Содержание к диссертации
Введение
1. Формы нахождения соединений восстановленной серы, пестицидов и минеральных форм азота в природных и сточных водах, их физико-химические и токсикологические свойства.
1.1. Восстановленные соединения серы
1.1.1. Формы нахождения и источники серосодержащих веществ в природных водах 8
1.1.2. Сульфиды железа как основная форма нахождения восстановленной серы в природных водах и осадках. Закономерности образования и химический состав 14
1.1.3. Окисление сероводорода и сульфида железа 16
1.1.4. Токсичность сероводорода и сульфида железа для гидробионтов 20
1.2. Пестициды и их металлокомплексы
1.2.1. Загрязнение природных вод пестицидами 23
1.2.2. Металлы в природных водах 26
1.2.3. Воздействие пестицидов и их металлокомплексов на субклеточном и молекулярном уровне 30
1.2.4. Токсичность пестицидов для гидробионтов 33
1.3. Минеральные формы азота
1.3.1. Цикл азота в природе 35
1.3.2. Содержание и превращения минеральных форм азота в природных водах 37
1.3.3. Использование нитритов и нитратов при фотохимической очистке воды 40
1.3.4. Токсикологические характеристики нитритов, нитратов и выбранных модельных токсикантов 41
2. Кинетика окисления и токсические свойства микроколлоидных частиц моносульфида железа
2.1. Методическая часть
2.1.1. Синтез моносульфида железа 43
2.1.2. Определение растворенных форм железа 44
2.1.3. Определение моносульфида железа 47
2.1.4. Определение пероксида водорода 49
2.1.5. Определение элементной серы 51
2.1.6. Биотестирование с использованием светящимися бактерий серии «Эколюм» 52
2.1.7. Биотестирование с использованием инфузорий Tetrahymena pyriformis 55
2.2. Экспериментальная часть
2.2.1. Изучение стехиометрии комплекса FeS 58
2.2.2. Форма нахождения моносульфида железа в водном растворе 59
2.2.3. Окисление FeS кислородом воздуха 61
2.2.4. Титрование малыми добавками перекиси водорода 64
2.2.5. Токсикологический анализ 66
2.2.6. Анализ продуктов окисления моносульфида железа 71
3. Роль эффектов комплексообразования в проявлении токсических свойств пестицидов
3.1. Методическая часть
3.1.1. Получение пестицидов 76
3.1.2. Синтез металлокомплексов с гербицидом лонтрел 77
3.1.3. Определение констант комплексообразования пестицидов и металлокомплексов гербицида лонтрел с АТФ 80
3.1.4. Токсикологический анализ 81
3.2. Экспериментальная часть
3.2.1. Токсикологический анализ пестицидов 82
3.2.2. Токсикологический анализ металлокомплексов гербицида лонтрел 85
3.2.3 Заключение к Главе 3 88
4. Применение биотестирования как метода токсиметрии при оценке эффективности процесса очистки сточных вод
4.1. Методическая часть
4.1.1. Модельные токсиканты 89
4.1.2. Фотолиз растворов 89
4.1.3. Токсикологический анализ 90
4.2. Экспериментальная часть
4.2.1. Изменение токсических свойств модельных токсикантов при УФ- облучении в присутствии доноров ОН-радикалов 90
4.2.2. Эффективность облучения ПНДМА в присутствии нитритов и нитратов при различных источниках облучения 96
4.3.4. Заключение к Главе 4 97
Выводы 99
- Пестициды и их металлокомплексы
- Использование нитритов и нитратов при фотохимической очистке воды
- Титрование малыми добавками перекиси водорода
- Токсикологический анализ металлокомплексов гербицида лонтрел
Введение к работе
В связи со все увеличивающимся ростом промышленного производства и энергетики растет и техногенное загрязнение окружающей среды и особенно природных водоемов, как приемников коммунально-промышленных сточных вод и стоков с с/х и водосборных территорий. Под влиянием антропогенных загрязнений происходит изменение химического состава природной водной среды, сопровождающееся изменением условий обитания водных организмов и функционирования водных экосистем в целом. При этом токсическое воздействие на гидробионтов может быть как прямым, когда химические загрязняющие вещества непосредственно влияют на биохимические процессы в клетках водных организмов, так и опосредованным, за счет нарушения сбалансированности внутриводоемных окислительно-восстановительных процессов или круговорота биогенных микроэлементов, и как следствие этого, ухудшения среды обитания гидробионтов. И в том и в другом случае ухудшение биологической полноценности природной воды сопровождается ухудшением ее качества, как источника питьевого водоснабжения.
Работа посвящена выяснению механизмов формирования токсических факторов природной водной среды при различных видах масштабных антропогенных воздействий.
