica - Scienze Ambientali Università di Bologna - Ravenna
Docente : Daniele FABBRI
Parte IV
relazioni struttura-proprietà degli inquinanti
1
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
volatilizzazione
vegetazione
(acquosa)
Kaw
scavenging
ARIA
scavenging
(aerosol)
tensione di
vapore
suolo
Koa
SOSTANZA
PURA
(pioggia, neve)
solubilità in
ottanolo
solubilità in acqua
costante di acidità
ACQUA
vegetazione
(lipidi)
n-OTTANOLO
POC
lipidi
Kow
disciolto in
acqua
Koc
particolato
sedimento
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
BCF
organismo
acquatici
2
RS Boethling Environ.Toxicol.Chem. 23(2004)2290.
METODI DI STIMA
Y
parametro ambientale Y
X
modello di
stima
parametro chimico X
Y = a logKow + b logpKa + c
R2 s.d. n
PC1
training test
validation test
PC2
Y  partizione, bioconcentrazione, biodegradazione, …
X  proprietà elettronica, frammento molecolare,…
esempio:frammento molecolare  attività
epossido  aumento cancerogenicità
gruppo elettronattrattore  aumento velocità idrolisi estere
3
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
PARAMETRI STRUTTURALI
indici di connettività molecolare (MC)
Fragment constant (Fr)
Costanti per i sostituenti (Hammet, Taft)
Volume molecolare (TMV), area superficiale totale (TSA)
Parametri quanto-meccanici (HOMO - LUMO)
PROPRIETA’ CHIMICO-FISICHE
Temperatura di fusione, di ebollizione (Tm, Te)
Tensione di vapore (Pv)
Solubilità in acqua (Cw)
Potenziale redox (Eh)
Indici cromatografici (tr)
Coefficiente di partizione ottanolo-acqua (Kow)
Costante di acidità (pKa)
PARAMETRI PRINCIPALI
IDROFOBICITA’
Cw, Kow, TSA, TMV
ELETTRONICI
HOMO, LUMO, Eh
STERICI
TSA, TMV, Taft
4
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
esempio:
stima temperatura di fusione Tm.
Tm = DHm / DSm
entalpia di fusione /entropia di fusione
STIMA DELL’ENTALPIA
DHm = SH Ni Mi
Mi  contributo di entalpia associata al frammento i
Ni  numero di volte in cui il frammento i compare nella molecola
Mi (kJ / mol)
descrittore
-CH3
-CH2-CH=
>C=
….
legato a
un sp3
un sp2
due sp2 arom.
1.7
2.2
2.2
1.5
…
1.2
1.3
2.2
1.5
…
-4.6
….
due sp2 arom. i stesso anello
2.0
1.7
0.1
….
DHm = SH Ni Mi = 10*1,700 + 4*100 = 17,400 kJ / mol
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
5
STIMA DELL’ENTROPIA DI FUSIONE
DSm = 50 - R ln s + R ln f
molecole rigide:
molecole flessibili:
s>1
s=1
J / mol K
f = 1 dalle tabelle s = 4 per antracene
f connettività
DSm = 50 - R ln s = 50 - 8.31*ln 4 = 38 J /mol K
Tm = DHm /DSm = 17,400 / 38 = 458 K
sperimentale 491 K
per FENANTRENE
s=2
Tm = DHm /DSm = 17,400 / 44 = 395 K
sperimentale 373 K
6
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
TENSIONE DI VAPORE Pv: pressione che il vapore del composto esercita in
equilibrio con la sua fase liquida/solida.
- influenza il trasporto e la partizione fra comparti ambientali;
- esprime e controlla la volatilità;
- insieme con la solubilità in acqua determina fornisce indicazioni sulla Kaw;
- determina la partizione fra fase gassosa e particolato atmosferico;
Pv aumenta rapidamente all’aumentare della T (Clausius-Clapeyron).
SOLUBILITA’ IN ACQUA Csw:
la massima concentrazione che una soluzione acquosa tollera prima che si abbia
separazione di fase del composto. E’ una misura diretta dell’IDROFOBICITA’, la
tendenza dell’acqua ad escludere la sostanza dalla soluzione.
-
volatilizzazione
scavenging nell’atmosfera (precipitazioni umide)
dissoluzione di sostanze da sversamenti
assorbimento da parte di organismi viventi
partizione nel materiale solido.
7
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
MISURA SPERIMENTALE della solubilità:
es. determinazione della concentrazione del composto nella soluzione acquosa
in equilibrio con la fase del composto puro.
se la solubilità è
> 100 mg /L facile da misurare
001-1 mg/L precauzioni, attenzione a dati sospetti
< 0.001 mg/L difficile ottenere dati affidabili (evaporazione, adsorbimento su pareti i
microparticelle, ..)
fase gassosa
soluzione acquosa
misura di Csw
sostanza pura
STIME:
da Kow, dalla struttura molecolare (TSA, ….), da misura di altre proprietà (Tr in
HPLC)
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Legge di Raoult:
P = x g Pvl
p
pressione parziale del composto
x
frazione molare del composto
g
coefficiente di attività del composto in acqua
Pvl
tensione di vapore del composto puro allo stato liquido (anche se
ipotetico).
