Plynová chromatografia v analýze organických a plynných ...

UNIVERZITA KOMENSKÉHO V BRATISLAVE 

PRÍRODOVEDECKÁ FAKULTA 

Chemický ústav 

VZDELÁVACIA NADÁCIA JANA HUSA 

VZDĚLÁVACÍ NADACE JANA HUSA 

JAN HUS EDUCATIONAL FOUNDATION 

L. Soják, M. Hutta, M. Žembéryová 

PLYNOVÁ CHROMATOGRAFIA 

V ENVIRONMENTÁLNEJ ANALÝZE 

2002

Predhovor 

2 

Plynová chromatografia je najpoužívanejšia inštrumentálna metóda 

v environmentálnej analýze najmä organických a plynných kontaminantov, ako aj 

niektorých organokovových kontaminantov. Súvisí to s tým, že plynovou 

chromatografiou možno s vysokou citlivosťou a rozlišovacou schopnosťou analyzovať 

všetky plynné, kvapalné aj tuhé a v podmienkach plynovej chromatografie prchavé a 

stabilné zlúčeniny, ako aj nestabilné a neprchavé zlúčeniny, ktoré možno derivatizáciou 

príslušne premeniť. 

Predložený predbežný učebný text je určený pre študentov špecializácie 

environmentálna chémia v rámci študijného odboru chémia na Prírodovedeckej fakulte 

UK k prednáške z predmetu „Environmentálna analytická chémia“. Uvedená je teória a 

inštrumentácia plynovej chromatografie, separácia, identifikácia a kvantifikácia 

analytov, charakterizujú sa osobitosti plynovochromatografickej analýzy v jednotlivých 

matriciach životného prostredia. V rámci analýzy kontaminantov v ovzduší sú zahrnuté 

aj nechromatografické metódy analýzy plynných kontaminantov. Na záver je uvedený 

zoznam literatúry použitej pri príprave učebného textu. 

Učebný text neprešiel odbornou ani jazykovou korektúrou. Privítame všetky 

návrhy a kritické pripomienky, ktoré povedú k zlepšeniu úrovne učebného textu. 

Učebný text vyšiel vďaka podpore HESP, Spoločného programu Nadácie 

otvorenej spoločnosti Open Society Foundation a Vzdelávacej nadácie Jana Husa. 

Autor

4 

Obsah 

PLYNOVÁ CHROMATOGRAFIA V ENVIRONMENTÁLNEJ ANALÝZE 

(L. Soják) 

Úvod 11 

1. PLYNOVÁ CHROMATOGRAFIA 13 

1.1 Základy teórie 13 

1.1.1 Princíp plynovej chromatografie 13 

1.1.2 Retenčné charakteristiky 15 

1.1.3 Účinnosť kolóny 17 

1.1.4 Retenčný pomer a rozlíšenie 20 

1.2 Plynovochromatografická aparatúra a experimentálne techniky 22 

1.2.1 Schéma plynového chromatografu 22 

1.2.2 Nosný plyn 22 

1.2.3 Dávkovanie vzoriek 23 

1.2.4 Plynovochromatografické kolóny 26 

1.2.5 Detektory 29 

1.2.5.1 Tepelnovodivostný detektor 33 

1.2.5.2 Plameňovoionizačný detektor 33 

1.2.5.3 Detektor záchytu elektrónov 34 

1.2.5.4 Plameňovofotometrický detektor 36 

1.2.5.5 Fotoionizačný detektor 37 

1.2.5.6 Elektrolyticky vodivostný detektor 37 

Str. 

11

5 

1.2.5.7 Hmotnostnoselektívny detektor 37 

1.2.5.8 Infračervený spektrometrický detektor 40 

1.2.5.9 Atómový emisný detektor 42 

1.3 Separácia analytov v plynovej chromatografii 43 

1.4 Identifikácia analytov 46 

1.4.1 Štandardné referenčné materiály 47 

1.4.2 Retenčné údaje 48 

1.4.3 Korelácie retencia-štruktúra 50 

1.4.4 Identifikácia kombinovanými chromatograficko-spektrometrickými 

metódami 

1.5 Kvantitatívna analýza 53 

1.5.1 Tvorba signálu detektora 53 

1.5.2 Premena signálu detektora na číselný údaj 54 

1.5.3 Premena číselných údajov na analytické údaje 54 

1.5.3.1 Metóda vnútornej normalizácie 55 

1.5.3.2 Metóda vonkajšieho štandardu 56 

1.5.3.3 Metóda vnútorného štandardu 57 

2. ODBER A SPRACOVANIE ENVIRONMENTÁLNYCH VZORIEK NA 

PLYNOVOCHROMATOGRAFICKÚ ANALÝZU 

2.1 Odber vzoriek 58 

2.1.1 Odber plynných vzoriek 60 

2.1.2 Odber kvapalných vzoriek 62 

2.1.3 Odber tuhých vzoriek 62 

2.2 Konzervovanie a skladovanie environmentálnych vzoriek 64 

2.3 Príprava a čistenie vzoriek 66 

51 

58

6 

2.4 Extrakcia 68 

2.5 Čistenie extraktov 70 

2.5.1 Distribúcia medzi fázy 70 

2.5.2 Adsorpcia na tuhých materiáloch 71 

2.5.3 Gélová chromatografia 71 

2.5.4 Čistenie kolónovou chromatografiou, , extrakcia na tuhej fáze 72 

2.5.5 Zvláštne čistiace techniky 73 

3. ANALÝZA KONTAMINANTOV V RÔZNYCH MATRICIACH ŽIVOTNÉHO 

PROSTREDIA 

3.1 Plynovochromatografická analýza polutantov vo vodách 74 

3.1.1 Prechovávanie vzoriek vôd 75 

3.1.2 Extrakcia analytov z vodných vzoriek 75 

3.1.3 Čistenie vodných extraktov 78 

3.1.4 Fingerprinty olejového znečistenia vody 81 

3.2 Plynovochromatografická analýza organických polutantov v tuhých vzorkách 84 

3.2.1 Faktory ovplyvňujúcich analýzu kontaminantov v tuhých vzorkách 86 

3.2.2 Špecifické požiadavky analýzy tuhých vzoriek 87 

3.2.2.1 Analýza pôd 87 

3.2.2.2 Analýza sedimentov a kalov 90 

3.2.2.3 Analýza rastlinných materiálov 90 

3.2.2.4 Analýza zvieracích tkanív 91 

3.3 Analýza polutantov v ovzduší 92 

3.3.1 Stanovenie časovo priemerných koncentrácií polutantov ovzdušia 96 

3.3.1.1 Absorpčné zariadenie 96 

3.3.1.2 Tuhé adsorbenty 97 

74

7 

3.3.1.3 Príprava štandardných plynných zmesí 98 

3.3.1.4 Difúzne trubičky 99 

3.3.2 Stanovenie okamžitej koncentrácie znečistenia ovzdušia 100 

3.3.2.1 Prístroje na priamu registráciu znečistenia 

(chemiluminiscencia a fluorescencia) 

3.3.2.2 Infračervená spektrometria 101 

3.3.2.3 Elektrochemické senzory 102 

3.3.2.4 Trubičky na detekciu plynov 102 

3.3.2.5 Plynová chromatografia v analýze ovzdušia 103 

3.3.2.6 Diaľkové senzory 105 

3.3.3 Analýza častíc v ovzduší 106 

3.3.3.1 Vzorkovanie častíc ovzdušia 107 

3.3.3.2 Analytické metódy zahŕňajúce rozpúšťanie vzorky 107 

3.3.3.3 Priama analýza tuhých látok v ovzduší 108 

4. ULTRASTOPOVÁ ANALÝZA KOMBINOVANÝMI METÓDAMI GC-MS 108 

4.1 Analytické metódy pre ultrastopovú analýzu 110 

4.1.1 Faktory ovplyvňujúce citlivosť detekcie 111 

4.1.2 Hmotnostnospektrometrická detekcia 111 

4.1.3 Kvantifikácia 115 

4.1.4 Analytická schéma pre PCDD a PCDF 116 

5. PLYNOVOCHROMATOGRAFICKÉ METÓDY V ENVIRONMENTÁLNEJ 

ANALYTICKEJ PRAXI 

Literatúra 119 

100 

118

VYSOKOÚČINNÁ KVAPALINOVÁ CHROMATOGRAFIA 

V ENVIRONMENTÁLNEJ ANALÝZE 

(M. Hutta) 

8 

1. ÚVOD 121 

Historický vývoj LC 122 

Systémy klasifikácie chromatografických metód 125 

2. ZÁKLADNÉ KONCEPCIE A PRINCÍPY V LC 129 

Chromatografické princípy a koncepcie 129 

Parametre popisujúce jednoduchý chromatografický pík 131 

Retencia v LC 134 

Fyzikálno-chemické pozadie retencie 134 

Termodynamické aspekty retencie 139 

Vplyv teploty v kvapalinovej chromatografii 143 

Účinnosť 144 

Rozširovanie zón (píkov) v LC 147 

Vyhodnotenie kolón a testovacie metódy 161 

Selektivita 163 

Termodynamická teória selektivity 163 

Popis základných typov interakcií 164 

Fázové systémy v kvapalinovej chromatografii 168 

Rozlíšenie 171 

3. HPLC POSTUPY 175 

Voľba a výber sorbentu 176 

Vlastnosti bežne používaných stacionárnych fáz 176 

Výber rozpúšťadiel pre mobilné fzy 184 

121

9 

4. INŠTRUMENTÁCIA 190 

Detektor 191 

5. APLIKÁCIE KVAPALINOVEJ CHROMATOGRAFIE V ENVIRONMENTÁLNEJ 

ANALÝZE 

Analýza pesticídov metódou reverzno-fázovej vysokoúčinnej chromatografie v pôde 

a jej extraktoch 

Vývoj validovanej metodiky pre stanovenie vybranej skupiny herbicídov vo vzorkách 

pôd z modelového územia a vo vzorkách pôd a vodných eluátov z lyzimetrov 

metódou vysokoúčinnej kvapalinovej chromatografie (HPLC) 

Literatúra 213 

ATÓMOVÁ SPEKTROMETRIA V ENVIRONMENTÁLNEJ ANALÝZE 

(M. Žembéryová) 

Úvod 217 

1. ATÓMOVÁ SPEKTROMETRIA 218 

1.1 Základy optických atómových spektier 218 

1.2 Teoretický úvod do optickej atómovej spektrometrie 221 

1.3 Inštrumentácia metód optickej atómovej spektrometrie 230 

2. METÓDY ATÓMOVEJ OPTICKEJ SPEKTROMETRIE 232 

2.1 Atómová optická emisná spektrometria 232 

2.1.1 Optická emisná spektrometria 232 

2.1.2 Plameňová fotometria 253 

2.1.3 Plazmová spektrometria 256 

2.2 Atómová absorpčná spektrometria 266 

2.2.1 Plameňová technika 273 

195 

196 

197 

217

10 

2.2.2 Technika elektrotermickej atomizácie 278 

2.2.3 Technika generovania prchavých zlúčenín 294 

2.3 Atómová fluorescenčná spektrometria 300 

2.4 Porovnanie metód atómovej optickej spektrometrie 302 

3. ANALYTICKÉ PARAMETRE A METROLOGICKÉ ASPEKTY V AS 303 

3.1 Pracovný rozsah a postupy kalibrácie 305 

3.2 Kontrola a zabezpečenie kvality výsledkov 307 

4. APLIKÁCIE ATÓMOVEJ SPEKTROMETRIE PRI ANALÝZE VZORIEK 309 

4.1 Príprava vzoriek 313 

4.2 Aplikácie atómovej absorpčnej spektrometrie 315 

4.2.1 Analýza vôd 316 

4.2.2 Analýza geologických materiálov 318 

4.2.3 Analýza ropných produktov 319 

4.2.4 Analýza vzoriek životného prostredia 319 

Literatúra 320

Úvod 

11 

PLYNOVÁ CHROMATOGRAFIA V ENVIRONMENTÁLNEJ 

ANALÝZE 

Environmentálne vzorky sú často mnohozložkové zmesi organických látok a ich 

analýza je založená na chromatografickej separácii zložiek. Pretože väčšina 

kontaminantov sa vyznačuje prchavosťou, je plynová chromatografia najvhodnejšou 

metódou ich analýzy. Alternatívna vysokoúčinná kvapalinová chromatografia sa 

používa vtedy, keď poskytuje prednosti pred plynovochromatografickou metódou, 

napríklad pri analýze neprchavých, tepelne nestabilných a vysokopolárnych 

organických látok. Nechromatografické metódy sa používajú pre skupinovú analýzu 

látok, keď je potrebné poznať celkovú koncentráciu určitej skupiny látok, napr. fenolov 

alebo detergentov. Pre skupinovú analýzu organických látok je vhodná absorpčná 

UV/VIS spektrometria. 

Plynová chromatografia je najpoužívanejšou inštrumentálnou analytickou 

metódou v environmentálnej analýze najmä organických a plynných kontaminantov, 

ako aj niektorých organokovových kontaminantov. Súvisí to s tým, že plynovou 

chromatografiou možno s vysokou citlivosťou a rozlišovacou schopnosťou analyzovať 

všetky plynné, kvapalné aj tuhé v podmienkach plynovej chromatografie prchavé a 

stabilné zlúčeniny, ako aj nestabilné a neprchavé zlúčeniny ktoré možno derivatizáciou 

príslušne premeniť. Neodparené podiely vzorky znečisťujú chromatografický systém, 

dávkovač alebo kolónu a môžu ovplyvniť kvalitu analýzy. 

Úlohou environmentálnej plynovej chromatografie je tvorba analytických 

postupov vhodných na analýzu kontaminantov v rôznych matriciach životného 

prostredia. Základné skupiny organických polutantov predstavujú individuálne 

uhľovodíky, ropné frakcie, polycyklické aromatické uhľovodíky, organochlórové 

zlúčeniny, chlórfenoly, dioxíny, dibenzofurány, ktoré zahrňujú veľmi veľký počet 

environmentálnych kontaminantov. Kapilárna plynová chromatografia sa vyznačuje 

vysokou separačnou schopnosťou a citlivosťou, umožňuje získať kvalitatívne a 

kvantitatívne informácie o jednotlivých zložkách alebo skupinách zložiek 

mnohozložkových zmesí. Pri analýze je však nutné uvažovať aj vplyv environmentálnej 

matrice t.j. ovzdušia, vody, zeminy, sedimentu, biologického tkaniva alebo bioty a

12 

fauny v ktorých sú analyzované zložky dispergované. Kontaminanty sú v matriciach 

prítomné v nízkych koncentráciách a pred vlastnou analýzou je potrebné 

nakoncentrovanie analytov spravidla extrakciou, často s nasledujúcim čistením 

extraktov pred dávkovaním vzorky do plynového chromatografu. 

Kvapalné a tuhé vzorky zo životného prostredia sa pred 

plynovochromatografickou analýzou upravujú tak, aby sa získala 

plynovochromatograficky kompatibilná matrica t.j. spravidla analyty rozpustené 

v prchavom rozpúšťadle. Popri extrakcii analytov je spravidla potrebné zabezpečiť ich 

nakoncentrovanie. V niektorých jednoduchších prípadoch je možné prípravu vzorky a 

jej nakoncentrovanie uskutočniť priamo v chromatografickom systéme. Ako príklady 

možno uviesť analýzu prchavých kontaminantov z tuhých alebo kvapalných vzoriek 

metódami “headspace“ alebo “purge and trap”, ako aj spojením dvojrozmernej plynovej 

chromatografie (GC-GC), a kvapalinovej s plynovou chromatografiou (LC-GC). Často 

však, najmä pri analýze tuhých vzoriek ich spracovanie zahrňujúce viacero stupňov sa 

uskutočňuje oddelene pred plynovochromatografickou separáciou. V moderných 

kontrolných laboratóriách sú pre tento účel nasadzované roboty; veľké série vzoriek, 

ktoré sa takýmto spôsobom spracovávajú sa automaticky cyklicky dávkujú do 

plynového chromatografu 24 hodín denne. 

Veľmi malé vzorkové kapacity všeobecne používaných kapilárnych kolón kladú 

vysoké požiadavky na dávkovacie techniky a na citlivosť detektora. Často je nutné 

dávkovať veľké objemy zriedených vzoriek bez zhoršenia rozlíšenia analytov. Dosahuje 

sa to technikami fokusovania analytov na začiatku kolóny alebo v predkolóne účinkom 

rozpúšťadlového alebo termického efektu. Iný postup dávkovania dostatočného 

množstva stopových analytov na ich spoľahlivé stanovenie je nakoncentrovanie 

analytov v novej rozpúšťadlovej matrici. 

Výhodou kapilárnej plynovej chromatografie sú vysokoúčinné separácie napr. 

zložitých zmesí halogén obsahujúcich izomérov ako polychlórovaných bifenylov alebo 

dioxínov a dibenzofuránov, ktoré vo vyše 400 štruktúrnych formách s veľmi rozdielnou 

toxicitou a biologickou odbúrateľnosťou sú emitované do životného prostredia. 

V takých prípadoch je nutné rozlíšenie toxických od netoxických zložiek čo sa dosahuje 

v separačných systémoch vysokej rozlišovacej schopnosti, ktoré sa získajú 

optimalizáciou účinnosti a selektivity stacionárnej fázy, príp. teploty kolóny. 

V analytickej praxi je však úplné rozlíšenie všetkých dôležitých izomérov resp. 

kongenérov v jednej kolóne spravidla ťažko možné. Plynovou chromatografiou

13 

nerozdelené izoméry rôznych halogenovaných zlúčenín sa selektívne rozlišujú 

kombináciou plynovej chromatografie s hmotnostnou spektrometriou na základe ich 

rozdielnych odozví pre vybrané fragmentačné ióny. Spojením 

plynovochromatografickej separácie so spektroskopickými metódami ako je hmotnostná 

spektrometria (MS), infračervená spektrometria s Fourierovou transformáciou (FTIR), 

plazmová atómová emisia (AE) možno kompenzovať identifikačné obmedzenia bežnej 

plynovochromatografickej analýzy. Spojenie plynovej chromatografie s hmotnostnou 

spektrometriou je najvýznamnejšou technikou v environmentálnej analýze. Ďalšie 

možnosti poskytuje dvojrozmerná kapilárna plynová chromatografia (GC-GC), pri 

ktorej zložky nerozdelené v prvej kolóne s nepolárnou stacionárnou fázou sa separujú 

v druhej kolóne so selektívnou stacionárnou fázou. Moderná viacrozmerná kapilárna 

plynová chromatografia využívajúca kombinované techniky GC-GC, LC-GC, GC-MS, 

GC-FTIR, GC-AED umožnila zvýšenie citlivosti a spoľahlivosti analýzy 

environmentálnych vzoriek, predstavuje novú etapu v rozvoji environmentálnej analýzy 

kapilárnou plynovou chromatografiou. 

Ďalej je uvedená teória a inštrumentácia plynovej chromatografie, separácia, 

identifikácia a kvantifikácia analytov, príprava a čistenie vzoriek pre environmentálnu 

analýzu. Charakterizujú sa osobitosti plynovochromatografickej analýzy organických 

kontaminantov v jednotlivých matriciach životného prostredia. V rámci analýzy 

kontaminantov v ovzduší sú zahrnuté aj nechromatografické metódy analýzy plynných 

kontaminantov. Uvedené sú príklady najčastejšie používaných 

plynovochromatografických metód v analýze organických polutantov. 

1.1 Základy teórie 

1. PLYNOVÁ CHROMATOGRAFIA 

1.1.1 Princíp plynovej chromatografie 

V plynovej chromatografii sa analyzovaná látka (analyt, solút, sorbát) rozdeľuje 

medzi fázu stacionárnu a mobilnú. Mobilnou fázou je plyn. Stacionárnou fázou je 

kvapalina alebo povrchovo aktívny adsorbent podľa čoho rozlišujeme chromatografiu 

plyn - kvapalina alebo plyn - tuhá látka. V chromatografii plyn - kvapalina je 

stacionárna fáza zakotvená ako tenká vrstva na inertnom nosiči (stena kapilárnej kolóny

14 

alebo zrnitý pórovitý materiál) dostatočne veľkého povrchu, čím sa dosahuje vhodný 

kontakt s mobilnou fázou. Nosný plyn je nízkoviskózna stlačiteľná tekutina v ktorej 

difúzne koeficienty analytov sú vysoké a interakcie medzi molekulami veľmi malé, 

takže takúto mobilnú fázu možno považovať za ideálny plyn. Prúdenie nosného plynu 

sa zabezpečuje tlakovým spádom v chromatografickej kolóne, v dôsledku ktorého 

rýchlosť toku nosného plynu pozdĺž kolóny vrastá a na konci kolóny je najväčšia. 

Delené zložky musia byť dostatočne sorbované v stacionárnej fáze, ako aj dostatočne 

prchavé pri teplote kolóny, aby mohli byť cez separačný systém v plynnom stave 

transportované nosným plynom. 

Separácia zložiek zmesi v plynovej chromatografii sa spravidla uskutočňuje 

elučnou technikou pri konštantnej teplote kolóny, alebo pri programovane sa meniacej 

teplote kolóny. Malá vzorka spravidla rozpustená v prchavom rozpúšťadle, príp. ako 

plyn sa jednorázovo dávkuje ako úzka zóna cez odparovač vzorky do prúdu nosného 

plynu, ktorý ju unáša do kolóny. Separačná schéma je znázornená na obr. 1. V kolóne sa 

zložky zmesi rozdielne sorbujú stacionárnou fázou a v dôsledku trvalého toku nosného 

plynu desorbujú. Tento separačný proces sa opakuje, pričom nosný plyn unáša vzorku 

k výstupu z kolóny kde sa detekuje. Mierou sorpcie zložky v chromatografii plyn – 

kvapalina je rozpúšťacia entalpia a v chromatografii plyn – tuhá látka adsorpčná 

entalpia. Pretože adsorpčné entalpie sú podstatne väčšie ako rozpúšťacie entalpie 

systém chromatografie plyn – adsorbent sa používa iba pre analýzu plynných látok 

(vyššievriace zložky sa z kolóny nedesorbujú). Keď sa použije vhodný separačný 

systém, každá zložka zmesi eluuje z kolóny oddelená od iných zložiek, zmiešaná 

s nosným plynom v tvare viac alebo menej rozmytej chromatografickej zóny. 

analyt A 

analyt B 

mobilná fáza 

(nosný plyn) 

stacionárna 

fáza 

Obr. 1. Schéma plynovochromatografickej separácie.

15 

Teória plynovej chromatografie vychádza z modelu lineárnej neideálnej 

chromatografie, ktorý predpokladá, že sorpčná funkcia je lineárna, distribúcia analytu 

medzi stacionárnou a mobilnou fázou (sorpčná rovnováha) sa neustaľuje okamžite a pri 

migrácii zložiek kolónou sa uplatňuje difúzia. Objektom teórie je predpovedať retenčný 

čas separovaných zložiek, zodpovedajúce relatívne šírky chromatografických zón a 

mieru rozlíšenia medzi dvoma susednými zónami ako funkciu charakteristík kolóny a 

pracovných parametrov. 

1.1.2 Retenčné charakteristiky 

Záznam delenia dvojzložkovej zmesi a inertnej zložky je na obr. 2. 

Z chromatografickej zóny zložky a inertu možno namerať základné parametre: mŕtvy 

retenčný čas, retenčný čas, redukovaný retenčný čas, šírku a výšku píku. 

Obr. 2. Chromatogram delenia dvojzložkovej zmesi a inertnej zložky 

s – okamih dávkovania, i – zložka nesorbovaná kolónou (inert), 1,2 – analyzovaná 

zložka 1 a 2, tR – retenčný čas, dR – retenčná vzdialenosť, Y – šírka píku, h – výška píku 

Retenčný čas tR je čas, ktorý uplynie medzi nástrekom vzorky a momentom, keď 

zložka opúšťa kolónu v maximálnej koncentrácii v nosnom plyne. Mŕtvy retenčný čas 

tM je retenčný čas zložky (inertného plynu alebo metánu) nesorbovanej kolónou. 

Rozdiel retenčného času a mŕtveho retenčného času je redukovaný retenčný čas 

' R 

t = t − t , ktorý charakterizuje retenciu látky v stacionárnej fáze a je mierou kvality 

R 

M

16 

danej zložky. Výška alebo plocha píku je úmerná kvantite zložky. Ako šírka píku sa 

obyčajne uvažuje šírka píku pri základni alebo dĺžka vyťatá na základnej línii 

dotyčnicami k ramenám píku cez inflexné body alebo jednoduchšie a presnejšie sa 

meria šírka píku v polovičnej výške. Z týchto základných parametrov možno odvodiť 

ďalšie parametre ktoré charakterizujú prietok plynu, retenciu zložky, účinnosť separácie 

a rozlíšenie dvojice zložiek. 

faktor k´ 

Pomer redukovaného retenčného času k mŕtvemu retenčnému času je retenčný 

' 

( t R − tM 

) /t M t R /t M 

' 

k = 

= 

Retenčný faktor je priamo úmerný distribučnej konštante KD 

. (1) 

' 

k = K D .Vs 

/Vm 

= nis 

/nim 

, (2) 

kde Vs je objem stacionárnej a Vm objem mobilnej fázy v kolóne, nis a nim sú množstvá 

analytu i v stacionárnej a mobilnej fáze. 

Prietok v kolóne o dĺžke L je charakterizovaný strednou rýchlosťou toku 

nosného plynu u 

u = L/t M , (3) 

ktorá vzhľadom na stlačiteľnosť plynu sa rovná rýchlosti toku nosného plynu na 

výstupe z kolóny u0, korigovanej na tlakový spád v kolóne 

u 0 

= u .j , (4) 

kde j je korekčný faktor stlačenia nosného plynu (kompresibilitný faktor) 

2 ( pi 

/p0 

) − 1 

( p /p 

3 ) − 1 

3 

j = , (5) 

2 

i 

0 

pi je vstupný tlak a p0 výstupný tlak nosného plynu. Rýchlosť plynu na výstupe z kolóny 

sa vypočíta zo vzťahu 

u = 

L/j.t 

0 

M 

. (6)

17 

Z rovníc 1 až 4 dostaneme vzťah pre retenčný čas tR, ktorý charakterizuje 

rýchlosť migrácie zložky kolónou 

' L ' 

' 

( 1+ 

k ) = ( 1 + k ) = t ( 1 + k ) = t ( 1+ 

K .V /V . 

L 

= M 

M D s ) (7) 

u .j u 

tR m 

0 

Rovnica 7 je základnou retenčnou rovnicou v plynovej chromatografii, ktorá 

charakterizuje retenciu ako funkciu charakteristík kolóny a pracovných parametrov pri 

konštantnej teplote. 

Distribučná konštanta KD a retenčný faktor k´ výrazne závisia od teploty kolóny 

Tc 

log K D = a/Tc 

+ b 

(8) 

' 

log k = c/Tc 

+ d . (9) 

Vynásobením retenčného času objemom nosného plynu Fm, ktorý pretiekol cez 

kolónu za retenčný čas tR sa získa retenčný objem VR a podobne z hodnoty ' R t 

redukovaný retenčný objem ' V R . Hodnoty retenčných objemov sú významné pri 

fyzikálnochemických aplikáciách plynovej chromatografie. 

1.1.3 Účinnosť kolóny 

Šírka chromatografickej zóny charakterizuje schopnosť kolóny separovať zmesi 

zložiek. Čím sú chromatografické zóny užšie, tým je separačný systém účinnejší. 

Účinnosť kolóny je charakterizovaná počtom teoretických n alebo počtom efektívnych 

priehradiek N, ktoré sa vypočítajú na základe údajov z chromatogramu na obr. 1 podľa 

vzťahov 

Vzťah medzi N a n popisuje rovnica 

2 

⎛ t R ⎞ 

n = 5,545⎜ 

⎟ 

⎜ Y ⎟ 

(10) 

⎝ t, h/2 ⎠ 

2 

' ⎛ t ⎞ R 

N = 5,545⎜ 

⎟ 

⎜ Y ⎟ 

. (11) 

⎝ t, h/2 ⎠

2 

18 

⎛ k' ⎞ 

N = n⎜ 

⎟ . (12) 

⎝ k'+ 

1⎠ 

Mieru rozmytia chromatografickej zóny pri migrácii zložky kolónou o dĺžke L a 

účinnosti N charakterizuje výška teoretickej priehradky H alebo efektívnej priehradky 

Hef 

L 

H = , 

n 

L 

H ef = . (13) 

N 

Rozmývanie chromatografickej zóny. Retenčný čas je stredný čas pobytu molekúl 

separovanej zložky v kolóne. Niektoré molekuly tejto látky sa pohybujú kolónou 

rýchlejšie a iné pomalšie a výsledkom je viac alebo menej významné rozmývanie zóny. 

Na obr. 3 sú znázornené tri základné difúzne deje, ktoré vedú k rozmývaniu zón 

v plynovej chromatografii: nerovnakosť toku nosného plynu (vírivá difúzia) A, pozdĺžna 

difúzia látky v mobilnej fáze B, odpor proti prenosu látky v plynnej a kvapalnej fáze 

(odchýlka od sorpčnej rovnováhy) C. 

Obr. 3. Rozmývanie zóny v plynovej chromatografii 

A – nerovnakosť toku nosného plynu, 1,2,3 – podiely separovanej látky; 

B – pozdĺžna difúzia látky v mobilnej fáze; 

C – odchýlka od sorpčnej rovnováhy medzi fázami; a – rovnovážna koncentrácia, b – 

skutočná koncentrácia látky, m – mobilná fáza, s – stacionárna fáza 

Vzťah medzi výškou priehradky H, príspevkami rozmývania chromatografickej 

zóny A, B, C a rýchlosťou toku nosného plynu u vyjadruje van Deemterova rovnica

a po vyjadrení pre členy A, B, C dostaneme 

19 

H = A + B/ u + C. u , (14) 

2γ .D 

´ 

m g 2 k d 

H = 2λ 

d p + . . u , (15) 

u 3 2 D 

´ ( 1+ 

k ) 

kde λ je koeficient vírivej difúzie, dp je priemer častíc náplne, γm je obštruktívny alebo 

labyrintový faktor nepravidelnosti náplne kolóny, Dg je difúzny koeficient látky 

v nosnom plyne, df je hrúbka filmu kvapalnej fázy a Dl je difúzny koeficient látky 

v kvapalnej fáze. Vzťah 15 je rovnicou hyperboly s minimom zodpovedajúcim 

optimálnej rýchlosti nosného plynu (obr. 4). 

Obr. 4. Závislosť výšky priehradky H od strednej rýchlosti toku nosného plynu u . 

A – vírivá difúzia, B – pozdĺžna difúzia v plynnej fáze, C – odpor proti prenosu hmoty 

medzi fázami, Hmin - minimálna výška priehradky, u opt - optimálna stredná rýchlosť 

toku nosného plynu (zodpovedajúca Hmin) 

V kapilárnych kolónach sa neuplatňuje člen A a faktor γm, k rozmývaniu zóny 

významne prispieva odpor voči prenosu látky v plynnej fáze Cg (C = Cl + Cg). Závislosť 

H od ū definuje Golayova rovnica 

kde 

0 ⎛ 0 

B 

⎞ 

⎜ 

C g 

H = .j + + C ⎟ 

⎜ l , (16) 

u j ⎟ 

⎝ ⎠ 

B 

B 

j 

0 0 

= , a C g C g .j , pričom platí 

= 

2 f 

l

C 

0 

g 

´ 

20 

´ 2 

2 

1 + 6k 

= 

24 

+ 11k r 

. , (17) 

´ 2 0 ( 1 + k ) Dg 

0 

kde r je polomer kapilárnej kolóny, D – difúzny koeficient analytu v mobilnej fáze pri 

g 

výstupnom tlaku p0. V kapilárnych kolónach s tenkým filmom stacionárnej fázy (df < 

0.2 μm) je Cg >> Cl. Rýchlostné rovnice 15 a 16 sú teoretickým základom výberu 

najvhodnejších podmienok chromatografickej separácie, napr. rýchlosti a druhu 

nosného plynu (obr. 5). 

Obr. 5. Závislosť H = f(u )pre nosné plyny dusík, hélium, vodík v kapilárnej kolóne 25 

m x 0,25 mm zmočenej OV-101, teplota 175 °C 

1.1.4 Retenčný pomer a rozlíšenie 

Stupeň separácie medzi dvoma susednými chromatografickými zónami môžeme 

charakterizovať retenčným pomerom a rozlíšením. Retenčný pomer je definovaný 

vzťahom 

' R,1 

t 

r 1,2 = . (18) 

t 

' R,2 

V rovnici 18 namiesto hodnôt ' t R môžeme použiť akúkoľvek inú veličinu odvodenú z 

' 

t R napr. k´ alebo KD. V prípade, že retencia je určovaná iba rozpúšťaním analytov 

v stacionárnej fáze, retenčný pomer pre uvažovanú dvojicu látok závisí iba od druhu 

stacionárnej fázy a teploty kolóny.

21 

Retenčný pomer zohľadňuje pri rozlíšení iba vplyv rozdielnej retencie 

(selektivitu) nie však šírku chromatografických zón (účinnosť). Rozlišovací faktor R2,1 

zahrňuje vplyv obidvoch týchto parametrov podľa rovnice 

R 

2,1 

t R,2 − t R,1 

= 2 . (19) 

Y + Y 

t,1 

t,2 

Pre kvantitatívnu analýzu dvoch výškou podobných píkov je potrebné rozlíšenie 

R2, 

1 

≥1,0 

a ich úplná separácia sa dosiahne keď R2,1>1,5. Keď výšky píkov sú 

rozdielne pre ich separáciu sú potrebné vyššie hodnoty R2,1. 

