1 / 26

SPESIASI ARSEN DALAM LINGKUNGAN Disbatraksikan oleh Smno.jursntnhfpub.2014

SPESIASI ARSEN DALAM LINGKUNGAN Disbatraksikan oleh Smno.jursntnhfpub.2014. .

euclid
Download Presentation

SPESIASI ARSEN DALAM LINGKUNGAN Disbatraksikan oleh Smno.jursntnhfpub.2014

An Image/Link below is provided (as is) to download presentation Download Policy: Content on the Website is provided to you AS IS for your information and personal use and may not be sold / licensed / shared on other websites without getting consent from its author. Content is provided to you AS IS for your information and personal use only. Download presentation by click this link. While downloading, if for some reason you are not able to download a presentation, the publisher may have deleted the file from their server. During download, if you can't get a presentation, the file might be deleted by the publisher.

E N D

Presentation Transcript

  1. SPESIASI ARSEN DALAM LINGKUNGAN Disbatraksikanoleh Smno.jursntnhfpub.2014

  2. . Distribusi spesies arsenik dan kimiawinya dalam lingkungan perairan merupakanfungsi dari reaksi redoks, proses adsorpsi-desorpsi dan pelarutanfase padatan. Dalam sistem akuatikyang kompleks aktivitas bakteri harus dipertimbangkan dalam rangka untuk mengevaluasi kemungkinan mekanisme pelarutansenyawaarsenik. Konsentrasi ion dan beberapa parameter kualitas air, dan hubungan antara kehadiranarsen dan komponen kimia lainnya harus dikajidalam rangka untuk lebih memahami hubungan diantaranya dan mendapatkan pengetahuan yang lebihkomprehensiftentanggeokimiaarsenik dalam sistem air-tanah.

  3. Smedley P. L. and Kinniburgh D. G. (2002) A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry 17, 517-568.. Arsenik adalah metalloid yang terdaftar dalam kelompok VA dari tabel periodik. Arsendi alam dalam keadaan oksidasi +V (arsenate), +III (arsenit), 0 (arsenik) dan-III (arsine). Dalam sistem akuatik, arsenik menunjukkan perilaku anionik. Dalam kasus air yang beroksigen, asam arsenik dominan hanya pada pH sangat rendah (<2). Dalam rentang pH = 2 -11, arsenikiniberbentukH2AsO4-dan HAsO4=. Dalam kondisi agak reduksidan nilai-nilai pH rendah, asam arsenious dikonversi menjadiH2AsO3-dengan meningkatnya pH. KalaupH melebihi 12 , makaHAsO3= akanmuncul (SmedleydanKinniburgh, 2002).

  4. Vance, D.B. 2001. Arsenic - Chemical Behavior and Treatment”. October, 2001. http://2the4.net/arsenicart.htm.. Dalam berbagai kondisi lingkungan alamiah, arsenik mudah berubah valensi dan bentukkimiawinya. Beberapa kondisi yang dapat mempengaruhi valensi arsen dan spesiasinyaadalah: pH lingkungan ( dalamkisaran pH = 4 - 10, As (V) spesies bermuatan negatif dalam air, dan spesiesnetralAs(III) menjadidominan); potensial redoks; kehadiran ion kompleks (belerang, besi, dan kalsium); aktivitas mikroba (Vance, 2001.).

  5. . National Research Council. 1999. Arsenic in Drinking Water. Washington, D.C. National Academy Press. 1999. http://www.nap.edu/catalog/6444.html. Toksisitas arsenik dan mobilitasnya telah terbukti bervariasi dengan bentuk kimiawi dan keadaan valensinya. Dalam air laut dan air permukaan, arsenit dan arsenat merupakan spesies yang dominan. Berbagai tingkat toksisitas dan kelarutan arsenikdapat dibuktikan dalam senyawa kimiayang mengandung arsenik (National Research Council, 1999). Mobilisasi arsenik dalam air tanah dikendalikan oleh beberapa reaksi yaitu pelarutan/ pengendapan, adsorpsi / ko-presipitasi, dan reduksi/ oksidasi.

  6. . Toksisitas arsenik sangat tergantung pada dua bentuk kimiawinya, yaitu arsen anorganik dan arsen organik. Spesies arsenik anorganik (arsenitdan arsenat) dalam air tanah telah menyebabkan gangguanwabah keracunan yang luar biasa di seluruh dunia. Spesies arsenik organik (biasanya MMA, DMA) merupakanmetabolit yang lazimditemukan dalam tubuh manusia dan toksisitasnyarelatifrendah. Konsentrasi total arsenik tidak dapat digunakan untukmenjelaskan toksisitas arsenik dalam lingkungan.

