Содержание к диссертации
Введение
1 Литературный обзор 7
1.1 Физико-химическая и токсикологическая характеристика хлорорганических пестицидов 7
1.2 Радиационно-химические превращения хлорорганических пестицидов 11
1.3 Зависимость стабильности хлорорганических пестицидов от дозы и мощности дозы у-излучения 15
1.4 Химические факторы воздействия на радиол из хлорорганических пестицидов 19
1.4.1 Влияние концентрации пестицидов на ихрадиолиз 19
1.4.2 Влияние кислорода на радиационно-химические превращения хлорорганических пестицидов 20
1.4.3 Влияние химического состава и свойств среды на результаты облучения хлорорганических пестицидов 22
1.5 Химико-токсикологические исследования продуктов радиолиза хлорорганических пестицидов 27
1.6 Загрязнение окружающей среды хлорорганическими пестицидами 30
1.6.1 Проблема глобального распространения хлорорганических пестицидов 31
1.6.2 Загрязнение пищевой и сельскохозяйственной продукции хлорорганическими пестицидами 34
1.7 Применение методов радиационной технологии для обработки пищевых продуктов 36
1.7.1 Современное состояние радиационной технологии 36
1.7.2 Проблемы, возникающие при облучении пищевых продуктов 41
2 Методика эксперимента 45
2.1 Материалы и методы исследования 45
2.1.1 Характеристика объекта исследования.. 46
2.2 Анализ пищевых продуктов на содержание в них хлорорганических пестицидов 48
2.3 Квантово-химическии расчет показателей, характеризующих строение и прочность химических связей молекул хлорорганических пестицидов и растворителей 50
2.4 Исследование радиолиза хлорорганических пестицидов 55
2.4.1 Состав модельных растворов хлорорганических пестицидов 55
2.4.2 Условия у- облучения модельных растворов хлорорганических пестицидов и пищевого продукта 56
2.4.3 Степень разложения и радиационно-химический выход хлорорганических пестицидов 57
2.4.4 Качественный и количественный состав продуктов радиациотю-химического превращения хюрорганических пестицидов 58
2.5 Определение токсичности хлорорганических пестицидов и продуктов их радиолиза 60
3 Результаты и обсуждения 63
3.1 Оценка уровня загрязнения хлорорганическими пестицидами пищевых продуктов растительного и животного происхождения 63
3.2 Изучение стабильности модельных растворов хлорорганических пестицидов под действием у-изл учения 66
3.2.1 Способность перехода различных молекул хлорорганических пестицидов в возбужденное состояние по данным электронных спектров поглощения 66
3.2.2 Сравнительная оценка эффективности разложения хлорорганических пестицидов при вариации параметров их облучения 68
3.2.3 Влияние на радиационно-химический выход разложения хлорорганических пестицидов их исходной концентрации 75
3.2.4 Радиационно-химическое разложение хчорорганических пестицидов в различных по полярности растворителях 80
3.2.5 Характер воздействия растворенного кислорода на результаты облучения хлорорганических пестицидов 82
3.2.6 Взаимовлияние различных хлорорганических пестицидов на их устойчивость при радиолизе в модельных растворах 85
3.2.7 Стабильность облученных растворов хлорорганических пестицидов в процессе их длительного хранения 87
3.3 Кинетика реакции радиационного разложения хлорорганических пестицидов 89
3.4 Продукты радиационно-химического превращения хлорорганических пестицидов 96
3.4.1 Идентификация продуктов превращения хчорорганических пестицидов в модельных растворах 101
3.4.2 Состав экстракта хчорорганических пестицидов из пищевого продукта, облученного у-квантами 112
3.5 Характеристика биологического действия продуктов радиолиза хлорорганических Пестицидов 117
Заключение 126
Выводы 130
- Радиационно-химические превращения хлорорганических пестицидов
- Загрязнение пищевой и сельскохозяйственной продукции хлорорганическими пестицидами
- Исследование радиолиза хлорорганических пестицидов
- Кинетика реакции радиационного разложения хлорорганических пестицидов
Введение к работе
Актуальность работы
В результате антропогенного загрязнения биосферы компоненты природной среды неизбежно содержат подлежащие контролю токсические вещества. К ним могут быть отнесены и широко распространенные хлорорганические пестициды (ХОП), содержащиеся в микроконцентрациях. Эти вещества представляют угрозу для здоровья человека и подлежат обязательному контролю [1-2]. Особое внимание заслуживает проблема образования вторичных токсических веществ после радиационной обработки пищевой продукции, в которой присутствуют микропримеси ХОП [3]. Поглощенные дозы, используемые в радиационных технологиях [4], приводят к разложению остаточных количеств ХОП [5-6] и вызывают необходимость изучения их радиационно-химических превращений. Разложение первичных токсикантов после радиационной обработки может создавать иллюзию отсутствия токсичных веществ в контролируемом объекте, если контроль осуществляется только на наличие первичного токсиканта.
