Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Литературный обзор 6
Глава 2. Методы исследования 34
Глава 3. Кинетические особенности фотолиза ионов нитрата и нитрита в водных средах
Глава 4. Фотолиз нитратов и нитритов в природных водах 76
Глава 5. Токсикологический аспект продуктов фотолиза нитритов и нитратов в воде .
Выводы 93
Литература 94
- Кинетические особенности фотолиза ионов нитрата и нитрита в водных средах
- Фотолиз нитратов и нитритов в природных водах
- Токсикологический аспект продуктов фотолиза нитритов и нитратов в воде
Введение к работе
Актуальность работы. Настоящая работа посвящена исследованию фотохимических механизмов превращения низкомолекулярных форм азота в модельных системах и природных водах. Актуальность этой работы обусловлена взаимосвязью фотохимических, химических и биохимических процессов, происходящих в природных водных объектах с участием минеральных форм азота. Являясь биогенными веществами, соединения азота играют важную роль в жизнедеятельности гидробионтов, оказывают заметное влияние как на самоочищение, так и на самозагрязнение водоемов. Сложный естественный цикл круговорота азота в биосфере, обеспечивающий жизнедеятельность организмов и приводящий в движение биологический поток, характеризуется способностью к саморегулированию. Чрезмерное и подчас неправильное использование азотсодержащих удобрений и факторы антропогенного воздействия могут привести к нарушению равновесия в цикле и накоплению того или иного низкомолекулярного соединения азота, обладающего токсичными свойствами, например, нитритов или нитрозаминов. Последние соединения известны своими- канцерогенными свойствами. Накопление определенных соединений связанного азота приводит не только к нарушению процессов самоочищения водоемов, но и к увеличению количества токсичных форм азота в сельскохозяйственных продуктах.
С другой стороны, низкомолекулярные формы азота под действием солнечного излучения являются активными генераторами свободных радикалов, которые в свою очередь эффективно окисляют трудно окисляемые в естественных условиях химические соединения. Применение искусственного ультрафиолетового излучения может значительно ускорить процессы трансформации* загрязняющих веществ в промышленной очистке сточных вод с участием минеральных форм азота.
Основные положения, выносимые на защиту
ионы Си и Fe ингибируют процесс УФ-фотолиза нитритных ионов в дистиллированной воде, не оказывая влияния на скорость фотолиза нитратных ионов. Это позволило определить эффективную константу скорости УФ-фотолиза нитрата в дистиллированной воде без учета мешающего влияния процесса взаимопревращения этих ионов;
в экспериментах с различными добавками акцепторов ОН-радикалов пока-зано, что ингибирующее влияние Си связано с образованием комплекса частичного переноса заряда иона меди с промежуточными продуктами фотолиза нитритного иона, а не с тушением возбужденного состояния нит-ритного иона;
промежуточные продукты фотолиза нитритов и нитратов, а также накопление нитрит-иона в процессе фотолиза нитрат-иона не влияют на* общее снижение токсичности в экспериментах с модельными загрязняющими веществами на примере паранитрозодиметиланилина и раствора черного щелока;
в процессе УФ-фотолиза нитрита и нитрата наблюдается эффективная де-токсикация модельных загрязняющих веществ и денитрификация минеральных форм азота.
Цель работы состояла в выяснении ключевых механизмов окислительно-восстановительных и фотохимических процессов низкомолекулярных форм азота с участием ионов переходных металлов и органических соединений, а также в оценке роли этих процессов в формировании качества и.самоочищающей способности природной водной среды.
В связи с поставленной целью необходимо было решить следующие задачи:
на примере модельных растворов низкомолекулярных форм азота изучить типовые механизмы процессов фотохимической и окислительно-восстановительной трансформации с участием ионов металлов переменной валентности и органических акцепторов свободных радикалов;
исследовать фотохимические и окислительно-восстановительные процессы, протекающие в природных водах с участием минеральных форм азота;
исследовать пространственное распределение минеральных форм азота в водных объектах различных географических зон, в разные сезоны года и отличающиеся антропогенной нагрузкой.
