Физико-химические аспекты влияния техногенных факторов на формирование токсических свойств природной водной среды тема автореферата и диссертации по химии, 02.00.04 ВАК РФ
|
Байкова, Ида Сергеевна
АВТОР
|
||||
|
кандидата химических наук
УЧЕНАЯ СТЕПЕНЬ
|
||||
|
Москва
МЕСТО ЗАЩИТЫ
|
||||
|
2008
ГОД ЗАЩИТЫ
|
|
02.00.04
КОД ВАК РФ
|
||
|
|
||||
□□3466572
На правах рукописи
Автореферат
БАЙКОВА ИДА СЕРГЕЕВНА
Физико-химические аспекты влияния техногенных факторов на формирование токсических свойств природной
водной среды
02.00.04 - Физическая химия
АВТОРЕФЕРАТ
диссертации на соискание учёной степени кандидата химических наук
МОСКВА-2009
003466572
Работа выполнена в Учреждении Российской академии наук Институте биохимической физики им. Н.М. Эмануэля РАН
Научный руководитель: доктор химических наук
Штамм Елена Валентиновна
Официальные оппоненты: доктор химических наук, профессор
Заиков Геннадий Ефремович
кандидат химических наук Козлов Юрий Никитович
Ведущая организация: Московский государственный университет
им. М.В. Ломоносова, химический факультет
Защита состоится «13» мая 2009 года в 11 часов на заседании Диссертационного совета Д 002.039.01 при Институте биохимической физики им. Н.М. Эмануэля РАН по адресу: 119334, Москва, ул. Косыгина, д. 4.
С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Учреждения Российской академии наук Института химической физики им. H.H. Семенова РАН
Автореферат разослан « £/>> апреля 2009 г.
Ученый секретарь диссертационного совета кандидат химических наук
М.А. Смотряева
Актуальность работы:
В связи со все увеличивающимся ростом промышленного производства и энергетики растет и техногенное загрязните 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 загрязняющих веществ может быть как прямым, когда токсиканты непосредственно влияют на биохимические процессы в клетках водных организмов, так и опосредованным - за счет неблагоприятных изменений среды обитания гидробионтов. И в том и в другом случае ухудшение биологической полпоцегаюсти природной воды сопровождается ухудшением ее качества, как источника питьевого водоснабжения.
Работа посвящена выяснению механизмов формирования токсических факторов природной водной среды при различных видах антропогенных воздействий.
Ранее в работах Ю.И. Скурлатова с сотр. было 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-восстановитслыше» 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, Ю.И. Скурлатов), 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 «квазивосстановительного» 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. Известно, что железо является наиболее распространенным металлом как в природных водах, так и в донных отложениях, где оно может находиться, в зависимости от окислительно-восстановительных условий, в форме нерастворимых оксидов и фосфатов Ре(П1), либо сульфидов Ре(И). В связи с этим, в качестве одного из объектов исследования в данной работе были выбраны микроколлоидные частицы сульфида железа, поскольку токсические свойства и механизмы окисления РеЭ в водной среде практически не изучены, литературные данные малочисленны и противоречивы. Во многом это связано с отсутствием выраженных аналитических свойств как РеБ, так и промежуточных продуктов трансформации восстановленной серы. Таким образом, изучение механизмов образования и окисления РеБ в водной среде, 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).
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 бис-комплексов лонтрела, являющегося бидснтатным лигандом, с ионами переходных металлов, наиболее часто встречающимися в природных водах и являющиеся биологически значимыми микроэлементиами {Си, Со, Мо, Мп, /-е, 7м, N1).
Актуальность данного направления исследований обусловлена необходимостью выяснения механизмов формирования токсичности химически инертных загрязняющих веществ - потенциальных комплексообразователсй.
В последнее время широкое распространение получила фотохимическая обработка воды ультрафиолетовым излучением. Зачастую при такой обработке происходит образование 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, однако практически отсутствуют данные о токсических свойствах продуктов их фотолиза. В связи с этим, актуальным представляется изучить роль нитрит- и нитрат ионов в процессе УФ-обработки природных и сточных вод. Цель работы:
Целью работы является выявление химических механизмов формирования токсичности различных классов загрязняющих веществ.