Se la soluzione è satura (fase del composto puro presente):
p = Ps
x è la solubilità del composto
g esprime l’idrofobicità del composto (maggiore idrofobicità, maggiore g)
nota: se il coposto non è molto idrofobico (g = 20-200) la fase pura può sciogliere l’acqua e la Pvl non si
riferisce più al composto puro.
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
se la sostanza pura è
LIQUIDO IMMISCIBILE:
Ps = Pvl
x=1/g
esempio: benzene solubilità 22.8 mol m-3. Poiché 1 m3 di acqua contiene 106/18=5.55104 moli di acqua,
x  22.8/5.55 104 = 4.1 10-4 e g =1 / 4.1 10-4 = 2440 (*).
Per PCB (composti più idrofobici del benzene) g > 106
(*) espressa in unità di concentrazione molare gm = g / 55.5.
SOLIDO IMMISCIBILE:
Ps = Pss tensione di vapore del solido puro, Pvl dell’ipotetico stato liquido puro
(liquido sottoraffreddato).
Pss = x g Pvl
rapporto di fugacità F = Pss / Pvl ~ exp (-6.79 (Tm/T - 1)) (da trattazione termodinamica)
F=xg
esempio: naftalene Tm = 80°C; per cui F = 0.286 a 25°C.
F = x g = 0.286
solubilità 0.25 mol m-3 , quindi x = 4.5 10-6 moli di acqu; per cui. g =F/x = 64,000.
GAS:
Teb > T ambiente, la sostanza pura è un gas a P = 1 atm (metano, freons). La Pvl e g
sono incorporati in un unico parametro, la costante H’ della legge di Henry.
P = x g Pvl = x H’
H’ contiene informazioni sulla VOLATILITA’ (Pvl) e sulla IDROFOBICITA’ (g).
SOSTANZA MISCIBILE:
se è miscibile in tutte le proporzioni il termine solubilità perde significato (etanolo),
non è possibile correlazione con altre proprietà di partizione. Rimane il concetto di
idrofobicità attraverso g che comunque è piccolo (g < 20).
10
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Fattori che influenzano la solubilità
TEMPERATURA:
in genere (ci sono eccezioni) la dissoluzione è un processo endotermico, g
diminuisce all’aumentare di T  la solubilità aumenta.
SALI DISCIOLTI:
in genere, all’aumentare della concentrazione degli ioni 
Effetto SALTING-OUT (importante negli estuari):
log (Cw°/Cw) = Ks C
Cw° solubilità in assenza di elettroliti
C molare dell’elettrolita
Ks costante di Setschenow.
la solubilità diminuisce.
SOSTANZA ORGANICA:
la DOM può aumentare la solubilità apparente. La solubilità del composto in forma
‘libera’ potrebbe essere simile a quella nella soluzione acquosa senza DOM, e ad essa
si aggiunge la concentrazione del composto associato alla DOM.
Se la sostanza è un:
TENSIOATTIVO: può essere presente nella fase acquosa in forma micelle.
ACIDO (BASE) : (es. pentaclorofenolo) la solubilità è funzione del pH. La
concentrazione relativa della forma ionica/non-ioica dipende dal pH del mezzo e dal
pKa del composto.
OH
pKa
O
più solubile
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
NH 3
pKa’
più solubile
NH 2
La specie prevalente di una coppia acido/base
con costante di acidità pKa dipende dal pH
della soluzione:
log [HA]/[A-] = pKa - pH
11
COEFFICIENTE DI PARTIZIONE
rapporto di concentrazione di una data sostanza X fra due fasi a e in equilibrio
Kab = [X]a / [X]b
PARTIZIONE ARIA/ACQUA: (fase a aria, fase w acqua)
espressa dalla costante della legge di Henry :
Kaw = Pa / Cw
H = Ca / Cw
Pa : pressione parziale;
Cw, Ca : concentrazione molare, fase a aria, fase w acqua.
Essendo Ca = n/V = P/RT  Kaw = H RT
Sostanze con Kaw elevato, tenderanno a:
- volatilizzare dalle superfici (acqua, suolo) e a distribuirsi nell’atmosfera
- in atmosfera a rimanere nella fase gassosa
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Ca
limite di saturazione
Csa = Pv / RT
H
Cw
Csw
solubilità del composto in acqua
per composti poco solubili si può raggiungere il limite di saturazione, in cui
ulteriori aggiunte non aumentano Cw ma la quantità di composto nella fase
(liquida/solida) del composto puro.