  7. Pongratz, R. 1998. Arsenic speciation in environmental samples of contaminated soil. Science of The Total Environment, 224(1–3): 133–141. Suatumetode gabungan HPLC (kromatografi cairan berkinerja tinggi) dan spektrometri massa digunakan untuk menentukan senyawa arsenik, seperti arsenit, arsenate, asam monomethylarsonic, asam dimethylarsinic, arsenobetain dan arsenocholine dalam tanah (Pongratz, 1998). Teknik ini berhasil diterapkan untuk menganalisis sampel-sampeltanah yang terkontaminasi arsenik; arsenat ternyatamerupakankomponen utamanya. Denganbantuanaktivitas mikroba, transformasi dari arsenate menjadiarsenit, menghasilkan asam monomethylarsonik dan asam dimethylarsinik. Hasil-hasil pengukuran menunjukkan bahwa transformasi yang disebabkan oleh mikroorganisme dalam tanah yang sangat tercemar inidapatmenyebabkan detoksifikasiarsenik. Dengan demikian memungkinkan untuk menggunakan mikroorganisme dalamproses-prosesfitoremediasi tanah yang terkontaminasiarsenik.

  8. . Kallio, M.P. dan P.K.G. Manninen. 1997. Speciation of mobile arsenic in soil samples as a function of pH. Science of The Total Environment, 204(2): 193-200. Arsenik (As2O5) dalamsampel tanah terkontaminasi yang dikumpulkan dari lokasiindustripengawetankayu, diekstraksi pada pH 1-13 dan dianalisis dengan Metode Kromatografi – Spektrometri(KalliodanManninen, 1997). Kondisi ekstraksi dipilih untuk mensimulasikan perubahan pH yang terjadi di lingkunganperairan atau perubahan pH akibat kebocoran asam atau basa, dalam rangka untukmemberikan informasi mengenai spesies arsenik yang adadidalamlingkungan. Fraksi mobile logam beracun dalam tanah dapat menyebabkan risiko kontaminasi dan gangguankesehatan. Jumlah tertinggi arsenik diekstraksi pada pH tertinggi, yaitu pH 13. Pada pH 3-9, dalam kebanyakansampeltanah, kurang dari 2% total arsenik dapatdiekstraksi, halinimenunjukkan bahwa perubahan pH lingkungan sangatberpengaruhdalammelepaskan sejumlah besararsenik yang terikat pada tanah. Spesies anorganik, As (III) dan As (V), ditemukan dalamekstraksi tanah, dan konsentrasi As (V) lebihtinggidaripadaAs (III) dalam semua sampeltanah. Namundemikian, telahterjadibeberapa konversispesies, karena As (III) jugaditemukan pada ekstraksi , dan dalam larutan asli pengawetkayuarsenik berbentukAs2O5.

  9. . .Manyes, S.G., G.Jiménez, A.Padró, R.RubiodanG.Rauret. 2002. Arsenic speciation in contaminated soils. Talanta, 58(1): 97-109. Manyes, et al. (2002) mengembangkanmetode spesiasi arsenik dalam tanah, berdasarkan pada ekstraksi dengan campuran 1 mol/Lasam fosfat dan 0,1 mol/L asam askorbat, dan pengukuran lebih lanjut dengan Metodekromatografi cairankopling (LC)-ultraviolet (UV ) iradiasi-hydride generation (HG)-induktif spektrometri (ICP / MS). Stabilitas spesies arsenik dalam ekstrak juga dipelajari. Metode spesiasi iniditerapkan pada beberapa tanah pertanian yang terkontaminasi dari zona Aznalcollar (Spanyol). Hasilpenelitianinimenunjukkan bahwa arsenat adalah spesies utama dalam semua tanah yang dianalisis dan dalam beberapa sampel ternyatajugadapatditemukanarsenit dan spesies As-metilasi. Penentuan arsenik"pseudo-total“ dalam tanah, dilakukandengan menerapkan ekstraksi dengan aqua regia (ISO Standard 11466). Metode spesiasi dan metode aqua regia iniditerapkan denganbeberapa bahan referensi bersertifikat (CRMS) dimana total kandungan arseniknyatelahdisertifikasi. Akhirnya, MetodeLC-UV-HG dengan spektrometri fluoresensi atom (AFS) dapatmenjadimetode yang bagusuntuk menganalisisspesiasiarsenik dalam tanah sesuai dengan parameter kualitas yang layakdanpengelolaannyamudah.

