Anorganisch-chemisches Praktikum III C

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Institut für Anorganische Chemie
Sommersemester 2007
Anorganisch-chemisches Praktikum III C
LV-Nr.: 270212 UE
Thema des Projekts:
Kolloidal gelöste organische Komplexbildner in Fließgewässern als wichtige
Transportmittel für das essentielle Spurenelement Eisen
1. Grundlagen
In den vergangenen Jahren wurde grundsätzlich akzeptiert, dass organische Kolloide einen
Beitrag zum Transport von Stoffen in aquatischen Systemen leisten können. Nach wie vor ist
jedoch bei einer Vielzahl von Fragestellungen umstritten, ob der kolloidale Transport auch
globale Bedeutung hat. Wir beschäftigen uns speziell mit dem Transport von Eisen.
1.1. Atmosphärisches CO2 und der globale Klimawandel
Die zivilisatorische Tätigkeit des modernen Menschen hat zu einem Anstieg des
atmosphärischen CO2 Gehalts vom vorindustriellen Wert von 280 ppm auf den heutigen Wert
von 380 ppm geführt.
Diese rasch fortschreitende Veränderung der Zusammensetzung der Atmosphäre hat
einen heute bereits einwandfrei nachweisbaren globalen Klimawandel in Gang gesetzt. Unser
Klimasystem ist ins Driften geraten. Was daran besonders beunruhigend ist: Wir bewegen uns
auf einen völlig unbekannten bzw. nur unzureichend modellierbaren zukünftigen
Klimazustand zu, der sehr bedrohliche Eigenschaften haben könnte. (siehe dazu R. Karl, K.E.
Trenberth, “Modern Global Climate Change“, Science Vol. 302 No. 5681, p. 1719 (2003)).
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1.2. Die ozeanische biologische Kohlenstoff-Pumpe
Die marine Primärproduktion spielt eine anerkannte Schlüsselrolle im globalen CO2
Kreislauf. Das Phytoplankton entzieht durch die Photosynthese der Atmosphäre CO2 und baut
es in die lebende Biomasse ein. Die einzelnen Planktonorganismen leben nur eine kurze
Zeitspanne. Nach dem Absterben wird ein Teil (ca. 20%) des in der Biomasse gebundenen
Kohlenstoffs nicht wieder zu CO2 veratmet und der Atmosphäre zurückgegeben, sondern es
erfolgt ein Absinken des toten organischen Materials in große Tiefen („Organismen-Regen“).
Auch Kot-Pellets des Krills und andere feste organische Abfallprodukte sinken ab.
Die mittlere Tiefe des Ozeans beträgt 3800 m. Die Wassermassen der Tiefe sind mit
der Atmosphäre nicht in Kontakt. Der durch Absinken in die Tiefe gelangte organische
Kohlenstoff wird dort zwar zum Großteil zu CO2 oxidiert, bleibt aber im Tiefenwasser gelöst
und somit Jahrhunderte bis Jahrtausende der Atmosphäre entzogen, bis die großräumige
Zirkulation der Ozeane ihn schließlich wieder an die Oberfläche bringt. (Zum kleinen Teil
wird auch organischer Kohlenstoff in den Sedimenten begraben, wo er dann Jahrmillionen
verbleiben kann.)
Diese sogenannte „marine biologische Kohlenstoff-Pumpe“ verfrachtet
atmosphärisches CO2 langfristig in die Tiefen des Ozeans. So wirkungsvoll, dass dieser
Prozess die atmosphärische CO2 Konzentration um 150 bis 200 ppm niedriger hält, als sie es
wäre, wenn in den Meeren keine Photosynthese stattfände. (Siehe “The Global Carbon Cycle:
A Test of Our Knowledge of Earth as a System”, P. Falkowski et al., Science Vol. 290, No.
5490, p. 291 (2000).)