Quindi la Kaw può essere stimata da altre due proprietà, la tensione di vapore
Pv e la solubilità in acqua Csw:
Kaw = Pv / Csw
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
n-esano
Benzene
Naftalene
Lindano
Pp’-DDT
22’44’-PCB
22’33’44’-PCB
Hg°
H2O
Csw
mol/L
Pv
atm
Pv
mol/L
Hstima
Csw/Ca
7.0 10-4
2.3 10-2
2.6 10-4
2.6 10-5
1.4 10-8
2.0 10-8
1.9 10-9
1.5 10-7
55.5
0.25
0.12
1.0 10-4
8.3 10-8
1.3 10-10
6.2 10-9
2.2 10-10
1.7 10-6
3.1 10-2
0.001
5.1 10-3
4.3 10-6
3.4 10-9
5.4 10-12
2.5 10-10
9.2 10-12
7 10-8
1.3 10-3
0.07
4.5
61
7600
2600
79
210
2.1
43000
H = 0.01
Cinetica da
Kw
esano
freon
ottano
H=1
H = 100
H = 104
logCa
benzene
2-PCB
4-PCB
naftalene
fenantrene
acqua
Composti omologhi della stessa
classe tendono ad allinearsi sullo
stesso valore di H.
La sostituzione di H con Cl o CH3
riduce di un fattore 4-6 sia la Pv che
la Csw, così H rimane ~ costante.
Composti con H < 100 sono spesso
chiamati volatili.
fenolo
6-PCB
BaP
pirene
DDT
Cinetica da
Ka
diossina
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
logCw
Stumm & Morgan, Aquatic Chemistry, 199614
PARTIZIONE OTTANOLO/ACQUA:
(fase o n-ottan-1-olo, fase w acqua)
Kow = Co / Cw
L’ottanolo è un surrogato della sostanza organica naturale.
Per interpretare e prevedere il destino di un contaminante nell’ambiente, la Kow è
messa in relazione con:
- il trasporto del contaminante in sistemi biologici e fisici;
- l’idrofobicità, la persistenza e la bioconcentrazione del contaminante:
- i processi di biodegradazione, in particolare quelli che coinvolgono le ossidasi P450.
- usata per stimare altre proprietà di partizione (Csw, Koc, BCF, …):
Relazione Kow - idrofobicità
specie
Kow
n-esano
13,000
benzene
130
naftalene
2,300
anilina
8
acqua
0.04
Csw (mol/L)
1.5 10-4
2.3 10-2
8.7 10-4
0.39
55
Tecniche sperimentali
misure dirette di Co e Cw:
shake-flask
‘slow-stir’
indirette:
HPLC - C18
….
A
A
OH
H2O
Tcost
15
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Relazione BCF-Kow:
saggi di bioconcentrazione. Gli organismi (es.pesci) in acquario sono lasciati a
contatto con un flusso di acqua che contiene il composto a concentrazione
costante Cw (fase di uptake). Quando è stato raggiunto lo stato stazionario (es.
30 gg), gli organismi sono esposti ad un’acqua che non contiene il composto per
un tempo sufficientemente lungo (fase di depurazione).
log Corg Logng/g
uptake
eliminazione
modello di partizione fra 2 comparti
acqua
organismo
Cw
tempo
giorni
Cinetiche del I ordine
la ke è ricavata dalla pendenza della curva di depurazione:
ln Corg = lnCorg° - ke t
la ka dalla fase di uptake essendo per il modello
dCorg /dt = kaCw - keCorg
integrata
Corg = (ka/ke) Cw (1 - e-ke t)
Allo stato stazionario:
dCorg /dt = 0

BCF = Corg / Cw = ka / ke
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Per bioaccumulo governato dalle vie respiratorie (es. branchie)
ke: a velocità di eliminazione dai lipidi verso
l’acqua diminuisce all’aumentare del Kow per
composti con Kow > 1000.
BFC
Log
ka
Ka: circa costante per Kow > 1000.
se BCF = ka / ke
BCF = cost Kow
Efficienza %
log Kow
ke
esempio log BCF = 1.0 logKow - 1.31
Efficienza di uptake: quantità di composto assorbita dalla
superficie per unità di tempo rispetto alla quantità totale di
composto portata a contatto con la superficie.
- per logKow 0.5 - 3 
% aumenta all’aumentare di Kow
- per logKow 3 - 6  % rimane circa costante
- per logKow > 6  sembra diminuire.
Riduzione della
permeabilità di membrana, difficoltà analisi Cw per composti
super-idrofobici ?