В работах Ю.И. Скурлатова с сотр. показано, что необходимым условием для биологической полноценности водной среды является присутствие в воде пероксида водорода естественного происхождения, как источника реакционноспособных окислительных эквивалентов. При появлении в воде веществ восстановительной природы, эффективно взаимодействующих с Н202, формируются «квази-восстановительные» условия, которые сопровождаются возникновением в воде токсических факторов, не связанных с каким-либо из известных токсикантов. Источниками веществ восстановительной природы, эффективно взаимодействующих с пероксидом водорода, могут служить донные
отложения (Г.П. Пирумян), хозбытовые и промышленные сточные воды, в частности, сточные воды целлюлозно-бумажной промышленности (Г.Г. Дука, Б.Н Фрог, Е.В. Штамм). При возникновении в воде «квазивосстановительных» условий наблюдается массовая гибель гидробионтов с интенсивным водообменом, в частности, личинок рыб на ранних стадиях их развития, цветение сине-зеленых водорослей с выделением ими альготоксинов, развивается патогенная микрофлора, приводящая к массовым заболеваниям людей и животных.
Актуальность работы обусловлена необходимостью установления химической природы токсического фактора, связанного с формированием «квази-восстановительного» состояния природной водной среды. Как показано ранее (Ю.И. Скурлатов, Е.В Штамм и др.), наиболее вероятными «кандидатами» на роль веществ-восстановителей, титруемых пероксидом водорода, являются соединения восстановленной серы. В связи с этим, одними из объектов исследования в данной работе были выбраны микроколлоидные частицы сульфида железа. Известно, что железо является наиболее распространенным металлом как в природных водах, так и в донных отложениях. Однако механизмы окисления FeS в водной среде слабо изучены, литературные данные малочисленны и противоречивы. Во многом это связано с отсутствием выраженных аналитических свойств как FeS, так и промежуточных продуктов трансформации восстановленной серы. И практически не изучено токсическое воздействие FeS и продуктов его окисления на живые организмы. Таким образом, изучение механизмов образования и окисления FeS, токсических свойств сульфида железа и продуктов его окисления кислородом и пероксидом водорода с применением методов биотестирования является актуальной темой исследования.
Объектами исследований были выбраны также действующие вещества пяти широко используемых в сельском хозяйстве пестицидов различной химической структуры (зенкор, базагран, лонтрел, раундап, тачигарен).
7 Пестициды смываются осадками с с/х угодий в водоемы и водотоки, накапливаются в донных отложениях и водных организмах, практически не включаются в биологический круговорот. В то же время многие пестициды могут образовывать достаточно прочные комплексы с жизненно-важными молекулами, такими как нуклеотиды, АТФ, белки.
Попадая в природные и сточные воды, пестициды, имеющие в своем составе дентатные группы, могут образовывать комплексы с ионами переходных металлов, которые могут обладать собственной токсичностью. С целью установления влияния комплексообразования на токсичность пестицидов в работе были изучены токсические свойства комплексов лонтрела, как бидентатного лиганда, с ионами переходных металлов, наиболее часто присутствующими в природных водах (Си, Со, Mo, Мп, Fe, Zn, Ni).
Актуальность данного направления исследований обусловлена необходимостью выяснения химических механизмов формирования токсичности, без чего невозможно прогнозировать и предотвратить последствия применения пестицидов в сельском хозяйстве.
В последнее время широкое распространение получила фотохимическая обработка воды ультрафиолетовым излучением. Зачастую при такой обработке происходит образование в воде реакционноспособных промежуточных частиц (свободных радикалов), что может сопровождаться изменением химического состава воды. Однако из-за значительных аналитических трудностей, контроль за побочными продуктами УФ-обработки, как правило, трудноосуществим. Среди распространенных компонентов природных и сточных вод фотохимическим превращениям в наибольшей степени подвержены нитрат- и нитрит-ионы. В связи с этим, актуальным представляется изучить роль нитрит- и нитрат ионов в процессе УФ-обработки природных и сточных вод.