В настоящее время в области радиационной химии накоплен значительный опыт и получены детальные результаты о влиянии ионизирующих излучений высоких энергий на растворы различных химические вещества с высокими концентрациями. Для растворов с микроконцентрациями веществ со значениями, соответствующими концентрациям ХОП в объектах окружающей среды и пищевой продукции, результаты радиационно-химических исследований малочисленны. В связи с этим затруднительно предсказать степень превращения ХОП, состав продуктов разложения и токсичность образовавшихся новых веществ.
Из обзора научных публикаций, было установлено, что исследование химических превращений ХОП при воздействии у-излучения проводились бессистемно. Практически не изучалось влияние на степень разложения ХОП дозовых нагрузок у-излучения, а также исходного состояния среды облучения: начальной концентрации пестицида, присутствия в растворе кислорода и однотипных молекул хлорорганических углеводородов, способных конкурировать в радиационно-химических реакциях. Неоднозначны также выводы относительно радиационной устойчивости ХОП в различных по полярности средах. Кроме того, мало исследованы состав и свойства радиационных метаболитов ХОП.
Цель и задачи работы
Целью настоящей работы являлось исследование радиационно-химических превращений ХОП в условиях, когда радиационному воздействию подвергаются пестициды, со-
5 держащиеся в микроконцентрациях, соизмеримых с реальным их содержанием в сельскохозяйственной и пищевой продукции.
Для этого были поставлены следующие задачи: изучить характер зависимости степени радиационного разложения ХОП от величины их исходных концентраций, полярности растворителя и присутствия растворенного кислорода; исследовать влияние на устойчивость ХОП дозы и мощности дозы у-излучения; изучить кинетику радиационно-химического разложения микропримесей ХОП в модельных растворах; идентифицировать продукты радиолиза ХОП в модельных растворах и пищевых продуктах; оценить показатели токсичности продуктов радиолиза ХОП. Новизна полученных результатов
Новизна полученных результатов заключается в том, что установлены и систематизированы закономерности радиационно-химического разложения ми кро примесей различных ХОП в растворах в зависимости от дозиметрических характеристик у-излучения и свойств растворителя. Теоретические обоснованы и экспериментально подтверждены возможные механизмы радиационно-химических превращений ХОП. Обнаружено глубокое разрушение структуры молекулы хлорорганического углеводорода, загрязняющего пищевой продукт после его радиационной обработки. Проведена сравнительная оценка показателей токсичности ХОП и продуктов их радиационного превращения.
Практическая значимость
Практическая значимость полученных результатов обусловлена применением радиационных технологий в агропромышленном производстве и пищевой промышленности. Результаты исследований могут быть использованы при разработке рекомендаций по контролю ХОП в облученной продукции, а также для прогноза потенциальной токсичности облученных продуктов.
Апробация работы
Материалы диссертации доложены и обсуждены на студенческой конференции «Экологическая безопасность ядерных технологий». Полярное сияние-98 / г. Санкт-Петербург, 1998г/; на международном конгрессе «Энергетика-3000»/г. Обнинск, 1998г/; на региональной научно-практической конференции, посвященной Дню науки. Инновационное развитие: достижения ученых Калужской области для народного хозяйства /г. Обнинск, 1999г/; на V Меж-
6 государственном семинаре. Структурные основы модификации материалов методами нетрадиционных технологий (MHT-V)/r. Обнинск, 1999 г/; на 2-ой Международной научно-практической конференции «Продовольственный рынок и проблемы здорового питания» /г. Орел, 1999г/; на конференции студентов, аспирантов и молодых ученых, посвященной 100-летию со дня рождения Н.В, Тимофеева-Ресовского. Тезисы докладов /г. Обнинск, 2000г/; на Международной студенческой конференции «Полярное сияние 2001» /г. Санкт-Петербург, 2001/; на 6,h International ISSX Meeting /Munich, 2001/; на 4-м Съезде по радиационным исследованиям /г, Москва, 2001/; на III международном конгрессе «Энергетика - 3000»/г. Обнинск, 2002г/; на Всероссийской научно-практической конференции /г. Пенза, 2003/; на Международной студенческой научной конференции «Полярное сияние» 1т. Санкт-Петербург, 2003г/; на 41st Congress of the European Societies of Toxicology. EUROTOX 2003 /Florence, 2003/; на 6-ой Международной научной конференции «Экология человека и природа»/г. Плес, 2004.
Структура диссертации
Диссертация состоит из введения, литературного обзора, методики эксперимента и экспериментальной части, состоящих из 17 глав, заключения, выводов, списка литературы и приложения. Она изложена на 177 страницах машинописного текста, содержит 41 рисунок, 38 таблиц, 162 ссылки. Литературный обзор диссертации включает анализ работ, посвященных радиационно-химическим превращениям хлорорганических пестицидов под действием, у-излучения, антропогенному загрязнению окружающей среды хлорорганическими пестицидами и современному состоянию радиационной технологии для обработки пищевой продукции, Сведения по применяемым методам, результаты собственных экспериментов и их обсуждение представлены в разделах 2-3.