Для достижения указанной цели были поставлены следующие задачи исследования:
• Синтез наночастиц РеЯ, изучение условий и стехиометрии реакции их образования;
• Кинетическое исследование механизмов окисления РеЗ кислородом и пероксидом водорода;
• Токсикологическое исследование Рев и продуктов его окисления;
• Выявление корреляционных зависимостей между токсичностью различных пестицидов и прочностью их комплексов с АТФ;
• Сравнительное исследование токсического действия комплексов металлов с гербицидом лонтрелом в отношении гидробиоотов;
• Кинетическое и токсикологическое исследование фотолиза нитрат- и нитрит-ионов в присутствии модельных токсикантов.
Научная новизна заключается:
• В установлении кинетических закономерностей и механизма процесса окисления РеБ кислородом и пероксидом водорода;
• В обнаружении выраженных токсических свойств продуктов окисления микроколлоидальных частиц сульфида железа;
• В установлении корреляционной зависимости между токсическими свойствами пестицидов и константами их комплексообразования с АТФ;
• В обнаружении более высокой токсичности комплексов гербицида лонтрел с ионами переходных металлов, чем самого лонтрела;
• В использовании метода количественной токсиметрии для установления образования неконтролируемых аналитическими методами токсичных промежуточных продуктов трансформации загрязняющих веществ, сопряженных с фотолизом нитратов и нитритов.
Практическая значимость:
Результаты кинетических и токсикологических исследований процесса окисления РеБ открывают возможности совершенствования методов очистки сточных вод от соединений восстановленной серы.
Результаты биотестирования в отношении гидробионтов позволяют оценить экологический риск, возникающий при попадании пестицидов в природные воды.
Результаты применения количественной токсиметрии могут быть использованы для разработки УФ-технологии очистки природных и сточных вод, содержащих нитриты и нитраты.
Основные положения, выноснмые на защиту:
• Результаты экспериментов по изучению химико-токсикологических особенностей моносульфида железа, которые позволяют сделать вывод о возможном участии РеБ и продуктов его окисления кислородом и пероксидом водорода в формировании квази-восстановительного состояния и токсикации природной водной среды;
• Корреляционная зависимость между токсическими свойствами пестицидов и прочностью их связывания с АТФ;
• Результаты применен™ методов количественной токсиметрии для оценки эффективности очистки природных и сточных вод при УФ-облучении в присутствии нитрат- и нитрит-ионов в качестве фотоинициаторов ОН-радикалов.
Вклад автора состоит в планировании и проведении экспериментов, обработке, анализе и трактовке исходных и полученных данных, формулировании положений и выводов работы. Данные Главы 4 получены совместно со Швыдким В.О. и Зайцевой Н.И.
Апробация работы и публикации. Материалы диссертации докладывались на следующих конференциях: V, VI и VII Ежегодных международных молодежных конференциях ИБХФ РАН-ВУЗЫ «Биохимическая физика» (2005, 2006, 2007гг.), Москва; ConSoil 2008: 10th International Conference on Soil-Water System (июнь 2008г.), Милан; XX Международном симпозиуме "Современная химическая физика" (сентябрь 2008г.), Туапсе; IV Международном симпозиуме «Механизмы действия сверхмалых доз» (октябрь 2008г.), Москва.
Материалы диссертационной работы отражены в 9 публикациях, среди которых 6 тезисов докладов, 3 печатных изданий, в том числе 3 работы по списку журналов ВАК.
Структура и объем диссертации:
Диссертационная работа изложена на 111 страницах машинописного текста, включает 30 рисунков, 12 таблиц и список литературы из 116 наименований.
Диссертация состоит из введения, 4-х глав, выводов, списка литературы.
СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ
Во введении обоснована необходимость и актуальность выбранного направления исследований, практическая значимость работы.