Научная новизна исследования заключается:
в выявлении детальных, неизвестных ранее механизмов фотохимической трансформации нитритных и нитратных ионов в присутствии ионов металлов переменной валентности;
в обнаружении зависимости скорости фотохимической трансформации от добавок ионов меди (II) и ионов железа (П)/(1П);
в установлении зависимости скорости фотохимической трансформации от присутствия спиртов;
в изучении механизма взаимодействия растворенной в воде окиси азота с ионами меди (II) в анаэробных условиях;
в проведении экспедиционных исследований по содержанию низкомолекулярных форм азота в различного рода природных водных объектах (реки, моря, озера, подземные воды), расположенных в разных географических зонах.
Кинетические особенности фотолиза ионов нитрата и нитрита в водных средах
Минеральные формы азота играют важную роль в жизнедеятельности гид-робионтов, оказывают заметное влияние как на самоочищение, так и на самозагрязнение водоемов. Накопление определенных соединений связанного азота приводит не только к нарушению процессов самоочищения водоемов, но и к увеличению количества токсичных форм азота в сельскохозяйственных продуктах.
К позитивной роли нитритов и нитратов в самоочищении водоемов относится их способность под действием солнечного света к фотохимической генерации активных промежуточных частиц (Zepp и др., 1987; Wagner и др., 1980; Zafiriou, Тгае,1979а;с). Поэтому нитратные и нитритные ионы играют существенную роль в фотохимических процессах трансформации органических веществ в природной водной среде (Zafiriou, True,1979b; Kuhn и др.,1988). Достаточно ранние данные о фотолизе нитратов с образованием промежуточных форм азота отражены в работе Cultrera,Ferrari,1958 со ссылкой на более раннюю работу O.Baudisch, датированную 1912 г. По мнению-авторов, фотолиз нитрат-иона приводит в первую очередь к образованию нитрит-ионов и в дистиллированной воде представлен реакцией: NQ3" +Н20 + hv(y ) = N02" +Н202 (1) В присутствии окисляемых органических веществ первичный-акт фотолиза нитрата происходит согласно следующей реакции без образования, пероксида водорода: NCV + органическое вещество + hv (УФ) == N02" + окисленное орг. Вещество (2)
Характерной особенностью фотолиза нитрат-иона в присутствии органических веществ является окисление последних кислородом, который, высвобождается при превращении нитрата в нитрит. На этой стадии превращение нитрата в нитрит происходит количественно. При этом скорость образования нитрит-иона под действием, УФ излучения ртутной лампы высокого давления, не зависит от концентрации! нитрата в диапазоне 0,6 - 7,1 М и рН 5, Gori и др., 1968. Дальнейшие превращения нитрит-иона связаны с непосредственным взаимодействием с органическими соединениями. В процессе окислительно-восстановительных реакций инициированных фотолизом, нитрат-ион восстанавливается до иона аммония, с образованием промежуточных продуктов: HN02, H2N202, NH2OH. Данные соединения азота были идентифицированы авторами. Особенностью этого процесса является количественное превращение гидроксиламина в аммонийный ион, но только на стадии отсутствия NO2 радикалов. Соответственно выделяется две фазы УФ трансформации нитратных ионов. В первой фазе УФ-облучения присутствуют МЭг радикалы и промежуточные формы H2N202 и NH2OH. Исчезновение этих форм не связано с образованием аммонийного иона. Во второй фазе по мере расходования нитритных ионов и исчезновения N2 радикалов происходит накопление аммонийных ионов.