Радиационно-химические превращения хлорорганических пестицидов
Исследованиям персистентности ХОП посвящено большое число публикаций [1,3,5-6,10-12,15,36-55]. Из обзора литературных данных следует, что хлорорганические соединения способны подвергаться превращениям под действием различных физических, химических и биологических факторов. Эти превращения происходят по разным механизмам и в зависимости от условий сопровождаются образованием токсичных и нетоксичных дехлорированных продуктов исходного ХОП. При определении устойчивости ХОП в окружающей среде изучаются особенности его химической структуры, способность этого вещества к минерализации (биотическим и абиотическим путем), скорость его разложения (по tm - времени полураспада) [11-12]. Часто для характеристики поведения ХОП в окружающей среде используют интегральный тест «Профильный анализ опасности для окружающей среды», включающий как составляющую - оценку стабильности при воздействии физических факторов (в основном фотоминерализацию) [12]. При оценке устойчивости ХОП под действием радиационного фактора авторы большинства работ используют такие показатели как радиационно-химический выход (G) и степень разложения (?) ХОП [3,5-6,37-38,45,56-64]. Радиационно-химический выход - это число образовавшихся, распавшихся или каким-либо иным образом изменившихся молекул или других частиц в облученном веществе на 100 эВ поглощенной энергии [57-58,65]: G = — 100 (1.1) где N- число молекул продукта в данном объеме среды; D - доза в данном объеме, эВ. Если концентрация вещества выражена в моль/л, а доза— в Гр, то формула для расчета G имеет следующий вид: G = С» 100 (1.2) D f p lQ0Q где Nt — число Авогадро (6,022 1023 молек/моль); р - плотность облучаемой системы, г/см3; /- коэффициент перехода от электронвольт к грэям (/" = 6,241 10 эВ/(г Гр)). В случае, расчета G по изменению концентрации исходного продукта формула преобразуется в: 7 = (1.3) D где G - радиационно-химаческий выход, (мкг/мл)/кГр или (моль/л)/кГр; АС - изменение концентрации исходного продукта, мкг/мл или моль/л; или G-AC"""- (1.4) D где G- радиационно-химический выход, молек/кГр; V- объем пробы, л. Степень разложения пестицидов определяется по изменению концентрации исследуемых пестицидов в растворах, до и после их облучения: Р = №%- —100% (1-5) Сйа где Р - степень разложения пестицида, %; Споем концентрация пестицида после облучения, мкг/мл или моль/л; С , -концентрация пестицида до облучения, мкг/мл или моль/л.
Согласно представленным формулам радиационно-химический выход коррелирует со степенью разложения вещества (для одних и тех же условий облучения). Из литературных источников [3,5-6,37-41] следует, что на степень разложения ХОП и природу продуктов его разложения при воздействии радиационного фактора могут влиять физическое состояние [3] и химический состав матрицы [5-6], условия у-излучения (доза и мощность дозы), исходная концентрация пестицида и его химическая форма [5,38], присутствие в объекте растворенного кислорода [48] и наличие в среде облучения конкурирующего хлорорганического соединения [5,66]. Как указывалось выше, ХОП благодаря своей гидрофобности концентрируются в ли-пидных частях биологических объектов, в том числе продуктов питания. Хотя радиационная химия липидов отличается от таковой индивидуальных органических растворителей, результаты, полученные в работах [39-40], показали наличие одинаковых продуктов разложения облученных пестицидов, например, в гексане и в кукурузном масле, или сале. Различие состояло в менее интенсивном разложении ХОП облученных в масле и сале по сравнению с разложением их в гексане. Поэтому в большинстве работ по изучению механизма превращения ХОП в качестве модели природной матрицы использованы алифатические растворители, такие как гексан, циклогексан, циклогексен, а также спирты [5-6,37-38]. Радиолиз ХОП, как любого органического вещества, включает общие стадии: возбуждение и ионизацию молекулы, а также реакции образования, рекомбинации и трансформации радикалов [56-59,65,67]. Радиационно-химические эффекты в растворах ХОП могут быть описаны сложной схемой, включающей радиолиз растворителя (алифатического углеводорода RH). RH RH ,RH кІҐ+ е (1) ч RH R+H (2) RH -+R+ + H (3) /гя+- г,+ +г (4) [RH +e]- RH" (5) _ R +H RH"(RH ) r +r (6) \r,(-H) + r2H R(-H)+H2 H +RH- H2+ R (7) R + RU„- RCI+ R Cln.i (8) R CLi R a + Cl (9) R 0,.,+ RH - R Cln-iH + R (] 0) R+ R- RR, R + R - R R , k+ R- R(-H)+RH (11) где RH - молекулы исходного углеводорода; RH - возбужденная молекула; RH - положи- тельно заряженный ион; е- электрон; R- радикал алифатического углеводорода; Я- ради- + + кал Н; R - карбониевый ион; г; - легкий положительно заряженный ион; г,г,,Г2 - легкие радикалы; RH - возбужденная молекула, образующаяся соответственно при нейтрализации положительно заряженного иона и электрона и при воздействии у-излучения на молекулу растворителя; г(-Н) и г Я- легкие углеводороды; R(-II) — олефин с углеводородной цепочкой исходной молекулы; R С1„ - молекула исходного ХОП; R С1„-г радикал ХОП; R С1„./Н - дехлорированная молекула исходного ХОП. Под действием ионизирующего излучения происходит возбуждение молекулы растворителя (1). Радикалы, образующиеся при распаде возбужденной молекулы (2),(6)-(7), затем вступают в реакцию с хлорированным соединением {8)-(9), в результате чего образуется органический радикал и радикал хлора (стадии 8 и 9 зависят от количества атомов хлора в исходном веществе).