Глава 1 представляет собой обзор литературных данных по трем основным направлениям настоящей работы. В первой части собраны и обобщены литературные данные о формах восстановленной серы, содержащихся в природных и сточных водах, и процессах их трансформации в природных условиях. Приведены имеющиеся сведения о токсичности основных форм восстановленной серы в отношении гидробионтов. Вторая часть содержит данные о степени
загрязненности природных вод пестицидами и металлами, их возможном взаимодействии в природной водной среде. Приведены данные о константах комплексообразования пестицидов и их металлокомплексов с АТФ. В третьей части представлены данные о роли минеральных форм азота в природных процессах, их содержании в природных и сточных водах. Рассмотрены фотохимические превращения минеральных форм азота, значение этих превращений в процессах самоочищения водоемов и их токсикологический аспект.
Глава 2. Кинетика окисления и токсические свойства микроколлоидных частиц моносульфида железа
При поступлении в природные воды восстановленные соединения серы (биологического или антропогенного происхождения) легко вступают во взаимодействие с металлами. Поскольку концентрация железа в воде, как правило, значительно превышает концентрации других металлов, восстановленная сера находится преимущественно в виде сульфидов железа (FeS, FeS2). Образующиеся сульфиды подвергается окислению растворенными в воде кислородом и пероксидом водорода с образованием целого ряда промежуточных продуктов.
Известно, что такие соединения восстановленной серы как сероводород, сульфид натрия, метилмеркаптаны и т.д. являются сильными токсикантами. В то же время в литературе практически не рассмотрен вопрос о токсичности как сульфидов железа, так и продуктов их окисления, которые могут оказаться более токсичными, чем сами исходные вещества.
Нами был проведен синтез наночастиц моносульфида железа(Н) в водном растворе и изучена его реакционная способность в отношении кислорода и пероксвда водорода, изучены также токсические свойства исходных реагентов, FeS и продуктов его окисления.
В методической части данной главы описаны аналитические методики, применяемые для контроля за концентрациями исходных растворов Fe2+ и S2", пероксида водорода, FeS и продуктов его окисления.
Оценка токсичности веществ проводилась по интегральному показателю с помощью биотестирования. В качестве тест-объектов были взяты светящиеся бактерии серии «Эколюм» (бактерии родов Vibrio, Photobacterium, Escherichia) и
инфузории Tetrahymena pyriformis. Тест-реакция для светящихся бактерий -изменение ферментативной (люциферазной) активности, которое регистрируется инструментально; для инфузорий - прирост численности клеток за 24 часа по сравнению с контрольным образцом.
Синтез моносульфида железа проводился в анаэробных условиях, исходными реагентами являлись растворы соли Мора и сульфида натрия. При добавлении в рабочий объем исходных растворов наблюдалось практически моментальное образование FeS, о чем свидетельствует появление черной окраски. В спектре поглощения суспензии FeS отсутствуют какие-либо максимумы и минимумы, оптическая плотность слабо зависит от длины волны, что позволяет следить за концентрацией FeS по уровню поглощения в дальней видимой области (500 -700нм), где отсутствует вклад других компонентов раствора в суммарное поглощение суспензии.
Установлено, что в диапазоне концентраций Ю^-Ю^М поглощение света на длинах волн 550 и 650 нм образовавшимся в водном растворе моносульфидом железа линейным образом зависит от концентрации FeS. Т.е. за период проведения экспериментов укрупнения наночастиц FeS не происходит.
В результате экспериментов была
ё о.«-с
о 0,с
' [Fe2+]-5*10~® М
реакции
[S21,105 м
установлена стехиометрия образования РеЗ.
Оказалось, что для полного связывания ионов Ре(П) в состав частиц. Ре8 необходим ~2 0% избыток №28. Очевидно, «избыточные» сульфид-ионы участвуют в процессе образования паночаешц.
Рис. 1. Титрование раствора Рс(11) при постоянной концентрации 5-10"5М малыми добавками сульфида натрия (рН = 8,4,22 °С).