Пестициды и их металлокомплексы
По,данным,ВОЗ в настоящее время в природной воде обнаружено более 2000 химических соединений. В питьевой воде идентифицировано около 750 органических соединений, среди которых значительное место занимают пестициды - соединения с высокой биологической активностью, сознательно вносимые человеком в окружающую среду для борьбы с вредными организмами и растительностью. В настоящее время в мире используется. несколько тысяч препаратов пестицидов, из них широкое распространение получили около 180 [39], однако ПДК экспериментально обоснованы и утверждены лишь для 30 [61]. Ежегодно на поля вносится от 3 до 5 млн. тонн пестицидов [39], которые постепенно накапливаются в почвах, водных объектах, растениях, животных, вызывая тем самым необратимые нарушения в экосистемах. Наиболее, распространенными группами . пестицидов являются: гербициды, применяющиеся для борьбы с сорными растениями, главным образом в злаковых культурах; инсектициды - для уничтожения вредных насекомых; альгициды — для уничтожения водорослей . и -сорной растительности в водоемах; фунгициды — для борьбы с грибковыми заболеваниями растений и различными грибами и др. Пестициды могут быть классифицированы также в зависимости от химического состава. К числу наиболее распространенных относятся хлррорганические, фосфорорганические, карбаматы и азотсодержащие пестициды. Особенностями использования пестицидов в сельском хозяйстве является их циркуляция в .биосфере, высокая биологическая активность, необходимость применения высоких локальных концентраций, вынужденный контакт животных и населения с пестицидными препаратами. Пестициды распространяются на пространства значительно удаленные от мест их применения. Многие из них могут сохраняться достаточно долго (период полураспада ДДТ в воде оценивается в 10 лет, а для диэлдрина он превышает 20 лет). При использовании даже наименее летучих компонентов более 50% активных веществ в момент воздействия переходят прямо в атмосферу. Эта часть пестицидов, не достигших растений, подхватывается ветром и осаждается в районах суши или океана, весьма удаленных от.зон применения вещества.
Они в конечном итоге попадают в различные экосистемы, включая океан, пресноводные водоемы, наземные биомьт и др., в значительных количествах накапливаются в почвах и увеличивают свои концентрации при движении по трофическим цепям. В результате химических и биологических процессов, протекающих в почве и атмосфере (разложение микроорганизмами, окисление кислородом, воздействие ультрафиолета и т.д.), содержание пестицидов обычно уменьшается, тем не менее остаточные количества их колеблются от сотых долей до десятков микрограммов в 1 кг [39]. Загрязнение поверхности водоемов происходит несколькими путями. Пестициды могут попадать в воду при смыве с почвенного покрова и растений, при сносе волны препарата, в процессе аэрообработки, при неправильной технологии опрыскивания и опыления, за счет поступления загрязненных ими грунтовых вод в районах орошаемого земледелия, при попадании вод, фильтрующихся из оросительных систем, и, наконец, в результате вымывания пестицидов из почвы. Масштаб выноса пестицидов определяется количеством, способом и временем внесения препаратов в почву, их растворимостью, устойчивостью к разложению, способностью сорбироваться почвой и мигрировать по ее профилю, интенсивностью эрозионных процессов, типом почв, рельефом местности, объемом и интенсивностью выпадения осадков и т.д. Помимо описанных путей загрязнения, по существу не поддающихся регулированию, пестициды могут поступать в водоемы целенаправленно - для уничтожения сорной растительности и насекомых, а также со сточными водами производящих или использующих их предприятий, в частности тепличных хозяйств. Можно утверждать, что сейчас пестициды присутствуют во всех водных системах: и в малых реках, и в океанах. В водоёмы попадает от 30 до 70% применённых пестицидов и минеральных удобрений. Во много раз превышены ПДК в водоёмах Узбекистана, Молдавии, Туркменистана, Краснодарского края и других районах. По данным КаспНИРХ, в воде, в донных отложениях и гидробионтах нижнего течения Волги постоянно присутствуют ядохимикаты, до 1000 ПДК [54].. Накапливаясь в природных водах, пестициды в первую очередь воздействуют на низшие звенья трофической цепи, что приводит к нарушению природного баланса и подрыву кормовой базы рыбохозяйственных водоёмов. Кроме того, пестициды попадают в питьевую воду и продукты питания, что напрямую сказывается на здоровье населения. В связи с этим весьма актуальным является вопрос более подробного изучения механизмов их воздействия на живые организмы и необходимости пересмотра допустимых нормы содержания пестицидов в природных объектах.