1.3. Eisen als das Wachstum begrenzender Nährstoff
Eisen ist ein häufiges Element in der Erdkruste (4,7 Massen%). Trotzdem ist die
Phytoplankton-Produktion in weiten Teilen des Weltozeans durch sehr geringe
Eisenkonzentrationen limitiert (HNLC = “high nutrient low chlorophyll“ - Regionen). D.h.
der im Unterschuss vorhandene und daher das Wachstum begrenzende Nährstoff ist das
Eisen. Dies ist eine Folge der extremen Schwerlöslichkeit des Eisen(III)-Hydroxids im
Meerwasser.
Eisen ist essentiell für Wachstum und Metabolismus aller marinen Organismen. Ohne
Eisen gibt es z.B. keinen Elektronentransport bei Photosynthese und Atmung, keine Nitratund Nitrit-Reduktion, keine Stickstoff-Fixierung, keine Sulfatreduktion.
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Die wichtigsten natürlichen Vorgänge, welche die marine Biosphäre mit Eisen versorgen
können, sind die folgenden:
Flusswasser
Die Versorgung der marinen Biosphäre mit essentiellen Elementen ergibt sich überwiegend
aus der chemischen Verwitterung der Gesteine der Kontinente. Der Transport der gelösten
Salze ins Meer erfolgt durch den kontinentalen Abfluss (ca. 4x1016 Liter pro Jahr).
Eisen liegt in Fließgewässern typischerweise als kolloidales Fe(III)hydroxid vor, und zwar
in Form positiv geladener Kolloidpartikel, die beim Einfließen des Flusswassers ins Meer
unter den Salinitäts- und pH-Bedingungen der Küstengewässer zu mehr als 99% ausflocken
und im Schelfbereich sedimentieren. Der Beitrag der Flüsse zur Eisenversorgung des offenen
Ozeans wird daher oft als relativ gering eingestuft.
Regenwasser
Eisen wird in der Atmosphäre als sehr feinkörniger Eisen-Mineralstaub transportiert. Dieser
entsteht in Trockengebieten durch physikalische Verwitterung (thermische Verwitterung,
Frostverwitterung, Gletscherschliff etc.), wird vom Wind verfrachtet und gelangt durch
trockene Deposition oder mit dem Regen ins offene Meer. Hier zeigt der Mineralstaub die
Tendenz, sofort abzusinken und zu sedimentieren. Trockene Deposition hat daher keine
Düngewirkung. Allerdings wurde ein Düngungseffekt nach Regenfällen nachgewiesen. Dies
wird darauf zurückgeführt, dass Eisenmineral-Aerosolpartikel als Kondensationskerne für
Wolkentröpfchen dienen können. Im Wolkenwasser kommt es zur teilweisen Auflösung der
Mineralpartikel unter Entstehung von gelöstem Eisen(II). Der Regen enthält dann
bioverfügbares gelöstes Eisen(II). Dieses wird zwar im Ozeanwasser zu unlöslichem
Eisen(III)hydroxid umgewandelt, die Plankton-Lebensgemeinschaften haben jedoch spezielle
Strategien entwickelt, um das Eisen rasch zu verwerten, bevor es durch Absinken in die Tiefe
verloren geht.
Aus Überlegungen des Klimaschutzes heraus ist eine großräumige künstliche Eisendüngung
bestimmter eisenarmer Gebiete der Ozeane vorgeschlagen worden (HNLC Regionen, = “high
nutrient-low-chlorophyll“, das sind, wie bereits erwähnt, Gebiete, welche bis auf Eisen alle
Pflanzennährstoff in ausreichender Konzentration enthalten). Man hat in Vorversuchen vom
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Schiff aus Eisenchlorid ins Ozeanwasser eingebracht und tatsächlich einen kurzzeitigen
Düngungseffekt und Absinken von organischem Kohlenstoff in tiefe Schichten nachgewiesen.
Allerdings gibt es ernste Bedenken gegen ein solches unökologisches Vorgehen. (Siehe K.S.
Johnson, D.M. Karl, “Is Ocean Fertilization Credible and Creditable?“, Science Vol. 296, No.
5567, p. 467 (2002).)
Eine weitere Möglichkeit wäre eine nachhaltige Verbesserung der derzeit relativ geringen
Eisen-Transportfähigkeit der Flüsse. Dies ist prinzipiell denkbar. Sedimentuntersuchungen
weisen auf eine große räumliche und zeitliche Variabilität der Eisen-Transportfähigkeit von
Flusswasser hin.