  10. . . Dobran, S. dan G.J. Zagury. 2006. Arsenic speciation and mobilization in CCA-contaminated soils: Influence of organic matter content. Science of The Total Environment, 364(1–3): 239-250. DobrandanZagury (2006) melakukan percobaan inkubasi di laboratorium untuk mengetahui pengaruh kandungan bahan organik terhadapspesiasi arsen dan mobilisasinyadalam tanah yang terkontaminasiarsenat tembaga dikrom (CCA). Penelitian ini dilakukan dengan empat tanah yang tercemarCCAsintetis, dengan berbagai kandungan bahan organik (campuran gambut dan pupuk kandang unggas) bervariasi 0,5% - 15% (b / b), dalam kondisi lengas-tanahtak jenuh dan aerobik selama 40 hari. Perubahan spesiesarsenikyang larut air (As(V), As (III), MMAA, DMAA) dipantau dari waktu ke waktu dalam ekstrak tanah dengan MetodeHPLC-ICP-MS dan dalamfasepadatantanah (As(III), As (V )) dengan metode ekstraksi. Terlepas dari kandungan bahan organiktanah, As (V) adalah bentukdominan yang terikat padatantanahdan spesies arsenik dalamfase larutan. Namundemikian, selama 40 hari, kandungan bahan organik tanah yang tinggi (7,5% dan 15%) mampu mendorongpembentukan As (III) yang terikattanah. Selain itu, total arsenik larut air berkorelasi positif dengan karbon organik terlarut (r2 = 0,88). Namundemikian, kandungan bahan organik tidak mempengaruhi spesiasi arsenik dalam fraksi larutan; baik reduksiAs (V) maupunarsenik biomethylation terjadi dalam kurunwaktu 40 hari. Peningkatan kandungan karbon organik terlarut mendorongpelarutanAs (V) dan As (III) dalam tanah. Juga, dari waktu ke waktu, kandunganbahan organik tanahsebesar 7,5% dan 15% mensyaratkan keberadaanAs (V)larut-air, mungkin karena tingginya kandungan senyawa organik larut dapatmencegah pengikatanarsenitke tanah. Berdasarkan data ini, risiko lingkungan tanah aerobik (kaya BOT) yang terkontaminasiCCA mungkin disebabkan oleh ketersediaan As (V) larut air dari waktu ke waktu, bukan karenapembentukan As (III) yang bersifatlebih mobile danlebih beracun .

  11. . .Ruokolainen, M., M. Pantsar-Kallio, A. Haapadan T. Kairesalo. 2000.Leaching, runoff and speciation of arsenic in a laboratory mesocosm. Science of The Total Environment, 258(3): 139-147. Ruokolainen et al. (2000) mengkaji pencucian dan limpasan arsen (As) dari tanah yang terkontaminasi limbahindustripengolahankayu, dan perilakupolutandalam ekosistem air tawar, dalam sistemmesocosms tanah-air-sedimen di laboratorium (0,9 m3, total volume air 200 liter). Selama percobaan empat bulan jumlah pencucian dan limpasanAs dari tanah irigasi adalah sekitar 40 mg, yaitu sekitar 0,6% dari total kadar As dalamtanah. Dari total beban As, 7,5% tetap beradadalam air; 44% diendapkandalamsedimendangkal (kedalaman air 5-30 cm); dan 48,5% diendapkankesedimenyang lebih dalam (kedalaman air 80 cm). Berbqagai spesies arsenik; arsenit [As(III)], arsenat [As(V)], asam monomethylarsonic (MMAA) dan asam dimethylarsinic (DMAA), dianalisis dari air irigasi dan airlimpasan; air dalammesocosm; dan air dalampori sedimen, dianalisisdengan menggunakan Metode Kromatografi-induktif spektrometri massa plasma (IC-ICP-MS). Total jumlah arsenik dalam tanah, air dan sedimen ditentukan dengan metodeICP-MS. Arsenik tercuci keluar dari tanah sebagai As(V). Dalam air mesocosm As(V) merupakanspesies terlarut yang dominan, tetapi jugaterdeteksiadanyaDMAA dan spesies As yang terikatpartikel. Dalam sedimen dangkal, As (V) merupakanspesies yang paling berlimpah bersama-sama dengan DMAA, sedangkan pada sedimen air dalamAs(III) adalah spesies dominan.