Medzi rozlíšením a účinnosťou, selektivitou a retenčným faktorom pre dvojicu 

píkov s blízkou retenciou platí vzťah 

R 

2,1 

´ 

n r2,1 

−1 

k 

= . . 

(20) 

4 r2,1 

+ 1 ´ 

1+ 

k 

´ 

kde n a k sú priemery údajov zistené z píkov 1 a 2. 

Na základe vzťahu 20 je možné vypočítať počet priehradiek potrebných pre získanie 

separácie dvojice píkov s požadovaným rozlíšením. 

Vplyv selektivity a účinnosti separačného systému na separáciu dvojzložkovej 

zmesi je znázornený na obr. 6. Je zrejmé, že na separáciu dvojzložkovej zmesi je 

vhodný systém C, ktorý sa vyznačuje dostatočne vysokou účinnosťou kolóny aj 

selektivitou stacionárnej fázy. 

Obr. 6. Vplyv selektivity stacionárnej fázy a účinnosti kolóny na delenie dvojzložkovej 

zmesi

1.2 Plynovochromatografická aparatúra a experimentálne techniky 

22 

1.2.1 Schéma plynového chromatografu 

Schéma plynového chromatografu je na obr. 7. 

Obr. 7. Schéma plynového chromatografu 

1 – zdroj nosného plynu, 2 – čistiace zariadenie, 3 – regulátor tlaku alebo prietoku, 4 – 

dávkovací priestor, 5 – kolóna, 6 – detektor, 7 – termostaty, 8 – zosilnenie a záznam signálu, 9 

– zberač frakcií, 10 - prietokomer 

Rozhodujúcou časťou systému je kolóna 5, čo je najčastejšie kapilárna kolóna zmočená 

kvapalnou fázou príp. adsorbentom, menej často náplňová kolóna plnená inertným 

nosičom zmočeným kvapalnou fázou alebo plnená adsorbentom. Pred kolónou je 

dávkovací priestor 4, ktorý zabezpečuje zavedenie a odparenie vzorky do prúdu 

nosného plynu. Za kolónou je detektor 6, ktorý meria fyzikálnu vlastnosť eluovaných 

zložiek zmiešaných s nosným plynom. Keď sa majú zložky rozdelené kolónou 

preparovať, aparatúra je doplnená o zberač frakcií 9. Elektronický systém zabezpečuje 

reguláciu a meranie teploty v termostatoch 7, v ktorých sú umiestnené dávkovací 

priestor, kolóna a detektor ako aj, zosilnenie a záznam signálu detektora. Nosný plyn sa 

privádza spravidla z tlakovej fľaše s redukčným ventilom 1 cez čistiace zariadenie 2 a 

regulátor tlaku alebo prietoku 3, prietok nosného plynu sa meria prietokomerom 10. 

1.2.2 Nosný plyn 

Ako nosné plyny sa používajú vodík, dusík, hélium, argón a oxid uhličitý. 

Vzhľadom na nízku viskozitu a vysokú difuzivitu, použitie vodíka ako nosného plynu 

umožňuje až štvornásobne rýchlejšie separácie ako s dusíkom pri zachovaní danej 

účinnosti separácie (obr. 5). Vplyv druhu nosného plynu na rozlíšenie (n-heptadekánu a 

pristánu) pri konštantnej rýchlosti nosného plynu je na obr. 8. Vodík ako nosný plyn sa

23 

uprednostňuje v prípade rýchlych analýz alebo separácie zložiek s vysokou retenciou. 

Nevýhodou je, že tvorí so vzduchom výbušné zmesi. Výber nosného plynu je určovaný 

aj ďalšími kritériami, najmä citlivosťou detektora. Nečistoty v nosnom plyne (najmä 

kyslík a vodné pary) môžu ovplyvňovať výsledok analýzy v dôsledku nadväzných 

zmien stacionárnej fázy a citlivosti detektora. Konštantný prietok nosného plynu sa 

dosahuje reguláciou vstupného tlaku alebo reguláciou prietoku. Pri separácii látok 

programovaným zvyšovaním teploty kolóny je potrebná regulácia prietoku nosného 

plynu. Objemová prietoková rýchlosť sa meria bublinkovým prietokomerom z času 

pretečenia mydlovej bubliny kalibrovanou byretou. 

Obr. 8. Vplyv druhu nosného plynu (ū = 58 cm.s -1 ) na rozlíšenie n-heptadekánu (1) a 

pristánu (2) v kolóne 15 m x 0,25 mm so stacionárnou fázou SE-52 pri 150 °C 

1.2.3 Dávkovanie vzoriek 

Na dávkovanie vzoriek do plynovochromatografického systému sa používajú 

rôzne dávkovacie techniky (tab. 1). 

Cieľom je nadávkovať vzorku ako úzku zónu do kolóny, pričom zloženie vzorky 

má zostať rovnaké ako v pôvodnej vzorke. Spôsob dávkovania závisí od skupenstva 

analyzovanej vzorky. Plynné vzorky sa spravidla dávkujú plynotesnými injekčnými 

striekačkami o objeme 1 alebo 10 mL cez gumovú zátku do odparovacej komôrky 

dávkovača. Kvapalné vzorky sa dávkujú injekčnými mikrostriekačkami o objeme 1

24 

alebo 10 μL. Presnejšie sa plynné a kvapalné vzorky dávkujú automatickými 

dávkovačmi. Tuhé a viskózne kvapalné vzorky sa dávkujú ako roztoky v rozpúšťadle. 

Zlúčeniny nestabilné, málo prchavé alebo silno polárne sa pred dávkovaním 

derivatizujú na menej polárne, resp. prchavejšie deriváty najčastejšie silyl deriváty. 

Tabuľka 1. Techniky dávkovania vzoriek v plynovej chromatografii 

priame dávkovanie 

Headspace 

purge and trap 

Vyparenie vzorky pred kolónou 

vyparenie pri nástreku studený nástrek 

delenie vzorky 

(split) 

bez delenia vzorky 

(splitless) 

dávkovanie za 

studena 

teplotne 

programované 

vyparovanie (PTV) 

Vyparenie vzorky na 

kolóne 

dávkovanie na 

kolónu za studena 

(on-colunm) 

Vzhľadom na malú vzorkovú kapacitu (ng/zložka) je dávkovanie zložiek 

v kapilárnej plynovej chromatografii problematické, pretože môže ovplyvniť separačnú 

účinnosť aj výsledok kvantitatívnej analýzy. Na dávkovanie malých vzoriek do 

kapilárnej kolóny sa bežne používa delič vzorky (split injection). Po nadávkovaní 

vzorky do vyparovacieho priestoru sa z vyparenej vzorky privádza do kolóny iba malá 

časť (0,2 až 3 %) a zvyšok sa vypustí do ovzdušia. Pri dávkovaní vzoriek širokého 

rozmedzia teplôt varu a rozdielnych polarít sa však uplatňuje diskriminácia zloženia 

analyzovaných zložiek zmesi (rozdiel v zložení východiskovej vzorky a vzorky 

nadávkovanej do kolóny) (obr. 9).

25 

Obr. 9 Vplyv techniky dávkovania vzorky na diskrimináciu n-alkánov C10 – C24 pri 

použití deliča vzorky (1:40) (a) a dávkovania na kolónu bez diskriminácie (b). 

Obmedzenie diskriminácie umožňuje dávkovanie bez delenia vzorky (split-less 

injection) pri ktorom výstup plynu z deliča počas dávkovania a určitý čas po 

nadávkovaní je uzatvorený; pary nadávkovanej vzorky nosný plyn zanesie na začiatok 

kolóny, a po určitom čase sa otvorí výstup plynu z deliča. Na získanie úzkej zóny 

vzorky na začiatku kolóny sa využíva zachytenie pár vzorky v rozpúšťadle alebo 

ochladenie kolóny. Pre zaostrenie zóny v rozpúšťadle sa teplota kolóny pri dávkovaní 

volí o 25 až 30 °C nižšie ako je teplota varu použitého rozpúšťadla. Rozpúšťadlo 

skondenzuje na začiatku kolóny za tvorby hrubého filmu v ktorom sa skoncentrujú 

analyzované zložky ako úzka zóna. Rozširovaniu takejto zóny možno zabrániť 

vytvorením tzv. retenčnej medzery zapojením medzi dávkovač a kapilárnu kolónu 

niekoľko metrovú kapilárnu rúrku. Po nadávkovaní vzorky sa v retenčnej medzere 

vytvorí kvapalný film s rozpustenými analyzovanými zložkami. Programovaním teploty 

retenčnej medzery po odparení rozpúšťadla sú analyty zanesené na čelo 

chromatografickej kolóny, kde sú nakoncentrované ako úzka zóna. Pri metóde 

nakoncentrovania zóny ochladením kolóny sa zložky nadávkovanej vzorky skondenzujú 

na začiatku kolóny a pary rozpúšťadla vyeluujú z kolóny. Predpokladom je, aby rozdiel 

medzi teplotou kolóny a teplotou varu najnižšie vriacej zložky bol väčší ako 150 °C. 

Bezdeličová technika dávkovania sa výhodne využíva v stopovej analýze vzoriek zo 

zložitých matríc životného prostredia a biologických materiálov, pretože umožňuje 

dávkovanie väčších vzoriek. Nie je potrebné náročné čistenie extraktov, pretože matrica 

sa zachytí na stenách sklennej rúrky v odparovacej komôrke. Problémom je 

diskriminácia menej prchavých zložiek analyzovaných vzoriek. 

Nevýhody vyparovacích dávkovačov odstraňujú dávkovače umožňujúce priame 

nadávkovanie vzorky do kolóny (on-column injection). Dávkuje sa zavedením ihly 

injekčnej mikrostriekačky (ihla o priemere 0,23 mm a dĺžke 7,5 cm) do kapilárnej

26 

kolóny (priemer 0,32 mm) a stlačením piesta sa kvapalná vzorka vytlačí do kolóny. 

Teplota kolóny je nižšia ako teplota varu rozpúšťadla, a po nadávkovaní vzorky sa 

v kolóne vytvorí film z roztoku vzorky v rozpúšťadle (podobne ako pri technike 

splitless) a vzorka sa eluuje teplotným programom. Pretože pri on-column dávkovaní 

vzorky musia byť čisté, spravidla sa používa predkolóna, ktorá plní aj úlohu retenčnej 

medzery. 

Ďalšou technikou je dávkovanie vzorky s teplotne programovaným vyparovaním 

(PTV injection). Pri otvorenom deliči sa vzorka dávkuje do úzkej studenej vyparovacej 

komôrky, ktorá sa potom programovane vyhreje, čím sa dosiahne vyparenie zložiek. 

Dávkovanie je spojené s elimináciou rozpúšťadla, spočíva v tom, že po odparení 

rozpúšťadla sa pri zatvorenom deliči vzorky zapne vyhrievanie dávkovača. To 

umožňuje pri analýze málo prchavých analytov dávkovať veľmi veľké objemy vzoriek 

(do 100 μL) jednorázovo, alebo viacnásobne – keď dávkovač sa vyhrieva až po 

odparení rozpúšťadla z posledného nástreku vzorky. Pri dávkovaní za studena bez 

delenia vzorky sa zapnutím vyhrievania dávkovača vzorka vyparí a nosným plynom 

zanesie do kolóny, ktorej teplota je nižšia ako teplota varu rozopúšťadla, čím sa 

dosiahne zaostrenie zóny vzorky v rozpúšťadle. 

Dávkovanie s teplotne programovaným vyparovaním vzorky spája prednosti 

bezdeličového dávkovania s dávkovaním na kolónu. Dosiahne sa tým vysoká citlivosť 

v stopovej analýze, presné podmienky vyparovania, reprodukovateľnejšia kvantifikácia 

a ochrana kolóny pred nečistotami z matrice vzorky. Technika je vhodná pre stopovú 

analýzu silno znečistených vzoriek. Predsa však podmienky dávkovania (prietoky 

plynu, režim odparovača, dávkovacie techniky a objemy vzorky ako aj teplotný 

program dávkovača) musia byť optimalizované pre každý typ vzorky. 

1.2.4 Plynovochromatografické kolóny. 

Kolóny používané v plynovej chromatografii sú rúrky značne rozdielnych 

rozmerov, chromatografických náplní aj výkonov. Rozlišujú sa dva základné typy 

kolón: náplňové a kapilárne kolóny (obr. 10).

27 

Obr. 10. Prierezy jednotlivých typov kolón 

1 – náplňová kolóna, 2 – mikronáplňová kolóna, 3 – kapilárne kolóny s malým a väčším 

vnútorným priemerom zmočené kvapalnou fázou (WCOT), 4 – kapilárna kolóna so 

zmočeným nosičom (SCOT), 5 – kapilárna kolóna s poréznou vrstvou adsorbentu (PLOT) 

Zásadný rozdiel je v tom, že stredová časť prierezu kapilárnych kolón je voľná, 

preto sú priepustnejšie pre nosný plyn, čo umožňuje použitie veľmi dlhých kapilárnych 

kolón a tým aj dosiahnutie vysokých účinností. Náplňové kolóny sú rúrky z ocele alebo 

skla, dĺžky 0,5 až 10 m, vnútorného priemeru 1 až 5 mm naplnené nosičom pokrytým 

stacionárnou kvapalinou v množstve 0,1 až 25 % hm. V environmentálnej analýze sa 

náplňové kolóny používajú len pre analýzu plynov napr. v skládkach. Moderné 

kapilárne kolóny sú z kremeňa s vonkajším povrchom pokrytým polyimidovým filmom, 

ktorý zabezpečuje ich dobré mechanické vlastnosti. Dĺžky kapilárnych kolón sú veľmi 

rozdielne, od niekoľko metrov po niekoľko sto metrov a ich vnútorný priemer je 0,1 až 

0,5 mm. Vnútorný povrch kapiláry je pokrytý stacionárnou fázou o hrúbke spravidla 

niekoľko desatín μm. Kolóny pre plynovú chromatografiu sú komerčne dostupné. Pre 

špeciálne účely sa pripravujú tiež v laboratóriu zmáčaním povrchu nosiča alebo 

kapilárnej kolóny stacionárnou fázou statickou alebo dynamickou metódou. 

V podstate ako kvapalná stacionárna fáza sa môže použiť každá látka, ktorá 

spĺňa určité podmienky najmä z hľadiska prchavosti, chemickej aktivity a viskozity. 

Kvapalná stacionárna fáza má dobré a pritom rozdielne silno rozpúšťať separované 

zložky, nesmie však dochádzať k chemickým reakciám alebo k tvorbe kinetických 

asociátov s pomalou kinetikou tvorby. Medzi molekulami separovaných, zložiek a 

kvapalnou fázou sa uplatňujú interakčné sily, ktoré možno rozdeliť do dvoch 

základných typov:

28 

a) nepolárne alebo disperzné sily, separácia na ich základe prebieha približne podľa 

teplôt varu, 

b) polárne alebo špecifické sily spôsobované permanentnými alebo indukovanými 

dipólmi pri ktorých sa popri disperzných uplatňujú aj polárne interakcie. 

Nepolárne zložky budú viac sorbované v nepolárnych a polárne zložky v polárnych 

stacionárnych fázach. Pri polárnych látkach je potrebné rozlišovať medzi donorom a 

akceptorom elektrónového páru. Popri týchto typoch interakcií sa v prípade 

špecifických stacionárnych fáz môže uplatňovať tvarovo selektívne ako aj chirálne 

selektívne stacionárne fázy. 

Kapilárna plynová chromatografia je najvýkonnejšia metóda na analýzu 

komplexných najmä mnohozložkových a izomérnych zmesí. Najvýznamnejšiu skupinu 

stacionárnych fáz predstavujú polysiloxány s rôznymi postrannými reťazcami. 

Všeobecná štruktúra týchto fáz je 

kde R a R’ sú rôzne substituenty. Príslušné polyméry (polysiloxány) sa pripravujú 

polykondenzáciou monomérneho silánderivátu. Zavedením rôznych substituentov ako 

metyl-, vinyl- , fenyl- , kyanopropyl- alebo trifluórpropyl skupiny na kremíkový atóm sa 

menia separačné vlastnosti stacionárnych fáz v širokom rozmedzí. Stacionárnej fázy sa 

radikálovo polymerizáciou zosieťujú v kolóne, čo zabezpečuje väčšiu stabilitu v kolóne 

ako aj možnosť čistenia kolóny premytím rozpúšťadlom. 

Pre charakterizáciu stacionárnych fáz sa používa McReynolds-Rohrschneiderov 

systém, ktorý vychádza z rozdielu retencie (retenčných indexov) špecifických analytov 

na charakterizovanej polárnej a štandardnej nepolárnej stacionárnej fáze (skvalán). 

Najpoužívanejšími preferovanými stacionárnymi fázami sú siloxánové stacionárne fázy 

s nepolárnymi alebo polárnymi funkčnými skupinami. Ako adsorbenty sa najčastejšie 

používajú rôzne druhy uhlia ako nešpecifické adsorbenty pri ktorých retencia je 

založená na fyzikálnej adsorpcii, a špecifické adsorbenty ako je Al2O3, silikagél a 

zeolity pri ktorých sa popri fyzikálnej adsorpcii uplatňuje aj chemisorpcia. 

Voľba stacionárnej fázy pre daný separačný problém je určovaná predovšetkým 

potrebnou selektvitou, ktorá má zabezpečiť, aby analyzované zložky medzi sebou ako aj

29 

od rušiacich podielov vzorky boli separované. Popri selektivite sa uvažuje aj polarita 

stacionárnej fázy, ktorá by mala byť v zhode s polaritou analyzovaných vzoriek. 

Zabezpečuje sa tým dobrá rozpustnosť analytov v stacionárnej fáze, v opačnom prípade 

sa získavajú asymetrické zóny 

1.2.5 Detektory 

Detektor je zariadenie umožňujúce pomocou registračného systému sledovať 

zmeny v zložení plynu eluujúceho z kolóny. K detekcii sa využívajú rôzne fyzikálne a 

chemické vlastnosti separovaných zložiek a nosného plynu. Od detektora sa vyžaduje 

stabilná základná línia a stabilný signál, rýchla odozva na zmeny zloženia eluátu, signál 

na dané množstvo látky má byť čo najintenzívnejší (citlivosť) a úmerný tejto kvantite 

(linearita odozvy). Lineárne dynamické rozsahy a najmenšie detekovateľné množstvá 

pre bežné plynovochromatografické detektory sú na obr. 11. V tab. 2 sú uvedené 

najvýznamnejšie detektory a oblasti ich využitia v environmentálnej analýze. 

Obr. 11. Lineárne dynamické rozsahy a najmenšie detekovateľné množstvá látok pre 

najpoužívanejšie detektory 

WLD (TCD) – tepelnovodivostný, FID – plameňovoionizačný, ECD – záchytu elektrónov, 

NPD (PND) – dusík-fosforový, FPD – plameňovofotometrický, PID – fotoionizačný, ELCD 

– elektrolytický elektrovodivostný, MSD – hmotnostnospektrometrický, IRD – infračervenospektrometrický, 

AED – atómovoemisný detektor.

30 

Tabuľka 2. Charakteristiky významných plynovochromatografických detektorov a ich 

použitie v environmentálnej analýze 

Detektor Použitie 

Selektivita 

prvok/uhlík 

Lineárny 

rozsah 

FID Nešpecifický 10 7 

NPD (P-mod) organické P-zlúčeniny 

Medza 

stanoviteľnosti 

pg látky 

(N-mod) organické N-zlúčeniny 

1-10 

FPD (P-mod) organické P-zlúčeniny 

10 

(S-mod) organické S-zlúčeniny 

5 

10 4 

10 4 

nelineárny 10 3 

10 

100 

ECD viacnásobné halogenované organické 

zlúčeniny 

10 3 -10 4 

0,1-1 

PID aromatické zlúčeniny, funkčné skupiny 1-10 

ELCD halogenované zlúčeniny 

10 

organické N-zlúčeniny 

organické S-zlúčeniny 

5 

10 4 

dynamické 

10 6 

10 4 

0,1-1 

4 

2 

MSD SCAN určenie štruktúry 

1000 

SIM EI selektivita nastaviteľná pre jednotlivé 

1-10 

SIM CI zlúčeniny 

0,1-1 

AED prvkovo špecifický pre 

C, H, N, O, S, P, Si, F, Cl, Br, J, Sn, Hg 

IRD určenie štruktúry, selektívny na funkčné 

skupiny 

10 5 

10 4 

>10 4 

10 4 

10 4 

10 

0,5-5 

závislá od 

prvku: 

S: 10 

N: 200 

Cl: 500 

5000

31 

V zásade sa rozlišujú dva typy detektorov: koncentračné a hmotnostnotokové 

detektory. Koncentračné detektory (TCD, PID, a IRD) poskytujú signál, ktorý je 

závislý od koncentrácie analytu v mobilnej fáze. Takéto detektory sú založené na zmene 

fyzikálnej vlastnosti mobilnej fázy. Nerušia a nemenia analyt, do série môže byť 

zapojený ďalší detektor. Signál detektora sa zmenšuje pri zriedení vzorky, čo znamená, 

že použitie väčšej cely detektora alebo zavedenie vyplachovacieho plynu znižuje 

citlivosť detektora. Plocha píku sa mení pri kolísaní prietoku plynu v cele detektora. Pre 

reprodukovateľnú kvantifikáciu je preto nutné udržiavať konštantný prietok plynu. Pre 

optimalizáciu citlivosti je vhodné použiť kapiláry širšieho priemeru a bez prídavného 

plynu. 

Podľa ďalších kritérií možno detektory rozdeliť na univerzálne, selektívne a 

špecifické. Univerzálne detektory detekujú všetky alebo väčšiu časť analytov 

s rovnakou alebo podobnou citlivosťou. Blízo k predstave univerzálneho detektora je 

TCD. Podobne hmotnostnospektrometrický detektor v móde celkového toku iónov je 

univerzálny detektor. Pre stopovú analýzu univerzálne detektory nie sú výhodné, 

pretože vedľa analyzovaných látok zaznamenávajú aj všetky ostatné podiely vzorky, čo 

ruší separáciu, identifikáciu aj kvantifikáciu zložiek vzorky. 

Selektívne detektory detekujú jednotlivé zložky alebo skupiny zložiek s oveľa 

vyššou citlivosťou ako univerzálne detektory. Táto selektivita sa vzťahuje na určité 

chemické čiastkové štruktúry alebo tiež prvky v analyzovaných zložkách. Napr. ECD 

selektívne detekuje halogenované zlúčeniny a PID je selektívny pre nenasýtené a 

aromatické organické zlúčeniny. Pri MSD voľbou vhodných detekčných hmotností 

(SIM mód) možno selektívnu detekciu nastaviť pre ľubovoľnú zložku vzorky. 

Špecifické detektory detekujú výhradne zložky vzorky s určitou štruktúrou 

alebo určitými chemickými prvkami. Pretože táto požiadavka pri reálnych detektoroch 

nie je reálne splnená, v praxi sa hovorí o špecificite, keď sa dosahujú veľmi vysoké 

selektivity (>1000). Selektivita sa udáva ako pomer signálu detektora pre rovnaké 

množstvá slektívne detekovanej zložky v porovnaní k uhľovodíku. Ako špecifické 

možno označiť prvkovo špecifické detektory ako NPD (pre dusík a fosfor), FPD (pre 

síru alebo dusík) a AED (nastaviteľný pre rôzne prvky). V princípe aj FID predstavuje 

prvkovo špecifický detektor pre uhlík. Pretože však všetky organické zlúčeniny 

obsahujú uhlík, považuje sa FID za univerzálny detektor pre organické zlúčeniny. 

V praxi sa požaduje vysoká selektivita detektorov, ktorou sa spoľahlivosť 

identifikácie a kvantifikácie selektívne detekovaných zlúčenín zlepšuje. Platí to najmä

32 

pri kvantifikácii malých množstiev látok vo veľkom prebytku vzorkovej matrice alebo 

pri neúplnej separácii analytov. Dosiahnuteľná selektivita závisí od konštrukcie 

detektora a jeho pracovných parametrov ako teploty, nastavenia prietoku pomocného 

alebo spaľovacieho plynu. Selektivita detektora sa pravidelne overuje analýzou vhodnej 

testovacej vzorky. Takéto vzorky obsahujú nízke koncentrácie selektívne 

detekovateľných látok vedľa veľkého prebytku látky pre ktorú detektor nie je selektívny 

(najčastejšie n-alkán). Selektivita detektora sa môže meniť, keď spolu s analytom eluuje 

veľké množstvo inej látky. Aj keď inú látku detektor nezaznamenáva, môže byť 

detekcia analytu ovplyvnená napr. zmenou ionizácie v MPD alebo sveteľnej emisie 

v FPD, a tým sa citlivosť detektora pre tieto zložky mení. Je obtiažne rozoznateľná a 

môže ovplyvniť kvantitatívny výsledok analýzy. Riešením je použitie kolón s vyššou 

separačnou schopnosťou, separácia v kolóne inej selektivity, čistenie vzorky, alebo 

kalibrácia na prítomnosť rušiacej látky (pripraviť kalibračné vzorky v matrici kontrolnej 

vzorky). 

Citlivosť detektora je pomer výšky signálu k množstvu dávkovanej látky alebo 

tiež množstvo látky za jednotku času, ktoré poskytuje od šumu odlišný signál. Toto 

množstvo sa označuje tiež ako najmenšie detekovateľné množstvo (MDL). Citlivosť 

detektora je látkovo špecifická veličina, to znamená, že detektor detekuje rôzne látky 

s rôznou citlivosťou. Pri údaji citlivosti ako MDL musí byť tiež uvedené aký druh 

signálu šumu sa použil. Pre prvkovo špecifické detektory sa MDL prepočítava na 

množstvo prvku/jednotka času. Citlivosť detektora sa môže optimalizovať zmenou 

parametrov detektora. Vplývať môže teplota detektora, prietok plynu cez celu detektora 

a ďalšie parametre. Cieľom optimalizácie je nielen získať najväčší signál, ale zohľadniť 

pritom aj šum detektora. Miera pre citlivosť pri stopovej analýze je minimálne 

detekovateľné množstvo, ktoré je určované nielen veľkosťou signálu detektora, ale aj 

pomerom signálu k šumu. 

Dynamický a lineárny rozsah detektora. Dynamická oblasť detektora je 

oblasť, v ktorej sa signál detektora trvalo a monotónne mení s koncentráciou vzorky. 

Smerom dolu je dynamická oblasť obmedzená najmä šumom detektora. Smerom hore 

končí dynamická oblasť tam, kde s rastúcou koncentráciou analytu sa získava 

nereprodukovateľný signál alebo nedochádza k zmene signálu detektora, tento stav sa 

nazýva nasýtenie detektora. Vo vnútri dynamického rozmedzia možno detektor použiť 

pre kvantitatívne stanovenie, je potrebné však pripraviť kalibračnú krivku pre celý 

rozsah analyzovaných koncentrácií vzorky. Jednotlivé detektory sa vyznačujú rôzne

33 

širokým dynamickým rozmedzím (obr. 11, tab. 2). Výhodné je čím širšie dynamické 

rozmedzie, ktoré umožňuje stanovenie stopových ako aj vysokých koncentrácií analytu. 

Lineárne dynamické rozmedzie detektora je oblasť, v ktorej sa signál mení úmerne 

s množstvom vzorky, teda pomer signál/množstvo alebo odozvový faktor je v tejto 

oblasti konštantný. Takéto lineárne správanie je výhodné, pretože požiadavky na 

získanie kalibračnej krivky sa zmenšujú a stanovenie vysokých aj nízkych koncentrácií 

rôznych látok je možné jednou analýzou. Väčšina detektorov sa vyznačuje širokým 

rozsahom linearity, zvlášť široké lineárne rozmedzie majú FID a PID, zatiaľ čo FPD 

v špecifickom móde pre síru vykazuje celkom nelineárne správanie. 

Najdôležitejšie detektory sú: tepelnevodivostný, plameňovoionizačný, záchytu 

elektrónov, selektívny detektor dusík-fosfor, plameňovofotometrický, fotoionizačný, 

elektrolytickovodivostný, hmotnostný, infračervený a atómový emisný detektor. 

1.2.5.1 Tepelnovodivostný detektor 

Meria zmeny tepelnej vodivosti plynu eluovaného z kolóny. Princíp spočíva 

v tom, že teplota kovového vlákna cez ktorý tečie prúd konštantnej intenzity a ktoré je 

uložené v cele s konštantným prietokom plynu je funkciou tepelnej vodivosti plynu. 

Zmena v zložení plynu eluovaného z kolóny a teda aj tepelnej vodivosti plynu sa prejaví 

zmenou teploty vlákna a jeho odporu, ktorý sa meria. Vzhľadom na vysokú tepelnú 

vodivosť vodíka a hélia, používajú sa tieto ako najvhodnejšie nosné plyny pre 

tepelnovodivostný detektor. Tepelnovodivostný detektor je univerzálnym detektorom, 

dáva odozvu na všetky látky s výnimkou tých, ktoré majú rovnakú tepelnú vodivosť ako 

nosný plyn. Citlivosť nie je vysoká, využíva sa najmä pri analýze permanentných 

plynov. V environmentálnej analýze sa využíva napr. pri analýze pôdneho vzduchu, 

skládkových plynov a bioplynov. 

1.2.5.2 Plameňovoionizačný detektor 

Eluát z kolóny sa tryskou vedie do difúzneho vodíkového plameňa kde zhorí 

(obr. 12).

kolektor 

vzduch 

vodík 

34 

detekčná zóna elektromer 

eluát z kolóny 

Obr. 12. Schéma plameňovoionizačného detektora (FID) 

systém zberu 

údajov 

Nad tryskou je elektricky izolovaná zberná elektróda zapojená na záporný potenciál 

300V oproti tryske. Pri spaľovaní organických látok vznikajú prechodne kladne nabité 

ióny, ktoré sú napätím difundované k zbernej elektróde kde sa vybíjajú. Tým sa 

dosiahne tok prúdu v pikoampéroch, ktorý je úmerný množstvu vzorky v plameni. FID 

je teda detektor detekujúci tok vzorky. V čistom vodíkovom plameni je len málo iónov, 

takže FID vykazuje len veľmi malý základný signál. FID je univerzálne použiteľný 

detektor, ktorý detekuje takmer všetky organické zlúčeniny. Nedetekujú sa 

neoxidovateľné zlúčeniny, a slabo sa detekujú zlúčeniny, ktoré obsahujú veľa 

halogénov. Signál FID je v prvom priblížení úmerný množstvu uhlíka ktoré tečie cez 

plameň. Pre získanie optimálnej citlivosti je potrebné nastaviť prietoky nosného plynu, 

vzduchu a vodíka, pričom najdôležitejšie je správne množstvo vodíka. Typické prietoky 

sú 20 až 50 mL H2 za minútu a 300 až 500 mL vzduchu za minútu. Citlivosť FID je 

porovnateľná s citlivosťou väčšiny selektívnych detektorov, preto je vhodný pre 

stopovú environmentálnu analýzu. Zbytková vzorková matrica často ruší, preto použitie 

FID je vhodné iba pre jednoduchšie matrice, napr. pri headspace analýze alebo po 

dôkladnom prečistení vzorky. 

1.2.5.3 Detektor záchytu elektrónov 

Princíp ECD spočíva v tom, že chemické zlúčeniny s elektronegatívnou 

štruktúrou v plynnej fáze zachytávajú pomalé (termické) elektróny za tvorby aniónov. 

Pomalé elektróny vznikajú pri ionizácii nosného plynu (Ar/CH4 alebo N2) pričom

35 

ionizácia sa dosahuje rádioaktívnym beta žiaričom 63 Ni (elektróny s vyššou energiou). 

Detekčný priestor je medzi dvoma elektródami s napätím. V elektrickom poli putujú 

termické elektródy k anóde za tvorby malého prúdu, ktorý je zosilený a meraný. 

Molekuly vzorky v detektore zachytia časť termických elektrónov. Pritom vznikajúce 

anióny difundujú tak pomaly v elektrickom poli, že sú nosným plynom z cely detektora 

vypláchnuté predtým ako dosiahnu anódu. To vedie k zníženiu prúdu, ktoré je závislé 

od množstva látky vzorky a chemickej povahy tejto látky. Táto zmena prúdu poskytuje 

výsledný signál detektora. Signál je tým silnejší, čím väčšia je schopnosť analytu 

elektróny zachytávať. 

Novšie ECD detektory namiesto konštantného napätia používajú pulzné napätie 

pričom pri každom pulze sa nahromadí malý počet elektrónov (obr. 13). Frekvencia 

pulzov je regulovaná tak, aby sa udržiaval konštantný prúd. Keď vstupuje analyt do cely 

detektora frekvencia pulzov sa zvýši, aby sa získal dostatok elektrónov pre zachovanie 

konštantného prúdu detektora. Signál detektora sa odvodzuje z frekvencie napäťového 

pulzu. Prednosť pulznej metódy je v zlepšenej linearite a rozšírení dynamickej oblasti 

detektora. 

bez 

napätia 

anóda 

katóda 

prúd 

Obr. 13. Pohyb elektrónov n ECD v pulznom móde. 