Log BCF
log Kow
allora:
(logKow > 1-2)
superidrofobici
sostanze metabolizzate
3
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
6
log Kow
17
STIMA della Kow
Esempio: stima della Kow del PIRENE con il programma KOWWIN basato sul sul contributo di
frammenti (Meylan, J.Pharm.Sci. 84(1995)83 dal sito: http://esc.syrres.com/interkow/interkow.exe
KowWin (LogKow) Log P Calculation:
SMILES : c(c(c(cc1)ccc2)c2cc3)(c1ccc4)c34
CHEM : Pyrene
MOL FOR: C16 H10
MOL WT : 202.26
-------+-----+--------------------------------------------+----------+--------TYPE | NUM | LOGKOW v1.66 FRAGMENT DESCRIPTION |
COEFF | VALUE
-------+-----+--------------------------------------------+----------+--------Frag | 16 | Aromatic Carbon | 0.2940 | 4.7040
Const | | Equation Constant | | 0.2290
-------+-----+--------------------------------------------+----------+--------Log Kow = 4.9330
LogKow Estimated Log P: 4.93
Experimental Database Structure Match:
Name: Pyrene
CAS Registry Number : 000129-00-0
Experimental Log Kow: 4.88
Experim. Reference : Hansch,C et al. (1995)
La Kow può essere stimata da dati sulle dimensioni molecolari. Le dimensioni molecolari degli IPA si
possono ottenere da banche dati; esempio dal sito della NIST:
http://ois.nist.gov/PAH/
Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Structure Index Lane C. Sander and Stephen A. Wise
Name: Cyclopenta[cd]pyrene
Acepyrene
Acepyrylene
3,4-Dihydrocyclopenta[cd]pyrene
Width: 9.602
Length: 11.521
Thickness: 3.887
L/B (length/breath ratio):1.200
CAS:27208-37-3 MW:226
Dai dati tabulati si possono calcolare il volume e l’area molecolare:
TMV= L x V x T
TSA = LxV + LxT + WxT
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
18
PARTIZIONE SOLIDO/ACQUA:
Coefficiente di distribuzione :
Kd = Cs / Cw
Isoterma di adsorbimento: relazione fra le concentrazioni
nell’adsorbente (sorbent) Cs e nella soluzione acquosa Cw.
isoterma di Freundlich
relazione fra Kd e Kf
Cs = Kf Cwn
Kd = Kf Cwn-1
Cs mol/Kgs
n > 1 le molecole adsorbite
favoriscono
un
ulteriore
adsorbimento (es.tensioattivi).
Isoterma di
adsorbimento
dell’adsorbato
Cw
mol/Lw
n = 1 la ‘capacità adsorbente’
non è influenzata dalla
concentrazione.
n < 1 l’adsorbimento diventa
più difficile all’aumentare di
Cs (es.saturazione siti di
legame).
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
adsorbimento soluti non-ionici - il materiale organico
Kd e Kf variano notevolmente a seconda delle caratteristiche del materiale soldio.
Per molti composti, in particolare per quelli idrofobici, si osserva che la Kd
aumenta all’aumentare del contenuto di carbonio organico OC) nella fase solida.
La Kd normalizzata sul contenuto di carbonio organico Foc (Foc =
mgOC/mgsedimento) è un’importante proprietà del composto d’interesse:
Koc = Kd / Foc
sostanza
organica
La Koc può essere determinata sperimentalmente es. da misure del carbonio
organico totale (TOC) e della concentrazione del composto nella soluzione
acquosa e nel particolato. Nota la Koc, si può ottenere una stima della Kom
(riferito alla sostanza organica OM), assumendo che il TOC sia circa il 50-60%
del TOM (total organic matter). TOM ~ 1.72 TOC.
Kom = Kd / Fom = Kd / (1.72 Foc) = 0.58 Koc
20
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
All’aumentare della frazione organica Foc di un sedimento, un composto non-ionico (IPA, PCB) tenderà a
ripartirsi nella fase solida e la sua concentrazione nella soluzione acquosa Cw (acqua interstiziale) tenderà a
diminuire. Quindi anche se un composto tossico è presente alla stessa concentrazione totale (mg/Kgsedimento
secco ~ Cs) in diversi sedimenti, la concentrazione all’equilibrio nell’acqua interstiziale (Cw mg/L) sarà
maggiore nei sedimenti con il contenuto organico (Foc) minore. Poiché gli effetti biologici di una sostanza
dipendono soprattutto dalla sua concentrazione in soluzione, è ragionevole aspettarsi che tali effetti siano più
probabili nel sedimento con Foc minore (Cw maggiore).
Esempio: la mortalità di R.Abronius in funzione della concentrazione di fluorantene in due
sedimenti con diverse concentrazioni di carbonio organico. Le curve Cs/risposta dipendono da
Foc, le curve Cw/risposta non dipendono dalle caratteristiche del sedimento
(Environ.Toxicol.Chem., 10(1991)1541).
% mortalità
Foc = 0.2 %
100
% mortalità
Foc = 0.5 %
50
0
3
10
mg / Kgsed.secco
Cs, concentrazione totale
di fluorantene
0.02
mg / L
Cw, concentrazione di fluorantene
nell’acqua interstiziale
21
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Koc dipende dalla natura chimica dell’adsorbato più che da quella
dell’adsorbente.
La Koc può essre stimata da:
- valori di Kow e solubilità Csw attraverso modelli diregressione.
- struttura molecolare (indici di connettività molecolare MCI, TSA)
- altre (fattori di capacità in HPLC, dati quanto-meccanici (HOMO-LUMO),…
Stima dai dati di Kow e Csw:
1) ottenere valori sperimentali accurati di Csw e Kow (come abbiamo visto per
molti composti non esistono dati sperimentali, es. per i super-idrofobici)
2) selezionare l’appropriata equazione riportata in letteratura (esempio, una
determinata classe di composti, valutare la rappresentatività del composto per la
classe; altrimenti usare equazioni generali).