1.4. Humin- und Fulvosäuren als Reduktionsmittel und Chelatbildner für Eisen
In Oberflächengewässern liegt gelöstes Eisen nicht nur als (hydrolysiertes) Eisen(III) Ion,
sondern – zu einem je nach Gewässer stark unterschiedlichen Anteil - komplex gebunden vor.
Geeignete organische Liganden werden in terrestrischen Ökosystemen gebildet. Es handelt
sich vor allem um – aus dem unvollständigern Abbau von Pflanzenresten stammende –
Humin- und Fulvosäuren. Organische Eisen-Komplexe neigen, ähnlich wie die Hydroxide,
ebenfalls dazu, im Küstenbereich auszuflocken und zu sedimentieren. Es kann aber ein Anteil
im Meerwasser gelöst bleiben, welcher dann von aquatischen Mikroorganismen
aufgenommen wird. Procaryoten und sogar einzellige Eucaryoten wie Kieselalgen nehmen
dabei den gesamten organischen Eisenkomplex auf und verwerten ihn. Nach dem Absterben
des Mikroorganismus entstehen neue lösliche Eisenkomplexe, diesmal mit marinen
organischen Liganden. Das Eisen bleibt so längere Zeit bioverfügbar und kann durch
Meeresströmungen auch in landferne Gebiete des Ozeans transportiert werden.
Die Transportfähigkeit der Flüsse für Eisen ist im kalten Klima erhöht. In kalten
Klimaten ist ganz allgemein der vollständige Abbau des pflanzlichen organischen Materials
stark verlangsamt. In Permafrostböden kommt es mit dem Auftauen der oberen
Bodenschichten im Frühjahr zur Ansammlung von Schmelzwasser, weil die darunter liegende
kontinuierliche Permafrostschicht den Abfluss des Wassers verhindert. Es entstehen
ausgedehnte Feuchtgebiete mit der für kalte Moorlandschaften typischen Vegetation.
Charakteristisch ist die Anreicherung von gelösten Humin- und Fulvosäuren, wodurch die
Flüsse der Tundren und borealen Wälder eine dunkle Teefarbe aufweisen, während in
gemäßigten Klimaten ein (sauberer) Fluss meist eine blaue oder blaugrüne Färbung zeigt
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(Ausnahme: Sphagnum-Hochmoore bringen tiefbraun gefärbte Wässer hervor). Da die
gelösten bzw. kolloidal gelösten Humin- und Fulvosäuren Chelatbildner sind, welche
Eisenionen komplexieren, kommt es im teefarbenen Flusswasser zu wesentlich höheren
Eisenkonzentrationen als in huminstoffarmen Fließgewässern.
Die organischen Komplexbildner sind nicht nur für den Transport bioverfügbaren
Eisens in Fließgewässern zuständig, sondern sie sind auch in den Böden an der Verwitterung
der eisenhaltigen Gesteine beteiligt, und beschleunigen die Verwitterung der Eisenminerale
unter Mobilisierung des Eisens um ein bis zwei Größenordnungen.
Die organischen Eisenkomplexe liegen in Form negativ geladener Kolloidpartikel vor.
Bedingt durch die große strukturelle und funktionelle Heterogenität der Humin- und
Fulvosäuren ergeben sich in Abhängigkeit von ihrer Herkunft Probleme bei der Beschreibung
ihres Wechselwirkungsverhaltens mit Metallionen in natürlichen Systemen. Wichtig sind
auch die Redoxeigenschaften der Humin- und Fulvosäuren, manche haben ausgeprägte
reduzierende Eigenschaften und können Eisen(III) zu Eisen(II) reduzieren.
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2. Fragestellung im Rahmen des Praktikums
Im Rahmen des Praktikums soll ein Bach, der ein Sphagnum-Hochmoor im Mühlviertel
entwässert, untersucht werden (Bach 1), sowie ein Bach im Sandstein-Wienerwald bei
Klosterneuburg, der einen typischen Eschen-Buchen-Eichen Mischwald durchfließt (Bach 2).