β- beta častice, M – molekula nosného plynu. 

e - - sekundárne elektróny s nízkou energiou 

e - RCl – elekltrofilné molekuly so zachyteným elektrónom 

anóda 

ECD je vhodný pre detekciu zlúčenín s vysokou elektrónovou afinitou ako sú 

zlúčeniny s väčším počtom halogénových atómov v molekule. S každým halogénovým 

atómom sa citlivosť detekcie približne zdesaťnásobňuje. Pre halogény citlivosť stúpa 

v rade F, Cl, Br, I. Dostatočná citlivosť pre stopovú analýzu sa dosahuje u zlúčenín 

s dvoma alebo viac halogénovými atómami. Extrémne citlivo a s dobrou selektivitou sa

36 

detekujú skupiny látok ako halogénové rozpúšťadlá, insekticídy, chlórované uhľovodíky 

(DDT, lindan, aldrin, PCP, atď.), polyhalogenované bifenyly (PCB, PBB) a tiež 

halogenované dibenzodioxíny a dibenzofurány. Poznatky o globálnom rozšírení PCB a 

DDT v environmente súviseli s nasadením ECD. Okrem halogenovaných zlúčenín sa 

detekujú aj aromatické zlúčeniny s elektronegatívnym substituentom ako nitro- alebo 

kyanoskupinami, veľmi necitlivý je ECD na nasýtené uhľovodíky a alifatické zlúčeniny 

s jednoduchými funkčnými skupinami. Aby sa detekovali s ECD a dosiahla vyššia 

citlivosť sa látky derivatizujú s perfluórovými chloridmi organických kyselín alebo 

alkylujú s pentafluorbenzylchloridom. Nevýhodou ECD je jeho citlivosť k znečisteniu a 

čiastočne nedostatočná selektivita voči zbytkovým častiam matrice, čo vyžaduje čistenie 

vzorky. V dôsledku týchto nevýhod jeho nasadenie voči ostatným detektorom čiastočne 

ustúpilo najmä voči MSD. 

1.2.5.4 Plameňovofotometrický detektor 

Detekcia spočíva v emisii svetla, ktoré vzniká pri spaľovaní organických látok 

v plameni bohatom na kyslík (obr. 14). Z látok obsahujúcich heteroatómy vznikajú 

medziprodukty, ktoré pre každý prvok poskytujú charakteristické molekulové spektrum. 

zduch 

Nosný plyn 

odtienenie 

vodík 

filter 

fotonásobič 

Obr. 14. Schéma plameňovofotometrického detektora 

signál 

Zatiaľ čo uhlík vykazuje pomerne slabú emisiu, zo sírnych zlúčenín vznikajú excitované 

S2 molekuly s modrou emisiou a so zlúčenín fosforu molekuly HPO so zelenou emisiou. 

Zo širokého molekulového spektra sa interferenčným filtrom odfiltrujú pre daný prvok 

intenzívne a selektívne vlnové dĺžky, pre síru sa používa filter s vlnovou dĺžkou 394 nm 

a pre fosfor 526 nm. Svetelný lúč sa zosilňuje fotonásobičom a získa sa signál, ktorý je 

úmerný hmotnosti heteroatómu. Odozva je funkciou heteroatómu v látke a je

37 

ovplyvnená chemickou štruktúrou najmä oxidačným stupňom detekovaného prvku. 

Vzhľadom na vysokú selektivitui, citlivosť a dobrú stabilitu FPD je vhodný pre analýzu 

zlúčenín fosforu. V prípade sírnych zlúčenín je citlivosť v porovnaní s fosforom nižšia. 

1.2.5.5 Fotoionizačný detektor 

Princíp PID spočíva v ionizácii organických molekúl krátkovlnovým UV 

svetlom. Iónmi vytvorený prúd sa meria medzi dvoma elektródami pod napätím. 

Použitím rôznych lámp s emisnými čiarami medzi 100 a 150 nm možno nastaviť 

selektivitu detektora. UV lampou sú ionizované všetky zlúčeniny, ktorých ionizačný 

potenciál je nižší ako energia lampy. PID je koncentračný detektor s nevýhodou 

výrazného vplyvu netesností systému a nečistôt. Zvlášť ľahko sa detekujú aromatické 

zlúčeniny. 

1.2.5.6 Elektrolyticky vodivostný detektor 

ELCD je selektívny detektor pre organické zlúčeniny obsahujúce halogény, síru 

alebo dusík. Princíp spočíva v tom, že analyt po separácii v kolóne vchádza do reaktora 

s teplotou 900 °C s vhodným katalyzátorom a reakčným plynom. Pri reakcii napr. s 

látkami obsahujúcimi halogén vznikajú halogénové kyseliny, ktoré sa rozpustia v npropanole. 

Vodivosť ionizovaných kyselín sa meria v mikrocele. Používa sa slabo kyslé 

rozpúšťadlo n-propanol, aby sa potlačila disociácia slabých organických kyselín 

(uhlíkatých, fenolov), ktoré môžu vznikať ako vedľajšie produkty, takže detektor je 

selektívny pre silné anorganické kyseliny. 

1.2.5.7 Hmotnostnoselektívny detektor 

Hmotnostnospektrometrický detektor je vysokocitlivý detektor s voliteľnou 

selektivitou využívaný na zisťovanie štruktúry analytov. Je najvýznamnejší detektor pre 

potvrdenie výsledkov získaných inými detektormi. Princíp spočíva v ionizácii analytov 

eluovaných z kolóny cez medzičlánok (interface) v iónovom zdroji buď zrážkami 

s elektrónmi alebo chemickou ionizáciou (obr. 15). Pre separáciu jednotlivých iónov sa 

používa kvadrupólový hmotnostný filter (obr. 16) alebo zachytávač (pasca) iónov. Pre 

stopovú analýzu je výhodné priame spojenie kapilárnej kolóny s iónovým zdrojom. 

Tým analyt dochádza do styku iba s kolónou (nevýhodou je, že pri výmene kolóny 

hmotnostný spektrometer je treba odstaviť a potom znovu spustiť). Hmotnostný 

detektor môže pracovať dvoma spôsobmi. V móde SCAN približne 1 až 10 krát za

38 

sekundu sa sníma celé hmotnostné spektrum. Hmotnostné spektrum slúži na 

identifikáciu analytov, ktorá sa dosiahne interpretáciou a počítačovým porovnaním 

s knižnicou hmotnostných spektier známych látok. Z hmotnostných spektier môže 

počítač spracovať chromatogram celkového toku iónov (TIC), ktorý zaznamenáva 

všetky vo vzorke obsiahnuté zložky, alebo rekonštruovať chromatogram pre jednotlivé 

ióny. Takéto iónové chromatogramy možno využiť na cielené vyhľadanie zlúčenín so 

známymi hmotnostnými spektrami, alebo na voľbu vhodnej selektívnej hmotnosti pre 

detekciu známej zlúčeniny. 

medzičlánok 

Obr. 15. Schéma prístroja GC/MSD 

iónový zdroj 

hmotnostný analyzátor detektor 

(kvadrupol) (násobič) 

detektor 

kvadrupólový hmotnostný detektor 

Ióny interagujú s elektrickým poľom, vytvoreným štyrmi kvadrupólovými tyčami a sú 

separované podľa ich pomeru hmotnosť/náboj 

Obr. 16. Princíp kvadrupólového hmotnostného spektrometra

39 

V móde monitorovania jedného iónu (SIM) sa meria len pri niekoľko málo 

hmotnostiach. Pretože pre uvažovanú hmotnosť je signál meraný dlhší čas, získa sa 

zvýšenie citlivosti s faktorom približne 100. Na získanie optimálnej selektivity sa volia 

pre každú zlúčeninu charakteristické hmotnosti, ktoré vykazujú vysokú intenzitu 

v spektre tejto zlúčeniny a nevykazujú toto spektrum v iných podieloch matrice. 

Vhodné sú najmä mólové hmotnosti a iné vyššie hmotnostné fragmenty. Detekciou a 

kvantifikáciou pri viacerých hmotnostiach sa získajú spoľahlivejšie výsledky. Na obr. 

17 je dokumentovaný význam tohto postupu pri hmotnostnospektrometrickej 

dekonvolúcii plynovou chromatografiou nerozdelených zložiek. 

Obr. 17. GC-MS/SIM chromatogramy separácie izomérov Z-5-metyl-2-hexén (1) a Z- 

3,4-dimetyl-2-penténu (2) v kolóne 150m x 250μm x 1 μm polydimetylsiloxán ako 

stacionárna fáza. 

Najpoužívanejšou technikou ionizácie je ionizácia zrážkami s elektrónmi, 

najčastejšie s energiou 70 eV. Pri zrážke elektrónov s molekulami analytu vzniká buď 

katión vyrazením elektrónového páru alebo s 1000 násobne menšou 

pravdeopdobnosťou anión pripojením elektrónov k analytom. Zrážkami vzniknutý ión 

má prebytočnú energiu cca 60 eV, ktorá môže viesť k roztrhnutiu chemických väzieb a 

tým k rozpadu iónov na rôzne menšie fragmenty. Fragmentácia prebieha tak, že 

prednostne sa roztrhnú najmenej stabilné väzby v molekule za vzniku energeticky 

chudobných a stabilných fragmentov. Mnohé skupiny látok ako napr. alkány, mastné 

kyseliny alebo steroidy vykazujú silnú fragmentáciu takže ich molekulový ión vykazuje 

iba malú alebo nemerateľnú intenzitu. To sťažuje identifikáciu neznámych zlúčenín, 

pretože v spektre chýba informácia o ich mólovej hmotnosti. Ďalšia nevýhoda silno

40 

fragmentujúcich analytov je, že v ich hmotnostnom spektre sú často iba malé, a teda 

menej charakteristické fragmenty molekuly, čo sťažuje selektívnu detekciu v SIM 

móde. 

Pre detekciu zlúčenín, ktoré pri elektrónovej ionizácii silno fragmentujú, sa 

používa chemická ionizácia. Pri chemickej ionizácii sa ionizuje nepriamo pomocou 

reakčného plynu. Pritom sa prenáša iba málo energie, takže dochádza iba k malej, 

prípadne žiadnej fragmentácii. Ako reakčné plyny sa používajú metán, izobután a 

amoniak. Reakčná plynová plazma vzniká v iónovom zdroji za iných parametrov ako 

pri elektrónovej ionizácii. V plazme vytvorené ióny reagujú s analytom prenosom 

protónov adíciou alkylu alebo hydridovou abstrakciou. Ako základný (najväčší) pík sa 

v chemicko-ionizačnom hmotnostnom spektre nachádza spravidla pík n+1 alebo n-1 

(pri alkánoch). Ďalej sa nachádzajú vo veľmi malých množstvách alkyladičné a tiež 

fragmentačné produkty. 

1.2.5.8 Infračervený spektrometrický detektor 

IRD s Fourierovou transformáciou vykazuje potrebnú citlivosť a rýchlosť 

merania GC eluátov. Ako disperzný prvok sa používa Michelsonov interferometer (obr. 

18). Žiarenie IR zdroja sa cez polopriepustný delič žiarenia rozdelí na dve časti, ktoré 

po prebehnutí rovnakej dráhy po odraze na zrkadlách sa opäť spoja. Z interferometra 

vystupujúce svetlo ožaruje mernú celu a je registrované IR senzorom. Pohybom jedného 

zrkadla sa získajú rôzne dráhy pre obe žiarenia. Tým vzniká fázový posun medzi 

žiareniami a tým aj rozlíšenie v interferencii, ktoré sa meria v infračervenom senzore. 

Zmena intenzity svetla v závislosti od pohybu zrkadla je registrovaná IR senzorom. Po 

digitálnej transformácii počítač vypočíta pomocou Fourieovej transformácie 

z interferogramu spektrálne rozdelenie intenzít IR žiarenia. Látky ktoré eluujú z kolóny 

absorbujú časť tohto žiarenia zodpovedajúco ich špecifickým látkovým IR spektrám. 

Záznam spektra možno sledovať viackrát za sekundu, čím je umožnené rozlíšenie píkov 

v kapilárnej GC.

parabolické 

zrkadlo 

41 

GC eluát 

membrána 

zdroj IR 

žiarenia pohyblivé 

zrkadlo 

pevné 

zrkadlo 

interferometer 

IR senzor 

Obr. 18. Schéma infračerveného detektora (orámovaná časť je Michelsenov 

interferometer) 

IRD sa využíva predovšetkým na stanovenie štruktúry (identifikáciu). Získané 

IR spektrá sú porovnané s knižnicou spektier v plynnej fáze. IR spektrá získané 

v plynnej fáze sa významne odlišujú od IR spektier získaných v kondenzovanej fáze 

(film kvapaliny, rozpúšťadlo, KBr). Zo získaných spektier možno počítačom 

rekonštruovať chromatogramy pre IR absoropciu v jednotlivých oblastiach vlnových 

dĺžok (chromatogram pri selektívnych vlnových dĺžkach). 

Pretože IR absorpcia v určitých oblastiach vlnových dĺžok je charakteristická pre 

niektoré funkčné skupiny, je možná realizácia špecifickej detekcie funkčných skupín. 

Analogicky je možná tiež rekonštrukcia chromatogramu pre celkovú intenzitu, ktorá 

neselektívne zaznamenáva všetky podiely vzorky. Zvlášť významná je sériová 

kombinácia IRD ako nedeštrukčného detektora s hmotnostným detektorom, pretože sa 

získavajú navzájom doplňujúce informácie pre objasnenie štruktúry analytu. EI-MS 

spektrá poskytujú informáciu o tom, aké prvky zlúčeniny obsahujú, ďalej informácie o 

čiastkových štruktúrach v molekule a často aj mólovú hmotnosť. Nadväzne na to IR 

detekuje funkčné skupiny a poskytuje charakteristický fingerprint látky, ktorý umožňuje 

rozlíšenie polohových izomérov. Predsavšak vzhľadom na menšiu citlivosť sa IRD 

používa v spojitosti s kolónami s väčšou vzorkovou kapacitou, ktorú zabezpečujú 

kapiláry s hrubým filmom stacionárnej fázy alebo kolóny širšieho vnútorného priemeru.

42 

Okrem toho však musia byť dávkované dostatočné množstvá vzorky buď vo forme 

veľkého objemu vzorky alebo silno nakoncentrovanej vzorky. 

1.2.5.9 Atómový emisný detektor 

Princíp AED spočíva tom, že z kolóny eluované zložky sa úplne atomizujú 

v plazme získanej mikrovlnovým rezonátorom pri teplotách väčších ako 3000 °C (obr. 

19). Vysokou teplotou plazmy atómy emitujú svetlo, pričom každý prvok poskytuje 

charakteristické čiarové spektrum. Emitované svetlo sa rozloží spektrometrom a 

registruje detektorom diódového poľa. Tým možno pri voľbe vhodnej vlnovej dĺžky 

paralene detekovať signály pre rôzne prvky. K detekcii niektorých prvkov sa musí do 

plazmy priviesť navyše kyslík a vodík ako reakčné plyny do plazmy. Špecificky sú 

detekovateľné prvky: uhlík, vodík, dusík, kyslík, kremík, fosfor, síra fluór, chlór, bróm, 

jód, zinok a ortuť, avšak s rozdielnou citlivosťou. 

Pretože atomizácia organických molekúl je úplná, odozva AED je závislá iba od 

počtu v plazme prítomných atómov každého prvku t.j. odozva pre daný prvok je 

rovnaká pre všetky zložky vzorky. V dôsledku tejto vlastnosti AED môžu byť analyty 

kvantifikované aj bez referenčných materiálov, keď prvkovo špecifické kalibračné 

faktory sa získajú na základe inej vhodnej zlúčeniny. Pri poznaní prvkovošpecifických 

odozvových faktorov z pomeru signálov pre jednotlivé prvky možno stanoviť pomer 

prvkov v molekule a tým sumárny vzorec analytu. AED tiež umožňuje 

prvkovošpecifickú detekciu inak selektívne neseparovaných prvkov (halogény 

jednotlivo, ortuť, kremík). Výhodná je tiež vysoká citlivosť pre síru ako aj vyššia 

linearita v porovnaní s menej citlivým a nelineárnym FPD. Pre dusík a halogény sa 

dosahuje len priemerná citlivosť. 

Z detektora získané signály sa ďalej spracovávajú systémom spracovania údajov 

a vyhodnocujú optimálnou vyhodnocovacou metódou. Správa o výsledku analýzy 

pozostáva z chromatogramu s identitou zložiek a číselnými údajmi o retenčných časoch, 

plochách alebo výškach chromatografických píkov ako aj koncentračné údaje 

analyzovaných látok.

43 

1.3 Separácia analytov v plynovej chromatografii 

Separácia zložiek analyzovanej zmesi je základným predpokladom ich 

identifikácie a stanovenia. Vzhľadom na veľký počet plynovou chromatografiou 

analyzovateľných zlúčenín a široký rozsah aplikácií, predmetom separácií sú rozmanité 

zmesi zložiek od jednoduchých málozložkových až po mnohozložkové zmesi, v ktorých 

jednotlivé zložky môžu byť rozdielnej chemickej štruktúry, rozdielnych teplôt varu, ako 

aj veľmi podobných vlastností a rozdielnych koncentrácií. Vzhľadom na takúto 

rozmanitosť analyzovaných zmesí pre ich separáciu bol vyvinutý značný počet 

separačných systémov. 

Rozlišovacia výkonnosť separačného systému R2,1 je určovaná jeho schopnosťou 

poskytovať úzke chromatografické píky (účinnosťou), schopnosťou rozdielne sorbovať 

zložky separovanej zmesi (selektivitou) a mierou sorpcie zložky (retenčným faktorom) 

v zmysle rovnice 16. Účinnosť separačného systému je závislá predovšetkým od 

geometrie kolóny (dĺžky a vnútorného priemeru kolóny, hrúbky filmu stacionárnej 

fázy), a selektivita od typu použitej stacionárnej fázy (nepolárne, polárne, tvarovo 

selektívne, chirálne a ďalšie typy stacionárnych fáz). 

Separácia dvoch látok na danej stacionárnej fáze závisí od pomeru ich tlakov 

nasýtených pár (p 0 ) a aktivitných koeficientov (γ 0 ). Pre selektivitný faktor αji platí 

keďže 

α = k /k , (21) 

ji 

' 

j 

RT 

' 

i 

ρ 

V 

' c s 

k = , (22) 

0 0 

γ p M Vm 

0 

p c 

kde R je plynová konštanta, - tlak nasýtených pár látky pri teplote kolóny T , γ - 

aktivitný koeficient látky pri nekonečnom zriedení, M - mólová hmotnosť kvapalnej 

fázy a ρ jej hustota, 

0 0 ' 

pi 

γ t i Rj 

pre α ji platí α ji = = . (19) 

0 0 ' 

p γ t 

j 

j 

Ri 

0

44 

Pretože veličiny p a γ sú spravidla neznáme, selektivitný faktor, ktorým sa hodnotí 

selektivita stacionárnej fázy pre určitú dvojicu látok sa určí meraním ich redukovaných 

retenčných časov 

0 

' 

R 

0 

t , napr. izomérnu selektivitu na základe merania retencie para- a 

meta- xylénu. Z rovníc 16 a 19 vyplýva, že mieru separácie dvojice analytov určuje 

účinnosť a selektivita chromatografického systému, resp. veľkosť rozdielu vo 

fyzikálnochemických vlastnostiach analytov. 

0 

i 

0 j 

Pomer tlakov nasýtených pár p / p je určovaný iba vlastnosťami zložiek i a j, 

zatiaľ čo pomer aktivitných koeficientov γ závisí ako od vlastností 

chromatografovaných látok, tak aj od vlastností stacionárnej fázy. Ak je rozdiel 

v tlakoch nasýtených pár pri teplote kolóny oboch zložiek veľký ( p >> p ) a keď pre 

0 

i 

0 j 

0 0 

i / γ j 

ich aktivitné koeficienty platí γ ≥ γ , zložky sa separujú ľahko na kolóne s nepolárnou 

stacionárnou fázou a eluujú v poradí podľa klesajúceho tlaku nasýtených pár resp. 

podľa ich teplôt varu. Dve látky, ktoré majú približne rovnaký tlak nasýtených pár, ale 

chemickým charakterom sú rozdielne napr. benzén a cyklohexán s teplotami varu 80,1 a 

80,7 °C, môžu sa ľahko separovať na kolóne s polárnou stacionárnou fázou, na ktorej 

bude benzén eluovať za cyklohexánom (na účinnej kolóne s nepolárnou fázou je 

v zhode s ich tlakmi nasýtených pár poradie elúcie opačné). Najobtiažnejšia je separácia 

izomérov s podobnými tlakmi nasýtených pár, pretože spravidla na bežných 

stacionárnych fázach aj ich aktivitné koeficienty sú podobné a na ich separáciu sú 

vhodné izomérne selektívne kvapalné kryštály ako stacionárne fázy. 

Významný pokrok pri plynovochromatografických separáciách znamenalo 

zavedenie kapilárnych kolón, ktoré zásadným spôsobom rozšírili možnosti separácie a 

umožnili zníženie počtu potrebných separačných systémov. Predtým pre separáciu 

nepolárnych analytov sa používali kolóny s nepolárnymi stacionárnymi fázami a pre 

separáciu polárnych analytov kolóny s polárnymi stacionárnymi fázami. Takýto postup 

bol vhodný, keď neboli známe metódy vhodnej dezaktivácie povrchu nosiča 

stacionárnej fázy. Polárna stacionárna fáza môže do určitej miery dezaktivovať a 

blokovať polárne aktívne centrá nosiča a tým nežiadúce adsorptívne interakcie 

s polárnymi analytmi potlačiť. Pri vhodnej dezaktivácii nosiča polárne látky môžu byť 

separované aj na nepolárnych stacionárnych fázach, pričom často je separácia zložitých 

zmesí polárnych látok lepšia ako na kolónach s polárnou fázou. Súvisí to s tým, že 

0 

i 

0 j

45 

nepolárne metylpolysiloxánové stacionárne fázy OV-1, SE-30, SE-52, SE-54 umožňujú 

získanie pravidelnejších a stabilnejších filmov stacionárnej fázy v kolóne, čo je 

zvýslednené vo vysokých účinnostiach kolón, a navyše umožňujú aj získanie 

reprodukovateľnejších retenčných údajov. Preto metylpolysiloxánové stacionárne fázy 

sa používajú ako univerzálne pre separáciu takmer všetkých typov vzoriek. 

S výnimkou analytov veľmi zásaditého charakteru, nedezaktivované kremenné 

kapilárne kolóny môžu byť použité pre separáciu takmer všetkých typov zložiek na 

úrovni približne 10 ng a viac. Pri požadovanej citlivejšej úrovni detekcie je potrebná 

dezaktivácia kremenných kapilárnych kolón. Vhodná dezaktivácia povrchu stien nosiča 

je dôležitá z hľadiska potlačenia adsorpcie a reakcie s citlivými analytmi, ako aj 

z hľadiska stability kolóny a jej životnosti. Povrchová dezaktivácia, ktorá sa 

uskutočňuje najmä vysokoteplotnou silyláciou alebo rozkladom polyméru, obyčajne 

znižuje kritické povrchové napätie kapiláry, a tým obmedzuje účinné zmáčanie kapilár 

polárnejšími stacionárnymi fázami. Dezaktivované kolóny sa používajú pre špeciálne 

analýzy, napr. pre amíny, alkoholy, karboxylové kyseliny a pod. 

Väčšina moderných separácií sa uskutočňuje v kremenných kapilárnych 

kolónach zmáčaných so zosieťovanými a chemicky viazanými metylsilikónovými 

stacionárnymi fázami. Pre špecifické separácie sa vyberie vhodná stacionárna fáza a 

hrúbka jej filmu, dĺžka a vnútorný priemer kolóny. Pri výbere stacionárnej fázy sa 

uvažuje najmä jej výkonnosť a stabilita, ktoré sú často dôležitejšie ako selektivita fázy. 

Súvisí to s tým, že vysoké účinnosti kapilárnych kolón často kompenzujú potrebu 

selektivity špecifických stacionárnych fáz, a väčšina separácií sa môže vykonať na 

pomerne malom počte stacionárnych fáz. V prípade rutinných analýz a ich produktivity 

však uplatnenie špecifických separačných systémov je nutné. Najvýznamnejšie sa 

špecifická selektivita stacionárnych fáz uplatňuje pri separácii polohových a cis-trans 

izomérov, diastereoizomérov a enantiomérov. 

Analýza jednotlivých izomérov je významná najmä v prípadoch, keď tieto 

vykazujú rozdielnu reaktivitu, keď pri spracovaní poskytujú rozdielne cenné produkty, 

alebo keď jednotlivé izoméry vykazujú rozdielnu biologickú aktivitu alebo toxicitu. Ani 

vysoká účinnosť súčasných kapilárnych kolón (do 1x10 6 priehradiek), zmočených 

bežnými nepolárnymi alebo polárnymi stacionárnymi fázami, neumožňuje separáciu 

niektorých v praxi významných izomérov, ktoré sa vyznačujú veľmi podobnými 

fyzikálnochemickými vlastnosťami. Súvisí to s faktom, že bežné stacionárne fázy nie sú

46 

izomérne selektívne, ich selektivitný faktor pre p-/m-xylén α x / m x ~ 1,0. Riešením 

p− − 

sú separačné systémy, ktoré kombinujú vysokú účinnosť kapilárnych kolón s tvarovou 

selektivitou kvapalných kryštálov ako stacionárnych fáz pre pretiahlejšie a planárnejšie 

molekuly izomérov. Na izomérne najselektívnejšom kvapalnom kryštále je hodnota 

α = 1,21. 

Vplyv selektivity stacionárnej fázy na požadovaný počet priehradiek 

p− 

x / m−x 

pre separáciu dvojice analytov je zrejmý z tabuľky 3. 

Tabuľka 3. Vplyv selektivity kolóny na požadovaný počet priehradiek pre separáciu 

Selektivitný faktor, 

α 

dvojice analytov s R = 1,5 

2, 1 

Požadovaný počet priehradiek, 

N pož. 

Dĺžka kolóny [m], 

(vnútorný priemer 0,25 mm) 

1,01 367 000 100 

1,05 16 000 5 

1,10 4 400 1 

1,50 320 0,1 

Kvapalnokryštalické stacionárne fázy sú selektívne pre separáciu polohových 

izomérov, cis-trans izomérov a diastereoizomérov. Pre separáciu enantiomérov sa 

používajú chirálne stacionárne fázy. Pre najobtiažnejšie separácie mnohozložkových 

zmesí sú vhodné dvojrozmerné plynovochromatografické systémy. V prvej 

vysokoúčinnej kapilárnej kolóne s nepolárnou stacionárnou fázou sa separujú zložky 

v poradí ich teplôt varu, a jednotlivé píky z prvej kolóny sú dávkované do druhej kolóny 

so selektívnou stacionárnou fázou. Výkonnosť systému je zrejmá z údaju, že využitím 

takéhoto systému sa vo vidieckom ovzduší Austrálie zistila prítomnosť 5 000 

kontaminujúcich zložiek na úrovni ppt. 

1.4 Identifikácia analytov 

Značný počet látok analyzovateľných plynovou chromatografiou na jednej 

strane, a nedostatok štandardných referenčných materiálov a obmedzenia plynovej 

chromatografie ako aj nadväzných spektrometrických techník ako pozitívnych metód 

identifikácie na druhej strane zapríčiňuje, že identifikácia separovaných zložiek často 

predstavuje najobťažnejší stupeň plynovochromatografickej analýzy. Pri identifikácii

47 

rozdelených zložiek sa stretávame s problémami ako: nie je známe či sa rozdelili všetky 

zložky analyzovanej zmesi, pretože viaceré zložky môžu mať rovnakú retenciu, chýbajú 

informácie o predpokladanom zložení zmesi, nie sú dostupné publikované retenčné 

údaje alebo tieto nie sú dostatočne reprodukovateľné, separačné systémy nie sú 

dostatočne definované, spôsoby vyjadrovania retenčného správania sa nie sú dostatočne 

reprodukovateľné. Iba v niektorých prípadoch možno pre identifikáciu (spravidla 

skupinovú) využiť špecifickú odozvu plynovochromatografického detektora pre 

analyzovanú zložku. Obmedzenia plynovej chromatografie ako prostriedku identifikácie 

(vrátane nedostatočnej štandardizácie stacionárnych fáz, nosičov materiálu kapilárnych 

kolón, spôsobov prípravy kolón a merania retenčných údajov) sú dôvodom, že na 

identifikáciu separovaných zložiek sa používajú aj nadväzné spektrálne metódy 

(hmotnostná a infračervená spektrometria, plazmová atómová emisia). 

Metódy identifikácie založené na retencii analyzovaných látok vychádzajú 

z využitia 

štandardných referenčných materiálov, publikovaných retenčných údajov a 

vzťahov retencia-štruktúra. V praxi sa používajú vzhľadom na ich jednoduchosť, 

nedostupnosť kombinovaných chromatograficko-spektrálnych identifikačných metód 

alebo určitých obmedzení týchto techník pri identifikácii. Spoľahlivá identifikácia iba 

na základe retenčných charakteristík však môže byť problematická až nemožná, resp. 

časovo náročná. 

1.4.1 

Štandardné referenčné materiály 

Štandardné referenčné materiály 

sa na identifikáciu používajú vtedy, keď je 

známe zloženie analyzovanej zmesi alebo vtedy, keď sa má vylúčiť prítomnosť určitej 

zložky v zmesi. Jednoznačný je iba prípad, keď sa nezistí zhoda v retencii, pretože 

retenčná zhoda potvrdzuje iba možnú prítomnosť zložky. Spoľahlivosť identifikácie 

v prípade zhody retencie rastie s rastom účinnosti resp. rozlišovacej schopnosti 

kapilárnej kolóny a potvrdením tejto zhody v kolónach s rozdielnou selektivitou. 

Použitie metódy je obmedzené nedostatkom štandardných referenčných materiálov. 

Určitým riešením je využitie zmesových referenčných materiálov, získaných ako 

produkty špecifických chemických reakcií (napr. reakcie vsunutia metylénovej skupiny) 

alebo z prírodných zdrojov.

1.4.2 Retenčné údaje 

48 

Význam retenčného údaju ako prostriedku identifikácie rastie s rastom presnosti 

a reprodukovateľnosti nameraných údajov. Presnosť a reprodukovateľnosť retenčných 

údajov ovplyvňujú početné faktory. Sú to: 

− faktory, ktoré ovplyvňujú fázovú rovnováhu (nelineárnosť sorpčnej izotermy, 

neideálnosť plynnej fázy, adsorpcia na rozhraní fáz v chromatografii plyn- 

kvapalina), 

− presnosť nastavenia a stabilita pracovných parametrov (teploty kolóny, prietoku a 

tlaku nosného plynu, množstva a zloženia stacionárnej fázy), 

− úplnosť oddelenia zóny analyzovanej zložky od susedných chromatografických 

zón, 

− oneskorovanie signálu v systéme detekcie a registrácie, 

− mŕtve objemy v kolóne a spojoch, 

− presnosť merania času maxima píku na chromatograme, 

− presnosť stanovenia retenčného času nesorbujúceho sa plynu, 

− správnosť výberu porovnávacích štandardov pri určení relatívnych retenčných 

charakteristík. 

Absolútne retenčné údaje závisia od početných experimentálnych parametrov. 

Vzhľadom na to sa pre identifikáciu využívajú relatívne retenčné údaje, v ktorých 

retencia analyzovanej zložky je vzťahovaná k retencii jedného alebo dvoch 

porovnávacích štandardov, analyzovaných pri rovnakých experimentálnych 

podmienkach. Tým sa vplyv početných faktorov na retenčný údaj eliminuje, preto 

relatívne retenčné údaje sú presnejšie ako absolútne. Najčastejšie používané relatívne 

retenčné charakteristiky sú retenčný pomer a retenčný index I , ktorý bol 

ris i 

doporučený ako štandardizovaná miera retenčných údajov pre kvalitatívne účely. 

Retenčný pomer je daný vzťahom: 

r = t 

is 

' 

Ri 

/t 

' 

Rs 

' 

t R je redukovaný retenčný čas, i - analyzovaná látka, s - porovnávací štandard. Výber 

porovnávacieho štandardu môže podstatne ovplyvniť reprodukovateľnosť retenčných 

pomerov. Porovnávací štandard by mal byť chromatografickými aj chemickými 

vlastnosťami čím podobnejší k analyzovanej látke a úplne od nej separovaný. 

Vzhľadom na nedostatok štandardných referenčných materiálov sa odporúča výber 

obmedzeného počtu štandardov. 

(24)

49 

Systémom retenčných indexov sa rieši problém jednotného výberu 

porovnávacích štandardov. Retencia látky je vzťahovaná k retencii dvoch n-alkánov, 

z ktorých jeden eluuje pred a druhý za analyzovanou látkou, čím sa do určitej miery plní 

požiadavka podobných chromatografických vlastností sorbátu a porovnávacieho 

štandardu, avšak ich chemické vlastnosti sú spravidla odlišné. Podľa definície 

retenčného indexu sú n-alkánom priradené hodnoty retenčných indexov, ktoré sú 100násobkom 

počtu ich uhlíkových atómov v molekule a retenčný index látky i je 

logaritmickou interpoláciou jej retencie medzi susednými n-alkánmi. Retenčný index sa 

vypočíta podľa vzťahu: 

I 

i 

' Ri 

' 

Rz 

' 

Rz 

log t − log t 

= 100 

' 

log tR( 

z+ 

1) 

− log t 

+ 100z 

kde z je počet uhlíkových atómov n-alkánov. Pretože závislosť log t = f C ) pre 

členy homologického radu n-alkánov je lineárna (pre niekoľko počiatočných členov 

radu závislosť nie je lineárna) predstavuje systém retenčných indexov lineárnu stupnicu 

retencie, čo je významné najmä z hľadiska korelácií retencia-štruktúra ako prostriedku 

identifikácie. 