  12. . Zhang, W., Y. Cai, C. Tudan L.Q. Ma. 2002. . Arsenic speciation and distribution in an arsenic hyperaccumulating plant. Science of The Total Environment, 300(1–3): 167-177. Tanah yang terkontaminasi arsenik merupakansalah satu sumber utama polutanarsenik dalamair minum. Fitoremediasi berbasis tanaman dikembangkanuntuk menghilangkan kontaminan beracun dari tanah dan air, teknologiinitelah menerima banyakperhatian dariparailmuwan. Meskipun sejumlah tanaman telah diidentifikasi sebagai hyperaccumulators untuk phytoextraction berbagai logam, dan beberapa jenistanamantelah digunakan dalam aplikasi lapangan, namunbelumada hiperakumulator untuk arsenik yang telah dilaporkan sebelumnya hinggaditemukannyajenis Pakis-Brake (Pteris vittata), yang dapat hyperaccumulate arsenik dari tanah. Zhang et al. (2002) mengkajiteknologifitoremediasi untukmengolahtanah yang terkontaminasi arsenik. Spesiasi dan distribusi arsenik dalam tanaman dapat memberikan informasi penting untuk memahami mekanisme akumulasi arsenik, translokasi, dan transformasinya. Dalam penelitian ini, sampel tanaman setelah 20 minggu pertumbuhan dalam tanah yang terkontaminasi arsenik digunakan untuk menganalisisspesiasi dan distribusi arsenik. Campuran metanol / air (1:1) digunakan untuk mengekstrak arsenik dari jaringan tanaman. Recovery 85 -100% diperoleh untuk sebagian besar bagiantubuhtanaman (rimpang, kepala biola, daun muda dan daun tua) kecuali akar, yang menunjukkanefisiensiekstraksi As sekitar 60%. Hasil penelitian ini jugamenunjukkan kemampuan pakis-Brake sebagai hiperakumulator arsenik. Tanamaninimampu metransfer arsenik secaracepat dari tanah ke dalambiomasabagiantanamanatas tanah , meskipunkonsentrasi arsen dalamakarnyarelatifrendah. Arsenik yang dominan adalahspesiesarsenanorganik; dan dihipotesiskan bahwa tanaman menyeraparsenik dalambentukarsenat [As (V)] dan arsenat inidikonversi menjadi arsenit [As (III)] di dalam tubuhtanaman. Mekanisme penyerapanarsenik, translokasi, dan transformasinyadidalamtubuhtanaman masihhareusdikajisecaramendalamdanterus-menerus.

  13. . . Smedley, P.L. dan D.G Kinniburgh. 2002. A review of the source, behaviour and distribution of arsenic in natural waters. Applied Geochemistry, 17(5): 517-568. Kisaran konsentrasi As yang ditemukan dalamekosistemperairan alamiahberkisar mulai dari kurang 0,5 mg/literhingggalebih dari 5000 mg/liter (. SmedleydanKinniburgh, 2002). Konsentrasi khas dalam air tawar kurang dari 10 mg/liter dan seringkali kurang dari 1 mg/liter. Di daerah-daerahtertentu, lebih dari 10% sumur mengalami‘kontaminasi As' (kalaukandungan As nyamelebihi 50 mg/liter) dan dalam kasus-kasus terburuk, angka ini dapat melebihi 90%. Daerah yang tanahnyakayaarsentelah ditemukan di Argentina, Chili, Meksiko, Cina dan Hungaria, dan di West Bengal (India), Bangladesh dan Vietnam. Skala masalah dalam hal populasi yang terpaparkonsentrasi As tinggi adalahdi Cekungan Bengal dengan lebih dari 40 juta orang terpaparair minumyang mengandung As 'berlebihan‘. Masalah air-tanah yang terkontaminasi As secaraalamiahinicenderung ditemukan dalam dua jenis lingkungan, yaitu: pertama, sekungandalam atau cekungan tertutup di daerah kering atau semi-kering, dan kedua, zone akuiferreduksididaerahalluvium. Kedua lingkungan inicenderung mengandung sedimen geologis muda dan berada di dataran rendah dimana aliran air-tanah relatiflambat. Air tanah yang kaya Arsenik juga ditemukan di daerah panas-bumi dan, dalam skala yang lebih lokal, di daerah dimana dilakukankegiatan pertambangan dan oksidasi mineral sulfida. Biasanyakandungan As dalamakuifer tidak menjadi sangat tinggi, biasanya dalam kisaran 1-20 mg /kg. Tampaknya ada dua yang jenis'pemicu' yang dapat menyebabkan pelepasan As dalam skala besar. Pemicupertama adalah berkembangnyakondisipH tinggi (> 8,5) di lingkungan semi-arid atau kering danbiasanya sebagai akibat dari efek gabungan pelapukanmineral dan tingkat penguapan yang tinggi. Perubahan pH ini menyebabkan desorpsi As yang teradsorpsi As (terutama As (V) ) dan berbagai jenisanion lain (V, B, F, Mo, Se dan U) dari oksida mineral, terutama oksida Fe; atau mencegah prosesadsorpsiunsur-unsurini. Pemicu kedua adalah berkembangnyakondisisangat reduksipada kondisipH sekitarnetral, halinidapatmendorongprosesdesorpsi As dari mineral oksida dan pelarutanreduktif oksida-oksidaFe dan Mn, juga menyebabkan pelepasan As. Besi (II) dan As (III) relatif melimpah ddalam air tanah ini dan konsentrasi SO4 relatifrendah(biasanya 1 mg/liter atau kurang). Konsentrasi fosfat, bikarbonat, silikat yang cukuptinggi, dan bahan organik , dapat meningkatkan desorpsi As karena adanyapersaingan untuk situs adsorpsi. Sebuah fitur karakteristik air tanah yang kaya As adalah tingginyavariabilitas spasial konsentrasi As dalam air tanah. Hal ini berarti bahwa tidak mudahuntuk memprediksi konsentrasi As di sebuah sumur tertentu dari hasil analisissumur tetangga, dan berarti bahwa menganalisis masing-masing sumurharusdilakukandengan baik. Akuifer yang terkontaminasi arsenik dibatasi untuk lingkungan tertentu dan tampaknya menjadi sesuatufenomena yang spesifik, bukanbersifat general.