Органический радикал принимает атом водорода из растворителя (10), в результате образуется дехлорированная молекула исходного соединения. Как видно, наряду с реакциями радикальной замены (8) и (10) в растворе протекают также процессы рекомбинации (11), которые могут привести к обрыву цепочки реакций (8)-(10) [56-59,65,68-69]. В дехлорировании ХОП могут участвовать не только радикалы, но и образовавшиеся сольватированные электроны (g)X [3]. Схема восстановительного механизма дехлорирования при облучении гексахлорциклогексана (у-ГХЦГ) в 2-пропаноле при участии сводных радикалов и сольватированного электрона представлена в работе [38] в виде следующей последовательности химических превращений. Из приведенной схемы видно, что образовавшийся в результате у-воздействия на растворитель сольватированный электрон, подобно радикалам растворителя, может инициировать цепной процесс дехлорирования у-ГХЦГ. Он взаимодействует при этом как с молекулой растворителя (20), так и с молекулой пестицида (14). В силу того, что у-ГХЦГ обладает высоким сродством к электрону (из-за наличия в своем составе шести атомов хлора), молекулы его при определенных условиях могут более активно распадаться под влиянием сольватированных электронов, снижая при этом эффективность сопутствующего процесса. Превращение ХОП под действием у-излучения может протекать по радикально- цепному механизму с участием сольватированных электронов или только по радикальному, если сольватация электрона практически отсутствует, как это происходит в неполярных растворителях. Таким образом, механизм радиолиза ХОП будет определяться как свойствами среды, так и свойствами самого пестицида. Глава 1.3 Зависимость стабильности хлорорганических пестицидов от дозы и мощности дозы у-излучения Как будет показано ниже, на основе применения такого вида ионизирующего излучения, как у-излучение разработана радиационная технология (РТ) подготовки пищевых продуктов. Поэтому изучение химических превращений ХОП под действием у-излучения должно было иметь не только научную, но и вполне определенную практическую значимость. Однако литературные сведения о влиянии параметров у-излучения на процесс радиолиза ХОП немногочисленны. На примере некоторых органических веществ (в том числе хлорорганических) установлено, что степень их разложения зависит от дозы у-излучения ( ) [70]. В работах [58-59,65] было показано, что при малых дозах эта зависимость является линейной. Если дозы сравнительно высокие, то вследствие накопления достаточно больших количеств продукта радиолитического превращения могут протекать дальнейшие реакции с его участием, в результате чего радиационно-химический выход этого продукта будет уменьшаться с ростом дозы.
Загрязнение пищевой и сельскохозяйственной продукции хлорорганическими пестицидами
В последние годы отмечено снижение остаточного количества ХОП в пищевой и сельскохозяйственной продукции [104]. Однако утверждать о полном исчезновении ХОП в окружающей среде на территории России еще преждевременно. Об этом свидетельствуют представленные в таблице 1.8 результаты исследования, проведенные в отдельных областях РФ. Таблица 1.8 - Загрязнение ДДТ и его метаболитами сельскохозяйственных угодий и культур Согласно данным таблицы 1.8 наиболее загрязненными ДДТ областями являются Брянская, Иркутская и Курская. В работе [104] также отмечалось, что во многих областях происходит увеличение максимального содержания ХОП после вегетационного периода возможно за счет атмосферных осадков, которые переносят ДДТ из загрязненных районов или в этих регионах продолжают использовать запрещенный ДДТ. Такое предположение авторы обосновывают тем, что в Брянской области значительное загрязнение почвы садов остаточными количествами ДДТ (на уровне 4,5-6,2ПДК; загрязненная площадь составила весной 70% обследованной, осенью - 80%) было обнаружено впервые. Данные таблицы 1.8 показывают, что сельскохозяйственные культуры и угодья, являющиеся основой важнейших продуктов питания содержат опасные токсические вещества, которыми являются хлорорга-нические пестициды. Сравнение данных мониторинга по загрязнению ДДТ и его метаболитами за период 1997 и 1999 годов сельскохозяйственных угодий и культур на территориях, представленных в таблице 1.8 [104-105], показало, что снижение количества пестицидов в них практически не произошло, а в отдельных случаях даже повысилось. Например, если в 1997 г, максимальное содержание ДДТ в сельскохозяйственной продукции на территории Иркутской области составляло 5,5 мг/кг, то к 1999 г. оно достигло 8,69 мг/кг. Эту ситуацию можно объяснить теми же причинами, которые приводились выше по данным работы [104]. Однако, на наш взгляд, выявленные факты постоянства суммарной концентрации ДДТ и его метаболитов в исследованных объектах, могут быть следствием избирательного превращения ДДТ в более стабильный ДДЕ, т.к. другие продукты естественного превращения ДДТ (ДДД и ДДА) достаточно быстро разрушаются [I]. В работе [106] представлены данные по контролю за содержанием ХОП в импортных продуктах питания. Более 90 % из них составляют пробы, поступающие из Китая, единичные - из Узбекистана, Таджикистана, Украины, США, Польши и других стран ближнего и дальнего зарубежья.