Pre vyjadrenie retencie analyzovanej látky pri lineárnom programovaní teploty 

kolóny sa používa lineárny retenčný index, ktorý sa vypočíta podľa vzťahu: 

I 

pi 

t 

= 100 

t 

R 

Ri 

( z+ 

1) 

− t Rz 

− t 

Rz 

' R 

( z 

(25) 

+ 100z , (26) 

kde R t je retenčný čas. Popri faktoroch, ktoré ovplyvňujú presnosť a 

reprodukovateľnosť izotermického retenčného indexu, hodnotu lineárneho retenčného 

indexu I ovplyvňujú aj rýchlosť programovania teploty kolóny, počiatočná teplota 

pi 

kolóny a vnútorný priemer kolóny. Preto aj hodnoty v porovnaní s hodnotami I sú 

menej presné a menej reprodukovateľné. Reprodukovateľnejšie hodnoty I sa získajú, 

keď v rovnici 22 sa nahradia hodnoty retenčných časov 

I pi 

i 

t R hodnotami retenčných teplôt 

T R (v K). 

Nevýhodou systému retenčných indexov s n-alkánmi ako porovnávacími 

štandardami je malá rozpustnosť n-alkánov v polárnych stacionárnych fázach 

zapríčiňujúca vznik asymetrických píkov, ktorých poloha maxima sa mení s veľkosťou 

nadávkovanej vzorky, a teda mení sa aj hodnota retenčného indexu analyzovanej látky. 

Preto pre vyjadrenie retencie polárnych látok na polárnych stacionárnych fázach sa 

pi

50 

odporúčajú retenčné indexy, ktorých základom je homologický rad látok s polárnou 

funkčnou skupinou, čím podobnejšou k analyzovaným látkam. 

Teplotné koeficienty retenčných indexov charakteristicky odrážajú aj jemné 

štruktúrne rozdiely analytov, a preto sú vhodné na potvrdenie identifikácie. Teplotný 

koeficient retenčného indexu dI / dT je definovaný ako zmena retenčného indexu so 

zmenou teploty kolóny o 1, príp. o 10 °C 

dI 

dT 

I − I 

T − T 

2 1 

= (27) 

2 

1 

V užšom teplotnom rozmedzí sa považuje závislosť retenčného indexu od teploty 

kolóny T ( I = a + bT za lineárnu. 

) 

Hodnoty retenčných indexov a ich teplotných koeficientov pre veľký počet 

analytov sú publikované v špeciálnych monografiách ako aj v časopiseckej literatúre. 

Najvýznamnejšie údaje možno nájsť v Sadtlerovej knižnici retenčných indexov, v ktorej 

sú uvedené izotermické a retenčné indexy pri programovanej teplote, ktoré sa namerali 

pre 2000 zlúčenín na štyroch stacionárnych fázach (zosieťované OV-1 a SE-54 ako 

nepolárne fázy, štandardný a zosieťovaný Carbowax-20M ako polárne stacionárne fázy) 

definovanej hrúbky filmu pri štandardizovaných podmienkach. Pre štandardný 

Carbowax-20M sa uvádza reprodukovateľnosť retenčných indexov 2 i.j. (indexové 

jednotky) a pre nepolárne zosieťované stacionárne fázy v rozpätí 1 i.j.. 

1.4.3 Korelácie retencia-štruktúra 

Pri nedostatku štandardných referenčných materiálov, publikovaných retenčných 

údajov alebo ich nedostatočnej reprodukovateľnosti ako aj v dôsledku určitých 

obmedzení kombinovaných plynovochromatograficko-spektrometrických techník je 

možné využívať korelácie retencia-štruktúra ako prostriedku identifikácie separovaných 

zložiek. Predpokladom takejto identifikácie je, aby analyzované zložky patrili k určitej 

skupine látok s podobnou molekulovou štruktúrou (homológy, izoméry). Pri 

identifikácii členov homologických radov sa využívajú lineárne korelácie medzi 

veličinami retencie a ich molekulovými charakteristikami vzťahovanými k veľkosti 

molekúl. Všeobecná rovnica má tvar 

log R = 

az + b , (28)

51 

kde R je retenčná charakteristika odvodená z redukovaných retenčných časov, a – 

konštanta charakterizujúca interakciu CH2 skupiny, b – konštanta charakterizujúca 

interakciu funkčných skupín, z – počet uhlíkových atómov v molekule analytu. Podľa 

vzťahu 24, dva alebo tri členy homologického radu sú dostatočné pre identifikáciu 

ďalších členov. Pre niekoľko začínajúcich členov radu (z < 6) však závislosť nie je 

lineárna. 

Retenčné správanie širokého rozmedzia členov homologického radu, vrátane 

začínajúcich členov radu, presnejšie popisuje rovnica 

log 

logm d 

R = a + bm + c + 

, (29) 

2 

m 

+ 

( m − 2) 

0,1 

kde a, b, c, d sú koeficienty, m – poradové číslo homológu, ktoré sa číselne rovná počtu 

uhlíkových atómov v n-alkylovom reťazci. Na výpočet koeficientov rovnice 25 sú 

potrebné retenčné charakteristiky minimálne štyroch homológov, vrátane prvého a 

druhého pri ktorých zakrivenie závislosti je najvýraznejšie. V environmentálnej analýze 

sa závislosti retencie v homologických radoch využívajú napr. pri identifikácii 

znečistenia životného prostredia ropnými frakciami (najmä n-alkánmi). 

Pre identifikáciu možno využiť aj metódy výpočtu retencie, ktoré vychádzajú 

z predpokladu, že interakcia analytu so sorbentom je sumou interakcii jednotlivých 

častí molekúl 

k 

log R = ∑ nij 

Pij 

(30) 

i, j 

kde P je retenčný príspevok určitého štruktúrneho prvku (atómu, väzby) k celkovej 

ij 

retencii, n - počet štruktúrnych prvkov v molekule analyzovanej látky. Presnosť 

ij 

výpočtu nie je dostatočná, keď štruktúrne prvky v molekule sa nachádzajú v blízkosti a 

dochádza k ich vzájomnej interakcii, teda v dôsledku uplatňovania sa štruktúrnych 

rozdielov východiskových a vypočítaných štruktúr. 

1.4.4 Identifikácia kombinovanými chromatograficko-spektrometrickými 

metódami 

Identifikácia separovaných zložiek iba na základe retencie spravidla nie je 

dostatočná, pretože viacero látok môže mať rovnaký retenčný údaj. Chromatografická 

identifikácia by sa mala potvrdiť pozitívnou identifikačnou metódou akou je 

hmotnostná a infračervená spektrometria. On-line spojenie vysokej separačnej

52 

schopnosti kapilárnej plynovej chromatografie s identifikačnou schopnosťou 

spektrometrických metód, hmotnostnej spektrometrie a infračervenej spektrometrie 

s Fourierovou transformáciou, príp. s atómovou emisnou spektrometriou predstavuje 

najúčinnejší prostriedok identifikácie a stanovenia analytov. 

Hmotnostné detektory umožňujú získať hmotnostné spektrá počas elúcie píkov 

z kapilárnej kolóny. Poskytujú univerzálnu detekciu pri zázname celkového iónového 

toku (TIC) alebo záznam odozvy pre vybrané ióny (SIM), ktorých prítomnosť v spektre 

je charakteristická pre špecifickú látku alebo triedu zlúčenín. K detekcii je možné tiež 

vybrať len ióny o hmotnostiach, ktoré charakterizujú určité skupiny látok (hmotnostný 

fragmentogram). Z informácií ktoré je možné získať z hmotnostných spektier je 

významná mólová hmotnosť látky, ktorá sa zistí z efektívnej hmotnosti (m/z) píku 

molekulového iónu. V prípade, že sa pri elektrónovej ionizácii molekulový ión 

nezaznamená, volia sa jemnejšie spôsoby ionizácie, predovšetkým chemická ionizácia. 

V hmotnostnom spektre látky je závislosť intenzity píkov fragmentových iónov na ich 

efektívnej hmotnosti pre každý analyt charakteristická a využíva sa pre identifikáciu na 

základe porovnania s knižnicou spektier v pamäti počítača (niekoľko desať tisíc 

spektier). Hmotnostné spektrá sú vhodné predovšetkým pre identifikáciu analytov, ktoré 

sa líšia mólovými hmotnosťami, izoméry často poskytujú prakticky zhodné hmotnostné 

spektrá. Význam použitia vysokorozlišovacej hmotnostnej spektrometrie pri 

identifikácii environmentálnych analytov je dokumentovaný na príklade analýzy 

dioxínov v kap. 3. 

Pri spojení plynovej chromatografie s infračervenou spektrometriou 

s Fourierovou transformáciou možno získať informácie o funkčných skupinách. Získaný 

záznam predstavuje časovú závislosť sumy signálov pri všetkých vlnočtoch, ktorý je 

analógiou chromatogramu TIC pri spojení GC-MS. Zo získaných infračervených 

spektier sa analyty automaticky identifikujú na základe porovnania s knižnicou spektier 

štandardných látok v pamäti počítača (niekoľko tisíc spektier). Z infračervených 

spektier je možno získať informáciu aj o štruktúrnej izomérii látok, neumožňujú však 

rozlíšenie homológov. Takže MS a IR detekcia poskytujú vzájomne sa doplňujúce 

identifikačné štruktúrne informácie. Nevýhodou využitia GC-FTIR v environmentálnej 

analýze je pomerne nízka citlivosť.

1.5 Kvantitatívna analýza 

53 

Plynovou chromatografiou separované zložky sa kvantifikujú na základe plôch 

príp. výšok píkov zaznamenaných na chromatograme. Spravidla sa používa plocha 

chromatografickej zóny, pretože je menej závislá od kolísania experimentálnych 

parametrov v priebehu analýzy. Keďže závislosť výšky alebo plochy píkov od 

koncentrácie alebo hmotnosti zložiek je v zásade pre každú zložku iná je potrebná 

kalibrácia na zistenie vzťahu medzi odozvou detektora a koncentráciou alebo 

hmotnosťou analyzovanej zložky. Výsledok kvantitatívnej analýzy závisí od všetkých 

stupňov analytického postupu, od odberu vzorky až po spracovanie výsledkov. Postup 

kvantitatívnej analýzy zahrňuje: 

− tvorbu signálu detektora, vrátane separácie a detekcie píkov, 

− premenu analógového signálu detektora do digitálnej formy (súvisiaca s meraním 

plôch píkov), 

− premenu digitálnych údajov na analytické údaje, 

− interpretáciu údajov vrátane štatistického spracovania výsledkov. 

1.5.1 Tvorba signálu detektora 

Signál detektora pre analyzovanú zložku je závislý od celého postupu analýzy, 

ktorý zahrňuje prípravu vzoriek, dávkovanie vzoriek, separáciu zložiek vzorky, detekciu 

a zosilnenie signálu. 

Odber vzoriek, ich skladovanie a úprava pred analýzou je často hlavným 

zdrojom chýb v environmentálnej analýze vzhľadom na jej stopový charakter. 

Požiadavky na odber vzoriek sú spravidla súčasťou analytického postupu a sú uvedené 

v príslušných normách alebo smerniciach. Pri odbere vzoriek sa zohľadňuje aj čas 

v ktorom sa vzorka odoberá. Odber vzoriek v environmentálnej analýze môže byť 

zdrojom hrubých chýb najmä pri analýze nehomogénnych tuhých materiálov ako je 

pôda, sediment, tuhé odpady, ako aj pri analýze biologických materiálov. Skladovaním 

vzorky sa môže meniť jej zloženie, najmä odparením prchavejších zložiek, degradáciou, 

oxidáciou a hydrolýzou. Pretože v environmentálnej analýze sa uvažujú zložité matrice, 

v ktorých sú kontaminanty prítomné v stopových obsahoch je spravidla nutné vzorku 

pred analýzou upraviť t.j. extrahovať z matrice a nakoncentrovať na obsah kompatibilný 

s analytickým prístrojom. V prípade analýzy veľmi polárnych, málo prchavých alebo

54 

tepelne nestabilných vzoriek tieto treba upraviť na deriváty analyzovateľné plynovou 

chromatografiou. 

Dávkovanie analyzovaných vzoriek do plynového chromatografu môže 

ovplyvniť výsledok stanovenia v súvislosti s uplatňovaním sa adsorpcie a rozkladu 

vzoriek v dávkovači, v dôsledku diskriminácie vzorky (pri dávkovaní technikou delenia 

vzorky u zmesí širokého rozpätia teplôt varu) môže byť zloženie vzorky vchádzajúcej 

do kolóny iné ako je východiskové zloženie vzorky, v stratách vzorky netesnosťou pri 

dávkovaní cez septum a ako aj v dôsledku rozširovania zón nevhodnou konštrukciou 

dávkovača a nesprávnym dávkovaním. 

Pri separácii zložiek výsledok stanovenia môže ovplyvniť: 

− adsorpcia zložiek na povrchu nosiča stacionárnej kvapaliny, 

− reakcie zložiek vzorky so stacionárnou fázou, 

− tepelný rozklad zložiek, 

− tvorba nesymetrických zón, 

− nedostatočné rozdelenie zložiek. 

Detekcia a zosilenie signálu súvisí najmä s vlastnosťami detektorov ako sú 

citlivosť, lineárny dynamický rozsah, medza detekcie a medza stanovenia. 

1.5.2 Premena signálu detektora na číselný údaj 

Pri zázname signálu detektora zapisovačom, získa sa chromatogram z ktorého 

treba pre kvantitatívnu analýzu zistiť plochu alebo výšku píkov. Plocha pod píkom na 

chromatograme sa spravidla zisťuje ako plocha trojuholníka preloženého 

chromatografickým píkom. V moderných prístrojoch sa analógový signál detektora 

mení do číselnej formy v digitálnych integrátoroch, ktoré pracujú v reálnom čase, alebo 

v počítačoch, ktoré spracovávajú údaje po skončení analýzy. Premena analógového 

signálu na číselný je súčasťou integračných softvérov. 

1.5.3 Premena číselných údajov na analytické údaje 

Plošná úmernosť jednotlivých píkov nie je zhodná s úmernosťou v akej sú tieto 

zložky zastúpené v analyzovanej zmesi, pretože zodpovedajúca konštanta úmernosti je 

pre každú chromatografovanú látku vo všeobecnosti rôzna. Pre určenie kvantitatívneho 

zloženia je potrebné určiť konštantu úmernosti – odozvový faktor medzi koncentráciou 

dávkovanej látky a veľkosťou píku. To sa dosiahne kalibračnými metódami použitím

55 

referenčných materiálov. Premena číselných údajov získaných integráciou plôch píkov 

na analytické údaje sa uskutočňuje metódami: vnútornej normalizácie, vonkajšej 

normalizácie, vonkajšieho štandardu a vnútorného štandardu. 

1.5.3.1 Metóda vnútornej normalizácie 

Metódou vnútornej normalizácie sa zisťuje pomerné zastúpenie zložiek vo 

vzorke. Pritom sa predpokladá, že odozva detektora pre všetky zložky analyzovanej 

vzorky je rovnaká, všetky zložky analyzovanej vzorky eluovali z kolóny a detektor ich 

zaznamenal, pri dávkovaní vzorky alebo iných operáciách súvisiacich s jej úpravou 

nedochádza k diskriminácii zložiek. Relatívne zastúpenie zložiek vo vzorke sa zistí zo 

vzťahu 

% Ai = 

Ai 

n 

A 

100 , (31) 

∑ 

i= 

1 

i 

kde A sú číselné hodnoty plôch píkov a n je počet zložiek vo vzorke. Takouto 

i 

normalizáciou nekorigovaných plôch sa získajú údaje bez jednoznačne definovaného 

významu, nezodpovedajú ani hmotnostným ani molovým zlomkom. Veľkosť odchýlky 

od hmotnostných či molových zlomkov závisí od detektoru a povahy analyzovaných 

látok. Zlomky nekorigovaných plôch sa obvykle blížia viac hmotnostným pomerom 

napr. pri environmentálnej analýze uhľovodíkov s plameňovým ionizačným detektorom 

sa považujú ich odozvové faktory za rovnaké. Pretože vo všeobecnosti sú odozvové 

faktory rozdielne, relatívne zastúpenie zložiek v hmotnostných percentách sa zistí zo 

vzťahu 

% mi 

= 

Ai 

RFi 

n 

A RF 

100 , (32) 

∑ 

i= 

1 

i 

i 

kde RF sú odozvové faktory detektora pre jednotlivé zložky vzorky. Odozvový faktor 

i 

je prevrátenou hodnotou odozvy detektora R , ktorý sa získa na základe referenčných 

materiálov zo vzťahu 

1 m 

RF = 

i 

i 

i = (33) 

Ri 

Ai

56 

kde je hmotnosť analyzovanej zložky a A jej plocha. 

mi i 

Odozva detektora sa môže udať aj pre mól zložky ako mólová odozva MR a jej 

prevrátenou hodnotou je mólový odozvový faktor MRF . 

1.5.3.2 Metóda vonkajšieho štandardu 

Odozvové faktory alebo odozvu detektora pre analyzovanú zložku možno 

namerať metódou vonkajšieho štandardu pomocou kalibračnej krivky alebo prídavkom 

štandardu. Kalibrácia vonkajším štandardom vyžaduje reprodukovateľné a správne 

dávkovanie vzoriek, pri bežnom ručnom dávkovaní injekčnými striekačkami však 

reprodukovateľnosť dávkovaného objemu nie je lepšia ako 3-5 % rel. Automatickým 

dávkovaním vzoriek sa dosahuje reprodukovateľnosť dávkovania objemov lepšia ako 1 

% rel.. 

Pri metóde kalibračnej krivky, ktorá predstavuje závislosť plochy píku od 

množstva alebo koncentrácie stanovovanej zložky sa dávkujú rovnako veľké množstvá 

kalibračných roztokov s rôznou koncentráciou. Nameraná závislosť sa spracuje 

lineárnou, menej vhodne nelineárnou regresiou. 

Odozvové faktory zložiek často ovplyvňuje matrica vzorky. V environmentálnej 

analýze možno len ťažko zabezpečiť, aby kalibračný roztok obsahoval rovnakú matricu 

ako predstavuje neznáma vzorka. Vplyv matrice na stanovenie zložiek možno výrazne 

znížiť metódou prídavku štandardu pre analyzovanú zložku. Pri tejto metóde sa najprv 

analyzuje vzorka a potom vzorka so známym prídavkom stanovovanej zložky. 

Koncentrácia stanovovanej zložky sa zistí zo vzťahu 

c 

i 

c .Ai 

= , (34) 

A − A 

p 

' 

i 

i 

kde je koncentrácia prídavku štandardu, A - plocha píku vo vzorke a A 

- plocha 

c p 

i 

píku tejto zložky vo vzorke s prídavkom štandardu. Stanovenie je zaťažené najmenšou 

chybou vtedy, ak je koncentrácia prídavku štandardu približne rovná koncentrácii 

stanovovanej zložky vo vzorke. Pri výpočte koncentrácie zložky podľa rovnice 30 sa 

predpokladá, že objem vzorky sa po prídavku štandardu nezmenil, ak sa objem zmenil 

treba túto zmenu vo výpočte zohľadniť. Environmentálna matrica môže významne 

ovplyvniť napr. výťažnosť extrakčných postupov, v takých prípadoch je vhodné 

štandard pridať do pôvodnej vzorky. 

i 

' 

i 

i

1.5.3.3 Metóda vnútorného štandardu 

57 

Metóda spočíva v zistení relatívneho odozvového faktora analyzovaných zložiek 

vzhľadom na látku, ktorá sa v analyzovanej zmesi nenachádza. Analyzovaním čistých 

zložiek s prídavkom vnútorného štandardu sa zistia relatívne hodnoty odozvových 

faktorov. Množstvo zložky vo vzorke sa zistí dosadením údajov získaných 

analyzovaním vzorky s prídavkom vnútorného štandardu do vzťahu 

RRF .A 

i i 

m i = ms 

, (35) 

As 

kde RRF je relatívna hodnota odozvového faktora k zvolenému štandardu, ktorá sa 

i 

vypočíta zo vzťahu 

RF m 

RRF = 

A 

i i s 

i = . , (36) 

RFs 

Ai 

ms 

kde je hmotnosť zvoleného štandardu a A jeho plocha. Vnútorný štandard by mal 

ms s 

byť chemicky podobný stanovovaným zložkám a mal by eluovať približne v strede 

chromatogramu. Metóda vnútorného štandardu je najpresnejšou metódou kvantitatívnej 

analýzy v plynovej chromatografii, pretože nezávisí od presnosti dávkovania vzorky, 

chyba stanovenia je menšia ako 1 % rel. Vážnym problémom v kvantitatívnej analýze je 

nedostatok štandardných referenčných materiálov a aj počet publikovaných odozvových 

faktorov je veľmi obmedzený. 

Medzi metódy vnútorného štandardu možno zaradiť aj použitie značených 

izotopov analyzovaných látok. Tieto sa správajú pri čistení vzorky aj pri analýze 

podobne ako analyzované látky. Pre environmentálne dôležité kontaminanty napr. 

TCDD sú s 2 D alebo 13 C viackrát značené referenčné materiály dostupné ako roztoky 

definovanej koncentrácie. Pred spracovaním vzorky sa definovaný objem takéhoto 

roztoku pridá ku vzorke. Pri GC-stanovení bude izotopom značený štandard eluovať 

v tom istom píku ako analyt vzorky. Stanovenie oboch zložiek sa dosiahne metódou 

GC/MS-SIM. Pretože bežný a izotopom značený analyt sa odlišujú v mólových 

hmotnostiach, môžu sa selektívne detekovať pri rozdielnych hmotnostiach. 

Uprednostňuje sa použitie chemickej ionizácie pri ktorej je fragmentácia potlačená a 

tým aj vzájomne rušiace ovplyvňovanie je obmedzené. 

Výkonnosť určitého analytického postupu sa hodnotí medzou stanoviteľnosti. 

V environmentálnej analýze je významnou iba spodná medza stanoviteľnosti, čo je 

najmenšie množstvo látky, ktoré je možné spoľahlivo stanoviť určitou metódou

58 

kvantitatívnej stopovej analýzy. Medza stanoviteľnosti sa zisťuje štatistickým 

vyhodnotením na základe merania kalibračných zmesí. Správnejšie hovoríme o spodnej 

hranici praktického pracovného rozmedzia. Za takúto hranicu sa považuje spodná 

koncentrácia, pri ktorej je analytický postup validovaný na základe výťažnosti. Je 

zrejmé, že spodná koncentrácia musí ležať ešte v oblasti lineárnej odozvy detektora. Pri 

stopovej analýze je často dosiahnuteľná spodná hranica praktickej pracovnej oblasti 

určovaná nie citlivosťou detektora, ale výkonnosťou čistiaceho procesu. Nižšia citlivosť 

detektora sa môže kompenzovať väčším nakoncentrovaním vzorky. V oblasti veľmi 

malých koncentrácií sa v mnohých matriciach pozoruje tak veľký počet zložiek, že 

úplné oddelenie všetkých rušiacich zložiek aj pri zdĺhavom čistení často nie je možné. 

Okrem toho pri čistení vzoriek s veľmi nízkymi koncentráciami analytov často 

dochádza k vysokým stratám analytov, takže postup neposkytuje spoľahlivé výsledky. 

Dosiahnuteľná spodná medza stanoviteľnosti je závislá od selektivity použitej detekcie 

a charakteru analyzovanej matrice. Napr. typické medze stanoviteľnosti pre pesticídy sú 

v oblasti 0,1 až 0,01 ppm pri rastlinnom a zvieracom materiály, 10 až 1 ppb pre pôdu a 

1 až 0,05 ppb pre vodu. 

2. ODBER A SPRACOVANIE ENVIRONMENTÁLNYCH 

VZORIEK NA PLYNOVOCHROMATOGRAFICKÚ ANALÝZU 

2.1 Odber vzoriek 

Spoľahlivosť analytických údajov v podstatnej miere závisí od odborného 

odberu vzorky. To platí najmä pre odber vzoriek z nehomogénnych systémov ako sú 

územia tzv. starých záťaží. Na obr. 19 sú schematicky znázornené možné zdroje 

neistoty v jednotlivých stupňoch analýzy. Je zrejmé, že neistotu výsledku analýzy 

zapríčinenú odberom, skladovaním a spracovaním vzorky aj pri použití vhodných 

inštrumentálnych prostriedkov analýzy a spracovania údajov už nie je možné znížiť.

Spracovanie 

vzorky 

Inštrumentálna 

analýza 

59 

Neistota analýzy 

Odber vzorky 

skladovanie 

Obr. 19. Zdroje neistôt v environmentálnej analýze 

Odber vzorky možno charakterizovať ako súbor týchto stupňov: 

- definícia úlohy, 

- určenie stratégie odberu (miesto, čas, trvanie a spôsob odberu), 

- voľba a príprava odberových zariadení, 

- odber vzorky, 

- rozdelenie vzoriek, 

- spracovanie vzoriek na mieste (filtrácia, sedimentácia atď.), 

- konzervovanie vzoriek, 

- preprava a skladovanie vzoriek, 

- odovzdanie vzoriek na analýzu (označenie, preberací protokol vzorky atď.). 

Technika odberu vzorky závisí od druhu matrice a analyzovanej látky. Plynné 

vzorky sa odoberajú do evakuovaných nádob alebo čerpadlom sa odoberie definované 

množstvo plynu (vzduchu) cez adsorpčnú rúrku. Kvapalné vzorky sa odoberajú 

injekčnými alebo čerpadlovými zariadeniami do vhodnej nádobky. Tuhé vzorky sa 

odoberajú navŕtaním alebo zberaním. Vzorky organických materiálov (rastliny, zvieratá, 

tkanivá) sa získajú zberom s nasledujúcou vhodnou preparáciou. 

Pri odbere vzorky je potrebné, aby odobratý podiel vzorky bol čím 

reprezentatívnejší vzhľadom na celý skúmaný objekt. Dosiahne sa to štatistickým 

výberom jednotlivých vzoriek (napr. štatistický výber vrtných miest na území, 

štatistický odber jednotlivých ovocí z dodávky pre analýzu reziduí a pod.) alebo 

viacnásobným vzorkovaním na rovnakom mieste v pravidelných časových intervaloch

60 

(pri vzorkách vzduchu alebo vody). Tiež treba dbať na to, aby jednotlivé vzorky mali 

určitú minimálnu veľkosť, aby sa vyhlo extrémnemu nakoncentrovaniu. Pri pôdach by 

vzorky mali byť približne 1 kg a pri vode 1 L. Pri potravinách je jednotlivá vzorka napr. 

hlávka šalátu, väčšie ovocie alebo strapec hrozna. 

Pri odbere vzorky, ako aj jej skladovaní a preprave je potrebné zabezpečiť, aby 

nedošlo k strate analyzovaných látok odparením, adsorpciou na stenách vzorkovacej 

nádoby alebo chemickým rozkladom. Ako najvhodnejšie nádoby pre vzorky vody a pôd 

sú tmavé sklenné fľaše predtým starostlivo vyčistené a vypláchnuté vysoko čistým 

rozpúšťadlom. Vzorky majú byť prepravované a uskladnené v chlade. Pri dlhšom 

skladovaní sa odporúča hlboké chladenie vzoriek a ich stabilita sa má kontrolovať 

analýzou uskladnených častí vzoriek alebo analýzou kontrolných vzoriek. 

Pre odber plynných, kvapalných a tuhých environmentálnych vzoriek sa používa 

značný počet techník, ktoré pre charakteristické vzorky sú normované. 

2.1.1 Odber plynných vzoriek 

Pretože plynné vzorky obsahujú nielen plynné podiely, ale aj látky v kvapalnom 

(aerosóly) a tuhom stave (prachové častice) na reprezentatívny odber plynných vzoriek 

sa vyvinuli rôzne techniky (obr. 20). 

filter 

Vzorka vzduchu 

plynová myška 

derivatizácia absorpcia vymrazenie adsorpcia kryoadsorpcia chemisorpcia 

gravimetria 

volumetria 

fotometria 

Obr. 20. Odber vzorky z plynných matríc 

ohrev ohrev 

ohrev elúcia 

GC (HPLC)

61 

Odber plynovou myškou. Plynová myška je sklenený valec so zúženými 

koncami na ktorých sú uzatváracie ventily (obr. 20). Myška je často opatrená otvorom 

pre vymeniteľné gumové septum na odber vzorky z myšky injekčnou striekačkou. Pred 

odberom vzorky sa myška vzorkou vypláchne a potom obojstranne uzatvorí. V myške 

uzatvorená vzorka sa cez septum injekčnou striekačkou alebo spojením myšky so 

vzorkovacím zariadením na plyny plynového chromatografu nadávkuje. Technika sa 

používa najmä vtedy, keď sa majú stanoviť vyššie koncentrácie plynných zložiek. 

Odber vzoriek zachytením aerosólov a prachových častíc na filtroch. Pri 

tomto postupe sa cez polytetrafluoretylénový alebo sklennovláknový filter pretlačí alebo 

nasaje definovaný objem vzorky plynu (obr. 21). Na filtri zachytené prachové častice a 

aerosóly sa ďalej spracujú rôznymi postupmi spracovania vzoriek. 

Odber vzoriek absorpciou analyzovaných látok v kvapalinách. Pre 

selektívnu a kvantitatívnu absorpciu početných anorganických a organických látok 

z plynných vzoriek sú najvhodnejšie absorpčné systémy na báze vody alebo roztokov 

chemikálií vo vode. Zabezpečenie vhodného styku plynnej vzorky s absorpčným 

roztokom sa dosahuje vytvorením malých vzduchových bublín pomocou sklenej frity 

alebo kapilárnym zúžením na vstupe vzorky do absorpčného roztoku. Postup sa využíva 

najmä na kontrolu pracovného ovzdušia. 

rozklad 

kyselinou 

Vzorka vzduchu 

filter 

častice, aerosol 

rozklad vzorky na elúcia filtra vodou, 

elúcia vodou, org. extrakcia 

filtri kyselinou 

rozpúšťadlami 

kyselinouSoxhletom 

, org. 

rozpúšťadlom, atď. 

ťažké kovy 

v prachových 

časticiach 

ľahkorozpustné 

anorg. a org. 

látky 

Obr. 21. Odber vzoriek na analýzu aerosólov a prachových častíc 

Soxhletova 

extrakcia org. 

rozpúšťadlom 

PAU, PCB, atď.

62 

Odber vzorky adsorpciou analyzovaných látok na adsorbente. Plynné alebo 

ľahko odpariteľné organické látky možno s vysokou výťažnosťou a nakoncentrovaním 

analyzovať po ich zachytení na adsorbente. Plynná vzorka sa pretlačí cez adsorbent, 

ktorý je v sklennej alebo oceľovej rúrke. Iný variant odberu vzorky je difúzia vzorky na 

adsorbent cez membránu. Nakoncentrované stopové zložky sa kvantitatívne izolujú 

termickou alebo chemickou desorpciou a potom kvantitatívne stanovujú rôznymi 

analytickými postupmi. 

2.1.2 Odber kvapalných vzoriek 

Odber kvapalných vzoriek z rôznych matríc sa dosahuje rôznymi prostriedkami, 

pretože zahrňuje rôzne druhy objektov ako: 

- vodiace systémy (pitná a úžitková voda), 

- studne a hĺbkové vrty (pitná a minerálna voda), 

- vrtné otvory (priesaková voda), 

- kanále (odpadová voda, povrchová voda), 

- moria, jazerá a toky, 

- kúpele, 

- zrážková voda (dážď, sneh). 

Postupy odberov takýchto vzoriek sú normované. 

2.1.3 Odber tuhých vzoriek 

Pri odbere tuhých matríc ako sú pôdy, sedimenty, usadeniny (kaly z čistiarní 

atď.), odpady a odpadky, staré záťaže terénu často vystupuje problém odberu 

reprezentatívnej časti matrice pre analytické stanovenie. Z veľkého množstva 

hodnoteného materiálu v tonách alebo v metroch kubických je potrebné správne 

odobrať gramové množstvo vzorky s reprezentatívnym zložením. V praxi používaný 

postup od východiskového analyzovaného materiálu až k analýze vzorky je znázornený 

na obr. 22. Zmenšenie častíc vzorky v guľovom mlyne a vysitovanie definovanej 

veľkosti zrna sú ďalšími stupňami na získanie vhodného množstva vzorky. Pri 

kritických analýzach je potrebná kontrolná vzorka, napr. pri obr. 22 legislatívnych 

rozhodnutiach.

Obr. 22. Odber tuhých vzoriek 

63 

Tuhý analyzovaný materiál 

(pôda, kaly, odpady atď) 

východisková, zmiešaná, 

výsledná vzorka 

sušenie 

zmenšenie častíc mletím a 

sitovaním 

odložená 

časť 

vzorka na 

analýzu 

vzorka na 

analýzu 

n 

jednotlivých 

vzoriek 

Odber pôdnych vzoriek. Pre odber vzoriek pôd sa volí obdobie po zbere úrody. 

Z obhospodarovanej pôdy sa odoberá minimálne jedna priemerná vzorka na 1 ha. Pre 

jednu priemernú vzorku je potrebných prinajmenšom 20 odberov, ktoré sú rovnomerne 

rozmiestnené po poli. Priemerná vzorka sa vysuší na vzduchu, keď je treba sa rozdrobí, 

presituje (

64 

sa potom odoberie podiel, ktorý je dostatočný na vykonanie 4 paralelných stanovení. 

Podiel vzorky sa naplní do dobre uzavretej nádoby a dopraví na miesto analýzy. 

Odber odpadov a odpadkov. Reprezentatívny odber z odpadov a odpadkov je 

veľmi obťažný, pretože sa jedná o veľmi nehomogénnu zmes rôznych podielov. 

Odber starých záťaží terénu. Pre zhodnotenie starých záťaží je potrebné 

značne rozsiahle vzorkovanie. Aby sa lokalizovali zdroje škodlivín je potrebné cez 

sanované územie preložiť meraciu sieť a na jej základe odoberať vzorky, tak ako 

ukazuje obr. 23. Pre zhodnotenie starej záťaže je potrebné odobrať vzorky pôdneho 

vzduchu, jadra pôdy, podzemnej vody a vody v póroch. Techniky odberu takýchto 

vzoriek ako aj techniky odberu sedimentov sú popísané v príslušných normách. 

os merania 

zdroj škodliviny 

ulica 

Obr. 23. Meracia sieť na sanovanom území. 