3) calcolare Koc dall’equazione.
4) stimare il Kd (o Kf) specifico del sito dai valori di Koc e TOC.
Esempi di equazioni (Koc in L/Kg) :
Universale
log Koc = 0.679 log Kow + 0.663
log Koc = 0.903 log Kow + 0.094
log Koc = -0.508 log Csw + 0.953 - F
n=419
n=72
n=419
R2=0.83
R2=0.91
R2=0.76
(F fattore correttivo per la polarità: 0.27 aromatici non-alogenati, 0,01 organofosfati…)
log Koc = 1.00 log Kow - 0.21
log Koc = - 0.439 log Csw + 1.910
IPA
n=10
R2=1.0
(Csw (M))
Pesticidi (triazine, carbammati, …)
logKoc = 0.47 logKow + 1.09
n=216 R2=0.16
22
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
In assenza dei dati di Kow e Csw da parametri molecolari.
Esempio:
dai valori di TSA:
IPA, PCB, Clorobenzeni
log Koc = 0.02 TSA (Å) - 0.29
n=36
R2=0.83
dagli indici di connettività molecolare (MCI):
esempio:
gli MCI possono essere calcolati dallo scheletro molecolare (senza atomi H). Nel
caso più semplice (primo ordine, 1C), ad ogni atomo (non H) è assegnato un
valore d , uguale al numero di atomi a cui è legato.
Per ogni coppia i e j di atomi adiacenti si calcola 1/(didj) e si somma su tutti i
legami (sempre con esclusione di H e legami con H) per ottenere 1C:
1C = S 1/(d d ) per tutte le coppie di atomi legati
i j
log Koc = 0.53
1C
+0.63 + SFi
Scrivere struttura ed
assegnare valori d
2
2
2
2
3
3
1C
2
2
3
3
generale
n=189
R2=0.96 Fi correzione gruppi polari
esempio: calcolare 1C per l’antracene
determinare 1/(didj)
2
2
2
2
tipo 1/2x2
tipo 1/3x2
tipo 1/3x3
= 6 x (1/2x2) + 8 x (1/3x2) + 2 x (1/3x3) = 6.933
23
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Esempio:
per stabilire criteri di qualità per i sedimenti si dedice di applicare l’approccio dell’equilibrio di
partizione utilizzando i criteri di qualità per le acque. Il valore soglia è quella concentrazione
nel sedimento Cs*, che determina una concentrazione all’equilibrio nell’acqua Cw* uguale al
valore limite stabilito per le acque (Cl).
Cs* = Kd Cw* = Koc Foc Cw*
Cl noto (es. criteri EPA), Kd stimato da Koc e misura Foc.
Esempio: per l’antracene stimare Kd per un sedimento contenente il 2% di OC.
Dal dato di Kow (logKow = 4.54)
log Koc = 1.00 log Kow - 0.21 = 4.33
Koc = 2.14 104 L/Kg Kd = 2.14 104 x 0.02 = 428 L/Kg
Dal dato di solubilità (logCsw(M) = -6.39):
log Koc = - 0.439 log Csw + 1.910 = 4.72
Koc = 5.25 104 L/Kg Kd = 1050 L/Kg
Dall’approccio MCI (1C = 6.93, Fi = 0) (caso: non ci siano dati di Kow e Csw):
log Koc = 0.53 1C +0.63 + SFi = 4.30
Koc = 1.99 104 L/Kg Kd = 399 L/Kg
Valore sperimentale (Kenaga & Goring, 1980):
LogKoc = 4.42  0.05 Koc = 2.63 104 L/Kg Kd = 526 L/Kg
Per il fluorantene Koc = 45,000 (L/Kgoc), utilizzando il criterio dell’EPA di Cw* = 0.008
mg/L si ottiene: Cs*= 360 Foc.