Для выяснения формы нахождения Ре8 в водном растворе изучали доступность ионов двухвалентного железа в отношении специфических реагентов: а,а'-дипиридила и феррозина. Было показано, что двухвалентное железо в составе моносульфида практически недоступно для а,а'-дипиридила, но полностью извлекается феррозином. В соответствии с литературными данными, частицы ГеЗ,
перешедшие в процессе «старения» в форму агрегатов, с феррозином не взаимодействуют. Таким образом, свежеприготовленный моносульфид железа(И) представляет собой микроколлоидные частицы (наночастицы). Все эксперименты были проведены нами на свежеприготовленных микроколлоидах Рев в стандартных условиях.
Была проведена серия экспериментов по окислению наночастиц Ре Б кислородом и пероксидом водорода. Окисление Бе8 кислородом воздуха осуществляли двумя методами:
1. Добавками в бескислородный раствор РеБ воды, насыщенной кислородом воздуха (в герметичных условиях в отсутствие газовой фазы);
2. Барботированием через суспензию РеБ воздуха. Результаты экспериментов представлены на Рис.2.
1Р«8]=6,5-10 м
+3 мл [014+021 +5 мл (0УУ+С>21 +7 мл [0И+021
2 4 6 8
Время окисления, мин
10 20 30 40 Время окисления, мин
а) б)
Рис.2, а) кинетика окисления РеБ (начальные скорости) при добавке аэрированной дистиллированной воды (DW); б) кинетика окисления РеБ при барботировании воздухом, 1)б5о (1) и регистрация Ре(П) с помощью добавок а,а'- дипиридила, В52з (2). [РеБ]о=5-10"5М, рН=8,0.
Оказалось, что на каждый моль 02 расходуется 2 моля РеБ. При этом начальная скорость окисления РеБ пропорциональна концентрации 02, ^'о-^Ог], а коэффициент пропорциональности % квадратичным образом зависит от исходной концентрации РеБ. Об участии двух наночастиц во взаимодействии с 02 свидетельствует и характер кинетических кривых, получаемых при избытке 02 (Рис.3).
о о
i 0,4.
5
0,2.
О 0,0-
0 10 20 30 40 60 Время окисления, мин
0-
о 5 10 15 20 Время окисления, мин
а)
б)
Рис.3. Кинетика окисления РеЭ при барботировании кислородом воздуха: а) кинетическая кривая, б) её линейная анаморфоза. [Ре5]о=510"3М, рН=8,0.
Таким образом, кинетическое выражение для начальной скорости окисления Рев кислородом воздуха может быть представлено в виде:
где эффективная тримолекулярная константа скорости кэфф=(2,5+0,5)-105М"2с"1
Поскольку условия проведения реакции максимально приближены к природным, полученная величина к.^ф позволяет вычислить скорость окисления РеБ в природных водах
В процессе окисления Рев наблюдается появление Ре2+, взаимодействующего с а,а'-дипиридилом (Рис. 26), что обусловлено высвобождением ионов двухвалентного железа при разрушении РеБ. Одновременно, среди продуктов окисления РеБ регистрируется элементная сера, 5° (до 50% от [Ре8]о), экстрагируемая гексаном. При полном окислении РоБ практически все железо становится доступным для образования Ре2+(сПру)3.
Для установления возможности протекания реакции окисления РеБ через промежуточное образование Н202 нами была изучена реакция Рев с Н202.
Время полупревращения РеБ в реакции окисления пероксидом водорода составляет не более 15 с, поэтому получить кинетические кривые без применения техники исследования быстрых реакций оказалось затруднительно. Таким образом, при окислении РеБ кислородом воздуха через промежуточное образование
\У0 = кэфф[Ре8]2[О2]
(1)
(рН=8, Т=22°С).
пероксида водорода, последний будет практически «мгновенно» взаимодействовать с Fe2+ или неокисленным еще сульфидом железа так, что накопление Н202 в реакционной среде исключается. В то же время быстрое протекание реакции открывает возможность для титрования моносульфида железа(И) малыми добавками пероксида водорода.