2.2 Konzervovanie a skladovanie environmentálnych vzoriek 

vrt 

budova 

Vzhľadom na stanovované parametre v závislosti od druhu vzorky je okamžité 

konzervovanie vzorky pri jej odbere nevyhnutné. To platí najmä pre zložky, ktoré sa už 

krátko po skladovaní pri izbovej teplote alebo v chladničke menia. Príčinou zmien 

parametrov vo vzorke môže byť: 

- vstup rušiacich látok do vzorky, 

- únik látok zo vzorky, 

- zmeny spôsobené chemickými a biochemickými reakciami vo vzorke.

65 

Vstup rušiacich látok do vzorky môže súvisieť s nedostatočnou čistotou nádob a 

prístrojov, opotrebovaním prístrojov na odber vzoriek, príjmom nečistôt z ovzdušia pri 

nevhodnej preprave a skladovaní vzoriek, pridaním znečistených konzervačných prísad. 

Únik prchavých látok zo vzorky môže súvisieť s unikaním pri odbere vzorky alebo pri 

manipulácii s ňou a to difúziou cez alebo do materiálu nádoby alebo cez jej uzávery a 

cez nie celkom plné prepravné nádoby. Chemické alebo biochemické zmeny sú 

spôsobené oxidačnými a redukčnými prostriedkami a biochemické zmeny 

odbúrateľnými reakciami v dôsledku bakteriálnej aktivity. 

Príčiny týchto zmien vzorky je potrebné zamedziť. Vstup rušiacich látok možno 

zamedziť tak, že nádoby a zariadenia na odber vzorky sa odborne a starostlivo vyčistia, 

je potrebné zamedziť výmene laboratórnych nádob a ich uzáverov z rôznych 

analytických projektov. To znamená napr., že pre povrchové vody a priemyselné 

odpadové vody ako aj pre jednotlivé matrice a parametre, príp. konzervačné postupy a 

koncentračné úrovne sa prístroje a nádoby musia prechovávať oddelene a organizácia 

odberu vzoriek musí byť dostatočne materiálne vybavená úmerne špecifickým 

požadovaným parametrom (nádoby, umývačky, triedenie a skladovanie zásob). Únik 

prchavých látok zo vzorky je najčastejšie spojený s turbulenciou a prítomnosťou 

vzduchových bubliniek vo vzorkovacej nádobe, ako aj výberom materiálu ako je sklo 

alebo kov pri analýze organických látok. Chemické a biochemické zmeny vzorky sa 

zamedzujú cielenými konzervačnými postupmi. Konzerváciu vzorky možno uskutočniť 

fyzikálnymi, chemickými alebo biochemickými metódami. K fyzikálnym metódam 

patrí ochladenie vzorky na 2 až 5 °C alebo hlboké ochladenie na –18 °C. Chemická 

konzervácia sa dosiahne prídavkom kyseliny na pH < 2, prídavkom zásady na pH > 12 

alebo prídavkom špecifických činidiel ako tiosulfátov pri konzervácii halogenovaných 

uhľovodíkov vo vodách s obsahom chlóru. Biochemické reakcie sú spojené 

s prídavkom HgCl2 a CHCl3. 

Podobne pre plynné alebo tuhé vzorky podľa druhu stanovovaných látok vystupujú pri 

ich skladovaní problémy zmien parametrov vzorky. V zásade je potrebné vzorku čím 

skôr analyzovať, pretože pre niektoré zložky sa nedosiahne dostatočná stabilizácia. Aby 

sa pi stopovej analýze vyhlo kontaminácii alebo strate analytu je potrebné aby: 

− analýza sa vykonávala v laboratóriu neznečisteného analytom; problémom je, že 

mnohé zo stopových kontaminantov sú rozpúšťadlá nachádzajúce sa v laboratóriu,

66 

− každé rozpúšťadlo musí byť bezpečne uzatvorené, aby sa minimalizovalo 

vystavenie atmosfére, treba zamedziť styk vzorky s kontaminovanými pipetami 

alebo striekačkami, 

− vzorky a štandardy musia byť uskladnené vzdialene od analytických roztokov a 

rozpúšťadiel, 

− pretože stopy pesticídov sa často prítomné v laboratórnych rozpúšťadlách pre ich 

analýzu sa musia použiť rozpúšťadlá, ktoré neobsahujú pesticídy, 

použitý sklený materiál musí byť čistý alebo nový. 

2.3 Príprava a čistenie vzoriek 

Na premenu environmentálnej vzorky na vzorku merateľnú plynovou 

chromatografiou sú potrebné rôzne postupy spracovania vzorky, ktoré majú zabezpečiť 

tieto ciele: 

- prípravu reprezentatívnej laboratórnej vzorky z jedného alebo viacerých odberov 

vzoriek, 

- oddelenie zbytkovej matricovej hmoty za účelom prípravy vzorky merateľnej 

plynovou chromatografiou, 

- oddelenie častí matrice, ktoré rušia kvantitatívne plynovochromatografické 

stanovenie, 

- nakoncentrovanie analyzovanej látky na oblasť citlivosti plynovochromatografickej 

metódy. 

Podľa charakteru vzorky sa používajú rôzne postupy spracovania a čistenia vzorky. 

Plynné vzorky, príp. adsorpčné rúrky s nakoncentrovanými analytmi zo vzorky 

ovzdušia je spravidla možné bez ďalších špeciálnych čistiacich postupov stanoviť 

plynovou chromatografiou. Dávkujú sa priamo plynné vzorky príp. s použitím 

zariadenia pre tepelnú desorpciu vzorky z adsorpčnej kolónky. Ľahko prchavé zložky 

vzorky možno z kvapalných alebo tuhých matríc zohriatím uvoľniť a potom zachytiť na 

adsorpčnej rúrke. Alternatívny postup len s malým nárokom na prípravu vzorky je 

analýza ľahko prchavých zložiek kvapalných a tuhých zložiek metódou “purge and 

trap” alebo “headspace GC” 

V kvapalných vzorkách (najmä vo vzorkách vôd) sú analyzované zložky vzorky 

v rozpustenej forme a sú na základe fázovej distribúcie alebo adsorpčným postupom

67 

(kolóna s lipofilným materiálom ako sú polymérne živice alebo reverzné fázy) oddelené 

od matrice potom nakoncentrované a podľa potreby aj vyčistené. 

Tuhé vzorky z terénu sa v laboratóriu homogenizujú postupmi ako premiešaním, 

trením, mletím, drtením a sitovaním. Potom sa časť vzorky odoberie k vlastnej analýze. 

Rastlinné materiály sa v silno podchladenom stave rozdrtia aby sa vyhlo stratám 

z odšťavenia. Pri homogenizácii tuhých vzoriek sa má pracovať s dostatočne veľkými 

vzorkami, vhodné veľkosti vzoriek na extrakciu sú medzi 20 až 200 g. 

Z tuhých matríc sa zložky vzorky v prvom stupni extrahujú a tým sa získajú 

v roztoku a potom sa čistia. Pre výber vhodných čistiacich postupov je potrebná znalosť 

fyzikálnochemických vlastností zložiek vzorky ako: 

- teplota varu alebo tlak pár, aby sa mohli zhodnotiť straty analytov prchaním pri 

odparovaní a nakoncentrovaní, ako aj pre voľbu vhodných 

plynovochromatografických podmienok, 

- rozdeľovací koeficient oktanol/voda (log P OW ) pre zhodnotenie distribúcie do fáz a 

možné nakoncentrovanie adsorpciou, 

- rozpustnosť vo vode, aby sa zhodnotilo rozdeľovacie správanie a možné straty 

vykryštalizovaním alebo adsorpciou z vodných vzoriek, 

- hodnoty pK (kyslé alebo zásadité správanie), aby sa zhodnotilo rozdeľovacie 

správanie v závislosti od pH hodnoty vzorky a možná separácia metódou výmeny 

iónov, 

- hydrolyzačná stabilita v závislosti od pH hodnoty pre zvolenie vhodných 

podmienok, aby nedošlo pri spracovaní vzorky k zmene jej zloženia. 

Počas jednotlivých čistiacich stupňov sa vzorka rozpúšťa v rôznych 

rozpúšťadlách. Pri nakoncentrovaní analytov sa odstráni rozpúšťadlo destiláciou pri 

normálnom tlaku alebo vákuovou rotačnou odparkou alebo stripovaním inertným 

plynom (dusíkom alebo argónom). Aby sa pritom zabránilo stratám prchaním alebo 

rozkladom vzorka sa nemá silno ohrievať alebo dlho zahusťovať. Na konci čistenia sa 

získa roztok látok vzorky vo vhodnom rozpúšťadle, ktoré má byť chemicky inertné a 

kompatibilné s plynovochromatografickým systémom, najmä s použitým detektorom. 

Objemy pripravených vzoriek sú v rozmedzí 0,1 až niekoľko mL. 

Pre väčšinu stanovení kapilárnou plynovou chromatografiou sa dávkuje na 

kolónu 0,1 až 1 ng látky, čo zodpovedá minimálnej koncentrácii zložky vzorky 

v roztoku približne 0,1 až 1 ppm (= mgL -1 = μgmL -1 = ngμL -1 ). Pri analýzach GC/MSD-

68 

SCAN a GC/IRD sú požadované koncentrácie 1 – 10 ppm. Tomu zodpovedajú aj 

primerané veľkosti vzorky, aby sa po jej vyčistení a nakoncentrovaní získali na meranie 

potrebné koncentrácie. Keď sa má napr. analyzovať environmentálna vzorka 

v koncentračnej oblasti 0,1 ppb je potrebný nakoncentrovací faktor 1000, a aby sa získal 

objem 1 mL s koncentráciou 0,1 ppm je nutné na extrakciu odobrať vzorku 1 kg alebo 1 

L. Keď sa má merať s nižšou citlivosťou spracováva sa zodpovedajúco menšie 

množstvo vzorky. Pre analýzu v oblasti do 0,01 ppm (typickej pre analýzu prostriedkov 

ochrany rastlín) stačia vzorky 10 – 100 g. 

2.4 Extrakcia 

V tuhých vzorkách analyzované látky môžu byť uzatvorené vo vnútri 

materiálov, preto sa pred extrakciou drtia, aby sa získali menšie častice vzorky, ktoré sú 

prístupnejšie pre extrakčné rozpúšťadlá. Tuhé zbytky matrice sa odstraňujú filtráciou 

alebo centrifugáciou. Aby sa dosiahla čím úplnejšia extrakcia, vzorka sa môže 

viacnásobne extrahovať, extrahovať s ohriatym rozpúšťadlom so spätným tokom, alebo 

extrahovať za horúca v Soxhletovom extraktore. 

Extrakčný prostriedok sa volí podľa chemickej povahy matrice a zložiek vzorky. 

Na extrakciu nepolárnych látok možno použiť nepolárne rozpúšťadlo ako hexán alebo 

toluén, pre polárne látky sú vhodné polárne s vodou miešateľné rozpúšťadlá ako acetón, 

acetonitril alebo metanol. Použitie vodou miešateľných rozpúšťadiel sa odporúča aj pre 

vodu obsahujúce tuhé matrice napr. vzorky rastlín. 

Polárne zložky vzoriek zo suchých matríc napr. z pôdy alebo slamy sa dajú 

extrahovať len polárnym rozpúšťadlom za súčasného pridania vody. Voda umožňuje 

napučanie matrice a desorpciu polárnych látok. Aby sa dosiahla úplná extrakcia často je 

potrebné pridanie kyselín, alebo zásad alebo extrahovať za tepla. 

Špeciálnou technikou je extrakcia superkritickou tekutinou, najmä s CO2. 

Prednosťou tejto metódy je selektívny extrakčný postup a ľahké odelenie extrakčného 

prostriedku. Metóda dáva dobré výťažky len pre nepolárne zložky vzorky a hodí sa len 

pre suché až polotuhé matrice. 

Hlavný problém pri extrakcii je zistiť podmienky pri ktorých zložky vzorky sú 

čím úplnejšie vyextrahované. Na zhodnotenie výťažnosti extrakcie sa používajú rôzne 

postupy.

69 

- Metóda prídavku. Známe množstvo zložky vzorky sa pridá k nekontaminovanej 

matrici a spracuje, navyše skladovaním možno vzorku podrobiť starnutiu. Potom sa 

vzorka extrahuje a stanoví v nej obsah zložky. Takýto postup poskytuje len 

obmedzené použiteľné výsledky, pretože správanie sa zložiek pridaných do matrice 

je iba obmedzene porovnateľné so správaním sa prírodne zostarnutej vzorky 

(pridané zložky sú spravidla ľahšie extrahovateľné). 

- Stupňovitá extrakcia. Časť homogenizovanej vzorky sa extrahuje pri rôznych 

podmienkach a extrakčné výťažky sa porovnajú. Alternatívne možno tuhý zvyšok 

z extrakcie ďalej extrahovať iným postupom a zistiť či extrakt obsahuje zložky 

vzorky. Pri stupňovitej extrakcii sa vychádza od slabšieho extrakčného účinku 

(studená extrakcia nepolárnym rozpúšťadlom) k silnejším extrakčným postupom 

(extrakcia polárnym rozpúšťadlom, prídavok kyselín alebo zásad, horúca extrakcia 

s prídavkami, extrakcia so superkritickým metanolom). Postup, ktorý poskytuje 

najvyššie extrakčné výťažky sa v princípe považuje za najvhodnejší. Predsa však aj 

takýto postup nemusí poskytovať jednoznačnú kvantitatívnu výpoveď o extrakčnom 

výťažku avšak v praxi je to často jediná praktická možnosť. Reziduá, ktoré sa 

nedajú ani najtvrdšími postupmi extrahovať možno považovať z hľadiska ochrany 

životného prostredia za menej významné. 

- Rádioaktívne značené zostarnuté reziduá. Správe stanovenie extrakčného 

výťažku umožňuje práca s rádioaktívne značenými látkami. Táto metóda sa používa 

najmä pri vývoji metodík stanovenia reziduí prostriedkov ochrany rastlín v pôdach a 

rastlinnom materiály. Spracovaním s rádioaktívnou látkou za podmienok praxe sa 

pripravia príslušné vzorky. Vzorky sú potom v laboratóriu extrahované a extrakčný 

výťažok sa určí zo stanovenia rádioaktivity v extrakte a v extrakčnom zvyšku. Ďalej 

sa extrakt môže extrahovať rádioanalytickými metódami, aby sa zistila prítomnosť 

analyzovanej látky alebo aj produkty jej premeny (metabolity). 

Podľa výsledkov extrakčných štúdií sa zvolí vhodná extrakčná metóda 

s najvyššou výťažnosťou. Je však nutné uvažovať aj iné hľadiská. Tvrdé extrakčné 

postupy poskytujú väčšie podiely matricových zložiek v extrakte v porovnaní s ľahšou 

extrakciou. Takéto extrakty vyžadujú často zvýšené požiadavky na čistenie vzorky pre 

oddelenie neželaných zložiek matrice. Optimálny extrakčný postup je taký, pri ktorom 

sa analyzované zložky kvantitatívne extrahujú s čím menším množstvom vedľajších 

zložiek. Vzhľadom na uvedené extrakčné problémy sa niekedy ako štandardný uvažuje 

výťažok Soxhletovej extrakcie.

2.5 Čistenie extraktov 

70 

Extrakty vzoriek môžu obsahovať aj podiely ďalších matricových zložiek, takže 

extrakt sa nemôže priamo plynovochromatograficky analyzovať. Tieto sprievodné 

zložky by znečisťovali plynovochromatografický systém najmä dávkovací priestor, 

ovplyvnili by účinnosť kolóny a tým separáciu analytov a mohli by spôsobiť rušivé 

signály v detektore. Preto sa musia sprievodné zložky vhodným čistiacim postupom 

z extraktu oddeliť. Druh a množstvo sprievodných látok závisí od vzorkovej matrice 

vzorky a extrakčnej metódy. Napr. pri extrakcii s prídavkom vody budú extrahované aj 

vo vode rozpustné látky vzorky ako sú soli, polysacharidy a polárne farebné látky, 

zatiaľ čo pri extrakcii s nepolárnym rozpúšťadlom ako je hexán alebo toluén sa budú 

extrahovať aj lipidy a v tuku rozpustné farebné látky. 

Čistenie extraktov vzorky prebieha vo viacerých stupňoch a podľa rôznych 

metód, z ktorých najdôležitejšie sú: 

- rozdelenie medzi vodnú a organickú fázu, 

- adsorpcia z vodného roztoku na vhodnom adsorbente s nasledujúcou desorpciou, 

- gélová chromatografia, 

- oddelenie kolónovou chromatografiou, 

- extracia na tuhej fáze. 

Čistiace postupy sa musia preskúmať na výťažnosť, či sa uplatňujú straty zložiek 

vzorky a či rušiace sprievodné zložky sú úplne oddelené. Pretože správanie zložiek 

vzorky pri rôznych čistiacich stupňoch závisí aj od množstva a dostupnosti matrice je 

nutné pre každú matricu zistiť výťažnosť na základe čím podobnejšej kontrolnej 

matrice. Ako prijateľné sa považujú výťažky 70 až 120 %. Pri nižších výťažkoch sa má 

postup zlepšiť tak, aby sa dosiahli menšie straty. Pre zistenie strát v jednotlivých 

stupňoch, postup čistenia sa kontroluje čistými referenčnými látkami a po každom 

stupni sa zisťuje analyticky výťažnosť. 

2.5.1 Distribúcia medzi fázy. Distribúcia analytov medzi fázy je vhodná metóda na 

extrakciu zložiek zo vzoriek vôd a vodnoorganických extraktov. Predpokladom je, aby 

sa extrahované látky silnejšie distribuovali do organickej fázy ako do vody. To možno 

odhadnúť z hodnoty rozdeľovacieho koeficientu oktanol/voda alebo z pomeru 

rozpustnosti v organickom rozpúšťadle a vo vode. Vhodné extrakčné prostriedky sú 

organické rozpúšťadlá ako hexán, dichlórmetán, t-butylmetyléter (ako náhrada

71 

dietyléteru) alebo ester kyseliny octovej. Vodnoorganické extrakty sa nakoncentrujú 

odparením vody, avšak koncentrácia zložky vzorky nesmie vzrásť nad jej rozpustnosť 

vo vode, aby nedošlo k stratám zložiek vyzrážaním alebo adsorpciou na stenách nádoby. 

V takom prípade po zahustení je potrebné pridať cca 5 % vodou miešateľného 

rozpúšťadla, aby sa zachovali zložky vzorky vo vodnom roztoku. 

Vo všeobecnosti postačuje dvoj- alebo trojnásobné vytrepanie aby zložky vzorky 

kvantitatívne prešli do organickej fázy. Účinnou čistiacou metódou pre ionizovateľné 

látky je viacnásobná distribúcia medzi fázami so zmenou pH hodnôt. Pri čistení kyslých 

zložiek sa vodná fáza alkalizuje a potom sa nečistoty extrahujú zatiaľ čo zložky vzorky 

v ionizovanej forme zostávajú vo vodnej fáze. Potom sa vodná fáza okyslí a zložky 

vzorky sa extrahujú. Zásadité zložky vzorky sa napred extrahujú z kyslého a potom 

z alkalického roztoku. 

Alternatívnou metódou distribúcie medzi fázami je metóda čistenia na kolóne. 

Vodná fáza sa dávkuje do kolóny plnenej kremelinou, nechá sa nasiaknuť do pórov 

náplne a po pol hodine sa eluuje troma objemami organickej fázy. Príslušné kolóny 

z plastu a sorpčného materiálu sú komerčne dostupné (Extrelut, Chemelut). 

2.5.2 Adsorpcia na tuhých materiáloch. Jednou z možností na oddelenie a 

nakoncentrovanie zložiek vzorky z vodnej fázy je adsorpcia na vhodnom sorpčnom 

materiály. Lipofilné látky sa adsorbujú na kolónach s aktívnym uhlím, polymérnou 

živicou (XAD 4) alebo s reverzno-fázovou kremelinou. Objem vzorky z ktorej možno 

látku kvantitatívne adsorbovať závisí od množstva a charakteru sorpčného materiálu a 

POW 

od lipofility zložiek vzorky. Čím je látka lipofilnejšia (čím má vyššiu hodnotu log 

a čím má nižšiu rozpustnosť vo vode), tým väčší objem vodnej vzorky sa môže 

nadávkovať. Po nakoncentrovaní sa analyty z kolóny desorbujú organickým 

rozpúšťadlom ako je metanol alebo acetonitril. 

Iónové alebo ľahko ionizovateľné zložky sa môžu adsorbovať na kolónach 

s katiónovým alebo aniónovým meničom. Elúcia sa dosiahne vodnými eluentami, ktoré 

s meniacim sa pH a silnejšie adsorbovanými iónmi zložiek vzorky sa opäť vytlačia. Pre 

úplnú elúciu môže byť potrebný k eluentu prídavok vodorozpustného rozpúšťadla. 

2.5.3 Gélová chromatografia je kvapalinovochromatografická metóda na separáciu 

látok podľa mólovej hmotnosti, resp. veľkosti molekuly. Používajú sa porézne sorbenty

72 

definovanej veľkosti pórov a veľmi silné eluenty, takže žiadne zbytky vzorky 

nezostávajú v kolóne. Malé molekuly vnikajú do pórov sorbentu, zatiaľ čo veľké 

molekuly nie a preto eluujú skôr ako malé molekuly. Keď sa eluujú všetky podiely 

vzorky možno gélovú kolónu viackrát použiť. Metóda je zvlášť vhodná na oddelenie 

nečistôt s podobným chemickým charakterom, ale rozdielnou mólovou hmotnosťou, 

napr. na oddelenie veľmi lipofilných molekúl ako sú chlórované uhľovodíky – pesticídy 

z matrice obsahujúcej značné množstvo tuku. Takéto oddelenie je iba veľmi ťažko 

možné dosiahnuť inými metódami. 

2.5.4 Čistenie kolónovou chromatografiou, extrakcia na tuhej fáze. Selektívne 

vyčistenie rôznych vzoriek umožňuje separácia kolónovou chromatografiou. Môže sa 

uskutočniť v systéme reverzných fáz alebo v systéme normálnych fáz. Najčastejšie sú 

čistiace separácie v systéme normálnych fáz, pretože sa môže lepšie nastaviť selektivita 

separácie. Ako stacionárne fázy sa používajú silikagél, modifikovaný silikagél, oxid 

hlinitý (bázický, neutrálny alebo kyslý) alebo tiež fluorisil (špeciálny 

magnéziumsilikát). 

Bežné veľkosti náplne sklenných kolón sú 5 až 50 g náplne. Veľkosť kolóny 

závisí od množstva čistenej vzorky, obsahu nežiadúcich sprievodných zložiek a od 

selektivity separácie. Čím viac je analyzovanej látky a čím obťažnejšia je separácia, tým 

viac náplne je potrebné, aby sa získalo úplné oddelenie. Ak sa použije malá kolóna 

vtedy nečistoty prítomné vo väčších obsahoch môžu čistiaci efekt znehodnotiť. Napred 

sa stanoví elučný objem vzorky použitím čistých látok. Frakcie sa nesmú príliš zahustiť, 

pretože pri veľkých množstvách látok v matrici sa môže elučný objem posunúť. Pri 

použití materiálov pre adsorpčnú chromatografiu (silikagél, alumina, fluorisil) odporúča 

sa predchádzajúca štandardizácia aktivity adsorbenta pridaním definovaného množstva 

vody, čo je dôležité pri použití najmä slabých eluentov. Pred separáciou sa vzorka 

rozpustí v malom objeme rozpúšťadla alebo v slabom eluente, dávkuje sa na kolónu a 

frakcionuje. Pre elúciu možno použiť aj stupňovitý gradient alebo rozpúšťadlá so 

stúpajúcou elučnou silou. Väčšina v literatúre popísaných čistiacich separácií sa 

uskutočňuje adsorpčnou chromatografiou na silikagéli ako stacionárnej fáze pretože 

tento systém sa vyznačuje dobre nastaviteľnou selektivitou. Pri analýze rezíduí 

pesticídov v rastlinných vzorkách sa často používa fluorisil; dôvodom je vysoká 

retencia pre zelené farebné látky listov, čo umožňuje dobré oddelenie chlorofylu 

z rastlinného extraktu.

73 

Ako extrakcia na tuhej fáze sa označuje špeciálny variant čistenia kolónovou 

chromatografiou. Používa sa malá kolóna z plastického materiálu so 100 až 1000 mg 

stacionárnej fázy. Kolóny sa pred použitím čistia vhodným rozpúšťadlom a 

kondicionujú vhodnou kvapalinou. Vzorky sú rozpustené v slabom eluente a 

analyzované látky sú adsorbované na kolónke, nečistoty sa oddelia premytím a potom 

sa eluuje vzorka. Pre premývanie a elúciu sa používajú rôzne kvapaliny. Vhodné elučné 

podmienky sa zistia predbežným meraním. Extrakcia na tuhej fáze je jednoduché a 

miniaturizované kvapalinovochromatografické delenie so stupňovitou elúciou. Výhodou 

metódy je nízka prácnosť, čas analýzy a úspora chemikálií. Nevýhodou je malá 

vzorková kapacita a malá separačná výkonnosť pri stupňovitej elúcii. Extrakcia na tuhej 

fáze je vhodná na vyčistenie menších množstiev vzorky z matríc, ktoré obsahujú menej 

rušiacich extrahovateľných látok napr. voda, pôda alebo moč. 

2.5.5 Zvláštne čistiace techniky. Ďalšie menej používané čistiace postupy sú: 

- destilácia vodnou parou vyššie vriacich alebo s vodnou parou prchavých zlúčenín; 

k nežiadúcej destilácii vodnou parou môže dôjsť aj pri silnom zahustení vodného 

extraktu a tým k stratám výťažnosti, 

- zrážanie matricových častí pridaním vhodných chemikálií do extraktu a 

ochladením; ochladenie samotné tiež môže viesť k vyzrážaniu, 

- HPLC/GC spojenie vyžaduje veľmi malé množstvá vzorky, dávkuje sa iba toľko, 

koľko je potrebné pre GC meranie. 

Pri všetkých off-line technikách prípravy vzoriek je požiadavka na vzorku 

okrem potrebného nakoncentrovania navyše určovaná tým, aby sa získal na meranie 

potrebný objem roztoku vzorky bez väčších strát na stenách nádob alebo odparením. 

Navyše je často potrebný merný roztok k vypláchnutiu injekčnej striekačky a k príprave 

kalibračných vzoriek. Konečný objem pripravenej vzorky má byť minimálne 0,1 až 5 

mL. K tomu je potrebný extrakt z 1 až 100 g matrice, čomu zodpovedá aj obsah 

sprievodných zložiek, ktoré sa musia z extraktu odstrániť. Z meraného roztoku sa 

dávkuje do plynového chromatografu len zlomok asi 1 μL zodpovedajúci extraktu z 1 

až 100 mg matrice. Pri on-line spojení z HPLC/GC sa čistí iba tento zlomok, takže 

môže byť využitá vysoká výkonnosť analytickej HPLC k oddeleniu veľkého počtu 

rušiacich zložiek matrice. 

Na čistenie extraktov sa spravidla používa HPLC v móde normálnych fáz. Na 

kolónu sa dávkujú extrakty vzorky vo vhodnom rozpúšťadle. Použijú sa bezvodé

74 

extrakty alebo fázovou distribúciou vyčistené vzorky z vodno-organickej extrakcie. 

Eluát z kolóny je frakcionovaný pomocou prepínacieho ventilu a frakcia so zložkami 

vzorky je dávkovaná do plynového chromatografu. 

3. ANALÝZA KONTAMINANTOV V RÔZNYCH MATRICIACH 

ŽIVOTNÉHO PROSTREDIA 

3.1 Plynovochromatografická analýza organických polutantov vo vodách 

Vo vodách sa môžu nachádzať nasledujúce typy organických zlúčenín: prírodné 

zložky z rozpadu organických materiálov, polutanty, ktoré sa dostávajú do 

environmentu, degradačné a interakčné produkty polutantov, a látky, ktoré sa dostávajú 

do vody počas spracovania odpadových vôd. Typické analýzy môžu zahrňovať: analýzu 

individuálnych zložiek alebo významných skupín environmentálnych zložiek, celkovú 

analýzu všetkých organických zložiek prítomných nad medzou detekcie, a kvalitatívnu 

identifikáciu rôznych produktov v odpadových vodách. Environmentálne problémy 

spôsobujú vlastnosti zložiek ako je toxicita, pomalá biodegradácia a schopnosť 

bioakumulácie v organizmoch. Takýmito zložkami sú najmä pesticídy obsahujúce chlór, 

polychlórované bifenyly a dioxíny. Tento základný zoznam polutantov sa rozširuje o 

každú organickú zložku, ktorá sa bežne vyrába a používa, ako aj o ich reakčné a 

degradačné produkty. 

Organické kontaminanty vo vode sa analyzujú pri koncentráciách rádu μg.L -1 . 

Na prvý pohľad sa môže zdať, že takéto nízke koncentrácie majú len malý 

environmentálny dopad. Predsa však organické zložky ľahko bioakumulujú a ich obsah 

v organizmoch je viac ako jeden rád vyšší ako vo vode. Vo vode sú prítomné aj početné 

nebioakumulatívne organické zložky, ktoré sú potencionálne karcinogény. Príkladom je 

chloroform, ktorý môže vznikať v malých množstvách počas dezinfekcie vody 

chloráciou a je toxický pri koncentráciách μg.L -1 . V súčasnosti analýza takýchto 

nízkych, a aj nižších koncentrácií je možná použitím plynovej chromatografie. Dôležitá 

je pritom úprava analyzovaných vzoriek za účelom odstránenia možných interferencií 

analyzovaných látok s inými prítomnými látkami, ako aj zvýšenie koncentrácie analytu 

na úroveň citlivosti prístroja.

3.1.1 Prechovávanie vzoriek vôd 

75 

Prechovávanie vzoriek vôd a ich nasledujúca analýza kladie na organické 

polutanty špecifické požiadavky v súvislosti s ich prchavosťou, mikrobiálnou 

degradáciou, fotolytickým rozkladom, ako aj s možnosťou kontaminácie a strát analytov 

počas analýzy. Aj zložky s relatívne vysokou mólovou hmotnosťou ako sú pesticídy 

majú významné tlaky pár pri laboratórnej teplote. Nádobky v ktorých sa vzorky 

prechovávajú musia byť naplnené a udržiavané pod teplotou okolia, teplota 4 °C je 

spravidla špecifikovaná v analytických postupoch, čím sa obmedzí aj mikrobiálna 

aktivita. Mnohé potencionálne analyty, napr. organochlórne pesticídy sú v zriedenom 

vodnom roztoku fotosenzitívne a musia sa uskladňovať v tme. Na prechovávanie 

vzoriek sa majú používať čisté, sklené nádoby. Nádoby z organických polymérov môžu 

uvoľňovať potencionálne interferujúce monoméry a aditívy do vzorky. Málo rozpustné 

organické zložky sa môžu adsorbovať na stenách nádob, a najlepšou minimalizáciou 

tohoto efektu je vykonať analýzu čo najskôr. Veľkosti dávkovaných vzoriek súvisia aj s 

koncentráciou analytu v analyzovanej vode. Pri chromatografických technikách sa 

dávkujú mikrolitrové roztoky, pričom tieto sa mohli získať extrakciou aj niekoľkých 

litrov vzorky vody. 

Problém kontaminácie je tak značný, že v praxi medza stanoviteľnosti môže byť 

limitovaná koncentráciou pozadia analytu alebo interferujúcich zložiek v laboratórnych 

chemikáliách a v ovzduší laboratória. 

3.1.2 Extrakcia analytov z vodných vzoriek 

Plynovochromatografické metódy na analýzu organických kontaminantov 

spravidla zahrňujú extrakciu analytov pred chromatografickou analýzou. Aj keď 

citlivosť dostupného plynovochromatografického detektora môže byť dostatočná, 

v prípade analýzy vzoriek vody sa spravidla tieto priamo nedávkujú do plynového 

chromatografu. Dôvody sú v tom, že niektoré plynovochromatografické kolóny nie sú 

kompatibilné s vodou. Priame dávkovanie vzorky môže viesť k hromadeniu 

neprchavých zložiek na kolóne a zapríčiniť skrátenie životnosti kolóny. Výhodné je 

predchádzajúce použitie extrakčných techník selektívnych na analyt, čo zjednoduší 

výsledný chromatogram. Techniky nakoncentrovania extraktov znižujú dosiahnuteľné 

medze detekcie.

76 

Na extrakciu analytov z vody sa používajú bežné techniky chemickej analýzy: 

extrakcia rozpúšťadlom, headspace analýza, purge and trap techniky, extrakcia na tuhej 

fáze. Schéma extrakčných metód je na obr. 24. 