Un sedimento con un contenuto di carbonio organico totale TOC = 2% (Foc = 0.02), non
dovrebbe presentare effetti tossici se la concentrazione del fluorantene Cs è minore di Cs*
= 360 x 0.02 = 7.2 mg/Kg. (Mar.Pollut.Bullet. 28(1994)653)
24
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
SALTING-OUT
All’aumentare della concentrazione degli ioni predominanti nelle acque naturali (Na+, K+,
Ca2+, Mg2+, Cl-, SO42-, HCO3-) diminuisce la solubilità in acqua di un composto non-ionico:
log (Csw / Cswsalt) = Ks•[ioni]
Ks costante di salting
[ioni] ~ 0.6 M nell’acqua di mare
L’effetto è additivo : il ‘sale’ predominante determina il Ks
l’effetto dipende dalla idratazione dello ione (disponibilità acqua a formare cavità)
Ks (L•mol-1) a 25°C
sale
NaCl
MgCl2
Na2SO4
KBr
CsBr
Ks(benzene)
0.29
0.55
0.12
-
Ks(naftalene)
0.22
0.30
0.70
0.13
0.01
i sali disciolti favoriscono l’adsorbimento di un composto non-ionico:
log (Kom / Komsalt) = a•Ks•S[ioni]
a = 0.5 (molecole piccole polari)  1 (molecole grandi non-polari)
Ks = 0.1 (molecole piccole polari)  0.4 (molecole grandi non-polari)
25
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
BIOACCUMULO degli IPA negli organismi marini
ASSORBIMENTO
uptake
biodisponibilità
del contaminante
ELIMINAZIONE
quantità di contaminante
nell’organismo
partizione del
contaminante
acqua
particellato
cibo
biotrasformazione
escrezione
diffusione
fisiologia organismo
velocità
di
ventilazione,
permeabilità
membrana,
residenza nell’intestino, periodo
riproduttivo
JP Meador “Bioaccumulation of PAHs by
Marine Organisms Reviews of
Environ.Contam.Toxicol. (1995)
L’entità dei vari processi dipende dalla struttura dell’IPA, in particolare dalla idrofobicità che aumenta
all’aumentare della massa molare. Per cui gli IPA vengono sommariamente suddivisi in due classi:
LIPA: composti a basso peso molecolare (2-3 anelli aromatici).
HIPA: composti a medio-alto peso molecolare (4-6 anelli aromatici).
La concentrazione degli IPA nei tessuti di un organismo può fornire indicazioni sui livelli di contaminazione di
un’ambiente marino e informazioni utili sui livelli di rischio.
I molluschi bivalvi (in genere mitili) sono spesso scelti come organismi sentinella per i seguenti vantaggi:
- hanno una capacità limitata di metabolizzare gli IPA;
- sono organismi filtratori esposti al contaminante sia in forma disciolta che particellata;
- possono bioaccumulare gli IPA a livelli elevati senza forti alterazioni del metabolismo (l’analisi degli IPA nel
tessuto diventa più facile che nell’acqua dove la concentrazione è molto più bassa);
- sono sessili, largamente distribuiti, facili da trasportare, trapiantare e campionare, resistenti allo stress, e
tolleranti a variazioni di salinità.
26
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
ASSORBIMENTO
acqua
cibo
particellato
In condizioni di equilibrio fra i vari comparti (acqua,
sedimento, tessuti), la via di assorbimento del
contaminante non è importante nel determinare la
concentrazione d’equilibrio (long-term exposure).
Lo è in condizioni di non-equilibrio (short-term events).
sedimento
Le vie di assorbimento includono il contaminante:
- disciolto nell’acqua, soprattutto se in forma libera (non associato con il materiale organico disciolto DOC),
per diffusione passiva attraverso le branchie ed il tegumento. Anche se l’IPA è presente a basse
concentrazioni, la quantità di acqua filtrata dal mollusco è molto alta. La spinta termodinamica è data dal
gradiente di concentrazione e dall’idrofobicità dell’IPA.
- presente nel materiale ingerito (cibo, particelle in sospensione e di sedimento).
La via di assorbimento principale dipende da numerosi fattori fra cui le abitudini della specie (deposit-feeding
oppure filter-feeding)
- una specie di vongola (es. Protacha staminea) che vive in un sedimento contaminato potrebbe essere
meno esposta se filtra l’acqua sovrastante non in equilibrio con il sedimento rispetto ad una specie depositfeeding (Macoma inquinata). L’assunzione di LIPA potrebbe avvenire attraverso l’acqua interstiziale, quella di
HIPA attraverso il materiale solido.
Tendenza:
LIPA attraverso l’acqua (ventilazione)
HIPA attraverso ingestione di sedimentoe cibo.
27
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
ELIMINAZIONE
Il metabolismo trasforma gli IPA in metaboliti polari e più solubili in acqua.
L’escrezione è un processo metabolico attivo che elimina il contaminante ed i suoi metaboliti
attraverso la bile e l’urina.
La diffusione (diffusive loss) è un processo di eliminazione passivo che è controllato dalla
termodinamica (partizione del contaminante fra due fasi, es. acqua e tessuti).
La concentrazione di IPA potrebbe essere bassa in un organismo che metabolizza
attivamente gli IPA (es. pesce) anche se li assorbe significativamente dall’ambiente. La misura
della concentrazione di IPA nei tessuti come misura della contaminazione è preferibilmente
effettuata su animali con una bassa attività metabolica verso gli IPA  molluschi bivalvi.
L’eliminazione per sola diffusione dovrebbe essere più lenta per i HIPA,
maggiormente idrofobi, mentre la biotrasformazione rende l’eliminazione più rapida  azione
livellatrice per LIPA e HIPA.
Keliminazione (giorni-1)
Keliminazione = (ln [tessuto] / [tessuto]°)/t
vongola
ostrica
28 giorni in sedimento
contaminato
FEN
CRIS
B[a]P
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
28 giorni eliminazione
ME Bender Mar.Environ.Res. 24(288)327
28
PERSISTENZA. Sembra dipendere dal tempo di esposizione:
Acuta (oil spill): gli IPA sono eliminati rapidamente e ritornano a livelli di fondo finito l’evento.