Были обнаружены остаточные количества гексахлорана, ДДТ, метоксихлора в пределах допустимых уровней в плодоовощной продукции, муке китайского производства. Однако были выявлены пробы, содержащие ХОП в концентрациях превышающих значения ПДК. Загрязненность проб импортной продукции остаточными количествами пестицидов выше предельно - допустимых уровней составила в 1999 году 0,09 %. Результаты анализов по загрязнению пресных вод, полученные российскими исследователями свидетельствуют о том, что в наибольшей степени загрязнены ДДТ реки Днепр и Обь. Концентрации ДДТ составляют 12 и 8 нг/л соответственно, что значительно превышает ПДК в воде водоемов. В реках Волга и Обь присутствуют а- и у-ГХЦГ в концентрациях также превышающих значение ПДК [107-108]. Исследование воды 23 российских рек показало, что практически везде присутствовали ДДТ, ДДЕ, ДДД и а- и у-ГХЦГ. И какими бы малым это содержание не было, оно всегда превышало ПДК, т.к. большинство из этих рек имеют рыбохозяйственное значение, характеризующиеся, в частности, более жесткими нормами на ХОГЦ107]. Таким образом, несмотря на общую тенденцию уменьшения содержания ХОП в объектах окружающей среды, мы еще определенное время неизбежно будем потреблять пищевую продукцию, содержащую не только их остаточные количества, но и при отсутствии должного контроля - количества, завышенные относительно установленных норм. Глава 1.7 Применение методов радиационной технологии для обработки пищевых продуктов Из обзора публикаций [109-114], посвященных применению методов РТ следует, что наряду с положительными эффектами от действия ионизирующего излучения на продукты, при ее внедрении в пищевую и сельскохозяйственную отрасли возникает ряд проблем, среди которых наиболее важными являются: выбор источников ионизирующего излучения и подбор соответствующих условий процесса обработки; разработка новых технологий облучения пищевых продуктов; стоимость оборудования и самого процесса облучения; экологические аспекты; идентификация и характеристики пищевых продуктов, подвергнутых радиационной обработке; радиологическая, микробиологическая, токсикологическая безопасность и пищевая адекватность. 1.7.1 Современное состояние радиационной технологии Радиационная технология изучает, разрабатывает и совершенствует методы, приемы и устройства, в которых используются ионизирующие излучения. Несмотря на то, что РТ сравнительно новая область в научных и промышленных отраслях, темпы ее использования во всем мире, как показано в работе [4], растут с каждым годом. Основные направления РТ схематически представлены на рисунке 1.8, свидетельствующем о расширении сферы применения радиационного воздействия и внедрения его в область человеческой деятельности. Четких границ между рассматриваемыми направлениями РТ не существует. Общими для них являются проблемы конструирования и изготовления источников ионизирующих излучений и радиационных установок, технологическая дозиметрия используемых излучений, экологическая безопасность [4].
Одной из наиболее развивающихся отраслей РТ является радиационно-биологическая. Особенность радиационно-биологической технологии (РБТ) состоит в том, что она охватывает производства гигантских по масштабу сфер деятельности человека - сельское хозяйство, пищевую, медицинскую, микробиологическую, рыбную промышленности, охрану окружающей среды [4,109-110, И 5]. Использование РБТ в сельском хозяйстве и пищевой промышленности обусловлено тем, что с постоянным ростом численности населения городов, а также отдаленностью большей части потребителей от мест производства продуктов питания возникла необходимость разработки и применения средств и методов их хранения, Для обработки пищевых продуктов производители стали использовать химические методы (консервирование и добавление стабилизаторов), УФ-облучение, специальную упаковку пищевых продуктов, тепловую обработку. Как оказалось, эти, ставшие традиционными способы улучшения сохранности пищевых продуктов недостаточно эффективны, т.к. не всегда позволяют избежать потерь пищевой ценности (вследствие снижения ферментативной и витаминной активности), не всегда пригодны для широкого использования, а в ряде случаев экономически невыгодны [110,112]. За последние десятилетия получил развитие принципиально новый физический метод улучшения сохранности пищевых продуктов - обработка их ионизирующим излучением. По сравнению с обычными методами эта технология требует меньших затрат энергии и может заменить или резко снизить применение пищевых консервантов (таких как: сложные эфиры и-гидроксибензойной кислот; бензойная кислота; сульфиты калия, кальция и натрия; борная кислота и т.д.) и фумигантов (таких как; дихлорэтан, синильная кислота, хлорпикрин окись этилена, четыреххлористый углерод, акрилонитрил, формальдегид), использование которых не всегда безопасно для здоровья потребителей [10,81,112,114,116-117]. Кроме того, технология радиационной обработки продуктов питания позволяет: сократить потери при транспортировке и хранении плодов и овощей, не создавая при этом специальных условий; удлинить сроки хранения мяса, рыбы и ряда мясных продуктов; увеличить срок годности при хранении продуктов питания и управлять биологическим загрязнением продуктов, вызывающим болезн и [4,109-110,118-119].