Добавление Н202 к FeS в соотношении 1:1 приводит к окислению преимущественно сульфид-иона, входящего в состав FeS, - концентрация ионов Fe(II) уменьшается незначительно. Светорассеяние за счет FeS при этом исчезает, образуется гомогенный раствор желтоватой окраски. Добавка второго эквивалента Н202 приводит к окислению Fe(II) с образованием гидроксида железа(Ш).
О* ).о f..
0,12
S
0,10-
^ 0,08 С
с 0.06. с 2
« 0.04
0.D2
[ЦО^Ю'И
[HjOJJ. ю'м
а) б)
Рис.4. Титрование Ре8 (5-10"5М) малыми добавками пероксида водорода:
а) зависимость поглощения Ре8 от концентрации добавленного пероксида водорода, б) зависимость регистрируемой по поглощению красителя кристаллического фиолетового концентрации Н202 от добавок пероксида водорода:
1 - дистиллированная вода, 2 - РеБ.
Из приведенных графиков следует, что при обоих методах титрования пероксид водорода реагирует преимущественно с моносульфидом железа в соотношении ~ 1:1, а не с образующимися по ходу реакции ионами Fe2+.
Взаимодействие Ре5 с Н202 в эквимолярных концентрациях (1:1) происходит без изменения состояния валентности иона железа. Следовательно, эту реакцию можно записать в виде:
21Г
Ре8 + Н2О2-*Ре2Ч50 + 2Н2О (2)
Тот факт, что окисление ГсБ пероксидом водорода происходит гораздо более эффективно, чем кислородом, позволяет сделать предположение о том, что моносульфид железа может обуславливать исчезновение Н202 из природных вод, т.е. способствовать переходу из нормального окислительного к токсичному квазивосстановительному состоянию природной водной среды.
Результаты биотестирования моносульфида железа(И) и продуктов его окисления с использованием в качестве тест-объектов светящихся бактерий приведены в Табл.1. Как видно из таблицы, продукты окисления и кислородом, и пероксидом водорода демонстрируют токсичность более 50% уже в 5-ти минутном тесте и до 85% при получасовой инкубации. Также была изучена зависимость токсических свойств продуктов окисления РеБ от времени окисления.
Очевидна тенденция снижения токсичности первично образующихся высокотоксичных продуктов окисления РеБ со временем. Это может быть связано с их последующей трансформацией с образованием менее токсичных соединений.
Как указывалось, среди первичных продуктов окисления РеБ регистрируется элементная сера Э".
Для установления природы токсиканта была проведена серия экспериментов с выделением из продуктов окисления РсЭ элементной серы с помощью гексана. Для получения коллоидного раствора элементной серы в контрольную воду добавляли необходимое количество гексановой фракции (экстракт) и после полного испарения гексана (при перемешивании), использовали полученный раствор для биотестирования. Чтобы исключить вклад остатков гексана в токсичность, проводили контрольный тест по аналогичной процедуре с добавлением гексана не содержащего элементную серу.
Таблица 1
Результаты биотестирования на светящихся бактериях, тест-функция -изменение их ферментативной активности, [Ре8]о=5-10'5М.
№ Проба Токсичность* %, 5 мин Токсичность %, 30 мин
1 Ге(П) 0 4
2 8(11) 0 -22
3 КеЭ 5 30,5**
4 + 02 2 мин 61 85
5 + 02 5 мин 59 85
6 + 02 10 мин 58 85
7 + 0215 мин 55 85
8 + 0260 мин 51 72
9 + Ог 1 сутки 27,2 51
10 + Ог 3 суток 9,7 1
11 + Н202 (7-10°М) 15 мин 46 70
12 + Н202(7 Ю°М) кутки 32,3 62,4
* - < 20 % - проба нетоксична, 20^50 % - проба токсична, > 50% проба сильно токсична
** - отбор пробы РеБ был проведен в анаэробных условиях; при смешении РеБ с
суспензией бактерий и инкубации в течении 30 мин на воздухе происходит £10%-ное окисление РеБ в результате диффузии кислорода в кювету.
Дополнительно проведен тест на токсичность продуктов окисления №¿5 ([№28]0= 6,510"5М) пероксидом водорода (7-10"5М).