Cronica (IPA da combustione): gli IPA (soprattutto HIPA) tendono ad essere trattenuti in una
forma più resistente nei tessuti.
Possibile spegazione: se gli IPA vengono sequestrati nei tessuti grassi (esposizione prolungata
nel tempo) la loro eliminazione è più difficile (sia per diffusione che per biotrasformazione).
Generalmente (NB ma fortemente specie-specifico):
Efficacia nel metabolizzare IPA: PESCI > CROSTACEI/POLICHETI > MOLLUSCHI.
Il metabolismo degli IPA avviene tramite ossidasi a funzioni miste (MFO) che richiedono
citocromo P450 e NADPH.
PESCI / CROSTACEI assorbono gli IPA più velocemente di MOLLUSCHI / POLICHETI
probabilmente per la maggiore velocità di ventilazione.
log[tessuto], ng g-1 Ke = 0.001
Ke = 1 giorni-1
Ka 1000 mL g-1 giorni-1
[acqua] = 1 ng mL-1
giorni
[tessuto]=(ka/ke)[acqua](1-e-ke/t)
ka = [tessuto]/[acqua] t
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
In condizioni di velocità di assorbimento (ka)
e
di
eliminazione
(ke)
costanti,
la
concentrazione
nel
tessuto
allo
stato
stazionario è determinata dalla ka (per una
certa ke), mentre la ke determina la forma
della curva ed il tempo richiesto per
raggiungere lo stato stazionario.
Per diverse specie di molluschi e policheti
esposti a LIPA e HIPA dopo circa 2 settimane
si raggiungevano concentrazioni vicine a
quelle
dello
‘stato
stazionario’
(assorbimento=eliminazione).
29
BIOACCUMULO
FATTORE
DI
BIOACCUMULO
(BAF)
e
FATTORE
DI
BIOCONCENTRAZIONE (BCF) sono entrambi utilizzati per descrivere l’accumulo di un
contaminante in un organismo dall’ambiente in cui vive ed è espresso come rapporto di
concentrazione nell’organismo e nel mezzo. In letteratura esistono modi diversi e non sempre
uniformi di esprimere BAF e BCF a seconda del comparto, della via di assorbimento, ecc.
In genere, BCF solo dall’acqua, mentre BAF da fonti multiple (acqua, sedimento. dieta); BAF
assorbimento attraverso tutte le vie (dieta, inalazione, contatto con il derma, ecc.) e dalla sola
acqua, BCF riferita ad esperimenti di laboratorio;…).
BAF = [X]organismo / [X]mezzo
organismo: può riferirsi all’intero organismo o ad un tessuto specifico; la concentrazione può
essere espressa per peso secco, umido o per contenuto di lipidi. Es. ng/gww, ng/gdw, ng/glipid.
mezzo: l’acqua, il sedimento, la dieta. Potrebbe riferisci alla frazione effettivamente
biodisponibile o disciolta (tiene conto del DOC o del materiale particellato). Nel sedimento
potrebbe essere normalizzato con il carbonio organico, ng/gOC.
Nel caso in cui l’assorbimento avviene solo dall’acqua
BAF o BCF=[X]organismo / [X]acqua
l’idrofobicità del contaminante (espressa dalla costante di partizione ottanolo/acqua Kow) può
determinare il BAF per organismi che hanno una bassa attività metabolizzante.
Tendenzialmente: BAF aumenta all’aumentare dell’idrofobicità del contaminante (Kow).
BAF (HIPA) > BAF (LIPA)
Il BAF allo stato stazionario dipenderà dalle velocità di assorbimento ed eliminazione
(BAFKa/Ke).
Non sempre si osserva un aumento del BAF all’aumentare del Kow: BAF(HIPA)
minore di quello atteso. Possibili cause: HIPA meno biodisponibili (associazione con DOC), più
metabolizzati.
30
Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
Nel caso di organismi bentonici si utilizza spesso il bioaccumulo riferito alla concentrazione nel
sedimento (biota-sediment AF):
BAF o BSAF=[X]organismo / [X]sedimento.
Ricordare che i valori delle concentrazioni, e quindi dei BAF, cambiano notevolmente se riferiti
al peso secco o umido, con rapporti secco/umido che variano generalmente di 0.5-0.9 per i
sedimenti, e 0.1-0.25 per gli organismi.
Per uniformare e confrontare meglio le concentrazioni potrebbero essere normalizzate per il
contenuto di lipidi negli organismi, e di carbonio organico (TOC) nei sedimenti:
BAFloc = [X]organismo/%lipidi / [X]sedimento/%TOC
Per calcoli approssimativi si può assumere: 5% lipidi nell’organismo, 1% TOC nel sedimento,
entrambi per peso secco.
Se è l’idrofobicità del contaminante che regola la distribuzione fra organsimo e sedimento, i
BAFloc assumeranno valori simili.