Особенностью пестицидов является то, что они способны не только накапливаться в природных объектах в больших количествах, но и сохраняться в них в течение длительного времени - от нескольких недель до нескольких лет. За это время они подвергаются различным превращениям: разлагаются микроорганизмами, окисляются, взаимодействуют с органическими веществами и т.д. Однако в последнее время значительно увеличилась доля антропогенного поступления металлов в природные воды, всвязи с чем роль взаимодействия пестицидов с металлами выходит на первый план. Ниже приведены данные о содержании наиболее распространенных металлов в природных водных объектах и их роли в живой клетке. Железо: в тканях человеческого тела содержится 4-5 г Fe, в т.ч. 65-70% в виде гемоглобина, из которых 15% - в печени, селезёнке, костном мозге и почках, 15-20% участвует в синтезе белка, окислении-восстановлении в плазме [97]. В растениях железо находится в негеминовой форме - ферредоксины [98], и в лжгопротеидах. Железо является одним из наиболее распространенных компонентов в природных водах. Среднее содержание - 0,01-26,0 мг/л. Основным антропогенным источником поступления железа в природные воды являются сточные воды предприятий, в особенности, металлургических комбинатов. Медь: Соединения меди занимают второе после соединений железа место в качестве катализаторов окислительно-восстановительных процессов [98]. Одновалентная медь входит в состав ферментов, например, фенолазы и гемоцианина - Си(Г) [99, 100], способных переносить кислород, подобно гемоглобину. Кроме того, медь необходима в биосинтезе гемоглобина Средняя концентрация меди в водах рек и озер составляет 7 мкг/л, в океанах - 0,9 JVLKT/Л. Миграция техногенной меди в воды может привести к увеличению концентрации Си в морской воде, так, содержание Си в водах Черного моря достигает 30,2 мкг/л. Сточные воды ряда производств могут содержать до 400-500 мг/л меди. Основные источники его поступления - сточные воды химических и металлургических производств, транспорт, продукты сжигания углеводородных топлив, различные альгицидные препараты, а также поверхностные стоки с сельскохозяйственных угодий. Годовой объем техногенных поступлений в окружающую среду оценивается как: в атмосферу - примерно 56 тыс.т, с отходами — 77 тыс.т, с удобрениями — 94 тыс.т. Цинк: необходим для роста и нормального развития большинства микроорганизмов, растений и животных. Он катализирует окислительно-восстановительные процессы, участвует в синтезе хлорофилла, предохраняет его от распада, способствует усвоению растениями азота, активизирует ферменты углеводного и жирового обмена [98]. Zn является важной составной частью карбоксипептидазы А, которая обладает как пептидазной, так и эстеразной активностью [103].
Использование нитритов и нитратов при фотохимической очистке воды
В последнее время получила широкое распространение фотохимическая обработка воды под действием ультрафиолетового излучения. Основная роль ультрафиолетового излучения отводится подготовке питьевой воды, а также дезинфекции воды плавательных бассейнов. Также активно внедряется ультрафиолетовая обработка при очистке сточных вод, как перед биологической очисткой, так и после нее перед сбросом очищенных сточных вод в принимающие водоемы и водотоки. Действие ультрафиолетового излучения при А 200 нм выражается как в прямом фотолизе загрязняющих веществ, так и в генерации активных частиц радикальной природы при воздействии на фотохимически активные вещества. В качестве таких веществ, в частности, выступают пероксид водорода, нитрит и нитрат ионы. Значительные концентрации нитритов и нитратов часто присутствуют в сточных и природных водах. Гидроксильные радикалы, образованные при фотолизе нитритов и нитратов инициируют окислительные реакции органических загрязнений. Следовательно, нитритные и нитратные ионы в воде — потенциальные альтернативные источники ОН радикалов для использования в так называемых Advanced Oxidation Technologies (AOTs) в течение облучения при Х 280 нм, где Н202 имеет слабое поглощение. Однако генерирование своеобразного «букета» промежуточных частиц вызывает опасение повышения токсичности водной среды за счет реакций фотонитрования и/или фотонитрозирования. Процессы гидроксилирования и нитрозирования напрямую связаны с фотолизом нитрит-иона, так как первичный акт сразу приводит к образованию радикальной пары ОН и N0 [89]. При фотолизе нитрат-ионов в аэробных условиях происходит накопление нитрит-ионов, ПДК которых в 500 раз ниже исходных нитрат-ионов. Таким образом, при фотолизе нитрат- и нитрит-ионов, содержащихся в обрабатываемой воде, могут возникать промежуточные продукты, более токсичные, чем исходные. Аналитический, контроль продуктов трансформации нитратов и нитритов в природных и сточных водах является сложной, задачей. Поскольку при комбинированном воздействии веществ на биологические объекты суммарный эффект может как усиливаться, так и, наоборот, снижаться, для оценки антропогенного воздействия на водные объекты наиболее пригодны методы биотестирования, позволяющие оценить интегральную степень токсического воздействия исследуемой пробы, на водные организмы.