Die beiden Bäche dienen als (anthropogen nicht belastete) Modell-Fließgewässer mit
unterschiedlichem Pflanzenkleid und unterschiedlichen Böden in ihrem Einzugsgebiet.
Mittels eines Modellversuchs zu den chemischen Vorgängen in einer Flussmündung soll die
Frage untersucht werden, ob die Böden im Einzugsgebiet des untersuchten Fließgewässers
organische Liganden hervorbringen, die sich als Transportmittel für Eisen in den offenen
Ozean hinaus eignen.
Die chemisch-analytische Bestimmung von Eisen in Gewässern ist eine schwierige Aufgabe.
Sehr groß ist die Gefahr einer Eisen-Kontamination während der Arbeit im Labor. Um die
Verteilung des Flusswasser-Eisens zwischen gelöster Phase und sedimentierender fester Phase
mit ausreichender Genauigkeit bestimmen zu können, wäre ein äußerst aufwändiges
Verfahren unter Verwendung eines Reinraumes nötig. Für das Praktikum wurde daher die
Methode der radioaktiven Markierung mit 59Fe bzw. 55Fe gewählt, wodurch eine - auf andere
Art kaum erreichbare - Genauigkeit der Bestimmungen gewährleistet ist.
3. Experimenteller Teil
Zwei Wasserproben (Urproben) stehen zur Verfügung:
Moorbach (Bach 1)
Wienerwaldbach (Bach 2)
Zunächst wird nach gutem Umschwenken des Kanisters 1L der Urprobe aus dem Kanister in
ein sauberes PE Gefäß gegossen, und es werden Temperatur, Sauerstoffgehalt, pH-Wert und
elektrische Leitfähigkeit bestimmt.
Mittels einer photometrischen Methode (siehe unten) wird der Gesamt-Eisengehalt der
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unfiltrierten Urprobe bestimmt (3 Parallelbestimmungen). Für eventuelle spätere Messungen
wird der Rest des 1L Anteils der Urprobe unfiltriert und gut verschlossen im Kühlschrank
aufbewahrt.
Die übrige Urprobe (9L) wird mittels einer Rührzelle durch eine 0.45 µm Membran filtriert
(siehe unten). Dies geschieht, um partikuläres Material und Bakterien von der Probe
abzutrennen. Die Probe ist dadurch dann auch konserviert.
Mikro- und Ultrafiltration:
Fraktionierte Trennung der kolloidalen Partikel nach Größe und Masse
A_Mikrofiltration 0,45µm cut off
Zur Abtrennung der Grobfraktion wird eine 500ml Kunststoffrührzelle der Firma Schleicher
und Schuell mit 0,45µm Membranfilter verwendet. Nach dem Einsatz eines Membranfilters
wird die Rührzelle gut verschlossen und auf einen Magnetrührer gestellt. Am oberen Ende
befindet sich die Öffnung für den Einsatz des Schlauches, der von der Peristaltikpumpe
kommt.
An der unteren Seite der Rührzelle befindet sich der Schlauch, der das Filtrat transportiert.
Zur Reinigung der Zelle werden 2 Liter entionisiertes Wasser durchgepumpt, anschließend
1Liter ultrareines Millipore Wasser. An der Oberseite der Rührzelle befindet sich eine
Druckanzeige. Die Ansauggeschwindigkeit der Pumpe (mL/min) muss so gewählt werden,
dass 1.5 bar nicht überstiegen werden! Der Schlauch wird anschließend in ein sauber
gereinigtes Kunststoffgefäss gehängt (mind. 9L Fassungsvermögen) und die 9L Probe mittels
Peristaltikpumpe angesaugt (wieder auf Druck achten!). Der Filter wird verworfen und das
Filtrat für die weiteren Filtrationsschritte verwendet.
B_Mikrofiltration 0,2µm cut off
Es werden VIVAFLOW 50 Membrane der Firma Sartorius verwendet. Der Aufbau, Funktion
und Einsatz der hocheffizienten Membranfilter werden im Labor direkt erklärt. Die
gewonnenen (maximal) 9Liter Moorwasserprobe mit einer Partikelgröße <0,45µm werden
wieder mittels Peristaltikpumpe angesaugt. Vor der Membran befindet sich eine
Druckanzeige. Hier muss wieder auf die richtige Ansauggeschwindigkeit geachtet werden.