  14. . . Fitz,W.J. dan W.W. Wenzel. 2002. Arsenic transformations in the soil–rhizosphere–plant system: fundamentals and potential application to phytoremediation. Journal of Biotechnology, 99(3): 259-278. Fitz dan Wenzel (2002 ) mempelajariproses-prosesutama yang berpotensi mempengaruhi perilakuarsenik dalam rizosfer tanaman. Interaksi rizosfir dianggap memainkan peran kunci dalam mengendalikan bioavailabilitas As bagitanaman dan halinisangatpentingdalamteknologi fitoremediasi. Kemajuan substansial telah ditemukanke arah pemahaman proses transformasi As dalam tanah. Namundemikian, masihsedikitsekaliinformasi yang tersedia yang secara langsung mengenaiperilaku As dalam rizosfertanaman. Fitz dan Wenzel (2002 ) mengusulkan sebuah model konseptual tentangperilaku As dalam sistem tanah-rhizosfer tanaman dengan mengintegrasikan informasiilmiahyang tersedia dalam berbagaidisiplin. Dengan menggunakan model ini dalamstudi tentanghyperaccumulation As, diharapkandapatdiungkapkanproses-proses rhizosfer untuk pengembangan teknologi fitoremediasi bagitanah-tanah yang tercemarAs.

  15. . Rodas, D.S., J.L.G.Ariza, I.Giráldez, A.VelascodanE.Morales. 2005. Arsenic speciation in river and estuarine waters from southwest Spain. Science of The Total Environment, 345(1–3): 207-217. . Rodas et al. (2005) melakukansurvei spesiasi arsen pada sampel air dari Tinto dan Odiel Rivers (barat daya Spanyol), hingga zone muara sungainya. Kedua sungai inidipengaruhi oleh drainase asam tambang (AMD) dan memberikanmasukan logam berat ke dalam muara, yang juga mengalamipembuangan air limbahindustri. Spesies arsenik yang dianalisisadalah arsenit (As (III)), arsenat (As (V)), monomethylarsonic (MMA) dan dimethylarsinic (DMA) , denganmenggunakan metodekromatografi cairan (HPLC-HG-ICP-MS). Peubahlainnya yang diukuradalahpH, salinitas, potensial redoks dan O2 terlarut. Hasil penelitian inimenunjukkan bahwa air drainase asam-tambang selama musim dingin di sepanjang bagian atas Sungai Tinto menyebabkan konsentrasi arsenikanorganik terlarut yang tinggi, hingga 600 mg /literAs(III) dan 200 mg /liter As(V). Selamamusim panas, As (III) menurun karena berkurangnya masukan dari air asam tambang dan juga karena oksidasimenjadiAs (V). Selain itu, kondisi asam yang ekstrim (pH 2.3-2-6) tidak memungkinkanaktivitas biologis yang cukup untuk menghasilkan konsentrasi spesies-spesies arsenik-metilasi. Konsentrasi arsenik dalam Sungai Odiel selalu 5-10 kali lebih rendah daripada konsentrasi As di Sungai Tinto, kadar arsenik biasanya di bawah 100 mg /liter, didominasi oleh As (V); halini menunjukkan bahwa aliransungaikurang dipengaruhi oleh air asam tambang. Konsentrasi spesies arsenik anorganik tertinggi ditemukan padaaliransungai yang melintasi lokasi tambang, sesuai dengan nilaitertinggi As(III). Aktivitas biologis yang signifikan di sungai ini menghasilkan spesies As-metilasiyang terdeteksi di sepanjang jalur air, dengan konsentrasi tertinggi di bagianhilir sungai, hingga 53-61% dari total arsenik terlarut. Di bagianmuara yang dibentuk oleh kedua sungaiini, hanya arsenat yang terdeteksi dalamsebagian besar sampel denagnkonsentrasi yang lebih rendah daripada dalam sampel air sungai. Siklus pasang surut menunjukkan efekpengenceran arsenat ketika air laut masuk ke muara. Spesies metilasitidak ditemukan selama musim panas danmusim dingin, setidaknya pada konsnetrasi0,1 mg/ liter, mungkin karena airnyakeruh, sehinggamenghambat aktivitas fitoplankton. Selain masukan sungai ke muara, kegiatan industri juga merupakan sumber penting dari arsenikdalamperairansungaidanmuarasungai. Selain itu, batuaninduk yang kayaoksidabesimerupakan sumber penting dari arsenik ke dalam kolom air.