Методами биотестирования в лабораторных условиях нами был. проведен токсикологический анализ продуктов, образующихся при фотолизе двух модельных систем, исходно обладающих высокой токсичностью. В качестве объектов исследования были выбраны две модельные системы: растворы паранитрозодиметиланилина (ПНДМА) и разбавленные растворы черного щелока, в значительной степени формирующего токсические свойства сточных вод целлюлозно-бумажного производства. Эти вещества часто встречаются в составе сточных вод и поэтому представляют большой инетерес с точки зрения изучения их фотохимических превращений в реальных условиях. В условиях антропогенного воздействия на природные водные объекты загрязнение их биогенными веществами, такими как нитраты и нитриты, способствует интенсификации развития водорослей и многочисленных групп микроорганизмов, участвующих в биологическом круговороте веществ. Следствием бурного роста биоты является вторичное загрязнение водного объекта как внеклеточными и эндогенными органическими веществами, являющимися продуктами метаболизма, так и продуктами постлетальной деструкции водорослевой биомассы. , В сочетании с техногенным загрязнением водных объектов возможно образование в природной водной среде соединений,: обладающих высокой токсичностью, проявляющих аллергенные, канцерогенные и мутагенные свойства. Известно, например, что нитриты могут служить исходными веществами для синтеза канцерогенных нитрозоаминов. Наряду с канцерогенностью для нитрозоаминов характерен широкий спектр их биологического действия, включая мутагенность, влияние на потомство и т.д. [94]. Особенность соединений этой группы заключается в том, что они легко синтезируются из азотсодержащих предшественников благодаря реакции нитрозирования в различных - объектах окружающей среды и организмах. Основные нитрозирующие агенты - , различные окислы азота и нитриты, а нитррзируемые вещества т амины и амиды. Кроме того, сами нитриты и нитраты оказывают прямое токсическое действие на гидробионтов. Известно, что нитрит является сильнодействующим ядом, так, для нитрита натрия ЛК5о для взрослой радужной форели составляет 0,39 — 1,9 мг/г (96 ч), для молоди - 0,14-0,15 мг/г (8 суток), 10 г/л вызвывают смрть рыб через 2 ч. Для нитратов ЛК5о для молоди чавычи 5800 мг/л (96 ч), токсическая концентрация для ушастого окуня — 800 мг/л (3,9 ч), повреждающая концентрация для угрей — 5 г; считается, что максимальная концентрация нитрата, которая при постоянном воздействии в течение , сколь угодно длительного времени не вызывает нарушения биохимических процессов, 2 мг/л [62].
В соответствии с СаНПиН 2.1.5.980-00, ПДК для рыбохозяйственных водоемов для нитритов составляет 0,08 мг/л, для нитратов - 40 мг/л, для аналога ПНДМА, анилина, - 10"4М (для третбутилового спирта - 1 мг/л). Известно, что черный щелок представляет собой смесь довольно сложного состава: остатки лигнина, серосодержащие соединения, в том числе меркаптаны, смоляные и насыщенные жирные кислоты. Токсикологический анализ черного щелока методами биотестирования на разных тест-объектах, включая млекопитающих, описан в работе [74]. В [75] на тест-объектах различного трофического уровня проведен анализ токсичности сточных вод целлюлозно-бумажного производства, показана корреляция между содержанием в них соединений восстановленной серы и токсичностью, продемонстрирована эффективность их детоксикации добавками пероксида водорода. ГЛАВА 2 Кинетика окисления и токсические свойства микроколлоидальных частиц моносульфида железа 2.1. Методическая часть 2.1.1. Синтез моносульфида железа Реакция синтеза моносульфида железа проводилась при комнатной температуре и атмосферном давлении в атмосфере инертного газа (Аг). Исходными реактивами для синтеза служили раствор соли Мора (Fe(NH4)2(S04)2x6H20) и сульфида натрия (Na2Sx9H20) в концентрации 10"3М. Исходные растворы готовили на обескислороженной бидистиллированной воде ежедневно. Вода для приготовления растворов освобождалась от кислорода путем продувки аргоном. При добавлении исходных растворов в реакционную колбу практически моментально образуется продукт черного цвета, представляющий собой коллоидный раствор моносульфида железа. рН полученной суспензии не регулировался, т.к. его значения соответствовали природным — 7,5-8, кроме того, добавление буфера оказывает влияние на процесс протекания реакции синтеза и процедуру биотестирования. Синтез проводили в постоянном токе аргона, что обеспечивало поддержание анаэробных условий и дополнительное перемешивание. Проводилось по методикам, описанным в [14,27,32] с помощью феррозина и сс, я -дипиридила. / Определение массовой концентрации железа по ГОСТу 4011-72 при помощи а,а -дипиридила Сущность метода: метод основан на взаимодействии ионов двухвалентного железа с а,а -дипиридилом в области рН 3,5-8,5 с образованием окрашенного в красный цвет комплексного соединения. Интенсивность окраски пропорциональна массовой концентрации железа. Восстановление трехвалентного железа до двухвалентного проводится гидроксиламином. Окраска развивается быстро и устойчива в течение нескольких дней.