Исследование радиолиза хлорорганических пестицидов
Нами экспериментально было установлено, что в настоящий момент остаточные концентрации ХОП в отдельных образцах пищевых продуктов оцениваются как 10" -10"4 мг/кг (результаты представлены в главе 3, Таблица 3.1). Мы использовали полученные результаты при составлении модельных растворов ХОП, учитывая при этом следующие необходимые дополнения: - интервал значений исходных концентраций пестицидов должен включать величины не только меньшие, но и большие значений ПДК. Превышение ПДК в исследуемых нами пробах пищевых продуктов установлено не было. Однако, учитывая данные работы [1,102,105-106], нельзя исключать тот факт, что благополучная, в нашем случае, ситуация объясняется лишь ограниченностью экспериментального материала и территориальными рамками источников анализируемых образцов; - максимальное радиационное разложение ХОП наблюдалось ранее в гомогенной среде. Учитывая способность пестицидов концентрироваться в различных по полярности природных органических веществах, в модельных растворах ХОП в качестве матрицы также необходимо было использовать отличающиеся полярностью растворители. Как следует из литературного обзора, в качестве таких растворителей применялись, например, - 2-пропанол (С3Н7ОН) и - гексан {СбНы) [5,38,49]; - влияние растворенного кислорода можно оценивать сравнением радиационно-химической стабильности исходных и деаэрированных растворов ХОП. Поэтому часть приготовленных модельных растворов ХОП подвергалась обработке инертным газом для удаления, растворенного в них кислорода; - радиационно-химические процессы в сложных системах могут протекать при взаимном влиянии как однотипных, так и различных по строению веществ. Поэтому для исследования были приготовлены не только однокомпонентные, но и многокомпонентные растворы с различным сочетанием индивидуальных ХОП, взятых в равных концентрациях; - влияние на стабильность экспериментальных растворов каких-либо иных факторов, кроме радиационных (светового излучения, высоких температур, влажности) должно исключаться. Модельные растворы ДДТ, а-ГХЦГ, у-ГХЦГ и ДЦЕ готовились из стандартных образцов (СО) методом разбавления по прилагаемой к СО инструкции. Были приготовлены 2 серии основных стандартных растворов с концентрациями 200 мкг/мл - ДЦЕ и 20 мкг/мл - ДДТ, а-ГХЦГ, у-ГХЦГ соответственно в неполярном гексане и полярном 2-пропаноле. Из них разбавлением в указанных растворителях готовились рабочие модельные растворы (в дальнейшем именуемые рабочими растворами) с концентрациями 1,00; 0,100; 0,010 мкг/мл, а также многокомпонентные растворы ХОП.
Концентрация каждого индивидуального пестицида в последних составляла 1,00 мкг/мл. Были приготовлены все возможные виды двухкомпонентных (ос-ГХЦГ и у-ГХЦГ; ДЦТ и ДДЕ; у-ГХЦГ и ДДЕ; у-ГХЦГ и ДДТ) трехкомпонентных (ос-ГХЦГ, у-ГХЦГ, ДЦЕ; а-ГХЦГ, ДЦТ, ДДЕ; ДДЕ, ДДТ, а-ГХЦГ) растворов, а также четырехкомпонентная смесь исследуемых ХОП. Для дегазирования растворы ХОП помещались в мерные пробирки. Удаляли кислород продувкой раствора азотом (квалификации осч) в течение 15 минут, после чего пробирки закрывались притертой пробкой, которая затем затягивалась парафиновой пленкой. Объем деаэрированного раствора составлял 10 мл. Степень деаэрации рабочих растворов контролировалась косвенно путем соблюдения следующих условий: высокая степень чистоты газа, применяющегося для отдувки кислорода; постоянство общего объема газа, пропущенного через раствор; одно и то же количество испытуемого образца; одинаковые внешние условия (температура, давление); однородный способ консервирования образца после отдувки кислорода; неизменное время хранения образцов перед облучением. Основные стандартные растворы хранились в пробирках с притертыми крышками в холодильнике. Рабочие растворы готовились и деаэрировались в день эксперимента. Концентрации рабочих растворов проверялись с помощью газового хроматографа «Модель 3700«. Результаты определения погрешности на стадии приготовления модельного раствора ХОП и измерения его концентрации на хроматографе «Модель 3700» представлены в приложение А. 2.4.2 Условия у- облучения модельных растворов хлорорганических пестицидов и пищевого продукта Аликвоту (10 мл) приготовленных рабочих растворов ХОП переносили в мерные пробирки с притертыми крышками объемом 10мл. Пробирки с исходными и деаэрированными растворами подвергали облучению на у- установках. Фарш, приготовленный из свежей рыбы, делили на две части. Одну часть помещали в холодильник, на вторую воздействовали у-излучением.