В процессе фотопревращения возможно образование газообразных продуктов N2 и N20, что подтверждалось косвенными данными: удаление газообразных веществ из системы в процессе УФ-фотолиза раствора нитрата в присутствии органического вещества приводило к изменению баланса общего азота. Степень восстановления зависит от природы органического вещества. Роль УФ - излучения сводится лишь к каталитическому действиюлДля восстановления нитрит-иона требуется, чтобы концентрация органического вещества была не ниже определенного минимума, выше которого скорость восстановления практически не зависит от концентрации РОВ. Радикал N2 также слабо подвержен восстановлению под действием УФ-излучения (не обнаружено сколь-нибудь существенного восстановления даже после нескольких часов облучения УФ светом), а окислительную активность проявляет в присутствии органических веществ, которая усиливается под действием УФ-излучения.
Образование пероксида водорода в реакции (1) представляется достаточно гипотетическим, хотя в ходе фотолиза нитрат-иона образуются предшественники Н2О2: активные промежуточные частицы - свободные радикалы. Большая скорость взаимодействия последних с образовавшимся нитрит ионом приводит к его дальнейшим окислительно-восстановительным превращениям. Накоплен ние пероксида водорода не происходит также из-за его способности к УФ-фотодиссоциации.
Фотолиз нитратов и нитритов в природных водах
В полевых условиях использовались фотометрические методы определения биогенных веществ. Ионы аммония определялись разными методами, в том числе с реактивом. Несслера, с фенол-гипохлоритом, Новиков и др., 1990, и салициловой кислотой в присутствии гипохлорита натрия и нитропруссида натрия по Qiu Xing-Chu, Zhu Ying-Quan, 1987. Метод с реактивом Несслера основан на способности аммиака образовывать со щелочным раствором йодида ртути (I) окрашенные в желтый цвет соединения йодида меркураммония. При содержании аммонийных ионов и свободного аммония от 0,005 - 0,15 мг NH/Ai получается коллоидный раствор, пригодный для колориметрирования. Проведению анализа мешают амины, хлорамины, ацетон, альдегиды и другие органические соединения, реагирующие с реактивом Несслера. Для устранения мешающего влияния аммиак предварительно отгоняют. Мешающее влияние жесткости воды устраняют добавлением раствора сегнетовой соли. Большое количество железа, сульфиды и муть удаляют осветлением пробы воды цинковой солью: к 100 мл пробы приливают 1 мл 10% раствора сульфата цинка в безаммиачной воде. рН доводят до 10,5 раствором КОИ (25%). Хлопья отделяют центрифугированием или на стеклянном фильтре. Мешающее влияние хлора устраняют добавлением растворов тиосульфата (0,35%) или арсенита натрия (0,1%). Для удаления 0,5 мг хлора приливают 1 мл одного из реактивов.
Свежую безаммиачную воду получали пропусканием трижды дистиллированной воды через катионит КУ-8 в И1" форме и использовали для приготовления реактивов и разбавления проб. Реактивы. Реактив Несслера. Использовался готовый стандартный раствор. Тартрат калия-натрия (сегнетова соль), 50% раствор. В безаммиачной воде при нагревании растворяется 50 г КЫаСфНЦОб 4Н20, объем доводится до 100 мл и фильтруется через мембранный фильтр (категорически не использовать бумажные фильтры, содержат аммоний!) . Прибавляется 6 мл. реактива Несслера. После осветления и проверки на полноту осаждения аммиака реактив готов-к употреблению. Фосфатный буферный раствор, рН 7,4. В безаммиачной воде растворяется 14,3 г дигидроортофосфата калия КН2Р04 ЗН20. После растворения солей объем раствора доводится до 1 л. Стандартные растворы хлорида аммония. 1. Основной раствор. Хлорид аммония NH4CI высушивается до постоянной массы при 100-105 градусах Цельсия. Растворяется 2,965 г соли в дистиллированной безаммиачной воде в мерной колбе вместимостью 1 л и объем доводится до метки. Приливается 2 мл хлороформа для консервации. Содержание ионов аммония (NHf) - 1 мг/мл. 2. Рабочий раствор. Разбавляется 5 мл основного раствора в мерной колбё вместимостью 100 мл безаммиачной водой до метки. Содержание ионов аммония - 0,05 мг/мл. Применяется свежеприготовленным. Ход определения. В колбу помещается 50 мл исследуемой или разбавленной пробы, приливается 1 мл 50% тартрата калия-натрия и 1 мл реактива Несслера, раствор перемешивается. Через 10 минут проба фотоколориметрируется в кюветах (2-5 см) в зависимости от концентрации аммиака, с фиолетовым светофильтром ( 425 нм) по отношению к безаммиачной воде, в которую добавлены соответствующие реактивы. Окраска устойчива 1 час.