Титрование малыми добавками перекиси водорода
Получить кинетические зависимости для реакции FeS с пероксидом водорода оказалось затруднительно, т.к. при изучении кинетики минимальное время спектрофотометрического измерения оптической плотности суспензии составляет примерно 30с (перемешивание, отбор пробы); за это время окисляется 75-80% FeS. Следовательно, время полупревращения составляет не более 15с, что, однако, открывает возможность титрования FeS пероксидом водорода, Рис. 18 Благодаря столь быстрому взаимодействию, в ходе окисления FeS молекулярным кислородом пероксид водорода не мог бы накапливаться, даже, если бы он и образовывался в качестве промежуточного продукта восстановления (X Титрование проводили, определяя концентрацию неизрасходованного в результате реакции пероксида водорода. Добавление Н2Ог к FeS в соотношении 1:1 приводит к окислению преимущественно сульфид-иона, входящего в состав FeS, - концентрация ионов Fe(II) уменьшается незначительно. Светопоглощение за счет FeS при этом исчезает, образуется гомогенный раствор желтоватой окраски. Добавка второго эквивалента ЬЬОг приводит к окислению Fe(II) с образованием гидроксида железа(Ш). При выборе тест-обьектов мы ориентировались, главным образом, на возможность проведения экспресс-анализов в анаэробных условиях. Выбор был сделан в пользу светящихся бактерий серии «Эколюм» (Е.соП, 5-ти и 30-ти минутный тесты) и инфузорий Tetrahymena pyriformis. Для светящихся бактерий в качестве тест-параметра мы использовали изменение уровня биолюминесценции; для инфузорий - снижение подвижности и изменение морфологических признаков. Методами биотестирования изучены токсические свойства исходных растворов Fe и S" (при рН=8) в рабочих концентрациях (5-10" М), а также полученного моносульфида железа и продуктов его окисления кислородом и перекисью водорода. В качестве контроля использовалась обескислороженная вода с рН=8. Очевидна тенденция снижения токсичности продуктов окисления со временем. Это может быть связано с агрегацией образующихся частиц, но, что более вероятно - с дальнейшим процессом более глубокого окисления и образованием менее токсичных соединений.
Проведение биотестирования при концентрациях 10"5 М не выявило токсичности ни в отношении сульфида железа, ни в отношении продуктов его окисления. Проведена серия экспериментов по изучению токсичности продуктов окисления FeS при однократных добавках пероксида водорода различных концентраций. Результаты представлены в Табл. 5 и 6. Как следует из представленных данных, при добавлении Н2С 2 к FeS в соотношении большем чем 1:1, возрастание токсичности обусловлено лишь увеличением концентрации свободного пероксида водорода в растворе. Другими словами, токсическими свойствами обладают лишь первичные продукты окисления FeS. Для установления природы токсиканта, была проведена серия экспериментов с выделением из продуктов окисления FeS элементной серы с помощью гексана. Для получения коллоидного раствора элементной серы (экстракт) мы добавляли в контрольную воду необходимое количество гексановой фракции и после полного испарения гексана (при перемешивании), использовали полученный раствор для биотестирования. Чтобы исключить вклад остатков гексана в токсичность, сделан дополнительный контроль с добавлением гексана, не содержащего элементную серу. Дополнительно проведен тест на токсичность продуктов окисления Na2S ([Na2S]p= 6,5-10"5М) пероксидом водорода (7-10"ЭМ). Очевидно, что удаление из продуктов реакции элементной серы экстракцией ее гексаном не приводит к снижению токсичности продуктов окисления FeS. Т.е. токсичность обусловлена некоторыми промежуточными восстановленными соединениями серы, неэкстрагируемыми гексаном. ; Дополнительно токсические свойства продуктов окисления были изучены по изменению подвижности и морфологических признаков инфузорий Tetrahymena pyriformis. Поскольку для проведения этого анализа требуется значительное время (не менее часа) и невозможно обеспечить анаэробные условия, тестирование проводилось для изучения только продуктов окисления. Одинаковые количества инфузорий были добавлены в контрольную воду и в раствор окисленного FeS. Эффект токсического воздействия наблюдается уже через 1-1,5 ч. Подвижность инфузорий снижается, первоначально вытянутая форма клетки инфузории меняется на шарообразную и затем клетки обездвиживаются. На основании проведенных исследований мы приходим к выводу об образовании среди продуктов окисления FeS, устойчивых к окислению кислородом воздуха токсичных сернистых соединений. многостадийная и включает образование различных промежуточных соединений, некоторые из которых приведены на Рис.20. Однако аналитическое определение промежуточных и конечных продуктов реакции—задача исключительно сложная и заслуживает отдельного исследования. Тем не менее, мы провели серию экспериментов по определению среди продуктов окисления FeS основных сернистых соединений (элементной серы, тиосульфатов, сульфатов, сульфитов и сульфидов). Среди промежуточных продуктов окисления сероводорода и сульфидов обычно присутствует относительно устойчивая к дальнейшему окислению элементная сера, которая в водных растворах может существовать в различных аллотропных формах — Sn (где п=2—8), причем наиболее устойчивой формой является S8 [15]. Поэтому мы провели эксперимент по определению элементной серы среди продуктов окисления, предполагая, что именно коллоидный раствор серы может быть токсичен для гидробионтов.