Облучение рабочих растворов и образцов рыбного фарша осуществляли в зависимости от поставленных задач на трех у-установках (60Со): Луч-1, Исследователь, Gammacell, находящихся на базе МРНЦ РАМ. Растворы и фарш облучались в следующих условиях: Т = 20 - 25С, атмосферное дав- ление, заданные доза (D): 0,78 - 55,45 кГр и мощность дозы (D) у-излучения: 0,0083 - 2,33 кГр/с. Дозиметрию осуществляли ферро-сульфатным методом с помощью Фрике-дози метра. При фсрро-сульфатной дозиметрии раствор сульфата Fe (II) располагали внутри термостата на том же месте, куда затем помещали пробирки с модельными растворами ХОП для облучения. Дозиметрию проводили до и после облучения растворов в течение времени, необходимого для получения дозы от 0,78 до 55,45 кГр. Концентрацию / eJ+ определяли через час после облучения методом сравнения оптической плотности облученного и необлученного растворов на спектрофотометре. Поглощенную дозу в растворе сульфата определяли по гра-дуировочному графику, исходя из концентрации ионов железа Fei+. Контрольный раствор находился во время облучения дозиметрических растворов в темноте и при той же температуре, что и облучаемые. Погрешность этого метода дозиметрии не превышала 10%. ЛПЭ составляет около 0,2 кэВ/мкм [58,65]. 2.4.3 Степень разложения и радиационно-химический выход хлорорганических пестицидов Как отмечалось в литературном обзоре о стабильности соединения при воздействии на него у-излучением можно судить по величине таких показателей как степень разложения (Р) и радиационно-химический выход (G) вещества. Степень разложения хлорорганических пестицидов определяли по изменению концентрации пестицида, измеряемой по площадям пиков на хроматограммах исследуемых растворов пестицидов, до и после их облучения по формуле (1.5), описанной в главе 1.2. Радиационно-химический выход разложения определяли как изменение концентрации облученного продукта, приходящегося на единицу поглощенной дозы. Gi-ХОП) = — (2.2) где С(-ХОП) — радиационно-химический выход разложения, (молек)/100эВ, в дальнейшем обозначаемый G; АС — изменение концентрации исходного продукта; D — доза гамма-излучения, эВ. В очень разбавленных растворах, когда доля (Е,) растворенного вещества (2.3) мала по сравнению с долей растворителя можно считать, что основная часть дозы, поглощается растворителем. В этом случае при расчете Gf-ХОП), как показателя эффективности разложения ХОП, с применением формулы (1.2), приведенной в главе 1.2, следует учитывать доле- вую компоненту дозы, поглощенной непосредственно ХОП. Для этого по (2.3) рассчитывается электронная доля ХОП в растворе. При изучении радиационно-химической стабильности ХОП, как это следует из литературного обзора, чаще всего используется показатель степени разложения.
Кинетика реакции радиационного разложения хлорорганических пестицидов
Теоретические основы реакции радиационного разложения ХОП включают кинетические закономерности, которые были изучены нами на примере вышеуказанных модельных растворов. На скорость радиационно-химических реакций могут влиять природа и концентрация реагентов, условия среды и мощность дозы у-излучения [57,69]. Мы учитывали эти факторы при решении поставленной задачи. Определить скорость реакции радиационного разложения ХОП как изменение его исходной концентрации за время (/) воздействия у-излучения позволило дискретное наращивание дозы при заданных значениях мощности дозы. Эта величина может быть определена по формуле: Скорость радиационно-химической реакции исследовалась в процессе облучения модельных растворов всех ХОП для концентраций 0,100 и 1,00 мкг/мл. Влияние среды оценивалось по изменению Р(ХОП) в разнойолярных растворителях. Исследование проводилось для значений мощностей дозы у-излучения 1,72 и 0,05 Гр/с [140]. Изучение кинетики радиа-ционно-химических превращений ХОП первоначально было выполнено для мощности дозы 1,72 Гр/с. В таблице 3.9 приведены результаты облучения растворов ХОП с концентрацией 0,1 и 1 мкг/мл в гексане и 2-пропаноле с постепенным дискретным нарастанием дозы. Таблица 3.9 - Степень разложения ХОП в зависимости от дозы у-излучения (мощность дозы 1,72 Гр/с) По данным таблицы 3 9 были построены графики зависимости C(t) и In от време- ни воздействия у-излучения для всех пестицидов (приложения Г-Д), На рисунке 3.10 приведены графики указанных зависимостей для у-ГХЦГ. Как видно из рисунка 3.10(a) полученная кривая может быть описана уравнением экспоненциальной зависимости. В соответствии с уравнением (3.4) разложение ХОП при мощности дозы /)= 1,72 Гр/с протекает по реакции первого порядка. График реакции первого порядка, отражающий зависимость l»([CJao/fCJnocae) от /, представляет собой прямую линию с наклоном к/ (Рисунок 3.10 б). А зависимость ln([Qd /[Qпаж) от t (Рисунок ЗЛО б) носит прямолинейный характер и может быть описана в общем виде уравнением (3.4) [157,159]. Зависимость концентрации у-ГХЦГ С (а) и логарифма отношения Сд(/Споа№(б) от времени у-облучения, где Qo- концентрация пестицида в момент времени t 0, Сосле - концентрация пестицида, не вступившего в реакцию на момент времени t. Для оценки устойчивости вещества, разрушающегося по реакции 1-го порядка, обычно используют время половинного разложения вещества (ґ/я) — время, необходимое для того, чтобы концентрация исходного вещества уменьшилась до половины ее начального значения.