  16. . . Bhattacharya, P., A.H. Welch, K.G. Stollenwerk, M.J. McLaughlin, J. Bundschuhdan G. Panaullah. 2007. Arsenic in the environment: Biology and Chemistry. Science of The Total Environment, 379(2–3): 109-120. DistribusiArsen (As) dan toksikologi nyadalamlingkungan merupakanmasalah yang serius, jutaan orang di seluruh dunia terpengaruh oleh toksikosis As ini. Sumber kontaminasi As bersifatalamiah dan antropogenik , dan skala kontaminasi As iniberkisar dari lokal hinggaregional. Ada banyak bidang penelitian yang sedang aktif dilakukanuntuk mengatasi masalah kontaminasi As. Hal ini termasuk metode baru skrining As di lapangan, menentukan epidemiologi As pada manusia, dan mengidentifikasi risiko paparanAs di bidang pertanian. Remediasi pasokan air yang tercemarAssangatpenting dan penelitian penilaian potensi perbaikan alamiah serta fitoremediasi. Bidang lain penelitian mikrobiologisdiarahkanuntukprosesmediasi interaksi biogeokimia As dalamlingkungan.Pada tahun 2005, sebuah konferensi diadakan untuk mempertemukan ilmuwan yang terlibat dalam banyak bidang yang berbeda –bedadalampenelitian As. Bhattacharya et al. (2007) mengkajimasalah –masalah As yang telah lama ditelitiolehparapeneliti, dantemuan-temuan baru yang disajikan dalamkonferensi ini. Tulisanini memberikan latar belakang ilmiahbagiisu-isu yang dibahasdalamkonferensi , bersama-sama dengan kajianisu-isu kontemporer dan sejarah pencemaranAs sertadampaknyaterhadap kesehatanmanusia.

  17. . Huang, J.W. dan E. Matzner. 2007. Mobile arsenic species in unpolluted and polluted soils. Science of The Total Environment, 377(2–3): 308-318. Huang danMatzner (2007) mempelajariperilaku total arsen (As) dan spesies-spesiesAs dalam tanah dalamkaitannyadengankualitas air minum. Untuk memperkirakan relevansi spesies As-organik dan mobilitasnyaberbagaispesies As, penelitiinimengevaluasi distribusi vertikal spesies As organik dan As anorganik dalam dua dua lahan kering yang terkontaminasi As. Asam Dimethylarsinic (6 ng As /g), trimethylarsine oksida (1,5 ng As / g), Spesies As organik yang tidak dikenal (3 ng As /g) dan arsenobetain (15 ng As /g), terdeteksi dalam tanah-tanah hutan. Arsenobetain merupakanspesies As-organik yang dominandi tanah hutan yang tidaktercemar dan tanah yang tercemar. Tidak ada spesies As-organik yang terdeteksi di dalam tanah padang rumput yang terkontaminasi. Spesies As-organik dapat berkontribusihingga30% dari fraksi mobile di tanahhutan yang tercemar, tetapi tidak pernah melebihi 9% pada tanah mineral yang tercemar. Konsentrasi tertinggi spesies As-organik ditemukan di tanahhutan. Konsentrasi arsenit yang tertinggi di temukanpada topsoil dan dapat mewakili sampai 36% dari total As yang dapatdiekstrak. Konsentrasi arsenat juga tertinggi padalapisan Oa di tanah-tanah hutan dan menurun tajam di tanah mineral. Tanah-tanah hutan diselidiki mengandung sejumlah spesies As-organik. Spesies As-Organik dalamtanah-tanah hutan tampaknya merupakanhasil dari guguranserasah dan dipertahankan di lantai hutan. Konsentrasi relatif tinggi arsenit yang dapatdiekstrak, salah satu spesies As yang paling beracun, dan keberadaanarsenat di lantai hutan., menimbulkanrisiko transfernyamemasukiperairanpermukaan melaluilimpasan air hujandipermukaantanah.

  18. . Arsenik merupakanunsurkimia yang snagatunik di antara unsur-unsurmetaloid berat dan unsur-unsur pembentuk oxyanion (misalnya arsenik, selenium, antimon, molibdenum, vanadium,kromium, uranium, renium) dalam halsensitivitasnyaterhadapprosesmobilisasi pada nilai-nilai pH yang lazimditemukan dalamair-tanah (pH 6,5-8,5) dan padakondisilingkunganoksidasi dan reduksi.Arsenik dalamlingkungan dapatmemilikibeberapa keadaan-oksidasi (-3, 0, +3 dan +5), tetapi dalam perairan alami biasanyaarsenikditemukan dalam bentuk anorganik oksianion trivalen arsenit (As(III)) atau pentavalent arsenat (As (V)). Bentuk arsenik organik dapat diproduksi oleh aktivitas biologis, terutama di perairanpermukaan, tetapi jarang menjapaikonsentrasikuantitatif yang penting. Bentuk As organik jugadapat terjadi kalauperairandipengaruhi oleh limbahindustri.