Концентрацию ионов аммония- в форме NH/ находят по калибровочному графику. При разбавлении пробы учитывается степень разбавления. Для выражения результатов в форме аммонийного азота (в MP-N/Л) полученную величину (мг Щі+/л) умножают на коэффициент 0,77 с обязательным указанием формы выражения концентрации. Определение с отгоном. Аммонийные соединения отгоняют кипячением воды, добавляя к ней фосфатную буферную смесь рН 7,4 (раствор 14.3 г безводного КН2ЕО4 и 68.8 г безводного К2НРО4 віл безаммиачной воды) Отгон проводят в приборе с притертыми стеклянными частями, который предварительно освобождают от следов аммиака. : В колбу прибора вносят 300-500 мл исследуемой воды, добавляют 10 мл буферной смеси и отгоняют не менее 50% воды в мерные колбочки на 50 мл, содержащие по 10 мл безаммиачной воды, в которую опускают конец холодильника. Ион аммония определяют в каждой колбочке так же, как и при прямом методе, доводя объем до 50 мл безаммиачной водой. Вычислив содержание аммонийных ионов (мг) в каждой порции отгона, результаты складывают и пересчитывают на 1 л, учитывая объем пробы, взятый для отгона. Концентрация ионов аммония (мг NH /n) рассчитывается по формуле: X = Axl000/V, где А - содержание ионов NH4+, найденное по калибровочному графику, мг; V - объем пробы взятой для анализа, мл. Если в пробе присутствуют вещества гидролизующиеся-в щелочной среде, то отгонку нужно проводить дважды: сначала при рН=7.4, собирая отгон в разбавленный раствор сильной кислоты, и повторно, подщелачив этот отгон до сильнощелочной реакции. Поглотителем аммиака служит раствор борной кислоты, при окончании анализа титрованием или фотометрически с реактивом Несслера. При применении фенол-гипохлоритного и салицилатного метода отогнанный аммиак поглощается раствором серной кислоты (40 мл 0.2н серной кислоты) Расчет содержания ионов аммония и свободного аммиака.
Отношение концентраций свободного аммиака и ионов аммония зависит от концентрации в воде ионов водорода (рН). Определив суммарную концентрацию (мг Ж»+/л), полученный результат делят на эквивалент ионов аммония, равный 18.04, получают общее содержание (мг-экв/л). Затем по табл. 2 , зная рН и температуру воды находят относительное содержание свободного аммиака в процентах. Вычитая его из 100% (суммарное содержание), получаем относительное содержание ионов аммония. Зная суммарное (мг-экв/л) и процентное соотношение, вычисляется количество каждого вещества (мг-экв/л), а умножая соответственно на 17.03 и 18.04— получаем концентрации свободного аммиака и ионов аммония (мг/л).
Токсикологический аспект продуктов фотолиза нитритов и нитратов в воде
В последнее время получила широкое распространение фотохимическая обработка воды под действием ультрафиолетового излучения. Основная роль ультрафиолетового излучения отводится подготовке питьевойводы, 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.
Нитрит- и нитрат-ионы под действием УФ- излучения фотолизируются с образованием ОН, NO, М)2-радикалов, а также пероксинитрита, интерес к которому в последнее время значительно возрос, Лобачев, Рудаков, 2006. Преимущество применения нитритов и нитратов в очистке сточных и природных вод в том, что они являются продуктами жизнедеятельности микроорганизмов и исходно уже присутствуют в обрабатываемой воде. Фотолизом этих форм азота достигается двойной эффект: эффективное окисление загрязняющих веществ и денитрификация воды.