Obr. 24. Prehľad extrakčných metód 

a) priame dávkovanie, b) extrakcia rozpúšťadlom, c) headspace analýza, d) purge-andtrap, 

e) extrakcia na tuhej fáze, f) extrakčné filtre 

Pri extrakcii rozpúšťadlom sa vodná vzorka pretrepe vo vode nerozpustným 

organickým rozpúšťadlom v ktorom analyty sú rozpustné. Najbežnejšie extrakčné 

rozpúšťadlá sú hexán a ľahký benzín (petroléter), menej sa používajú kyslíkaté a 

chlórované rozpúšťadlá. Po extrakcii sa organická vrstva oddelí, vysuší, nakoncentruje, 

a dávkuje do plynového chromatografu. Zmenou pH vodnej vrstvy extrakcia môže byť 

selektívna na kyslé alebo zásadité zložky. Keď sa vzorka okyslí je menej 

pravdepodobné, že sa budú extrahovať bázické zložky, napríklad: 

+ 

RNH2 HCl → RNH3 

+ Cl 

amín rozpustný 

amín hydrochlorid menej rozpustný 

v nepolárnom 

v nepolárnom rozpúšťadle 

rozpúšťadle 

Keď sa k vzorke pridá zásada je menej pravdepodobná extrakcia kyslých zložiek: 

karboxylová kyselina 

rozpustná v nepolárnom 

rozpúšťadle 

− + 

RCO2H + NaOH → RCO2 

Na 

− 

soľ karboxylovej kyseliny 

s nižšou rozpustnosťou 

v nepolárnom rozpúšťadle

77 

Výber extrakčného rozpúšťadla sa musí uvažovať aj vzhľadom k odozve 

plynovochromatografického detektora. Pri použití plameňového ionizačného detektora 

sa rozpúšťadlá hexán alebo ľahký benzín zaznamenávajú na chromatograme ako 

prevládajúci pík. Pík rozpúšťadla však môže interferovať s píkmi analytov alebo môže 

interferovať s píkmi stopových nečistôt z rozpúšťadla. Z toho dôvodu aj analyticky čisté 

rozpúšťadlá sa majú pred použitím redestilovať. Pri použití detektora elektrónového 

záchytu alebo iného selektívneho detektora ako extrakčné rozpúšťadlo je vhodný hexán 

alebo ľahký benzín na ktoré má tento detektor nízku citlivosť. Keď sa nedá vyhnúť 

nevhodnému rozpúšťadlu, napr. keď sa vyžaduje chlórované alebo kyslíkaté 

rozpúšťadlo s nasledujúcou detekciou záchytom elektrónov a analyt má nízku 

prchavosť, je vhodné odpariť extrakt do sucha a odparok rozpustiť vo vhodnom 

rozpúšťadle. Takémuto postupu je však lepšie sa vyhnúť, pretože pri odparovaní 

rozpúšťadla môže dôjsť k strate analytu. 

Pri headspace analýze je vodná vzorka umiestnená v nádobe so septovou zátkou 

a vzduchom nad vzorkou. Najjednoduchší postup spočíva v tom, že po ustálení 

rovnováhy systému vzduch-voda, dávkuje sa podiel parnej fázy obsahujúci prchavé 

organické látky do plynového chromatografu. Táto technika odstraňuje problémy 

predchádzajúcej metódy s interferenciou rozpúšťadla. Citlivosť pre danú zložku bude 

závislá od jej prchavosti, všeobecne je vyššia pre zložky s malou mólovou hmotnosťou 

a pre neutrálne zložky. Citlivosť možno zvýšiť ohrevom vzorky, pričom rastie aj tlak 

vodných pár. Použitá plynovochromatografická kolóna musí byť kompatibilná 

s prítomnosťou vody vo vzorke. 

Purge and trap techniky extrahujú prchavé organické látky z vody stripovaním 

prúdom inertného plynu (dusíka alebo hélia). Vystripované organické látky sú 

zachytávané v krátkej trubičke adsorbentu, ktorým je aktívne uhlie alebo porézny 

polymér (napr. Tenax). Po adsorpcii analytov trubička sa rýchlo vyhreje, aby sa 

organické analyty ako úzka zóna vydesorbovali do plynového chromatografu. Iná 

možnosť je nakoncentrovanie organických analytov kvapalným dusíkom v krátkej 

kapilárnej kolónke, a rýchlym ohrevom vymrazovačky sa analyty nadávkujú do 

chromatografu. 

Pri extrakcii analytov na tuhej fáze sa vzorka vody preleje cez krátku 

jednorázovo použiteľnú kolónku obsahujúcu 100 až 1000 mg adsorbentu. Náplňou 

kolónky je reverzná fáza podobná používanej v HPLC, najčastejšie oktadecylsilán s 

chemicky viazanými oktadecylsilánovými skupinami na kremíkový nosič. Organické

78 

analyty sú zachytené na extrakčnej kolónke a potom eluované vhodným organickým 

rozpúšťadlom napr. hexánom. Vhodným výberom extrakčnej kolónky sa môže získať 

selektívna retencia a elúcia analytu, zabezpečujúca prečistenie vzorky a 

nakoncentrovanie analytov. Pred použitím sa kolónka premyje malým množstvom 

kondičného rozpúšťadla. Ďalší vývoj v tejto oblasti predstavuje použitie extrakčných 

diskov, z ktorých sú extrahované zložky eluované použitím vhodného rozpúšťadla. 

3.1.3 Čistenie vodných extraktov 

Pri vhodnom výbere analytickej kolóny uvedené extrakčné metódy môžu byť 

postačujúce na prípravu analyzovanej vzorky vody pre priame dávkovanie extraktu do 

plynového chromatografu. Napríklad, UK HMSO metóda pre halometány využíva 

extrakciu zložiek z vody do ľahkého benzínu a extrakt sa dávkuje priamo do plynového 

chromatografu. Chromatogram takéhoto extraktu však môže byť zložitý, najmä keď sa 

použije plameňový ionizačný detektor. V takom prípade jeden extrakčný stupeň je 

nedostatočne špecifický pre analýzu. Z toho dôvodu jednoduchá extrakcia 

s dávkovaním extraktu do plynového chromatografiu sa často používa ako predbežná 

metóda na identifikáciu organických látok vo vode. 

Pri analýze individuálnych zložiek, ktoré sa očakávajú vo vodnej vzorke v nízkej 

koncentrácii napr. pesticídov, spravidla je potrebné ďalšie spracovanie extraktu. 

Všeobecná schéma spracovania vzorky potom zahrňuje extrakciu, čistenie extraktov na 

odstránenie interferujúcich zložiek a nakoncentrovanie analytu. Až do zavedenia 

extrakcie na tuhej fáze, rozpúšťadlová extrakcia bola najčastejšie používanou technikou. 

Nízka prchavosť početných analytov obmedzovala alternatívne použitie metód extrakcie 

plynnou fázou (približne do t.v. 220 °C). Na čistenie extraktov sa najčastejšie používa 

kolónová chromatografia, pričom postup môže zahrňovať aj viac ako jeden separačný 

stupeň. Na ilustráciu sa uvádza detailne analytická schéma pre komerčný pesticíd DDT 

(1,1,1-trichlór-2,2-bis-(p-chlórfenyl)etán). 

DDT bol prvý syntetický insekticíd so širokým použitím. Zaviedol sa po druhej 

svetovej vojne a predstavuje univerzálny celosvetový kontaminant. Ako je typické pre 

mnohé komerčné produkty, DDT nie je jedna chemická zlúčenina. Technický DDT 

obsahuje 70 až 80 % p,p’-DDT, 15 až 20 % o,p’-DDT, 1 až 4 % p,p’-DDD. 

Rozkladným produktom pri aeróbnom rozklade je p,p’-DDE, a pri anaeróbnom rozklade 

p,p’-DDD. Takže vzorka DDT predstavuje viaczložkovú zmes, a v typickej vzorke sa 

môžu nachádzať ako interferujúce zložky ďalšie pesticídy a polychlórované bifenyly,

79 

ktoré majú podobné extrakčné vlastnosti ako zložky DDT. Je treba poznamenať, že 

jedna z menších zložiek p,p’-DDD, ktorá je štruktúrou podobná p,p’-DDT s rozdielom, 

že má v postrannom reťazci namiesto CCl3 skupinu CHCl2 je pre insekty toxickejšia 

ako p,p’-DDT. V praxi často v analyzovaných vzorkách takejto zmesi zložka 

s najvyššou koncentráciou nie je p,p’-DDT, ale jeho primárny metabolický produkt 

p,p’-DDE. Metabolizmus p,p’-DDT prebieha v dvoch stupňoch. Prvý stupeň je rýchly a 

bežne trvá len niekoľko dní, ale druhý stupeň je extrémne pomalý, často trvajúci aj 

niekoľko mesiacov. Prvý degradačný produkt DDE často prevláda v environmentálnych 

vzorkách. V komerčnom DDT prítomný o,p’-izomér sa rýchlo metabolizuje podľa 

schémy na obr. 25, a preto sa významnejšie neakumuluje v organizmoch. 

p,p ’ -DDT 

o,p ‘ -DDT 

p,p ‘ -DDE 

Obr. 25. Metabolizmus p,p’-DDT a o,p’-DDT 

rýchlo 

p,p ‘ -DDA 

pomaly 

prítomnosťou skupiny CO2H 

zvýšená rozpustnosť vo vode 

rýchlo 

prítomnosťou skupiny OH 

zvýšená rozpustnosť vo vode

80 

V prípade takýchto zložitejších zmesí je analytický postup nasledovný: 

− extrakcia organických zložiek do hexánu; 40-násobné nakoncentrovanie sa 

dosiahne extrakciou 2 L vodnej vzorky do 50 mL rozpúšťadla, 

− sušenie extraktu použitím kolóny obsahujúcej 5 g síranu sodného; sušenie extraktu 

je dôležité, pretože vlhký extrakt by v nasledujúcom postupe analýzy dezaktivoval 

chromatografickú kolónu, 

− nakoncentrovanie extraktu odparením na vodnom kúpeli a ďalšie zmenšenie jeho 

objemu prebublávaním suchého dusíka alebo vzduchu cez ohrievanú vzorku na 

objem 1 ml, 

− čistenie extraktu kolónovou chromatografiou použitím dvoch kolón s náplňou 

aluminy + AgNO3 a silikagélu. Alumina je polárny adsorbent zadržiavajúci polárne 

látky z extraktu, a AgNO3 zadržiava látky obsahujúce nenasýtené väzby uhlíkuhlík. 

Nepolárne zložky DDT sú eluované použitím 30 ml hexánu, objem extraktu 

sa zníži na 1 ml a nanesie sa na silikagélovú kolónu. Silikagélová kolóna je menej 

polárna ako prvá kolóna a používa sa na oddelenie nepolárnych interferujúcich 

zložiek zo vzorky. Polychlórované bifenyly sa vyeluujú 10 ml hexánu a DDT 

zložky sú potom eluované polárnejšou zmesou rozpúšťadiel, 

− nakoncentrovanie eluátov na 1 ml a dávkovanie vzorky do plynového 

chromatografu. 

Medza detekcie pre každú zložku je približne 10 μg.L -1 . Chromatogram 

plynovochromatografickej separácie zložiek DDT je na obr. 26. 

Uvedený postup je jedným z mnohých metód úpravy vzorky. Môžu sa použiť aj 

iné chromatografické metódy čistenia extraktov, napr. preparatívna tenkovrstvová 

chromatografia alebo extrakcia na tuhej fáze.

Odozva detektora 

81 

Čas (min) 

Obr. 26. Plynovochromatografická separácia zložiek DDT v kolóne 25 m x 0,32 mm 

s metylsilikónovou stacionárnou fázou a s programovaným zvyšovaním teploty do 220 

°C. 

3.1.4 Fingerprinty olejového znečistenia vody 

Typickou je analýza olejových škvŕn na vodnom povrchu. Jedná sa o znečistenie 

vody motorovým palivom, olejom alebo parafínom. Takéto produkty predstavujú 

zložité zmesi organických zložiek. Zloženie zmesi sa môže meniť od vzorky k vzorke a 

interpretácia všetkých zložiek je prakticky nemožná. Postupuje sa tak, že sa získa 

chromatogram pri štandardných plynovochromatografických podmienkach (typ kolóny, 

teplota kolóny, prietoková rýchlosť) a ten sa porovná s knižnicou referenčných 

materiálov alebo vhodnejšie s chromatogramom očakávaného produktu, ktorý bol 

zdrojom kontaminácie. Chromatogramy typických ropných produktov sú na obr. 27. 

Uhľovodíkové palivá poskytujú chromatogramy s charakteristickými n-alkánmi, 

mazacie oleje vykazujú menej rozdelených píkov a ich retencia je vyššia ako zložiek 

palív. Prírodné produkty ako sú rastlinné oleje poskytujú jednoduchšie chromatogramy 

s málo individuálnymi píkmi. Ďalšie informácie o znečistení možno získať 

identifikáciou charakteristických zložiek prostriedkami GC-MS.

82 

Obr. 27. GC-FID chromatogramy jednotlivých ropných produktov (motorová nafta, 

parafín, ľahký mazací olej a ťažký mazací olej). Chromatografická kolóna 10 m x 0,32 

mm x 0,20 μm OV-1; počiatočná teplota 50 °C, teplotný gradient 15 °C.min -1 do 340 

°C, potom 6 minút izotermicky. 

Komplikácie môžu nastať pri interpretácii chromatogramov v prípade, že vzorka 

nebola odobratá hneď po kontaminácii. Napríklad zloženie uhľovodíkovej frakcie vo 

vzorke vody sa mení s časom (obr. 28 a 29), prchavé zložky sa odparujú s časom 

úmerne ich klesajúcej mólovej hmotnosti. Ropné zložky sa s časom biodegradujú, 

rýchlosť degradácie určitej zložky je závislá od jej chemickej štruktúry, napríklad 

nerozvetvené uhľovodíky sa degradujú oveľa rýchlejšie ako ich rozvetvené izoméry.

Signál [mV] 

83 

Teplota [°C] 

Obr. 28. Zmeny zloženia biogénnych uhľovodíkov vo vzorke vody z rieky Rýn po 3 

dňoch od odberu 1 L vzorky 

Alkány [%] 

GC 

IR 

čas [dni] 

Obr. 29. Zmeny zloženia alkánovej frakcie vo vzorke vody z rieky Rýn s časom.

84 

3.2 Plynovochromatografická analýza organických polutantov v tuhých vzorkách 

Metódy vzorkovania a extrakcie kontaminantov z tuhých vzoriek sú iné ako pre 

vzorky vody, avšak získané extrakty sa analyzujú inštrumentálnymi technikami 

podobnými ako pri analýze vôd. Analyty v prípade analýzy vôd boli rozpustené vo vode 

a spracovanie extraktov pred analýzou bolo pomerne jednoduché. V prípade analýzy 

tuhých vzoriek je potrebné uvažovať okrem extrakcie aj ďalšie stupne, ktoré môžu 

predstavovať najobťažnejšiu časť analýzy. 

Ako tuhé vzorky prichádzajú na analýzu pôdy, sedimenty, kaly odpadových vôd, 

atmosferické častice, vzorky zvierat a rastlín. 

Pôdy sú zložité materiály obsahujúce zvetralé kamene, humus, vodu a vzduch. 

Obstarávajú potravu pre rastliny, ako aj fyzikálne uchytenie a nosič pre ich rast. Výživa 

zahrňuje dusík vo forme dusičnanu a amoniaku, fosfor vo forme ortofosfátu a stopové 

kovy meď, železo, mangán a zinok. Rozpúšťadlami z pôdy sa neextrahujú všetky 

analyty pretože niektoré sú príliš silno viazané na pôdnu štruktúru (obr. 30). Menej 

často sa vykonáva celková analýza pôdy, častejšie je stanovenie organického 

znečistenia a znečistenia kovovými iónmi, spôsobujúce napríklad nevyužitie pesticídov, 

nahromadenie odpadových materiálov a depozitov polutantov z atmosféry. Transport 

materiálu v pôde je ovplyvnený kyslosťou alebo zásaditosťou vody v pôdnej štruktúre, 

preto sa často monitoruje pH pôdy. 

častica 

kvapalný film 

absorbovaná vrstva 

vo vodnej fáze v póroch 

ako tuhá látka 

kvapalina v póroch 

Obr. 30. Fyzikálny stav kontaminantov v pôde. Polutanty ako: častica, kvapalný film, 

absorbovaná vrstva, vo vodnej fáze v póroch, ako tuhá látka alebo kvapalina v póroch.

85 

Sedimenty a kaly odpadových vôd. Organické zložky s malou rozpustnosťou 

vo vode a kovové ióny sa akumulujú adsorpciou na vodných sedimentoch. Vzhľadom 

na vyššiu koncentráciu kontaminantov v sedimente ich analýza môže byť ľahšia ako 

v okolitej vode. Analyzujú sa kontaminanty adsorbované na povrchu sedimentu alebo 

celý sediment. Pred analýzou sa sediment často frakcionuje podľa veľkosti častíc. To je 

významné vtedy, keď adsorpcia polutantov môže byť vzťahovaná k dostupnému 

povrchu sedimentu, ktorý je úmerný veľkosti častíc. Veľkosť častíc tiež ovplyvňuje 

mobilitu sedimentu a možnosť jeho využívania vodnými organizmami. 

Kaly odpadových vôd sú inertným materiálom, ktorý sa získava ako konečný 

produkt procesu spracovania odpadových vôd. Kaly sa využívajú zapracovaním do 

pôdy, alebo sa spaľujú či skladujú ako odpadové produkty. Charakteristický je vysoký 

obsah kovov, v niektorých kaloch až 1000 mg.kg -1 . 

Atmosferické častice v ovzduší. Transport neutrálnych organických zložiek ako 

aj anorganických solí sa uskutočňuje prostredníctvom častíc ovzdušia, na ktorých sú 

adsorbované. Typickou je analýza organických materiálov alebo elementárna analýza 

častíc na ich povrchu. Stanovuje sa tiež veľkosť častíc v ovzduší. 

Vzorky zvierat a rastlín. Analýza kontaminácie rastlín a zvierat je dôležitá, 

pretože toxický účinok je priamo úmerný koncentrácii kontaminantu v organizme. 

Dôležitá je tiež pre zistenie environmentálnej dráhy polutantov v potravinovom reťazci 

(obr. 31), ako aj preto, že 

Koncentrácia pesticídu 

(DDT) mg.kg -1 

voda 0,02 

planktón 

nedravá ryba 

vtáky živiace 

sa rybami 

dravá ryba 

Obr. 31. Typický potravinový reťazec 

5,0 

40 – 100 (tkanivo) 

80 – 2500 (tkanivo) 

1600 (tkanivo)

86 

zvieratá a rastliny môžu slúžiť ako indikačné organizmy pre monitorovanie polutantov, 

ktoré sa nachádzajú v environmente v nízkych koncentráciách. Napríklad, 

znečisťovanie morskej vody ťažkými kovmi je obyčajne monitorované analýzou 

morských rastlín a nie priamou analýzou vody. Výhodou je, že v živých organizmoch 

v súvislosti s bioakumuláciou je vyššia koncentrácia kontaminantov, nevýhodou je 

zložitejšia analytická matrica. 

3.2.1 Faktory ovplyvňujúce analýzu kontaminantov v tuhých vzorkách 

Aj keď vzorky rastlinných a živočíšnych materiálov, sedimentov a kalov, a 

atmosferických častíc majú rozdielny charakter ich analýza zahrňuje spoločné 

problémy, čo sa týka ich vzorkovania, spracovania, extrakcie a analytického stanovenia. 

Vzorkovanie. Vzhľadom na nehomogénnosť tuhých zložiek sa koncentrácia 

analytu môže výrazne meniť od vzorky ku vzorke, vrátane susedných vzoriek zemín 

odobratých z terénu. Rastliny považované za identické môžu mať rozdielnu úroveň 

kontaminácie. Napríklad objekty na náveternej strane stromov sú do väčšej miery 

vystavené atmosferickej polúcii ako na záveternej strane. Podobné rozdiely alebo 

všeobecne nehomogenita tuhých vzoriek sú dôvodom, že sa odoberá väčší počet 

vzoriek. Následne sa analyzuje každá jednotlivá vzorka alebo často sa spája väčší počet 

vzoriek pre získanie vzorky priemernej koncentrácie. 

Lokality odberov vzoriek musia byť zvolené veľmi starostlivo. Pri monitorovaní 

veľkých plôch, tieto sa rozdelia použitím monitorovacích sietí, pričom vzorkovacie 

lokality musia byť na určitých miestach v rámci každej monitorovacej siete. Výnimkou 

môže byť, keď sa nepriaznivo uplatňujú geografické faktory alebo dostupnosť 

vhodných vzoriek rastlín. Vzorky sa neodoberajú z lokalít na ktorých je možná 

špecifická kontaminácia z iných zdrojov. Jednoduchšie sa odoberajú vzorky pri 

monitorovaní kontaminácie v blízkosti ciest, pretože je ľahký prístup a je možnosť 

ideálneho umiestnenia monitorovacej siete, nevýhodou je však uplatňovanie sa 

kontaminácie z cestnej dopravy. Opakované vzorky by sa mali odoberať tak, aby sa 

zhodnotila lokálna nehomogenita. 

Keď sa monitoruje zdroj kontaminácie do atmosféry, napríklad emisie fabrík, je 

potrebné uvažovať prevládajúci smer vetra a zvýšený počet vzorkovacích miest 

v oblasti najvyššej očakávanej koncentrácie kontaminácie. Kontrolné vzorky sa majú 

odoberať aj vo vzdialenejších lokalitách, napríklad, keď sa monitorujú imisie z fabrík

87 

do environmentu mestského prostredia, kontrolné miesto má byť najbližšie k miestu, 

kde sa neuplatňuje príslušná kontaminácia. 

Spracovanie tuhých vzoriek zahrňuje premytie vzorky, sušenie, drtenie resp. 

homogenizáciu. Tieto postupy sa zdajú na prvý pohľad jednoduché. Predsa však 

niektoré vzorky sú biologicky aktívne a počas premývania, dlhšieho zahrievania alebo 

uskladnenia pri izbovej teplote môžu meniť zloženie. Ďalej, niektoré analyty môžu byť 

tepelne nestabilné, prchavé alebo fotolyticky nestabilné. Kontaminácia alebo strata 

analytu je možná v každom stupni analytického postupu. 

Extrakcia analytu. V závislosti od typu analýzy sa môžu využívať rôzne 

extrakčné postupy. Mnohé z analytov sú bežné kontaminanty, napr. DDT, ktoré môžu 

byť prítomné v extrakčných činidlách alebo adsorbované na vnútorných povrchoch 

aparatúr. Rozpúšťadlá bez obsahu pesticídov sú komerčne dostupné; do analytickej 

schémy sa zaraďuje slepá vzorka, aby sa monitorovala kontaminácia počas analytického 

procesu, predsa však príprava slepej vzorky môže byť obtiažna vzhľadom na 

všadeprítomnosť univerzálnych kontaminantov. 

Analytické stanovenie. Väčšina organických kontaminantov z tuhých vzoriek 

môže byť analyzovaná plynovou chromatografiou je treba však uvažovať možné 

interferencie s inými extrahovanými zložkami. Preto plynovochromatografická analýza 

vyžaduje použiť vhodné postupy pre čistenie extraktov, je však potrebné zamedziť 

stratám analytov a kontaminácie vzorky v priebehu dlhotrvajúceho spracovania vzorky. 

Kontaminanty sú často prítomné ako mnohozložkové zmesi a pre ich analýzu sú 

potrebné vysokorozlišovacie kolóny. 

3.2.2 Špecifické požiadavky na analýzu tuhých vzoriek 

3.2.2.1 Analýza pôd 

Vzorkovanie a uskladnenie vzoriek. Zloženie pôdy aj na malej ploche môže byť 

značne rozdielne, preto sa pripravujú vzorky priemerného zloženia. Uplatňujú sa tiež 

rozdiely v zložení pôdy podľa hĺbky vzorkovania. Pri štúdiu kontaminácie pôdy sa 

vychádza zo zdroja kontaminácie a jej mobility v pôde. Často polutanty pochádzajúce 

z ovzdušia sú nepohyblivé a budú zostávať v povrchovej vrstve. Napríklad dioxíny 

zostávajú vo vrchnej vrstve pôdy, pretože ich molekuly sú silno viazané na pôdnu 

štruktúru. Keď je pôda porušená napr. oraním, vzorky musia byť odobraté z celej 

porušenej plochy. Keď je štúdium zamerané na príjem živín rastlinami alebo plodinami,

88 

potom vzorkovanie musí zahrňovať celú hĺbku cez ktorú penetruje koreňový systém 

rastlín, pretože tento môže byť väčší ako hĺbka orby. Typické vzorkovače pre odbery 

pôd sú na obr. 32. Pre dopravu do laboratória vzorky musia byť ochladené alebo 

zmrazené. Biologická aktivita sa bude uplatňovať najmä na jar a v lete a bude 

spotrebúvať živiny, vplyv dažďov, ktoré môžu vylúhovať zložky sa uplatňuje po celý 

rok, zatiaľ čo pesticídy a hnojivá sa aplikujú iba v určitých obdobiach roka. 

Obr. 32. Vzorkovače pre odber pôdnych vzoriek 

Spracovanie a sušenie vzoriek. Pre typickú pôdnu vzorku je charakteristická 

mikrobiálna aktivita, preto pôdne vzorky musia byť sušené podobne ako biologické 

vzorky. Pôda sa spravidla suší pri atmosferickom tlaku a izbovej teplote (v niektorých 

prípadoch môže byť do 30 °C) po dobu nie kratšiu ako 24 hodín. Sušením sa získa pôda 

v agregátoch, ktoré sa rozdrtia na častice s veľkosťou pod 2000 μm pre hrubý piesok, a 

pod 2 μm pre ílovú zeminu. Používa sa k tomu trecia miska a tĺčik, odsitovaním 

podielov nad 2 mm sa odstránia kamienky, korienky a iné väčšie častice. Pri spracovaní 

tuhých vzoriek trepaním dochádza k frakcionácii materiálu podľa veľkosti častí, menšie 

častice majú sklon padať pod väčšie častice. Problém rieši použitie kužeľovej 

kvartovacej (štvrtinovej) techniky pri ktorej z celej vzorky sa vytvorí symetrický kužeľ, 

ktorý sa vertikálne rozdelí a alternatívne štvrtiny sú kombinované a zostávajúca 

polovica vzorky sa odloží. Tento proces sa môže opakovať až do získania požadovanej 

veľkosti sub-vzorky.

89 

Extrakcia organických kontaminantov. Organické kontaminanty v pôde sú 

typicky v obsahoch μg.kg -1 . Najjednoduchšie sa organické látky extrahujú pretrepaním 

vzorky s extrakčným rozpúšťadlom (hexán alebo ľahký benzín pre neutrálne organické 

kontaminanty) a ponechaním získaných dvoch fáz v kontakte po dobu niekoľkých 

hodín. Alternatívnou metódou je použitie Soxhletovej extrakcie (obr. 33). 

extrakčné lôžko 

(patrona) pre vzorku 

ohrevný plášť 

Obr. 33. Soxhletova aparatúra pre extrakciu tuhých vzoriek 

extrakčné rozpúšťadlo 

Čerstvé rozpúšťadlo je kontinuálne refluxované cez vzorku umiestnenú 

v poréznom lôžku a sifónový systém vracia extrakt späť do refluxovaného rozpúšťadla. 

Typická extrakcia trvá 12 hodín. Techniku možno použiť pre analyty ktorým refluxná 

teplota nevadí. Použitie hexánu, alebo ľahkého benzínu ako extrakčného rozpúšťadla 

predpokladá, že vzorka je vysušená. Uvedené dve nepolárne rozpúšťadlá sú 

nemiešateľné s vodou a môžu ľahko tvoriť emulziu. V niektorých prípadoch penetrácia 

solventu do vzorky môže byť obtiažna. V prípade vlhkých vzoriek sa pridáva k vzorke 

sušiaci prostriedok, ktorým najčastejšie je síran sodný. Extrakčné rozpúšťadlo sa môže 

modifikovať prídavkom polárneho rozpúšťadla napr. acetónu. Alternatívne, nepolárne 

extrakčné rozpúšťadlo sa môže zameniť za rozpúšťadlo miešateľné s vodou napr. 

acetonitril. Predpokladom je, aby takéto rozpúšťadlo bolo vhodné pre extrakciu analytu. 

Keď vzorka neumožňuje penetráciu rozpúšťadla do štruktúry vzorky, vzorka sa 

kondicionuje polárnym rozpúšťadlom napr. 2-propanolom, ktoré je miešateľné s vodou.

3.2.2.2 Analýza sedimentov a kalov 

90 

Základným problémom pri analýze sedimentov je získanie vzorky z riečneho 

lôžka. Pre plytké odberové plochy sú dostupné dutinové vzorkovače. Odberová trubka 

sa ponorí do sedimentu s otvoreným ventilovým systémom, ventil je po odbere 

uzatvorený aby sa umožnilo vytiahnutie vzorky. Tesne pred dosiahnutím povrchu vody 

trubka je uzatvorená aby sa neporušila štruktúra sedimentu, takže jednotlivé sekcie 

zodpovedajú rozdielnym hĺbkam v sedimente. Pre väčšie hĺbky sa používajú 

jednorazové vzorkovače, ktoré sú tiež vhodné pri neúplnej vertikálnej štruktúre 

sedimentu. Vzorky sa obyčajne skladujú zmrazené. Koncentrácia organických 

polutantov v sedimentoch je často v μg.kg -1 . 

Na rozdiel od iných tuhých vzoriek, sediment obsahuje veľa vody. V laboratóriu 

je vzorka rozmrazená a potom sitovaná, aby sa odstránili väčšie častice. Keď sa majú 

analyzovať prchavé organické polutanty analyzujú sa priamo vlhké vzorky. Príprava 

vzorky môže tiež zahrňovať separáciu vzorky podľa veľkosti častíc mokrým sitovaním. 

Analýza organických kontaminantov v sedimente je založená na rozpúšťadlovej 

extrakcii homogenizovanej suspenzie, ktorá sa získa použitím vysokorýchlostného 

miešadla, často sa extrahuje v Soxhletovej aparatúre. Pre extrakciu sa používajú 

polárnejšie typy rozpúšťadiel, napríklad acetonitril alebo acetón. Keby sa použili pre 

vlhkú vzorku sedimentu hydrofóbne extrakčné rozpúšťadlá získala by sa emulzia vodarozpúšťadlo, 

čo je nevhodné pre analytický postup. 

Analýza kalov odpadových vôd vzhľadom na vysoký obsah vody vo vzorke 

pre analýzu stôp organických kontaminantov vyžaduje podobné spracovanie ako vzorky 

sedimentu. 

3.2.2.3 Analýza rastlinných materiálov 

V prípade analýzy rastlín vzorkou môže byť lístie, koreň alebo celá rastlina. Keď 

sa vzorkuje lístie minimálna výška odberového miesta musí byť taká, aby nebola 

možnosť kontaminácie z pôdy. Vhodné veľkosti vzorky sú spravidla 500-1000 g. Keď 

sa vzorka neanalyzuje okamžite môže sa skladovať v chladničke iba niekoľko málo dní. 

Spracovanie vzorky. Niektoré polutanty sa môžu dostávať na povrch listov 

rastlín z atmosféry. Keďže pri premývaní vzorky môže dôjsť k extrakcii analytov, 

odporúča sa vyhnúť premývaniu vzorky. Alternatívnym postupom môže byť prečistenie 

vzorky jemným štetcom. Prečistenie vzorky je zvlášť dôležité pri stopovej analýze 

kovov, keď koncentrácia analytov v okolitej pôde môže byť vyššia ako vo vzorke

91 

rastlín. Keď sa študujú polutanty produkované rastlinou, atmosferické polutanty sa 

môžu odstrániť premytím. Keď sa však študuje transfer polutantov po potravinovom 

reťazci je nutná celková analýza polutantov alebo tieto sa stanovujú oddelene. 

Napríklad dioxíny nie sú prijímané rastlinami, ale môžu prechádzať potravinovým 

reťazcom z uloženia na listoch rastlín, ktoré sú potravou bylinožravcov. 

Sušenie a homogenizácia. Teplota a trvanie sušenia rastlinných vzoriek je 

kompromisom medzi príliš nízkou teplotou a dlhšou periódou sušenia podporujúcou 

biologickú aktivitu, a kratšou periódou a príliš vysokou teplotou vedúcou k strate 

prchavých látok. Typicky sušiaci proces zahrňuje použitie suchého vzduchu prúdiaceho 

nad vzorkou do 12 hodín pri teplote nie vyššej ako 50 °C. Alternatívne vzorka môže byť 

sušená vymrazovaním pri zníženom tlaku a odstránením vody sublimáciou. Sušenie 

vzorky znižuje možnosť jej zmien spôsobených biologickou aktivitou, inou výhodou je, 

že homogenizácia suchej vzorky je oveľa ľahšia. Pre homogenizáciu sušenej vzorky sa 

používa vysokorýchlostný drtiaci mlyn, treba však zabrániť aby sa kontaminanty 

nedostali do procesu drtenia. 

Extrakcia organických kontaminantov. Organické kontaminanty 

v biologických vzorkách sú prítomné v obsahu μg.kg -1 alebo menej. Pre extrakciu 

organických kontaminantov z rastlinných materiálov sa používajú postupy ako sú 

uvedené pri extrakcii vzoriek pôd. 

3.2.2.4 Analýza zvieracích tkanív 

Z poznatkov uvedených pre analýzu rastlín je veľa platných aj pre analýzu 

zvieracích tkanív, predsa však sa uplatňujú určité rozdiely. Vzorky zvierat sú viac 

náchylné na rozklad, preto musia byť skladované pod 0 °C. Organické látky sa 

extrahujú bez predchádzajúceho sušenia vzorky. Často sa vzorka homogenizuje 

v rotačnom mlyne s vodou a vzorky sú odobraté pre extrakciu ako suspenzia. V prípade 

vlhkých vzoriek sa pridáva tuhé sušiace činidlo. Alkalický rozpúšťací stupeň sa často 

zaraďuje pred extrakciu organických kontaminantov, aby nedošlo k rozkladu 

živočíšneho tkaniva. Pre zabezpečenie kompletnej extrakcie organických polutantov 

z biologických vzoriek sa extrakcia opakuje s rozdielnymi rozpúšťadlami.