Подставив tia в уравнение (3.4), получим [С], Согласно данным, представленным в таблице ЗЛО, изменение на порядок концентрации исходного вещества не оказывает влияния на tm в гексане и 2-пропаноле для всех исследуемых пестицидов. Все изменения ti/2 находятся в интервале погрешностей. Данные таблицы ЗЛО свидетельствуют о независимости показателя tm от исходной концентрации разрушающегося под действием у-квантов ХОП, что подтверждает характер радиационного превращения пестицидов как реакции первого порядка. Результаты представленные в таблице 3.10 хорошо согласуются с полученной ранее зависимость стабильности ХОП от полярности среды облучения. Как видно из таблицы ЗЛО для всех ХОП (Со = 0,1 и 1 мкг/мл) времена половинного разложения в тех же условиях облучения (доза 0,78 - 55,55 кГр, мощность дозы 1,72 Гр/с) больше в гексане, чем в 2-пропаноле (за исключением ДДТ, для которого эта разница оказалась недостоверной). Исходя из рассчитанных значений tm ХОП было получено, что в данных условиях воздействия у-излучения наиболее стабильными являются ДДЕ и изомеры ГХЦГ, по сравнению с ДДТ. В работе [59] отмечалось, что скорость радиационно-химической реакции разложения органического вещества зависит не только от концентрации реагентов и природы среды, но и от мощности дозы у-излучения. Поэтому было решено при сохранении всех исходных данных эксперимента изучить кинетику превращения ХОП при облучении с мощностью дозы 0,05 Гр/с. Выбор такой мощности дозы был интерес тем, что именно в области значений 0,0083 - 0,433 Гр/с при иссле- довании влияния Дна Р по данным, представленным в главе 3.2.2, значительно изменялась степень разложения ХОП. В таблице 3.11 показаны результаты облучения растворов ХОП с концентрациями 0,1 и 1мкг/мл в гексане и 2-лропаноле с постепенным нарастанием дозы при мощности дозы 0,05 Гр/с. Исходя, из полученных данных, мы предположили, что радиационно-химическое разложение ХОП и в этой случае описывается экспоненциальной зависимостью С, от t (как и в случае облучения растворов с D = 1,72 Гр/с). Такое предположение было обосновано тем, что, воздействуя на растворы ХОП с D = 0,05 Гр/с, мы набирали суммарную поглощенную дозу всего 7 кГр, т.е. в 8 раз меньшую, чем при D - 1,72 Гр/с. Таким образом, данные С, (при D = 0,05 Гр/с) могли попасть на близкий к линейному участку экспоненциальной кривой при графическом изображении АС от At. На рисунке 3.11 показано продолжение кривой зависимости AC(At) при возможном повышении суммарной поглощенной дозы. Как следует из публикаций [3,5-6], определенный интерес исследователей к изучению радиолиза хлорорганических пестицидов (ХОП), обусловлен необходимостью оценки общего химико-токсикологического состояния загрязненных сельскохозяйственных и пищевых продуктов питания, содержащих остаточные количества ХОП, подвергнутых технологической обработке у-излучением с различными целями: ингибирование, пастеризация, стерилизация и дезинсекция [148].
Собственными исследованиями в этом направлении установлено, что после воздействия у-квантов на растворы ХОП (а-ГХЦГ, у-ГХЦГ, п,п-ДДЕ и п,п-ДЦТ) наблюдается уменьшение их количества в растворе, которое зависит от химической природы и исходной концентрации пестицида, свойств растворителя (полярность и присутствие растворенного кислорода), а также параметров радиационного облучения (дозы и мощности дозы) [126]. В литературных источниках [3,5-6,38,44,46,48,51] имеются некоторые сведения о качественном составе продуктов радиолиза ХОП. Мы представили эти сведения в виде таблицы 3.14, из которой следует, что радиационное превращение пестицидов, в основном происходит по механизмам восстановительного дехлорирования (1), дегидрохлорирования (2), де-структуризации (3) и окисления (4). Установлено также, что при у-воздействии на у-ГХЦГ в превращении молекулы важное значение приобретает механизм изомеризации как исходных (5), так и дехлорированных молекул (6). В качестве примеров отдельные продукты радиолиза ХОП, образовавшиеся по указанным механизмам, отмечены в таблице 3.14 соответствующими индексами и показаны в схемах химических реакций, приведенных на рисунке 3.12. Среди продуктов радиолиза наблюдались также соединения, которые можно рассматривать как промежуточные, образовавшиеся в результате сложного процесса, включающего несколько механизмов. Молекулы их состоят из остатков дехлорированного пестицида и разложившегося растворителя, использующегося в качестве дисперсионной среды в процессе облучения (рисунок 3.13). Из таблицы 3,14 следует, что основные сведения о результатах превращения ХОП получены для высоких начальных концентраций пестицидов в модельных растворах по сравнению с их содержанием в пищевых продуктах [124]. Особый интерес представляют экспериментальные данные облучения непосредственно самих пищевых продуктов, содержащих остаточные концентрации ХОП [6,45]. Однако, как видно из таблицы 3.15 в этих работах констатируется лишь факт разложения пестицида, с указанием степени его разложения в отдельных случаях.