Оказалось, что при окислении FeS пероксидом водорода до 50% участвующей в реакции серы переходит в элементную серу. При окислении кислородом - около 40%. При окислении FeS пероксидом водорода элементная сера в количестве 50% от исходного сульфида появляется среди продуктов реакции при добавке од ного, эквивалента H2Q2 и не меняется при последующих добавках пероксида водорода. /... Наряду с элементной серой, среди продуктов окисления регистрируются также тиосульфат-ионы, сульфаты и сульфиты. Однако, применяемая аналитическая методика (титрование йодным раствором, [65]) оказалась недостаточно чувствительной для количественной оценки их содержания. Не исключено образование и, других кислородсодержащих соединений восстановленной серы. На основе полученных в работе и известных литературных данных механизм окисления FeS может быть представлен схемой, включающей образование и последующие превращения промежуточных форм сернистых соединений. , Взаимодействие FeS с Н202 в эквимолярных концентрациях (1:1) происходит без изменения состояния валентности иона железа. Следовательно, эту реакцию можно записать в виде: Участие двух нанрчастиц FeS во взаимодействии с 02 позволяет предположить, что молекула 02 служит мостиком между двумя ионами Fe"+, расположеными на поверхности соседних кластеров. В этом мостиковом «димере» возможен внутрисферный перенос электрона от ионов Fe" к кислороду: В результате образуется пероксо-мостиковый димер SFe - О" — О" — Fe3+S", в котором возможен перенос электрона от сульфидной серы к центральному иону железа: ; . в результате рекомбинации соседних S" с образованием пероксида водорода и его сернистого аналога H2S2 (при участии протонов среды): С учетом быстро протекающей реакции (2), брутто-реакция окисления FeS кислородом воздуха в этом случае запишется в виде: Либо в пероксо-димере осуществляется внутрисферный перенос электрона от ионов Fe" к атомам О пероксидного мостика с образованием Fe и последующий перенос электрона от S"" к Fe3+. При этом происходит разрыв мостиковой О-О — связи с результирующим четырехэлектронным восстановлением 02 до воды и образованием элементной серы S0 без изменения состояния окисления ионов железа: Соответственно, брутто-реакция окисления FeS молекулярным кислородом в этом случае может быть представлена уравнениями: При дальнейшем окислении Fe" переходит в трехвалентную форму с образованием гидроксида, выпадающего в осадок. Учитывая, что в процессе окисления FeS кислородом воздуха элементная сера экстрагируется в количестве 50% от исходной сульфидной серы, можно предположить, что значительная часть серы окисляется до H2S2, т.е. превалирует путь двухэлектронного восстановления 02 по реакции (5).
Токсикологический анализ металлокомплексов гербицида лонтрел
Токсичность комплексов металлов с гербицидом лонтрел определялась в области концентраций от 10" до 10" М, по причине их значительно более высокой токсичности, чем у исходного лонтрела. Было проведено исследование токсичности комплексов металлов, имеющих один и тот же лиганд - 3,6-ДХПК и общее строение ML2 первоначально на Вепекеа Harvey. Полученные результаты приведены на Рис.23. У всех комплексов увеличение токсичности с ростом концентрации происходит линейно. Скорость нарастания токсичности от концентрации ЗВ различна для разных соединений: у комплексов с Ni и Zn — наибольшая, у остальных - почти одинаковая. При всех концентрациях коэффициенты токсичности комплексов уменьшаются в ряду: ZnL2 CuL2 NiL2 CoL2 MnL2 MgL2. В таком же порядке изменяются измеренные величины ЕС5о (Табл.11). Для металлокомплексов железа, молибдена и магния измерить величину ЕС5о не удалось, так как в исследованном диапазоне концентраций (до 10" М), эти вещества не проявили токсических свойств. Особенно следует отметить, что токсичность всех комплексов гербицида лонтрел по отношению к Вепекеа harvey оказалась выше, чем у самого исходного гербицида. Как следует из Рис.24 , уже при концентрации 10"5М практически все металлокомплексы проявляют токсичность в отношении инфузории Tetrahymena pyriformis. Для всех изученных соединений зависимость изменения токсичности от концентрации комплекса носит прямолинейный характер, кривые приблизительно параллельны друг другу. Скорости нарастания токсичности комплексов разных металлов с одним и тем же лигандом весьма близки. Коэффициент токсичности при любых концентрациях уменьшается в ряду: NiL2 CuL2 CoL2 ZnL2 MnL2 MgL2. При концентрациях до КГ 3М комплекс MoL2 не проявил выраженных токсических свойств. Только комплекс MgL2 при всех изученных концентрациях имеет меньшую токсичность, чем исходный гербицид — лонтрел. Таким образом, проведённые нами исследования доказали, что при попадании ЗВ техногенного происхождения (пестициды и их металлокомплексы) внутрь организма происходит его химическое связывание с АТФ. Образуется прочный комплекс ЗВ-АТФ, характеризующийся своей К бр- Образование таїсих био-органических комплексов приводит к нарушению энергетического метаболизма в организме.