3.3 Analýza polutantov v ovzduší 

92 

Medzi plynné polutanty sa zahrňujú nielen tie, ktoré sa nachádzajú vo voľnom 

ovzduší, ako aj v pracovnom ovzduší, pretože obe prostredia môžu mať vplyv na ľudské 

zdravie. Polutanty nachádzajúce sa v týchto prostrediach sa môžu odlišovať v chemickej 

štruktúre aj v koncentrácii, vyššie koncentrácie sú spravidla v pracovnom ovzduší. 

Koncentrácie polutantov sa často rýchlo menia s časom. Koncentrácie polutantov 

spriemerované za určitý časový interval sú vhodné na dlhodobé hodnotenia 

kontaminácie ovzdušia. Detailné zhodnotenie kontaminačnej nehody však spravidla 

vyžaduje meranie okamžitej hodnoty koncentrácie. Pre oba typy meraní sú vypracované 

metódy, ktoré zahrňujú techniky na určenie koncentrácie priamo v teréne, ako aj 

techniky pri ktorých sa vzorka analyzuje v laboratóriu. 

Zoznam charakteristických zložiek v ovzduší a ich koncentrácie je na obr. 34. 

Klesajúca 

koncentrácia 

Obr. 34. Plynné zložky ovzdušia. 

Z uvedených je iba málo plynných zložiek, ktoré nepochádzajú z prírodných zdrojov, 

výnimkou sú freóny. Nelokalizované problémy znečistenia ovzdušia sa týkajú hlavne 

zvýšených koncentrácií prírodne sa vyskytujúcich zložiek nad úroveň neznečisteného 

ovzdušia. Popri problémoch znečistenia spôsobených kyslými dažďami, ktoré obsahujú 

vysoké koncentrácie oxidov síry a dusíka, ako aj globálnym oteplením, ktorého

93 

hlavným prispievajúcim faktorom je zvýšená úroveň oxidu uhličitého, uplatňuje sa 

problém rastúcej koncentrácie metánu a prízemnej úrovne ozónu, ktorý spôsobuje 

dýchacie ťažkosti aj v nepriemyselných oblastiach. 

Problémy lokalizované v mestských alebo priemyselných zónach môžu byť 

komplexné a spôsobené nielen v dôsledku veľkého počtu vypúšťaných polutantov, ale 

tiež v dôsledku atmosferických reakcií, ktorých výsledkom sú nové polutanty. 

Príkladom toho je komplex reakcií vyskytujúcich sa každodenne vo veľkých mestách na 

celom svete. Za špecifických meteorologických podmienok tepelnej inverzie 

koncentrácia polutantov v ovzduší bez rozptylu narastá. Plyny výfukového pôvodu ak 

sú CO, NO, NO2 a nespálené uhľovodíky vzájomne reagujú za tvorby oxidantov vrátane 

ozónu a peroxyacetátnitrátu. Chemické zmeny zloženia ovzdušia v súvislosti 

s fotochemickou nehodou počas dňa sú znázornené na obr. 35. Reakciami sa vytvára 

nad mestom hmla známa ako fotochemický smog, ktorý môže spôsobiť dýchacie 

problémy. 

Koncentrácia (ppm v/v) 

uhľovodíky 

ozón 

aldehydy 

3 6 9 12 15 18 21 

(hod.) 

Obr. 35. Zmeny zloženia ovzdušia počas fotochemickej nehody (tvorba smogu) 

Jeden z hlavných dôvodov pre nepretržitý environmentálny monitoring ovzdušia 

je potencionálny vplyv polutantov, vrátane častíc polutantov v ovzduší, či už priamo 

alebo nepriamo na ľudské zdravie. Väčšina populácie priemyselného sveta strávi značnú 

časť svojho života v pracovnom ovzduší. Preto monitorovanie pracovného (vnútorného) 

ovzdušia je tiež dôležité. Vnútorné ovzdušia sú uzavreté a zabraňujú rozptylu 

polutantov, preto aj koncentrácie plynných polutantov sú vyššie ako vo voľnom

94 

ovzduší. Vnútorné ovzdušie môže mať oveľa širšie rozmedzie polutantov ako je zistené 

vo vonkajšom ovzduší. Súvisí to s tým, že potencionálne nebezpečné chemikálie 

vznikajú alebo sa používajú na pracovisku; príkladom sú plyny zo spaľovania palív, 

rozpúšťadlá z náterových hmôt, pary z čistiacich kvapalín. Ďalšie sú neočakávané 

zdroje, dokonca niektoré druhy izolácie stien môžu do ovzdušia uvoľňovať nebezpečné 

plyny (formaldehyd, vinylchlorid). 

Dôležité je poznať koncentrácie emisií, teda koncentrácie polutantov zo 

spaľovania alebo z motorových výfukov predtým ako sú rozptýlené do environmentu; 

často legislatíva je založená na týchto hodnotách. Výfukové a spalné plyny obsahujú 

oveľa širšie rozpätie plynných zložiek ako sú bežne detekované v ovzduší. Koncentrácia 

polutantov vo voľnom ovzduší postupne klesá, pretože plynné zložky sú kontinuálne 

odstraňované fyzikálnymi alebo chemickými procesmi. Na obr. 36 je uvedené zloženie 

plynov, ktoré sú emitované z typickej elektrárne na spaľovanie uhlia; je zrejmé, že sa 

uvoľňuje aj chlorovodík, fluorovodík a dokonca ortuť. 

Obr. 36. Zloženie plynnej emisie z elektrárne na spaľovanie uhlia 

Keďže koncentrácie polutantov v ovzduší a vo výfukových prúdoch sa môžu 

významne meniť počas krátkeho časového intervalu, pri monitoringu popri informácii o 

momentálnej koncentrácii požaduje sa aj informácia o priemernej koncentrácii za určitý 

časový interval. Niektoré analytické metódy sú vhodnejšie na meranie priemerných

95 

koncentrácií, keď analyt je nahromadený za určitý časový interval. Iné metódy sa 

používajú pre získanie okamžitej koncentrácie polutantu. Je však zrejmé, že aj tieto 

metódy možno použiť na stanovenie priemernej koncentrácie za určitý čas odberu 

vzorky. 

Koncentrácie početných zložiek vo voľnom ovzduší sa menia v 24 hodinovom 

cykle, ktorý zahrňuje vplyv slnečného svetla a emisie tovární. V takom prípade je 

vhodné uvažovať koncentrácie kontaminantov spriemerované za 24 hodín; napríklad 

US National Air Quality Standard pre SO2 je 365 μg.m -3 alebo 140 ppb. Kratšie časové 

priemery môžu byť požadované pre polutanty, ktorých koncentrácia sa rýchlejšie mení 

počas dňa; napríklad US štandardy pre CO sú založené na 8 a 1 hodinových intervaloch. 

Interval vzorkovania 24 hodín nemusí byť vhodný ani pri analýze pracovného ovzdušia, 

čas vzorkovania je spravidla 8 hodín v zhode s priemernou dĺžkou pracovného dňa. Pre 

toxickejšie látky, ako benzén a HCN sa uvažujú maximálne doby expozície, ktorá je 

definovaná ako priemerná maximálna koncentrácia, ktorej inhalácii môže byť osoba 

vystavená. Hoci referenčný interval je 8 hodín, analyzuje sa tiež v kratších intervaloch, 

aby sa predišlo možnosti uplatňovania sa akútnych vplyvov plynných kontaminantov, 

napr. 10 minútový interval pre amoniak je 35 ppm alebo 24 mg.m -3 . 

V tabuľke 3 sú uvedené 8 hodinové štandardy pre osoby vystavené plynným 

kontaminantom, vyjadrené ako objem analytu/celkový objem vzorky. Pri meraní 

suspendovaných častíc sa používajú alternatívne jednotky založené na jednotke 

hmotnosť analytu/celkový objem vzorky, ktoré môžu byť použité pre plynné aj 

časticové materiály v μg.m -3 pre voľné ovzdušie a v mg.m -3 pre pracovné ovzdušie. 

Konverzia ppm na mg.m -3 vyžaduje poznať relatívnu mólovú hmotnosť zložky a 

mólový objem plynu, približne možno uvažovať 24,0 L pre všetky plyny pri 20 °C a 

tlaku 0,1 MPa. 

Tabuľka 3. Osemhodinové štandardy pre osoby vystavené plynným kontaminantom 

(UK) 

ppm (v/v) mg.m -3 

Amoniak 25 17 

Oxid uhoľnatý 50 55 

Metanol 200 260 

Nitrobenzén 1 5

3.3.1 Stanovenie časovo priemerných koncentrácií polutantov ovzdušia 

3.3.1.1 Absorpčné zariadenia 

96 

Známy objem plynu sa prebuble cez absorpčný roztok a po skončení 

vzorkovacieho intervalu roztok sa analyzuje v laboratóriu najčastejšie použitím 

volumetrických alebo spektrometrických metód. Absorpčné zariadenie pozostáva 

z viacerých kontajnerov cez ktoré prebubláva plynná vzorka. Objem vzorky sa zmeria 

plynomerom, pre kratšie časy vzorkovania pri konštantnom prietoku vzorky sa môže 

objem vzorky vypočítať z prietoku plynu a času vzorkovania. Schematický diagram 

absorpčného postupu je na obr. 37. Absorpčné činidlá sa vyberajú podľa typu 

analyzovaného plynu. Známe sú špecifické činidlá pre väčšinu anorganických plynov 

vrátane SO2, Cl2, H2S a NH3, zatiaľ čo CO je jedinou bežnou výnimkou. Typický 

postup je metóda West a Galke pre SO2 so spektrometrickou koncovkou. SO2 je 

absorbovaný vo vodnom roztoku tetrachlórortuti sodíka a pridaním p-rozanilínu 

hydrochloridu (v kyseline chlorovodíkovej) a formaldehydu vyvinuté sfarbenie sa meria 

spektrometricky pri 560 nm. Postup je referenčnou metódou US EPA. 

vstup ovzdušia 

filter na zachytenie 

častíc ovzdušia 

absorpčný roztok 

filter na ochranu čerpadla 

plynomer alebo regulátor 

prietoku vzduchu 

prúd vzorky 

Obr. 37. Absorpčná schéma stanovenia časovo priemernej koncentrácie analytu v 

ovzduší

3.3.1.2 Tuhé adsorbenty 

97 

Najbežnejšou metódou na analýzu organických látok s nízkou koncentráciou 

najmä pre pracovné ovzdušia, je ich adsorpcia na tuhej fáze s nasledujúcou analýzou 

zložiek plynovou chromatografiou. Pre odber vzoriek možno použiť pasívne alebo 

aktívne vzorkovacie metódy (obr. 38). Pasívne vzorkovače nazývané tiež difúzne 

vzorkovače obsahujú adsorbent (aktívne uhlie alebo porézny polymér Tenax) v malej 

trubičke ktorej jeden koniec je uzavretý a druhý vystavený ovzdušiu (obr. 38a). 

Adsorbent je oddelený od ovzdušia difúznou zónou, ktorou je medzera vzduchu alebo 

inertný porézny polymér. Aktívne vzorkovacie metódy presávajú vzorku ovzdušia cez 

vzorkovaciu trubičku pomocou čerpadla (obr. 38b). Vzorkovacie rýchlosti môžu byť až 

niekoľkosto mL.min -1 , ale častejšie sa používajú nižšie prietoky napríklad 20 mL.min -1 , 

takže vzorkovanie môže trvať až 8 hodín. Niektoré adsorpčné trubičky majú dve sekcie 

adsorbentu, hlavná sekcia sa využíva na analýzu, zatiaľ čo druhá sekcia slúži na 

potvrdenie, že kapacita analytickej sekcie sa neprekročila. Dostupné sú aj malé 

čerpadlá, ktoré sa môžu umiestniť spolu so vzorkovacou trubičkou na tele človeka. 

Výhodou aktívneho vzorkovania v porovnaní s pasívnym je to, že nízke koncentrácie 

môžu byť monitorované okamžite. 

a b 

sieťka 

z nehrdz. 

ocele 

adsorbent 

trubička 

z nehrdz. 

ocele 

frita 

hlavný 

adsorbent 

kontrolný 

adsorbent 

Obr. 38. Vzorkovače ovzdušia. 

a) pasívny, b) aktívny, c) difúzna trubička 

sklenná 

trubička 

uzáver 

c 

trietanolamín 

adsorbovaný na 

sieťke z nehrdz. 

ocele 

akrylová 

trubička

98 

Uvoľnenie naadsorbovaného analytu do chromatografu sa uskutočňuje tepelnou 

desorpciou alebo extrakciou rozpúšťadlom. Pri tepelnej desorpcii sa používa podobné 

zariadenie ako pri analýze organických látok vo vode použitím purge and trape techník. 

Pri extrakcii analytu rozpúšťadlom sa vyžaduje zmiešanie adsorbentu s presným 

objemom rozpúšťadla a dávkovanie extraktu do plynového chromatografu. Problémom 

býva adsorpčná a desorpčná účinnosť vzorkovania. Hoci adsorpčná účinnosť môže byť 

považovaná za 100 % desorpčná účinnosť môže byť nižšia a pre každú vzorku 

rozdielna. Štandardné analytické metódy odporúčajú špecifické adsorbenty pre každý 

analyt, pričom desorpčné účinnosti sa majú namerať pre každú novú skupinu trubičiek a 

majú sa zahrnúť do analytických výpočtov. Ďalší problém je predávkovanie adsorbentu. 

Teoretická kapacita adsorbenta sa môže zistiť z publikovaných údajov alebo 

experimentálnym stanovením prebublaním plynu o známom zložení cez trubičku a 

plynovochromatografickým monitorovaním efluentu. Prienikový objem ovplyvňujú 

početné faktory vrátane prítomnosť vodných pár, iných organických látok a teplota. 

Chromatografická separácia sa uskutočňuje použitím štandardných kolón. 

Obyčajne citlivosť detektora pre monitorovanie pracovného ovzdušia nie je 

problematická. Často sa používa plameňový ionizačný detektor, avšak iba vtedy keď 

netreba analyzovať permanentné plyny. Problematickým je výber extrakčného 

rozpúšťadla, pretože rozpúšťadlá na ktoré nedáva odozvu plameňovoionizačný detektor, 

napríklad CS2, môžu byť aj kontaminanty. Pri bežnej analýze kvantifikácia vychádza 

z porovnania plôch píkov analytov a štandardných roztokov dávkovaných do 

chromatografu po korekcii na desorpčnú účinnosť. Desorpčná účinnosť sa získa 

analýzou štandardnej plynnej zmesi, čo však nebýva vždy praktické. Menej správny 

postup je dávkovať známe množstvo čistej látky na adsorbent a merať jej extrakčnú 

výťažnosť. 

3.3.1.3 Príprava štandardných plynných zmesí 

Malé objemy niekoľko málo litrov referenčného plynu možno získať 

dávkovaním známeho objemu čistej zložky ako kvapaliny cez septum do uzavretého 

objemu plynu s jej nasledujúcim odparením. Keď je potrebný kontinuálny prietok 

referenčného plynu, potom sú vhodné dynamické metódy využívajúce permeačné 

trubičky. Tieto obsahujú prchavú organickú látku v malej teflónovej trubičke, ktorá 

umožňuje slabú permeáciu pár cez steny do známeho prietoku plynu. Rýchlosť difúzie

99 

je nastavená vyhriatím teploty trubičky v rozpätí od teploty okolia do 40 °C. Získaná 

koncentrácia analytu v plynnom prúde sa vypočíta zo straty hmoty permeačnej trubičky 

počas daného časového intervalu a z prietokovej rýchlosti plynu. Alternatívnou 

dynamickou technikou pre plyny alebo prchavé kvapaliny je dávkovanie analytu do 

prúdu plynu pri konštantnej rýchlosti použitím striekačkového čerpadla. 

3.3.1.4 Difúzne trubičky 

Väčšina meraní na určenie priemernej koncentrácie analytu za určitý čas je 

založená na absorpčnej alebo adsorpčnej metóde. Ďalšie metódy využívajú difúzne 

trubičky najmä vtedy keď sa má súčasne monitorovať väčší počet miest. Metóda má 

výhodu v jednoduchosti najmä pri manipulácii v odberových miestach vzorky. 

Aparatúra je znázornená na obr. 30c, skladá sa z krátkej trubičky štandardných 

rozmerov 7,1 cm dĺžky a 0,95 cm vnútorného priemeru, ktorá je na jednom konci 

otvorená a absorpčnú kvapalinu má sorbovanú na pletive z nehrdzavejúcej ocele pri 

uzatvorenom konci rúrky. Princíp metódy spočíva vo voľnej difúzii plynu do 

kvapalného činidla. To je vystavené ovzdušiu spravidla niekoľko týždňov a potom 

absorbovaný plyn sa stanovuje štandardnou analytickou metódou. Princíp spočíva 

v tom, že rýchlosť absorpcie je určovaná rýchlosťou difúzie plynu pozdĺž trubičky. 

Podľa Fickovho zákona je rýchlosť difúzie plynu úmerná koncentračnému gradientu. 

Koncentrácia analytu na otvorenom konci rúrky je rovná koncentrácii analytu vo 

voľnom ovzduší. Pri zatvorenom konci rúrky sa predpokladá, že koncentrácia je nulová 

a analyt je kontinuálne absorbovaný kvapalinou, teda rýchlosť difúzie je úmerná 

koncentrácii analytu v ovzduší. Metóda je vhodná najmä pre analýzu zložiek vo voľnom 

ovzduší, zatiaľ čo pri analýze pracovného ovzdušia je výsledok ovplyvňovaný 

rýchlosťou difúzie. Najčastejšie použitie je na stanovenie NO2, keď absorpčnou 

kvapalinou je 3-etanolamín a spektrometricky sa pri 550 nm analyzuje NO2 uvoľnený 

pri použití sulfanylamidu a N-(1-naftyl)etyléndiamín hydrochloridu. Pre vzorkovaciu 

trubičku uvedených rozmerov pri 21 °C platí 

koncentrácia 

QNO 

x 1000 

2 

NO2 

= , 

2,3 x hodiny odberu vzorky

100 

kde QNO2 je kvantita absorbovaného NO2 v nanomóloch, faktor 2,3 je určený zo známej 

hodnoty difúzneho koeficientu plynu a rozmerov trubičky. Presnosť metódy je približne 

10 %. 

Pre stanovenie SO2 vo voľnom prostredí sa používa ako absorbent peroxid 

vodíka 

SO + H O → H SO 

2 

2 

2 

2 

4 

3.3.2 Stanovenie okamžitej koncentrácie znečistenia ovzdušia 

3.3.2.1 Prístroje na priamu registráciu znečistenia (chemiluminiscencia a 

fluorescencia) 

Pre monitorovanie jednotlivých plynných zložiek ovzdušia v celom uvažovanom 

rozpätí sú dostupné komerčné prístroje. Používajú sa prístroje prenosné na meranie 

koncentrácie polutantov voľného ovzdušia, ako aj metódy pre pracovné ovzdušie a 

osobný monitoring. Prístroje pre monitorovanie voľného ovzdušia sú spravidla založené 

na spektrometrických technikách (chemiluminiscencia, fluorescencia a infrared). 

Techniky založené na emisii svetla (chemiluminiscencia a fluorescencia) sú veľmi 

citlivé a sú vhodné na analýzu oxidov dusíka, SO2 a O3 v ovzduší. Chemiluminiscenčná 

metóda analýzy oxidov dusíka je založená na reakcii 

NO + O = NO + O 

3 

2 

2 

+ 

NO2 → NO2 

+ hυ 

λ = 600 – 800 nm 

Ozón generovaný prístrojom sa zmieša so vzorkou za zníženého tlaku a svetelná emisia 

je monitorovaná fotonásobičom ako údaj koncentrácie oxidu dusnatého vo vzorke. 

Celkový obsah oxidov dusíka sa získa tepelnou konverziou NO2 na NO pred analýzou a 

jeho koncentrácia sa vypočíta z rozdielu oboch stanovení. Medza detekcie tejto EPA 

metódy je 10 ppb resp. 18 mg.m -3 . Rovnaká reakcia môže byť využitá na monitorovanie 

ozónu v ovzduší. Medza detekcie 1 ppb resp. 2 μg.m -3 sa získa chemiluminiscenčnou 

metódou založenou na reakcii ozónu s etylénom monitorovaním svetelnej emisie pri 

430 nm s ďalšou výhodou nižšej interferencie prítomného NO. 

SO2 možno merať bez chemického spracovania vzorky chemiluminiscenčnou 

spektrometriou v plynnej fáze s medzou detekcie 2 ppb resp. 5 μg.m -3 . 

Kalibračné metódy spravidla používajú štandardné plynné zmesi, ktoré sa 

získajú použitím permeačných trubičiek.

3.3.2.2 Infračervená spektrometria 

101 

Pre monitorovanie širokého počtu organických pár a anorganických plynov 

v pracovnom ovzduší sa bežne používa infračervená absorpčná spektrometria. Získané 

spektrá môžu byť veľmi zložité, avšak v zásade každý analyt poskytuje charakteristické 

absorpčné spektrum (obr. 39). Ako aj v iných oblastiach elektromagnetického spektra 

platí pre absorpciu žiarenia Lambert-Beerov zákon. Z matematickej formulácie zákona 

vyplýva, že absorbancia žiarenia je úmerná mólovej koncentrácii absorbujúcej látky a 

dĺžke jej dráhy v kyvete. Zvýšenie citlivosti sa dosiahne použitím veľkých vzoriek 

v kyvetách do jedného metra ako aj násobným odrazom žiarenia v kyvete tak, že sa 

získa dĺžka dráhy do 50 metrov. Prístroje pre absorpčnú spektrometriu na analýzu 

plynov sú preto objemné, avšak stále ich možno považovať za prenosné. Laboratórne 

komplexné spektrometre často merajú absorpciu žiarenia po separácii infračerveného 

žiarenia na jeho spektrálne zložky; tieto prístroje sú označované ako disperzné 

infračervené spektrometre. Monitorovaním absorpcie pri rôznych vlnových dĺžkach tak 

jediným prístrojom môže byť analyzovaný značný počet plynov (viac ako 100 rôznych 

plynov a pár). Alternatívou sú nedisperzné spektrometre, ktoré sa používajú vtedy, keď 

spektrálna separácia nie je potrebná. 

Obr. 39. IR spektrá SO2, CH2Cl2 a n-C6H14

102 

Komplexná povaha infračerveného spektra je dôvodom, že v prípade mnohozložkových 

zmesí môže dôjsť k prekrytiu absorpcií. Chromatografická metóda, ktorá separuje 

zložky pred ich kvantifikáciou spektrometrickou metódou je preto vhodnejšou. 

3.3.2.3 Elektrochemické senzory 

V pracovnom prostredí sa často vyžaduje osobný monitoring najmä 

priemyselných plynov ako sú CO2, Cl2, HCN, HCl, H2S a SO2, ktoré sa môžu dostať do 

ovzdušia únikmi alebo v nevetraných uzavretých priestoroch. Pre analýzu jednotlivých 

plynov sú dostupné osobné monitory, ktoré sú založené na elektrochemických 

princípoch, pričom rozdielny princíp je požadovaný pre každý jednotlivý plyn. 

Reakciou plynného analytu na elektróde sa vytvára prúd, ktorý je úmerný koncentrácii 

analytu v plynnej fáze. Monitorovanie môže popri údaji o koncentrácii zahrňovať aj 

zvukový alarm, keď sa prekročí maximálna koncentrácia analytu. 

3.3.2.4 Trubičky pre detekciu plynov 

Pre monitorovanie pracovného ovzdušia, v ktorom je možnosť nahromadenia 

vysokej koncentrácie nebezpečných plynov sa požadujú jednoduché prístroje. Takými 

sú plynové detekčné trubičky, ktoré sú komerčne dostupné pre najbežnejšie prchavé 

organické látky a anorganické plyny. Trubičky sú zo skla, niekoľko centimetrov dlhé a 

sú naplnené špecifickým činidlom adsorbovaným na inertnom nosiči. Pri analýze určitý 

objem plynu sa čerpadlom presaje cez reakčnú trubičku. Vzorkovací čas je niekoľko 

málo sekúnd, počas ktorého sa vyvinie sfarbenie trubičky. Trubičky sú okalibrované, 

takže intenzita sfarbenia môže byť priamo vzťahovaná ku koncentrácii analytu. 

Sfarbenie môže byť vytvorené rôznymi metódami. Napríklad detekčná trubička 

pre sírovodík obsahuje bezfarebnú olovnatú soľ adsorbovanú na silikagéli a produktom 

je čierny sírnik olovnatý 

2+ 

PB H2 

+ S → PbS + 2H 

V iných prípadoch sfarbenie je dôsledkom zmeny indikátora. Detekčná trubička pre 

CO2 obsahuje ako činidlo hydrazín a kryštalickú violet ako redox indikátor. Reakcia 

s CO2 spôsobuje zmenu farby indikátora do purpurova 

CO2 + N2H 

4 → H2 

− NH − CO2H 

. 

+ 

Rôzne trubičky sú dostupné pre každý plynný analyt s rozdielnym 

koncentračným rozsahom. Dostupné rozsahy sú typické pre pracovné ovzdušie ako aj 

.

103 

pre emisné koncentrácie od ppm do percentuálnej úrovne, môžu však byť rozšírené aj 

na nižšie koncentrácie. Dosiahne sa to zväčšením objemu vzorkovaného plynu použitím 

kontinuálneho čerpadla. Treba však zabrániť stripovaniu činidla z nosiča alebo jeho 

oxidácii. Trubičky sa spravidla používajú pre vzorkovacie intervaly nie dlhšie ako 

niekoľko minút, preto nie sú vhodné pre monitoring nízkych koncentrácií. Presnosť 

analýzy vyjadrená relatívnou smerodajnou odchýlkou je pre jednotlivé analyty rôzna. 

V najlepšom prípade, napríklad pri detekcii H2S, keď chemická reakcia prebieha rýchlo 

je 5 až 10 %. V menej priaznivých prípadoch, napríklad pri detekcii ortuti je 20 až 30 

%. Interferovať môžu anorganické plyny, a aby sa odstránili možné interferencie do 

trubičky sa vkladá ďalšia separačná vrstvička reakčného činidla pred kalibračnú vrstvu. 

Trubička pre stanovenie CO obsahuje vrstvičku chrómu (VI) na odstránenie sírovodíka, 

benzénu a ďalších organík. Výraznejšie sú interferencie pri detekcii špecifických 

organických zlúčenín, napríklad susedné členy homologických radov dávajú pozitívnu 

indikáciu na trubičkách s hexánom. 

3.3.2.5 Plynová chromatografia v analýze ovzdušia 

Metóda priameho dávkovania vzorky ovzdušia do plynového chromatografu bez 

predkoncentrácie nachádza uplatnenie pri analýze anorganických plynných zložiek ako 

O2, N2, CO, CO2 najmä vo výfukoch alebo dymových plynoch, ako aj pri analýze 

ovzdušia obsahujúceho zmesi prchavých organických látok. Chromatograf môže byť 

umiestnený v laboratóriu alebo môže byť prenosný a umiestnený na monitorovacom 

mieste, alebo môže byť trvalo umiestnený na vzorkovacej stanici mimo laboratória. 

Rozdiely medzi prenosnými a laboratórnymi prístrojmi sú v tom, že prenosné prístroje 

majú menšiu veľkosť, menšiu hmotnosť a menší počet nosných a prídavných plynov 

ako aj ďalšieho príslušenstva. Používa sa chromatografická kolóna, ktorá môže 

separovať zložky pri teplote okolia, čo odstraňuje potrebu vysokoteplotného termostatu. 

Uprednostňujú sa detektory, ktoré nepotrebujú prídavné zdroje plynov, predsa však pre 

analýzu organických analytov sa spravidla používa plameňovoionizačný detektor. 

Pre vzorkovanie ovzdušia sa používajú rôzne kontajnery (obr. 40). Prenosné 

prístroje obyčajne zahrňujú malé čerpadlo na presatie ovzdušia cez vzorkovaciu 

trubičku. Pri odbere vzoriek ovzdušia a ich dávkovaní do plynového chromatografu sa 

môžu uplatňovať niektoré problémy. Používajú sa pomerne veľké vzorkovacie nádoby o 

objeme niekoľko sto mililitrov, a môže byť obťažné udržať tesnosť nádoby prípadne

104 

zabrániť kontaminácii vzorky. Zložky prítomné v nízkych koncentráciách sa môžu 

strácať reakciami na stenách nádoby. 

Obr. 40. Vzorkovače na plyny. 

sklený vzorkovač so septom 

evakuovaný sklený 

vzorkovač 

plastový vzorkovací vak 

plynotesná striekačka 

vzorkovacia slučka pre plyny 

Pri plynovochromatografickej analýze sa pre separáciu anorganických zložiek a 

organických zložiek s malou mólovou hmotnosťou používa chromatografia plyn - tuhá 

látka s rôznymi typmi stacionárnych fáz. Pre analýzu permanentných plynov sa často 

ako stacionárne fázy používajú molekulové sitá – syntetické zeolity. Tieto separujú 

permanentné plyny podľa ich mólovej hmotnosti (obr. 41). 

Obr. 41. GC separácia permanentných plynov na kolóne s molekulovým sitom 5A

105 

Za uvedených podmienok však jedna z najdôležitejších zložiek spalných plynov oxid 

uhličitý je nevratne adsorbovaný na molekulovom site. Kolóna so silikagélom ako 

stacionárnou fázou je vhodná na analýzu CO2 avšak ďalšie permanentné plyny sa 

nedelia, takže úplná analýza dymových plynov vyžaduje použitie obidvoch týchto 

kolón. Organické porézne polyméry (porapaky) sa môžu použiť pre analýzu 

organických zlúčenín s nízkou mólovou hmotnosťou spolu s anorganickými plynmi. 

Kapilárne kolóny s tenkou vrstvou adsorbenta, ako aj kolóny s hrubým filmom 

stacionárnej kvapalnej fázy sú vhodné pre separáciu prchavých organických látok. 

Pre detekciu všetkých plynných zložiek je vhodný tepelnevodivostný detektor, 

zatiaľ čo plameňovoionizačný detektor nedetekuje anorganické zložky. 

Tepelnevodivostný detektor je pomerne málo citlivý, takže nemôže byť použitý pre 

stopovú analýzu, medze detekcie sú v oblasti niekoľko málo sto ppm. Najvyššiu 

citlivosť pri tomto detektore možno dosiahnuť použitím nosných plynov s vysokou 

tepelnou vodivosťou. Najvyššiu citlivosť umožňuje vodík avšak jeho použitiu bránia 

bezpečnostné dôvody, pretože so vzduchom tvorí výbušnú zmes. Hélium poskytuje 

mierne nižšiu citlivosť ako vodík a je pomerne drahé. Alternatívny postup je možný pri 

stanovení CO, ktorý sa po redukcii na metán (použitím Ni katalyzátora) stanovuje 

citlivejšie plameňovoionizačným detektorom. Tento detektor sa všeobecne používa pre 

analýzu organických zložiek, u prenosných prístrojov je však problém s prevádzkou 

plameňovoionizačnho detektora. Tepelnovodivostná detekcia sa môže použiť ako 

alternatíva pre analýzu zložiek s vyššou koncentráciou. Často sa stanovuje celkový 

obsah organických zložiek v ovzduší bez stanovenia jednotlivých zložiek. Pritom 

vzorka sa môže dávkovať priamo bez použitia alebo použitím krátkej chromatografickej 

kolóny a odozva detektora je úmerná celkovému obsahu organických látok. 

3.3.2.6 Diaľkové senzory 

Pre analýzu ovzdušia sú dostupné viaceré prístroje, ktoré môžu analyzovať 

vzorky v miestach vzdialených od laboratória. Pritom sú často používané 

spektrometrické metódy, ktoré umožňujú merať svetelnú absorpciu plynného analytu 

priamo bez odberu vzorky, meraním absorpcie svetla cez časť ovzdušia. Takáto metóda 

je princípom diaľkového merania. Väčšina environmentálne zaujímavých vzoriek býva 

v koncentráciách ppb v/v. Tieto koncentrácie možno považovať za príliš nízke pre 

priame meranie absorpcie, avšak na kompenzáciu nízkych koncentrácií možno použiť

106 

extrémne dlhé dráhy. Volí sa vlnová dĺžka svetla, ktorá je absorbovaná analytom a nie 

inými zložkami ovzdušia. 

3.3.3 Analýza častíc v ovzduší 

Značná časť kontaminácie ovzdušia je vo forme časticových materiálov. Častice 

sú prírodné zložky ovzdušia, ktoré zahrňujú kondenzačné produkty z prírodného 

spaľovania (lesné požiare, vulkanická činnosť), produkty reakcií stopových plynov 

(chlorid amónny, sírne a dusíkaté soli), ako aj materiály uvoľnené zo zemského povrchu 

(soli z oceánov, minerálny prach z kontinentálnej hmoty krajiny). Okrem uvedených sú 

to aj častice ovzdušia produkované ľudskou činnosťou. Tieto môžu prevládať 

v mestskom ovzduší, hlavným zdrojom sú spaľovacie a spopoľňovacie procesy. Častice 

majú dôležitú úlohu v chémii ovzdušia, pretože mnohé reakcie v ovzduší, ktoré sa na 

prvý pohľad javia, že prebiehajú v plynnej fáze, v skutočnosti prebiehajú či už na 

povrchu časticovej hmoty, alebo v kvapalnej fáze vo vode naadsorbovanej na povrchu 

častíc. Napríklad, mestský smog ako hlavné zložky často obsahuje SO2 a tuhé častice, 

pričom oba materiály pochádzajú zo spaľovania uhlia. V Londýne v roku 1952 sa 

približne 3000 úmrtí za týždeň pripísalo na účet smogu, keď maximálna koncentrácia 

SO2 bola 3,8 mg.m -3 (1,34 ppm). Takáto koncentrácia bez prítomnosti častíc nevykazuje 

toxický vplyv na človeka. Uplatňuje sa však silný synergický účinok, pretože častica 

vytvára povrch na oxidáciu SO2 v kvapalnej fáze na kyselinu sírovú, ktorá zostáva 

adsorbovaná na povrchu častice. Distribúcia atmosferických častíc bola taká, že pri 

inhalácii sa tieto uložili v pľúcach. Dráždenie zapríčinené časticovým materiálom sa 

zvýšilo účinkom adsorbovanej vrstvy kyseliny sírovej. 