  19. . Potensial redoks (Eh) dan pH merupakanfaktor yang paling penting mengendalikan spesiasi arsenik. Dalam kondisi oksidasi, H2AsO4-dominan pada pH rendah (kurang dari pH 6.9), sedangkanpada pH yang lebih tinggi, HAsO4= menjadi dominan (H3AsO40 dan AsO43-mungkin ada dalam kondisi yang sangat asam dan kondisibasa). Padakondisi reduksidenganpH kurang dari pH 9,2, spesies arsenit tanpamuatan H3AsO3 menjadibentuk yang dominan. Distribusi spesies arsenikmerupakanfungsi dari pH. Dalam prakteknya, kebanyakan studi spesiasi arseniktidakmempertimbangkan tingkat protonasi. Dengan adanya konsentrasi belerangreduksi yang sangat tinggi, spesies arsenik sulfida terlarut dapatmenjadisignifikan. Kondisireduksidan masam cocokuntukpengendapan orpiment (As2S3), realgar (ASS) atau mineral sulfida lain yang mengandung arsenik. Oleh karena itu biasanyaair kayaarsenik tidak terjadikalauadabanyaksulfida bebas.Spesies thioarsenite lebih penting pada pH netral dan alkalis dengan adanya konsentrasi sulfida yang sangat tinggi.

  20. . Kebanyakan penelitian spesiasi arsenik di perairan alami berusaha untuk memisahkan spesies anorganik menjadi As(III) dan As(V) biasanya dengan pemisahan kromatografi atau dengan memanfaatkan reduksi yang relatif lambat dari As(V) dengan bantuannatrium borohidrida. Beberapa penelitian juga dilakukanuntukmengukur spesies arsenik organik. Pemisahan spesies arsenikdapat dilaksanakan di lapangan untuk menghindari masalah preservasispesies arsenikuntuk analisis laboratorium. Preservasispesiesarsenikinijugadapatdilakukandengan HCl dan asam askorbat.

  21. . Dalam air hujanbiasanyakondisioksidasi arsenikbervariasi sesuai dengan sumber arsenik. Bentukarsenik yang dominan adalahAs (III)2O3 kalaupolutanarsenikdalam air hujaniniberasal dari smelter, pembakaran batu bara dan sumber vulkanik; sedangkanspesies organik dapat diperoleh melalui penguapan dari tanah; arsine (As(III-)H3) dapatberasal dari tempat pembuangan sampah dan tanah-tanah reduksi (tanahgambut) dan arsenat mungkin jugaberasal dari aerosol laut. Bentuk-bentukarsenikreduksidapatmengalami oksidasi oleh O2 di atmosfer dan reaksi-reaksi dengan SO2 atmosfer atau O3.

  22. . Reaksi redoks sangatpenting untuk mengendalikan perilaku spesies arsenik yang adadalamperairan alami. Namundemikian dalam praktiknyakesetimbanganredoks hanyadapatdicapaisecaraperlahan-lahan. ProsespelarutanreduktifsecaralengkapbentukFe (III) oksida dalam sedimenan-oksikdalamekosistemdanau memerlukanwaktulebih dari 1000 tahun. Perhitungankesetimbangantermodinamika memprediksi bahwa As(V) lebihmendominasi daripadaAs(III) dalam berbagaikondisi, kecualipadakondisisangat reduktif. Namundemikian, perilaku teoritisinitidak selalu terjadisecara kuantitatif dalamperairan alami, dimana pasangan redoks yang berbeda dapat menunjukkan potensial redoks yang berbeda (nilaiEh), halinimencerminkan ketidakseimbangan termodinamika. Misalnya, As(III)dapat ditemukan dalam kondisi oksidasi; dalam air laut yang beroksigen, rasioAs (V) / As(III) beradapadakisaran1015-1026 ; sedangkan rasio sebesar0,1-250 ditemukan dalamproses-prosestransformasi biologis. Oksidasi As(III) oleh oksigen terlarut, disebutprosesoksigenasi, merupakanreaksi yang sangat lambat. Peruiode half-life untuk prosesoksigenasi As(III) dalam air laut dapatberlangsungbeberapa bulan hinggasekitarsatu tahun.

  23. . . Penelitian laboratorium menunjukkan bahwa kinetika oksigenasi As (III) berlangsungpaling lambat dalam kondisiagak masam, sekitar pH 5, sehinggasampel air seringkali diasamkan hinggapH 5 untuk preservasispesiesarsenikini.Lajureaksi dalamrentang pH 8-12,5dipengaruhiolehkonsentrasi (aktivitas) spesiesH2AsO3dalam larutan. WaktuparuhuntukAs (III) dalam perairan alami adalah 1-3 tahun , meskipun mungkin sajamenjadilebih besar karena adanya 'spesies yang tidak dikenal' atau partikel oksida, terutama oksida mangan. Oksidamangan dapat meningkatkan lajuoksidasiAs (III) dengan waktu-paruhsekitar10-20 menit dalamkondisiadapartikel mangan-oksida. Fenomenaini dapatdimanfaatkandalam prosespenghapusan As (III) dari air minum. Lajuoksidasi tidak tergantung pada konsentrasi oksigen terlarut, tetapidikendalikan oleh laju reaksi permukaan.