Valori tipici per BAFloc variano da 0.2 a 2. Valore massimo teorico 2-4. Valori BAF >teorico:
cercare altre cause (assorbimento attraverso l’acqua (interstiziale), perdita diretta di LIPA per
volatilità, cinetica di assorbimento lenta per HIPA, metabolismo ecc.).
BIOAMPLIFICAZIONE (biomagnification)
Il processo per cui la concentrazione del contaminante nell’organismo è superiore di quella
negli organismi che costituiscono la dieta (per effetto dell’assorbimento attraverso la dieta).
Meglio determinabile attraverso esperimenti di laboratorio che in campo, essendo più facile
conoscere la concentrazione del contaminante somministrata con la dieta e l’eventuale
assorbimento attraverso altre vie.
Per gli IPA, difficilmente può superare i due livelli trofici, data l’abilità di molti vertebrati a
metabolizzare gli IPA. Possibile per livelli trofici bassi (policheti, molluschi).
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
concentrazioni in ng / g dw
IPA
Sito
Sedimento Mitili
BAF
assorbimento (ambiente)
328
238
0.72
particolato (alta torbidità) (urbano)
Barcellona
62.5
33.9
0.54
acqua+petrolio (raffineria)
Mar Baltico
0.65
13.8
21
acqua+ sedimento (off-shore)
Toro (Corsica)
0.44
9.55
22
acqua superfice (non inquinata)
Arcachon bay
551
337
0.61
Barcellona
186
64.2
0.34
Mar Baltico
1.06
7.15
6.7
Toro (Corsica)
0.11
1.25
11
312
166
0.53
Barcelllona
170
5.31
0.03
Mar Baltico
1.03
6.49
6.3
0.09
0.37
4,1
Arcachon Bay
215
103
0.48
Barcellona
133
9.37
0.07
Mar Baltico
1.91
17.9
9.4
fenantrene Arcachon bay
pirene
b[a]pirene Arcachon Bay
Toro (Corsica)
b[ghi]per
Toro:
P Baumard Mar.Environ.Res. 47(1999)415
BAF correlato con logKow, assorbimento maggiore per IPA meno solubili. IPA
Barcelona: BAF (LIPA) > BAF (HIPA) assorbimento degli IPA più solubili (fenantrene) e di quelli presenti nel
petrolio sulla superficie dell’acqua (pirene).
Arcachon bay: BAF (LIPA)  BAF(HIPA) esposti al materiale fine (frazione risospesa del sedimento, acqua
torbide) che è più ricco in HIPA che in LIPA rispetto al sedimento.
Mar Baltico: nessuna correlazione con Kow, ma BAF(fenantrene) > BAF (altri). I mitili vivono in prossimità del
sedimento, ma in acque poco torbide Assorbimento IPA sia in fase disciolta che associata al materiale sospeso.
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri
BIODISPONIBILITA’
E’ un concetto molto variabile a seconda dei contesti e dell’uso (chimico, fisiologico,
farmacologico, ecc.).
La frazione biodisponibile di un contaminante in un mezzo è quella che si trova in uno stato che
può essere assorbita dall’organismo.
Dipende: dalle caratteristiche strutturali del contaminante, del mezzo e della via di
assorbimento.
IPA
LogKow
IPA
LogKow
IPA
naftalene
3.3
fuorene
4.2
fenantrene
4.5
antracene
4.5
pirene
5.1
fluorantene
5.1
crisene
5.8
benz[a]antracene
5.9
benzo[a]pirene
6.2
benzo[b]fluorantene
6.5
All’aumentare del peso molecolare
dell’IPA,
aumenta
l’idrofobicità

l’equilibrio termodinamico favorisce la
partizione dall’acqua verso fasi nonpolari, come la sostanza organica nelle
particelle di sedimento.
benzo[ghi]perilene
7.0
indeno[123-cd]pirene
7.4
L’idrofobicità è solitamente espressa dal
Kow. All’aumentare di Kow, l’IPA tende
a ripartire più nella fase solida che
nell’acqua.
Mezzo.Il contenuto di carbonio organico è il principale fattore che determina la biodisponibilità dell’IPA. La
frazione di IPA associata al particolato tenderà ad aumentare all’aumentare del contenuto di carbonio
organico (POC). Nella fase disciolta, la biodisponibilità degli IPA più idrofobici diminuisce all’aumentare della
sostanza organica disciolta (carbonio organico disciolto, DOC) per la forte associazioone DOC-IPA.
Assorbimento. Se l’organismo assorbe gli IPA dalla fase acquosa (branchie), la frazione biodisponibile
aumenterà al diminuire del Kow, della concentrazione di POC, e DOC. In acque a bassa torbidità, gli IPA a 2-3
anelli saranno più biodisponibili di quelli a 4-6 anelli.
Se l’organismo assorbe gli IPA attraverso il materiale ingerito (es. mucosa intestinale policheti), gli IPA
idrofobici potrebbero essere assorbiti dalle particelle di sedimento).
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Chimica Analitica degli Inquinanti 4 - D.Fabbri