Atmosferický transport vo forme častíc je jedným z hlavných spôsobov pre 

rozptyl polutantov. Napríklad významný spôsob rozptylu olova je cez ovzdušie pričom 

olovo je transportované prevažne vo forme anorganickej soli. Podobne platí aj pre iné 

materiály v ovzduší. Málo prchavé organické látky sa vyskytujú v atmosfére čiastočne 

v parnom stave a čiastočne v tuhej fáze ako organické častice alebo adsorbované na 

anorganických časticiach. 

Na charakterizáciu obsahu častíc vo vzorke ovzdušia ako predbežné meranie sa 

stanovuje celková koncentrácia častíc, ako hmotnosť tuhých častíc vyextrahovaných 

z určitého objemu ovzdušia filtráciou alebo inými metódami. Typické hodnoty sú: 70 

μg.m -3 pre vidiecke ovzdušie, 300 μg.m -3 pre mestské ovzdušie, 1 mg.m -3 pre pracovné 

ovzdušie, 100 mg.m -3 pre dymové plyny z elektrárne.

107 

Ďalej sa analyzuje distribúcia veľkosti častíc a analytické zloženie častíc. Často 

sa používa elementárna analýza najmä pre kovy. Analytický problém je obťažnejší, keď 

sa jedná o častice obsahujúce vodu, pretože anorganická zložka častíc môže byť silne 

nerozpustná najmä v prípade kremičitých solí. Pre analýzu obťažne rozpustných častíc 

sa používajú dva postupy. Extrémne podmienky sa použijú k rozpusteniu vzorky 

s nasledujúcou analýzou kovov. Inou metódou je použitie techník, ktoré nepožadujú 

rozpustenie vzorky. 

Doba zadržania častice v ovzduší je závislá od jej veľkosti. Čím väčšia veľkosť, 

tým je úlet z ovzdušia rýchlejší. Častice menšie ako 0,1 μm sa považujú za schopné 

vytvárať trvalé suspenzie. Čím sú častice menšie, tým je aj väčšia možnosť, že častice 

sa budú dostávať do pľúc a majú väčší potencionálny fyziologický účinok. Táto frakcia 

častíc sa označuje ako prach a všeobecne sa vzťahuje na častice menšie ako 5 μm. 

3.3.3.1 Vzorkovanie častíc ovzdušia 

Odber vzoriek na analýzu častíc v ovzduší je náročný, pretože ich koncentrácia 

sa môže rýchlo meniť s časom a miestom. V pracovnom ovzduší sa obyčajne meria 

vertikálna koncentrácia častíc na niekoľko málo centimetroch, aby sa zabezpečilo 

osobné vzorkovanie pre zhodnotenie vystavenia človeka kontaminácii. Vo voľnom 

ovzduší sa koncentrácie častíc stanovujú použitím veľkoobjemových vzorkovačov, 

vzorka ovzdušia prúdi cez veľkopriemerový membránový filter 20 až 25 cm 

objemovovou rýchlosťou 75 m 3 .hod -1 . Typické vzorkovacie časy sú jedna hodina pre 

kontaminované mestské ovzdušie a do dvanásť hodín pre čisté vidiecke ovzdušie. Výber 

filtra závisí od zádrže požadovanej veľkosti častíc, neprítomnosti stopových nečistôt na 

filtri, kompatibilnosti s nasledujúcim analytickým postupom (niektoré postupy vyžadujú 

totálne spálenie obsahu filtra a iné jeho rozpustenie). Celulózové filtre sa používajú pre 

kovy a anorganické anióny, a sklennovláknové prípadne kremičité filtre pre organické 

kontaminanty. Keď vzorkovanie má charakterizovať celkový obsah organiky v ovzduší 

odoberá sa tuhá aj parná fáza. Po prechode cez filter na odstránenie častíc, vzduch prúdi 

ďalej cez adsorbent na zachytenie zložiek parnej fázy. Analýza oboch fáz potom 

prebieha oddelene. 

3.3.3.2 Analytické metódy zahrňujúce rozpúšťanie vzorky 

Keď zloženie vzorky je neznáme, čo je typické pre vzorky voľného ovzdušia, na 

rozpúšťanie častíc ovzdušia sa používa kyselina fluorovodíková, ktorá rozpúšťa aj

108 

kremičitany. Táto kyselina spôsobuje však spaľovanie a pôsobí na sklenenú aparatúru. 

Pre stanovenie sa používa teflónová aparatúra a na kyselinu fluorovodíkovú rezistentné 

digestórium. Keď je zloženie vzorky prachu známe, napr. u vzoriek z pracovného 

ovzdušia, rozpúšťadlo sa volí podľa známej rozpustnosti vzorky; používa sa zriedená 

kyselina, mierne oxidačné činidlá alebo dokonca voda. 

Jednoduché stanovenie obsahu organických zlúčenín spočíva v analýze 

celkového obsahu organického uhlíka, alebo sa zisťuje zo straty hmotnosti vzorky po 

extrakcii organickým rozpúšťadlom. Zložky extraktu sa potom analyzujú 

chromatografickými a spektrometrickými metódami. 

3.3.3.3 Priama analýza tuhých látok v ovzduší 

Patria sem metódy elementárnej analýzy použitím prístrojov dostupných len 

v špecializovaných laboratóriách ako je x-lúčová fluorescencia, x-lúčová emisia, 

neutrónová aktivačná analýza a infračervená spektrometria. 

4. ULTRASTOPOVÁ ANALÝZA KOMBINOVANÝMI 

METÓDAMI GC/MS 

Niektoré zlúčeniny, napríklad dioxíny a ďalšie majú značnú schopnosť sa 

bioakumulovať a vyznačujú sa tak vysokým stupňom toxicity, že je potrebné ich 

monitorovať pri koncentráciách ng.L -1 alebo ng.kg -1 (v pitnej vode dokonca v pg.L -1 ). 

Takéto analýzy vyžadujú nielen vysokú citlivosť a selektivitu, ale tiež značnú 

analytickú skúsenosť. Jednotlivé kongenéry majú rozdielne fyzikálne a chemické 

vlastnosti, čo vedie k rozdielnej schopnosti bioakumulácie, rýchlosti degradácie a 

toxicity. Relatívne množstvá jednotlivých zložiek z jednotlivých zdrojov sú rozdielne a 

stanovenie ich koncentrácie môže poskytnúť informácie o ich pôvode. Význam merania 

takýchto nízkych koncentrácií súvisí s tým, že ich koncentrácia môže byť významne 

vyššia v organizme s porovnaní s environmentom v ktorom organizmy žijú. Pre 

ultrastopovú analýzu sa používa systém GC/MS, príp. systém GC-ECD. Pri najnižšej 

úrovni detekcie sa analyzujú polychlórované dibenzo-p-dioxíny (PCDD), najznámejší 

kongenér tejto skupiny je 2,3,7,8-tetrachlórdibenzo-p-dioxín, ktorý sa vyznačuje 

vysokoakútnou toxicitou pre niektoré látky v laboratórnych testoch. Ďalšou skupinou sú

109 

polychlórované dibenzofurány (PCDF) s najtoxickejším kongenérom 2,3,7,8- 

tetrachlórovým derivátom. V environmentálnych vzorkách sú spravidla v komplexných 

zmesiach skupiny PCDD a PCDF obsahujúce kongenéry so všetkými možnými 

substitučnými polohami. 

Na obr. 34 je uvedená štruktúra polychlórovaných dibenzo-p-dioxínov a 

polychlórovaných dibenzofuránov. Zahrňuje spolu 210 zložiek (75 PCDD a 135 

PCDF), z toho 17 PCDD a PCDF s 2,3,7,8-substitúciou. Vznikajú počas spaľovania 

organických materiálov obsahujúcich chlór, a zistili sa tiež ako kontaminanty 

v niektorých chlórovaných chemických produktoch. Spaľovacie zdroje zahrňujú 

chemické a mestské spaľovne, elektrárne na spaľovanie uhlia a domáce spaľovanie 

uhlia. Vznikajú aj prirodzenou cestou požiarmi lesov a krovín. 

štruktúra PCDD štruktúra PCDF 

Obr. 42. Štruktúra polychlórovaných dibenzo-p-dioxínov (PCDD) a polychlórovaných 

dibenzofuránov (PCDF). Chlór môže byť v každej substitučnej polohe 1 až 4 a 6 až 9 

Do tejto skupiny sa niekedy zahrňujú polychlórované bifenyly (PCB). Predsa 

však vo vzorkách sú prítomné vo vyšších koncentrácie ako PCDD a PCDF a môžu byť 

separované ako súčasť extrakčnej schémy. 

Biokoncentračný faktor definovaný ako pomer koncentrácie zložky v organizme 

k jej koncentrácii v okolitej vode pre PCDD je extrémne vysoký; kongenér 2,3,7,8tetradichlór 

dibenzo-p-dioxín sa akumuluje tiež v sedimentoch. Koncentrácie dioxínov 

vo vzorkách prírodných vôd nie sú známe (sú pod medzou detekcie), známe sú 

v pôdach, sedimentoch, ovzduší a živých organizmoch (tabuľka 4). Nízky tlak 

nasýtených pár indikuje, že dioxíny v atmosfére sú najmä v tuhom stave a analýza častíc

110 

ovzdušia je preto veľmi dôležitá. Ďalšou vlastnosťou PCDD a PCDF je ich silná 

väzbová schopnosť na organický materiál v pôdach, s čím súvisí ich pomerne vysoká 

koncentrácia v pôdach. Pôda bráni fotolytickej degradácii, ktorá sa môže vyskytnúť, 

keď zložky sú vystavené slnečnému svetlu. 

Tabuľka 4. Typické koncentrácie PCDD a PCDF v rôznych environmentálnych 

Analyt 

Tetrachlórdibenzop-dioxíny 

Tetrachlórdibenzop-furány 

matriciach 

Vidiecka pôda 

[μg.kg -1 ] 

Mestské 

ovzdušie 

[pg.m -3 ] 

Odpadové kaly 

[μg.kg -1 ] 

Ľudské tkanivo 

[μg.kg -1 ] 

3 až 8 < 0,02 až 6,5 < 0,01 až 0,37 3 až 10 

5 až 30 < 0,02 až 18,7 < 0,01 až 0,90 3 až 9 

Porovnaním koncentrácií v tabuľke 4 s typickými hodnotami iných organických 

polutantov v pôdach a kaloch, v ovzduší a živých organizmoch vyplýva, že koncentrácie 

PCDD a PCDF sú približne 1000-krát nižšie. Vzhľadom na veľký počet kongenérov 

oboch typov zlúčenín, ich separácia a nasledujúce stanovenie je náročné. Najtoxickejšie 

sú kongenéry so 4 až 6 chlórmi v molekule a substituované v polohe 2,3,7,8, preto aj 

analýzy sa zameriavajú najmä na kongenéry so 4 alebo viac atómami chlóru v molekule. 

4.1 Analytické metódy pre ultrastopovú analýzu 

Analýza organických mikropolutantov zahrňuje tieto hlavné stupne: extrakcia 

analytu, separácia interferujúcich zložiek, nakoncentrovanie, analytická separácia a 

stanovenie použitím detektora záchytu elektrónov pre chlórované zlúčeniny. Pri analýze 

koncentrácií ng.L -1 je potrebné zvýšiť celkový nakoncentrovací faktor v prípravných 

stupňoch a zvýšiť citlivosť detekcie. Príspevok prvého faktora je pomerne malý (objem 

finálneho extraktu možno znížiť z 1 ml na 0,1 ml a možnosti zväčšenia východiskovej 

vzorky sú tiež obmedzené). Podstatné zvýšenie citlivosti umožňuje selektívna detekcia.

111 

4.1.1 Faktory ovplyvňujúce citlivosť detekcie 

Určujúci faktor pri stopovej analýze mnohozložkovej zmesi je kolísanie 

základnej línie na chromatograme spôsobené nerozdelenými malými píkmi, ktoré 

predstavujú interferujúce zložky neodstránené pri spracovaní vzorky. Efekt možno 

minimalizovať: 

− zvýšením rozlišovacej schopnosti chromatografickej kolóny sa zníži prekrytie a 

malé píky sú lepšie rozlíšené od základnej línie, preto vysokorozlišovacie kapilárne 

kolóny sú nutné pre ultrastopovú analýzu, 

− zlepšenie spracovania extraktu za účelom odstránenia malých zložiek; rastie však 

čas analýzy, a každý ďalší stupeň analýzy zvyšuje možnosť strát alebo kontaminácie 

vzorky, 

− použitie selektívnejšieho detektora, ktorý nebude dávať odozvu na malé píky; 

vhodné sú niektoré formy hmotnostnospektrometrickej detekcie, avšak cena 

zariadenia je značne vyššia. 

4.1.2 Hmotnostnospektrometrická detekcia 

V hmotnostnej spektrometrii je analyt ionizovaný pri vysokom vákuu spravidla 

použitím nárazu elektrónov. Fragmentáciou molekúl analytov vzniknuté ióny sú 

usmernené do zväzku, urýchlené a potom separované podľa ich hmotností alebo 

presnejšie podľa ich pomeru hmotnosť/náboj (m/z). Vysokorozlišovacie hmotnostné 

spektrometre separujú ióny použitím magnetického a elektrostatického poľa, zatiaľ čo 

nízkorozlišovacie spektrometre GC-MS používajú elektrostatickú kvadropólovú 

separáciu. Pík s najvyšším pomerom m/z je často ale nie vždy z nefragmentovaného 

iónu, čo možno využiť na potvrdenie relatívnej mólovej hmotnosti analytu. 

Fragmentové ióny (obr. 43) môžu poskytnúť informáciu o chemických skupinách 

v molekule a za priaznivých okolností môže byť z nich určená molekulová štruktúra 

analytu. Jednoduchou metódou identifikácie je porovnanie nameraného spektra so 

spektrom príslušného referenčného materiálu alebo s referenčnou knižnicou.

Obr. 43. MS fragmentogram p,p’-DDT 

112 

Pri použití hmotnostného spektrometra ako univerzálneho 

plynovochromatografického detektora zaznamenáva sa celkový iónový tok (TIC), 

typický chromatogram je na obr. 44. 

počet chlórov v 

molekule 

Obr. 44. MSD-TIC chromatogram zmesi dioxínov 

V prípade jednoduchých zmesí chromatografické píky môžu byť identifikované a ich 

čistota potvrdená na základe kompletného hmotnostného spektra pre každý pík alebo 

pre časť píku. Aj pri takomto jednoduchom použití hmotnostného spektrometra je 

zrejmé ako veľa údajov možno získať o analytoch. Problematické pri analýze zmesí 

PCDD a PCDF je, že rozdielne látky môžu poskytovať identické fragmentácie a 

identifikácia na základe samotného hmotnostného spektra je obťažná. Takáto aplikácia 

GC-MS je vhodná pre predbežnú charakterizáciu analytov, nevyužíva sa však 

schopnosť spektrometra ako selektívneho detektora. Najjednoduchšie je selektívne

113 

monitorovať jednotlivý ión, spravidla molekulový ión zložky t.j. ión s rovnakou 

mólovou hmotnosťou ako má východisková molekula. Získa sa tým zvýšenie citlivosti 

v porovnaní s detekciou celkového toku iónov, pretože detektor spotrebúva celý čas na 

monitorovanie jedného iónu v porovnaní s monitorovaním celého rozsahu iónov. 

Získaný chromatogram obsahuje menej píkov ako pri zázname celkového prúdu iónov, 

avšak v takej zmesi ako je extrakt dioxínov chromatogram môže byť ešte stále zložitý. 

Napríklad, keď hmotnostný detektor je nastavený na m/z 322 detekujú sa všetky 22 

tetrachlórdibenzo-p-dioxínové izoméry spolu s iónmi od iných zložiek, ktoré tiež 

obsahujú tento ión. 

Potenciálne interferencie na chromatograme možno zistiť monitorovaním 

fragmentov pri dvoch alebo viacerých hodnotách m/z. Keď na analýzu dioxínov sa 

použije postup využívajúci prírodne vyskytujúci sa chlór približne v pomere 3:1 pre 

zmes 35 Cl a 37 Cl izotopov, každý molekulový fragment obsahujúci jeden chlórový atóm 

bude možné detekovať pri dvoch hodnotách m/z odlišujúcich sa o dve hmotnostné 

jednotky pričom ich intenzity budú v pomere 3:1. Keď sa fragment nedetekuje pri 

obidvoch hodnotách m/z potom predpoklad, že fragment obsahuje chlór je chybný. Keď 

relatívne intenzity nie sú v pomere 3:1 a je isté, že jeden chlór je prítomný vo 

fragmente, jedná sa o interferenciu z iného iónu, ktorý má hodnotu m/z identickú 

s jedným z iónov. Keď fragment obsahuje viac ako jeden chlórový atóm, záznam je 

zložitejší, ale pomerne ľahko sa môže vyhodnotiť. Relatívne intenzity iónov 

obsahujúcich jeden až štyri atómy chlóru sú na obr. 45. Napríklad pri detekcii 

nefragmentovaného iónu 3,7,8-tetrachlórdibenzo-p-doxínu možno vychádzať z iónov 

s najvyššou intenzitou: 

Analyt m/z 

12 C12 1 H4 16 O2 35 Cl4 

320 

12 

C12 1 H4 16 O2 35 Cl3 37 Cl 322 

12 

C12 1 H4 16 O2 35 Cl2 37 Cl2 324 

12 

C12 1 H4 16 O2 35 Cl 37 Cl3 326 

328 

12 C12 1 H4 16 O2 37 Cl4 

Prítomné budú tiež početné píky s menšou intenzitou v dôsledku iónov obsahujúcich 

jeden alebo viac 13 C atómov v porovnaní s 12 C; prírodný obsah 13 C je 1,08 %. Ióny m/z 

320 a 322 sú najintenzívnejšie a v praxi sa najčastejšie monitorujú. Je zrejmé, že

114 

existencia chlórových izotopov je výhodnou pri identifikácii chlórovaných fragmentov, 

avšak aj iné látky môžu byť detekované pri zvolených hodnotách m/z. Napríklad, keď 

sa uvažuje p,p’-DDE, najintenzívnejší molekulový ión je m/z 318, takže tento nebude 

detekovaný pri nastavení spektrometra na m/z 320 a 322. Prítomné sú píky s nižšou 

intenzitou pri m/z 316, 320, 322 a 324 z ktorých dva potencionálne interferujú pri 

stanovení 2,3,7,8-tetrachlórdibenzo-p-dioxínu. 

Obr. 45. Relatívne intenzity iónov obsahujúcich viac ako jeden atóm chlóru 

M = ión obsahujúci výhradne 35 CI 

Keď sa pri detekcii nastaví napríklad m/z 320 a 322, potom budú detekované 22 

tetrachlórované izoméry a nie iné polychlórované dioxíny. Detektor možno nastaviť na 

ďalšie hodnoty m/z zodpovedajúce iným látkam, predsa však nutno uvažovať 

kompromis, pretože celková citlivosť merania klesá s rastom počtu detekovaných iónov. 

Problém možno vyriešiť zmenou monitorovaných iónov počas elúcie. Tento postup 

vyžaduje, aby chromatografická kolóna separovala zmes na skupiny izomérov. Väčšina 

plynovochromatografických kolón používaných pre analýzu dioxínov umožňuje takúto 

skupinovú separáciu, avšak za cenu neúplnej separácie niektorých individuálnych 

izomérov (obr. 44). 

Teda detekcia pri analýze dioxínov sa uskutočňuje detekciou vybraných iónov 

pri dvoch alebo viacerých hodnotách m/z a detekciou rozdielnych skupín izomérov 

zmenou hodnôt m/z monitorovaných v priebehu chromatografovania vzorky. Ďalšie dve 

metódy selektívnej hmotnostnospektrometrickej detekcie sú uvedené ďalej.

115 

Hoci niektoré ióny vykazujú identické hmotnosti na nízkorozlišovacích 

spektrometroch, tieto môžu byť rozlíšené použitím vysokorozlišovacích hmotnostných 

spektrometrov. Napríklad nasledujúce ióny (molekulové ióny alebo fragmenty) sa 

detekujú pri m/z 322 na nízkorozlišovacom hmotnostnom spektrometre: 

Analyt Presná hmotnosť 

Tetrachlórované dioxíny 321,8936 

DDE 321,9292 

DDT 321,9219 

Tieto ióny môžu byť selektívne detekované vyskorozlišovacou hmotnostnou 

spektrometriou vzhľadom na určité, i keď malé rozdiely v ich presných hmotnostiach. 

Výhodou je, že náročnosť spracovania vzorky môže byť znížená. Predsa však vzhľadom 

na podstatne nižšiu cenu väčšina publikovaných metód pri analýzach PCDD používa 

nízkorozlišovaciu hmotnostnú spektrometriu. 

Ďalšou technikou je tandemová hmotnostná spektrometria (MS/MS), pri ktorej 

jeden ión napríklad m/z 322 sa podrobí sekundárnej fragmentácii pre potvrdenie identity 

iónu. Predpokladalo sa, že táto metóda úplne odstráni potrebu spracovania vzorky aj pri 

analýze dioxínov v zložitých mnohozložkových vzorkách a tým sa značne zníži čas 

analýzy. Predsa však pre niektoré vzorky sa ukazuje ich predchádzajúce spracovanie 

pred MS analýzou nutné. 

4.1.3 Kvantifikácia 

Bežne sa analyt kvantifikuje pridaním známeho množstva vnútorného štandardu 

do vzorky pred extrakciou. Postup kompenzuje straty vzorky v čistiacom stupni analýzy 

za predpokladu, že straty štandardu sú identické so stratami analytu, a tiež zabezpečuje, 

že stanovenie je nezávislé od zmien v citlivosti spektrometra. Ako vnútorné štandardy 

sa používajú úplne substituované 13 C izotopicky značené zlúčeniny. V ideálnom prípade 

jeden vnútorný štandard 13 C by sa mal pridať ku každej stanovovanej zložke, čo však 

nie je praktické. Bežná prax je použiť pre každú skupinu izomérov jeden štandard, 

ktorým bežne je zložka obsahujúca 2,3,7,8 substitúciu. Izotopicky značené deriváty sú 

dostupné pre všetkých 17 PCDD a PCDF, ktoré obsahujú túto štruktúru. Koncentrácia 

ostatných typov kongenérov sa môže vypočítať, keď sa stanoví ich odozva vzhľadom na 

2,3,7,8-izomér použitím referenčných materiálov, ktoré však nie sú vždy dostupné.

116 

Predsa však, keď iné zložky sa nestanovujú individuálne a koncentrácia izomérnej 

skupiny napríklad celkovo chlórovaných PCDD sa považuje za dostatočnú informáciu, 

skupinová koncentrácia sa stanoví použitím priemerného odozvového faktoru 

vypočítaného z dostupných odozvových faktorov jednotlivých izomérov. 

Pre kontrolu analýzy druhý vnútorný štandard sa pridáva tesne pred dávkovaním 

do GC-MS systému. Štandard môže byť 13 C alebo 37 Cl značená zložka. To umožňuje 

stanovenie výťažnosti dioxínu z čistiaceho stupňa. Nízka výťažnosť môže ovplyvniť 

správnosť konečného výsledku. Druhý štandard sa môže využiť na zhodnotenie 

citlivosti detektora, pretože citlivosť detektora sa s časom môže meniť, to je dôležité pri 

stanovení analytov blízo ich detekčného limitu. 

4.1.4 Analytická schéma pre PCDD a PCDF 

Na obr. 38 uvedená schéma je príkladom analytickej metódy, pri ktorej sa kladie 

dôraz na čistenie vzorky a analytickú separáciu kombinovanú s nízkorozlišovacou 

hmotnostnou spektrometriou. 

Keď sa porovná schéma pre analýzu dioxínov na obr. 46 so schémou analýzy 

DDT (kap. 3.1.3) je zrejmé, že čistiaci chromatografický stupeň pri analýze dioxínov 

zahrňuje viac ako jednu stacionárnu fázu, pretože extrakt je zložitejší. Používané typy 

stacionárnych fáz na čistenie extraktov dioxínov sú rôzne, najčastejšie sa používa kyslý 

či zásaditý silikagél alebo alumina. Použitie viacvrstvovej kolóny namiesto 

individuálnych kolón šetrí čas analýzy a minimalizuje možnosť kontaminácie alebo 

straty vzorky. Dioxínové vzorky vyžadujú ďalší čistiaci stupeň, zahrňujúci HPLC 

separáciu na grafitizovanom uhlíku ako stacionárnej fáze, ktorý je vysokoselektívny pre 

planárne molekuly. 

V extrakčnom stupni sa používa zmes rozpúšťadiel hexán/acetón. Acetón slúži 

ako modifikátor rozpúšťadla pri extrakciách analytov z tuhých vzoriek, aby sa zvýšila 

polarita rozpúšťadla a zabezpečila penetrácia rozpúšťadla do vzorky. Prvý čistiaci 

stupeň zahrňuje nanesenie extraktu na chromatografickú kolónu a následnú elúciu 

nepolárnych zložiek nepolárnym rozpúšťadlom (petroléter). Prítomnosť polárneho 

rozpúšťadla v extrakte môže znižovať účinnosť chromatografickej separácie. Druhá 

kolóna je potrebná na oddelenie chlórovaných zlúčenín (pesticídov, PCB a iných). 

Chlórované zložky majú podobnú chemickú štruktúru. Sú to neutrálne, nepolárne 

zložky s vysokou mólovou hmotnosťou, ktoré majú podobnú chromatografickú 

retenciu. Prvá kolóna v každom čistiacom procese sa používa na odstránenie

117 

interferencií zložiek s veľmi odlišnými chromatografickými vlastnosťami. Nepolárny 

eluent eluuje chlórované zlúčeniny spolu. Separácia týchto zložiek podobných vlastností 

vyžaduje druhú selektívnu kolónu so sekvenčnou elúciou zložiek sériou rozpúšťadiel 

s rastúcou polaritou. Z uvedeného je zrejmá dôležitosť čistoty rozpúšťadiel a aparatúry 

ako aj laboratória (cigaretový dym a popol môže kontaminovať laboratórium). 

Extrakcia 

− 250 g vzduchom vysušená a sitovaná vzorka pôdy 

− pridanie 13 C štandardov 

− extrakcia zmesou hexán/acetón 

− premytie vodou 

− odstránenie acetónu 

Čistenie extraktu 

− nanesenie extraktu do viacvrstvovej kolóny 

bezvodý Na2SO4 

konc. H2SO4 na celite 

silikagél 

bezvodý Na2SO4 

− elúcia petroléterom 

Selektívna elúcia extraktu 

− nanesenie extraktu do kolóny s florisilom 

− elúcia hexánom PCB 

− elúcia CH2Cl2/hexán čistenie 

− elúcia CH2Cl2 PCDD a PCDF 

Nakoncentrovanie extraktu 

− 20 μL dodekánu sa pridá k extraktu PCDD/PCDF 

− odstránenie CH2Cl2 

Ďalšie čistenie extraktu 

− HPLC čistenie použitím kolóny s grafitizovaným uhlíkom 

Obr. 46. Schéma spracovania vzorky pôd pre GC-MS analýzu PCDD a PCDF 

Plynovochromatografická kolóna má rozdeliť zložky analyzovanej zmesi a má 

byť kompatibilná s hmotnostnospektrometrickou detekciou. Vysokoúčinné kapilárne 

kolóny a vhodný teplotný gradient zabezpečia optimálne separácie. Stacionárna fáza 

musí byť vhodná pre vysokoteplotné separácie (napr. silikónové stacionárne fázy), aby 

sa zabezpečila aj elúcia zložiek s vyššou teplotou varu. Pre tetra- a pentachlórodibenzo-

118 

p-dioxíny a furány sa používa kolóna 5 m x 0,2 mm so stredne polárnou stacionárnou 

fázou BP-5 a 50 m x 0,2 mm kolóna s RSL 950 alebo CP-SIL 88 vysoko polárnou 

stacionárnou fázou s teplotným gradientom 170 až 240 °C. Pre hexa-, hepta- a 

oktachlórdibenzo-p-dioxíny a furány sa používa kolóna 50 m x 0,2 mm s BP-5 a 

teplotný gradient 170 až 290 °C, elučný čas je 60 minút. 

Pre zmes zložiek s rôznou polaritou v závislosti od stupňa substitúcie a 

substituentov sa používa stacionárna fáza strednej polarity. Pre 

hmotnostnospektrometrickú detekciu je vhodné zgrupovať eluované zložky do skupín 

izomérov, čo pomáha pri identifikácii a ich detekcii. Separácia všetkých 210 dioxínov a 

furánov vyžaduje dve kolóny v systéme dvojrozmernej GC-GC analýzy. 

Problematickým je, že úplnosť extrakcie z tuhej matrice je neurčitá. Extrakčná 

účinnosť pre analyzované zložky môže byť odlišná od účinnosti pre vnútorný štandard. 

Iným problémom je nedostatok vnútorných štandardov všetkých 210 PCDD a PCDF a 

tým v neistote stanovenia priemerných odozvových faktorov. Praktický limit je jeden 

vnútorný štandard na izomérnu skupinu, spravidla štandard obsahuje 2,3,7,8- štruktúru. 

5. PLYNOVOCHROMATOGRAFICKÉ METÓDY V ENVIRONMENTÁLNEJ 

ANALYTICKEJ PRAXI 

Prehľad používaných plynnovochromatografických metód na analýzu 

organických a organokovových zlúčenín a plynov ako kontaminantov v rôznych 

environmentálnych matricich (vo vodách, zeminách a ovzduší) je zhrnutý v tabuľke 5. 

Príslušné analytické postupy sú popísané v tabuľke uvedených citáciách z knihy H. 

Hein, W. Kunze “Umweltanalytik mit Spektrometrie und Chromatographie”, VCH, 

Weinheim 1994, str. 220-224, alebo v uvedených normovaných postupoch ASTM a 

ISO.

Kontaminant 

Alifatické 

uhľovodíky 

119 

Tabuľka 5. Plynovochromatografické metódy analýzy kontaminantov v rôznych 

matriciach životného prostredia 

Odpadový 

vzduch 

GC-8 

GC-27 

Plynné vzorky 

Ovzdušie Pôdny 

vzduch 

GC-6 

GC-8 

ISO 9487 

ASTM2820 

Nezávadné 

vzorky vody 

Prach Pitná, úžitková, 

minerálna, 

kúpeľňová, 

morská, riečna, 

atď. 

Znečistené 

vzorky vody 

Odpadová 

voda, 

priesaková 

voda, eluáty, 

atď. 

Tuhé vzorky 

Kaly 

z čistenia vôd, 

pôdy, 

sedimenty, 

odpady, atď. 

GC-48 

Aromatické GC-9 GC-6,9,11 GC-36 GC-36 GC-48 

uhľovodíky GC-11 

GC-49 

Polycyklické GC-23 GC-6 GC-48 

aromatické 

uhľovodíky 

GC-24 

Ľahkoprchavé 

ISO 9486 GC-21 GC-21 GC-34,35,37 GC-34,35,37 GC-49,50 

halogenované 

GC-6 

GC-22 

uhľovodíky 

ISO 8762 

Polychlorované 

bifenyly 

GC-6 GC-33 GC-33 GC-48 

Dioxíny a furány GC-18 GC-18 ASTM P217 

ASTM P219 

Fenoly GC-6 GC-41, 42 GC-41, 42 

ISO 8165-1 ISO 8165-1 

Chlórfenoly GC-41,42,47 GC-41,42,47 

Nitrofenoly GC-6 GC-56 GC-56 

Nitrozamíny GC-6 

Nitrily GC-19,20 GC-6 

Aminozlúčeniny GC-6 GC-56 GC-56 

Organické 

kyseliny 

GC-6 

Pesticídy, 

GC-6 GC-39,40,33 GC-39,40,33 GC-48,51,52, 

herbicídy 

53,54 

Organokovové 

zlúčeniny 

GC-6 

Explozívne látky 

(výbušniny) 

GC-56 GC-56 

Anorganické 

GC-6 

plyny 

ISO 8186 

Organické plyny GC-6 

LITERATÚRA

120 

Fifield F.W., Haines P.J.: Environmental Analytical Chemistry, Blackie Academic & 

Professional, London 1996. 

Hein H., Kunze W.: Umweltanalytik mit Spektrometrie und Chromatographie, VCH, 

Weinheim 1994. 

Hellmann H.: Umweltanalytik von Kohlenwasserstoffen, VCH, Weinheim 1995. 

Onuska F.I., Karasek F.W.: Open Tubular Column Gas Chromatography in 

Environmental Sciences, Plenum Press, New York 1984. 

Reeve R.N.: Environmental Analysis, J. Wiley, Chichester 1994. 

Soják L. a kol: Separačné metódy v organickej chémii, UK, Bratislava 1989. 

Soják L., Vigdergauz M.S.: Plynová chromatografie uhlovodíků, Univerzita Pardubice 

1993. 

Weber E., Weber R.: Buch der Umweltanalytik, Band 4, Methodik und Applikationen 

in der Kapillargaschromatographie, GIT Verlag, Darmstadt 1992.

Plynová chromatografia v analýze organických a plynných ...

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?