(Maximaldruck: 3bar). Die gewonnenen (maximal) 9L Fraktion mit Partikel < 0,2µm werden
in zwei Teile geteilt. Ein Teil (500ml) wird in ein gut gereinigtes und beschriftetes PE Gefäß
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überführt und für weitere Arbeiten aufbewahrt. Die restlichen 8,5 Liter werden für weitere
Filtration verwendet.
C_Ultrafiltration 100 000MWCO cut off
1 Liter der Partikelfraktion < 0,2µm wird wie unter B beschrieben mit einer
100 000 MWCO Membran filtriert. Das gewonnene Filtrat wird aufbewahrt.
D_Ultrafiltration 50 000MWCO cut off
1 Liter der Partikelfraktion < 0,2µm wird wie unter B beschrieben mit einer
50 000 MWCO Membran filtriert. Das gewonnene Filtrat wird aufbewahrt.
E_Ultrafiltration 10 000MWCO cut off
1 Liter der Partikelfraktion < 0,2µm wird wie unter B beschrieben mit einer
10 000 MWCO Membran filtriert. Das gewonnene Filtrat wird aufbewahrt.
F_Ultrafiltration 5000MWCO cut off
1 Liter der Partikelfraktion < 0,2µm wird wie unter B beschrieben mit einer
5000 MWCO Membran filtriert. Das gewonnene Filtrat wird aufbewahrt.
G_Ultrafiltration 1000MWCO cut off
1 Liter der Partikelfraktion < 0,2µm wird wie unter B beschrieben mit einer
1000 MWCO Membran filtriert. Das gewonnene Filtrat wird aufbewahrt.
H_Ultrafiltration 650MWCO cut off
1 Liter der Partikelfraktion < 0,2µm wird wie unter B beschrieben mit einer
650 MWCO Membran filtriert. Das gewonnene Filtrat wird aufbewahrt.
Die gesammelten Fraktionen sollen GUT BESCHRIFTET für die weitern Messungen
aufbewahrt werden. Insgesamt sollten 7 Filtrate (B-H) zu je 500ml vorhanden sein.
Die Reinigung der Membranfilter wird vor Ort erklärt und in Anwesenheit der/des Betreuer(s)
durchgeführt.
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Anmerkung:
MWCO = Molecular Weight Cut-Off (alle Partikel bzw. Moleküle mit einer Masse, die
geringer oder gleich dem MWCO ist, werden durchgelassen). Er wird in Da (Dalton) oder
g/mol angegeben.
Beschriftung der Proben: XB, XC, XD, XE, XF, XG, XH
X=1 (für Bach 1) bzw. X=2 (für Bach 2)
Aus jeder der Proben werden entsprechend der unten stehenden Tabelle 1 unterschiedliche
Volumina entnommen, in vorbereitete beschriftete Zentrifugenröhrchen gebracht und mit
künstlichem Meerwasser vermischt.
Tabelle 1
Probe
mL Probe
mL künstliches Meerwasser
Salzgehalt (g/L)
(40 g/L)
(a)
22.5
7.5
10.0
(b)
7.5
22.5
30.0
Beschriftung der insgesamt 28 Zentrifugenröhrchen: 1B(a)………1H(b); 2B(a)……...2H(b)
Durch kurzes Schütteln der offenen Zentrifugenröhrchen ist für Sauerstoffsättigung zu
sorgen. (Diese ist in einem Flusswasser üblicherweise vorhanden!)
Alle Proben werden anschließend vom Betreuer mit 59Fe der gleichen Aktivität
markiert.
Die markierten Proben werden 24 Stunden lang auf der Rüttelbank geschüttelt. In
dieser Zeitspanne finden verschiedene Fällungsreaktionen bzw. die Aggregation kolloidaler
Teilchen statt, und es stellt sich Isotopengleichgewicht ein.
Sodann wird 2 Stunden lang zentrifugiert, bis sich Sediment und Wassersäule getrennt
haben.