Возникает энергодефицит клетки, который приводит, в свою очередь, к её гибели и гибели всего организма в целом. На уровне всего организма, такой внутримолекулярный механизм действия ЗВ выражается в-форме снижения ферментативной активности бактерий или репродуктивной способности инфузорий. Определённые величины токсичности пестицидов в отношении светящихся бактерий Вепекеа hwvey и инфузории Tetrahymena pyriformis, показали, что при всех концентрациях токсичность рассмотренных соединений изменяется в ряду: базагран зенкор лонтрел раундап тачигарен - для светящихся бактерий и зенкор базагран тачигарен лонтрел раундап - для инфузорий. Данная последовательность в определенной степени коррелирует с величинами констант комплексообразования этих токсикантов с АТФ. В результате биотестирования металлокомплексов гербицида лонтрел установлено, что они проявляют гораздо большую токсичность, чем чистый гербицид. Токсичность металлокомплексов по отношению к светящимся бактериям Вепекеа harvey изменяется в ряду: ZnL2 CuL2 NiL2 CoL2 MnL2 MgL2, а по отношению к инфузориям Tefrahymena pyriformis — NiL2 CuL2 CoL2 ZnL2 MnL2 MgL2. В данных закономерностях также просматривается корреляция значений токсичности ЗВ с их константой комплексообразования с АТФ. Таким образом, величина эффекта токсичности, вызываемого тем или иным техногенным токсикантом, находится в прямой зависимости от энергодефицита, создаваемого в клетке в результате взаимодействия этого ЗВ с АТф на молекулярном уровне. ГЛАВА 4. Применение биотестирования как метода токсиметрии при оценке эффективности процесса очистки сточных вод 4.1- Методическая часть 4.1.1. Модельные токсиканты В качестве объектов исследования были выбраны две модельные системы, исходно обладающие высокой токсичностью: растворы красителя паранитрозодиметиланйлина (ІТНДМА), широко применяемого в радиационной химии в качестве акцептора ОН радикалов, и-разбавленные растворы черного щелока, в значительной степени формирующего токсические свойства сточных вод целлюлозно-бумажного производства. Исходные концентрации лІТНДМА составляли 10"5М. Все растворы готовились на трижды дистиллированной воде. Изменение концентрации ПНДМА от времени облучения образцов контролировали по спектру поглощения, A ax = 440 нм, є = 34000 М см"1.
Регистрацию- спектров осуществляли на спектрофотометре марки «Shimadzu» . Ц\Л-1700 в односантиметровых кварцевых кюветах. Внешне реакция взаимодействия ОН радикалов с ПНДМА и компонентами природной воды выражается в обесцвечивании красителя ПНДМА, имеющего интенсивный желтый цвет. Для экспериментов были взяты растворы черного щелока стадии варки целлюлозы Сыктывкарского лесопромышленного комплекса, разбавленные в 2000 раз. Это разбавление примерно соответствуют содержанию его в стоках целлюлозно-бумажного производства. Фотолиз исследуемых модельных растворов, растворов нитритов и нитратов проводили в фотохимическом реакторе карусельного типа в кварцевых пробирках с термостатированием водой при 22±2С. Облучение вели полным светом ртутной лампы ДРШ-250 (наиболее интенсивная полоса 365 нм) в кварцевых кюветах толщиной 1 см и полным светом ртутной лампы ДРЛ-400 (наиболее интенсивная полоса 220 нм), в кварцевых пробирках диаметром 1 см. Перед облучением рН растворов доводили до физиологических значений (рН=7-7,5) разбавленной соляной кислотой или гидроксидом натрия. 4.1.3. Токсикологический анализ Токсикологический анализ исследуемых растворов проводился методами биотестирования с использованием двух тест-объектов: лиофилизованных люминесцентных бактерий серии «Экошом» и инфузорий Tetrahymena Pyriformis, по методикам, описанным в параграфах 2.1.6. и 2.1.7. 4.2. Экспериментальная часть 4.2.1. Изменение токсических свойств модельных токсикантов при УФ-облучении в присутствии доноров ОН-радикалов Для характеристики токсических свойств модельных токсикантов, нами были проведены эксперименты по определению величины ЕС50 (концентрация исследуемого образца, вызывающая тушение свечения биосенсора или снижение прироста клеток инфузорий на 50% по сравнению с контролем) для Щ-ЩМА и токсичности черного щелока при разбавлении в 2000 раз. Величины ЕС5о для ІШДМА, определенные из графиков на Рис. 25 и 26, для бактерий и инфузорий составили (4,1+1,0)-10"бМ и (4,7+0,6)-10"бМ, соответственно. Видно, что значения ЕС5о для этих двух тест-объектов практически совпадают, указывая на высокую степень токсичности ПНДМА для живых организмов. Следует отметить также, что за 24 часа (4 поколения инфузорий) защитных механизмов цельного организма не хватает на то, чтобы противостоять токсическому воздействию ПНДМА.