Однако генерирование своеобразного «букета» промежуточных частиц вызывает опасение повышения токсичности водной среды за счет реакций фотонитрования и/или фотонитрозирования. В частности, в присутствии полиароматических углеводородов (ПАУ) под действием фотолиза нитритов/нитратов высока вероятность генерации нитро-ПАУ, обладающих сильной мутагенной активностью. Процессы гидроксилирования и нитрозирования напрямую связаны с фотолизом нитрит-иона, так как первичный акт сразу приводит к образованию радикальной пары ОН и NO. 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, Junzo,1983.
Методами биотестирования в лабораторных условиях нами был проведен токсикологический анализ продуктов, образующихся при фотолизе двух модельных систем: паранитрозодиметиланилина (ПНДМА), исходно обладающего острой токсичностью и многокомпонентного стока стадии варки целлюлозы - черного щелока. Фотолиз растворов, проводили под действием излучения ртутной лампы высокого давления ДРШ-250 (полным светом) в.кварцевой пробирке толщиной 30 мм. Перед облучением рН растворов доводили до физиологических значений (рН=7.2) разбавленной соляной кислотой или гидроксидом натрия.
В качестве тест-объектов были взяты светящиеся бактерии и инфузории Tetrahymena pyriformis. Мы использовали коммерческий препарат лиофилизи-рованных бактерий серии «Эколюм» (бактерии родов Vibrio, Photobacterium, Escherichia). Под действием токсичных веществ в исследуемой пробе воды изменяется их ферментативная (люциферазная) активность, что приводит к снижению уровня люминесценции, которое регистрируется инструментально.
Метод с использованием инфузории Tetrahymena pyriformis основан на способности тест-объекта реагировать на присутствие в водном растворе токсичных веществ. Регистрируется под микроскопом прирост численности клеток за 24 часа по сравнению с контрольным- образцом.
В качестве исходных растворов брали раствор черного щелока, разбавленный в 2000 раз и раствор ПНДМА в концентрации 1-І О-5 М. Растворы черного щелока облучали как с добавками нитрат-, так и нитрит-иона в концентрации на уровне 2»10"4М в течение 30 минут. Результаты эксперимента приведены в табл.7.
Отмечается снижение общей токсичности через 30 минут облучения, даже в случае прямого фотолиза раствора черного щелока, который в реальности включает в себя и фотолиз низкомолекулярных форм азота. Это связано с тем, что в разбавленном в 2000 раз растворе черного щелока исходное содержание нитрат-иона зафиксировано на уровне 1,25» 10"4 М. Добавка нитратов и нитритов в исходный раствор повышают его токсичность на 4% и 2%, соответственно. Наиболее эффективным детоксикантом при УФ обработке оказался нитрит калия. Токсичность раствора снизилась практически до 0.
Характер кинетических кривых фотолиза также имеет ярко выраженную антибатность при УФ-облучении до 25 минут, потом наблюдается совместное расходование NO3" и N02" ионов. В обоих случаях происходит денитрификация исследуемого раствора от минеральных форм азота. Полный эффект достигается при облучении полным светом ДРЛ-400 за 60 минут. Причем, кинетическая кривая денитрификации имеет тенденцию к увеличению скорости по мере облучения или расхода минеральных форм азота.
Результаты экспериментов по УФ облучению раствора ПНДМА с добавками нитрит-иона и пероксида водорода с начальной концентрацией 10"4 М представлены на рис.14. Токсичность снижается в обоих случаях. Однако эффективность детокси-кации выше с применением пероксида водорода. Безопасный уровень токсичности (согласно используемой методике, критерием токсичности является снижение свечения бактерий менее чем на 20% относительно контроля) был достигнут за 12 минут облучения, в то время, как с добавкой нитрита калия положительный результат был достигнут только за 40 минут.