Mittels einer Pipette werden sehr vorsichtig (ohne Aufwirbeln des Sediments) aus
jedem der Zentrifugenröhrchen je 20 mL der klaren (jedoch eventuell gefärbten) Wassersäule
entnommen und in einen beschrifteten sauberen γ-Messbecher transferiert. In den 28
Messbechern wird dann ohne weitere Manipulationen die 59Fe Aktivität bestimmt, die
gemessene Aktivität wird für 30 mL korrigiert. Der nach 24 Stunden noch in Lösung
befindliche Anteil des Fe kann so (mit Hilfe einer Referenzprobe) genau festgestellt werden.
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Protokoll des umweltchemischen Teiles des Projekts:

Charakterisieren Sie die beiden Flusswasser-Urproben (Bach 1 und Bach 2):
Sauerstoffgehalt, pH-Wert, elektrische Leitfähigkeit, Gehalt an Eisen.

Schließen Sie aus den γ-Messungen auf die Eisen-Tragfähigkeit der 7 verschiedenen
Fraktionen der Flusswässer. Zeichnen Sie Diagramme “Eisen-Tragfähigkeit in %“
gegen “Salzgehalt in g/L“. (“Eisen-Tragfähigkeit“ = in Lösung verbliebener Bruchteil
des 59Fe).
Da bei unseren Experimenten biologische Vorgänge ausgeklammert sind, ist anzunehmen,
dass im realen Ozean ein deutlich größerer Anteil des vom Fluss transportierten
bioverfügbaren Eisens den offenen Ozean erreicht, als unsere experimentellen Ergebnisse
erwarten lassen.
Meerwasser:
Zur Herstellung von insgesamt 875 mL künstlichem Meerwasser der Konzentration 40 g/L
sind die in der unten stehenden Tabelle 2 angegebenen Salze auf 0.01 g genau einzuwägen.
Jedes der Salze ist in einer möglichst geringen Menge destilliertem Wasser zu lösen, dann
werden die Lösungen vereinigt und mit destilliertem Wasser aufgefüllt (Salinität 40 g/L).
Ausgefallenes Calciumcarbonat wird durch Einleiten von CO2 Gas in Lösung gebracht.
Danach sind der pH-Wert und die elektrische Leitfähigkeit des resultierenden „ Meerwassers“
zu bestimmen. Liegt der pH-Wert zu niedrig, so wird durch Einblasen von Luft CO2
ausgetrieben bis der pH entsprechend angestiegen ist, CaCO3 sollte dabei metastabil in
Lösung bleiben. Mit einem Kühlfinger wird die Temperatur auf 18°C abgesenkt.
Sollwerte:
pH= 8,2
elektrische Leitfähigkeit 45 mS/cm
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Tabelle 2
Formel
Konzentration im euhalinen Meerwasser in
mol/L bei Salinität 35 g/L
Na2CO3
0,0046
NaHCO3
0,0184
NaBr
0,0008
KCl
0,0099
H3BO3
0,0004
CaCl2
0,0103
MgCl2
0,0532
Na2SO4
0,0282
NaCl
0,409
Photometrische Bestimmung von Eisen (Fe2+, Fe3+)
Zu den Bestimmungsmethoden von Eisen mit aromatischen Verbindungen zählt die sehr
empfindliche Farbreaktion von Fe2+ mit Ferrospectral Na2[3-(2-Pyridyl)-5,6-bis(4phenylsulfonsäure)-1,2,4-triazin]. (Spectroquant Testsatz 14761 von Merck)
Die Reduktion zu Eisen(II) erfolgt nach Zugabe von Thioglycolsäure –Puffer
innerhalb weniger Minuten, wobei zugleich Eisenkomplexe (z.B. mit Huminsäuren, Fluorid
oder Phosphat) zerstört werden. Hydrolysiertes Eisen(III) wird jedoch von Thioglycolsäure
nur langsam abgebaut, sodass nach Zugabe des Reagenz Wartezeiten bis zu 30 Minuten nötig
sind (erkennbar an einer langsamen Zunahme der Farbintensität).