  24. Masscheleyn, P.H., R.D. Delaunedan W.H. Patrick, Jr..1991. Effect of Redox Potential and pH on Arsenic Speciation and Solubility in a Contaminated Soil. Environ. Sci. Technol., 25(8): 1414-1419. Masscheleyn, Delaunedan Patrick (1991) mempelajari pengaruh potensial redoks dan pH pada spesiasi arsen dan kelarutan spesies As dalam tanah yang terkontaminasi. Perubahan di keadaanoksidasi arsenik, yang dipengaruhi oleh potensial redoks dan pH, sangat mempengaruhi kelarutannya dalam tanah. Pada tingkat yang lebih tinggi potensialredoks tanah (500-200 mV), kelarutan arsenik relatifrendah dan bagian utama (65-98%) dari arsenik dalam larutan tanahberupaAs(V). Kondisi pH alkalis, atau reduksiAs(V) menjadi As(III), melepaskanproporsi besar arsenik ke dalam larutantanah. Dalam kondisi tanah cukup reduksi(0-100 mV), kelarutan arsenik dikendalikan oleh kelarutanoxyhydroxida besi. Arsenik dikaitkan lagi [As (V)] dengan oxyhydroxides besi dan dilepaskankalauoksidainimengalamipelarutan.Kalaukondisireduksisampai -200 mV, kandungan arsenik larut meningkat 13 kali lipat dibandingkan dengan 500 mV. Kinetika lambat terjadidalamtransformasiAs(V)-As (III) dan konsentrasi Mn yang tinggi menunjukkan bahwa, padakondisi tanah reduksi, kelarutan arsenik dapat dikendalikan oleh Mn3(AsO4)2.

  25. Richtera,P., R.Seguel, I. Ahumada, R. Verdugo, J. Narvaez dan Y. Shibatac. 2004. ARSENIC SPECIATION IN ENVIRONMENTAL SAMPLES OF A MINING IMPACTED SECTOR OF CENTRAL CHILE . Chil. Chem. Soc., 49 (4): 333-339. Kehadiran konsentrasi tinggi arsenik dan tembaga ditentukan olehkondisimatriks lingkungan (air sungai, sedimen sungai, dan tanah); halinimenunjukkan dampak nyata dari kegiatan pertambangan tembaga di seluruh wilayah, khususnya lingkungan disekitarindustripertambanganini. Kehadiran arsenik dalam air dan sedimen mungkin karena drainase air asamtambang, tingkatpolusi berkurang dengan meningkatnya jarak dari sumber. Dalam kasus tanah, mungkin terkena dampak oleh irigasi yang menggunakanair sungaitercemar. Namundemikian, nilai-nilai konsentrasi yang tinggi pada situs yang jauh dari sumber menunjukkan bahwa polusi tanah lebih berkaitan dengan partikel udara yang masukkedalam tanah.Richtera et al. (2004) melakukan studi spesiasi arsenik pada sampel air sungai dan dalam jaringan ikan (IkanKingclip hitam, Ikan Hake Chili dan Ikan Croaker) dan kerang-kerangan, sampel-sampelinidikumpulkan dari Samudera Pasifik, dekat dengan muarasungaiCachapoal. Dalam sampel air, arsenik terutama hadir sebagai As(V); spesies arsenik organik (MMAA dan DMAA) tidak terdeteksi. Pada ikan, sekitar 80% dari arsenik berbentukarsenobetain.

  26. Sharma, V.K. dan M. Sohn. 2009. Aquatic arsenic: Toxicity, speciation, transformations, and remediation. Environment International , 35 (2009): 743–759. Sharma danSohn (2009) mengkaji dan menganalisistoksisitas, spesiasi dan biogeokimia arsenik dalam sistem lingkungan perairan. Toksisitas arsen sangat tergantung pada spesiasi kimiawinya. Pengaruh pH, Eh, adsorpsipermukaan, mediasi biologis, bahan organik, dan zat-zat anorganik sulfida dan fosfat , secarabersama-samamenentukandinamika spesies-spesiesarsenik. Jumlah spesies arsenik yang berbeda ditemukan dalam sampel lingkungan dan pengetahuantentang transformasi diantara spesies arsenik jugatelah meningkat selama beberapa dekade terakhir inisebagai akibat dari penemuanmetode analisis baru dan akurat. Perubahan spesiesarsenik dan total kandungan arsenik dalambahanmakanan selamaprosespengolahan telahmemunculkanrisiko yang terkait dengan makanan olahan dan makanan yang belum diolah. Penghapusan arsenik dari air dengan menggunakan adsorben, oksidasi kimia, fotolisis dan teknik oksidasi fotokatalitik merupakanteknologiprospektif yang menjanjikanuntukmengatasipencemaranarsenik..

More Related