Таблица 2
Результаты биотестирования продуктов окисления моносульфида железа на светящихся бактериях
№ Проба Токсичность %, 5 мин Токсичность %, 30 мин
1 КВ+гексан 12 0
2 гексановый экстракт 100% (3,810'5М8) 23 20
3 Фильтрат* 100% 84 83
4 Фильтрат* 50% 63 62
5 Фильтрат* 20% 36 36
6 Ыа23+ Н202 25 0
* - раствор, остающийся после удаления элементной серы гсксаном: без разбавления контрольной водой и с разбавлением в 2 и в 5 раз - соответственно, 100, 50 и 20%.
Как видно из приведенных данных, удаление из продуктов реакции элементной ссры экстракцией ее гексаном не приводит к снижению токсичности продуктов окисления РсБ, т.е. токсичность обусловлена другими, очевидно водорастворимыми, соединениями восстановленной серы.
Дополнительно токсические свойства продуктов окисления были изучены по изменению подвижности и морфологических признаков инфузорий ТеКаИутепа руп/огт'я. Одинаковые количества инфузорий были добавлены в контрольную воду и в раствор РеБ, подвергнутого барботированию кислородом воздуха. Эффект токсического воздействия наблюдается уже через 1-1,5 ч. Подвижность инфузорий снижается, первоначально вытянутая форма клетки инфузории меняется на шарообразную и затем клетки теряют подвижность.
Таким образом, результаты токсикологических исследований показали, что острой токсичностью по отношению к гидробионтам обладает не сам моносульфид железа, а продукты его окисления кислородом и пероксидом водорода, что может приводить к токсикацаи природной водной среды (например, при взмучивании донных отложений, содержащих РеЭ).
На основе полученных в работе и известных литературных данных механизм окисления Рев может быть представлен схемой, включающей образование и последующие превращения промежуточных форм сернистых соединений.
Участие двух наночастиц РеБ во взаимодействии с 02 позволяет предположить, что молекула 02 служит мостиком между двумя ионами Ре2+, расположенными на поверхности соседних кластеров. В этом мостиковом «димере» возможен внутрисферный перенос электрона от ионов Ре2+ к кислороду:
2Ре8 + 02 -* =ЙРе". ..0 = 0.. .Ре2+8= — ^Ре3'- О" - О' - Ре3+8" (3)
В результате образуется пероксо-мостиковый димер "БРе3* - О' - О' — Ре3+5 , в котором возможен перенос электрона от сульфидной серы к центральному иону железа:
"5Ре3+ - О' - О" - Ре3+8= — "5Ре2+ - О" - О' - Ре2^" (4)
Возможны два пути распада вновь образованного пероксо-димера: либо без разрыва связи 0-0 - в результате рекомбинации соседних S* с образованием пероксида водорода и его сернистого аналога H2S2 (при участии протонов среды):
4н+
"SFe2+ - О" - О' - Fe2+S" 2Fe2+ + H2S2 + Н202 (5)
С учетом быстро протекающей реакции (2), брутто-реакция окисления FeS кислородом воздуха в этом случае запишется в виде:
3FeS + 02 —► 3Fe + S + H2S2 + 2Н20 (6)
Либо в пероксо-димере осуществляется внутрисфертай перенос электрона от ионов Fe2+ к атомам О пероксидного мостика с образованием Fe3+ 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:
"SFe2+ - 0--0' - Fe2+S" (*V"SFe3+ - =0-0° - Fc3+S" « S-Fe2+ - =0 - 0= - Fe2+-S)
4h*
-» 2Fe2+ + 2S° + 2H20 (7)
Соответственно, брутто-реакция окисления FeS молекулярным кислородом в этом случае может быть представлена уравнением:
4н*
2FeS + 02 —> 2Fe2+ + 2S° + 2Н20 (8)
При дальнейшем окислении Fe21" 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). Таким образом, в результате окисления FeS в среде появляется элементная сера и H2S2.
Реакции H2S2 в водной среде практически не изучены, известно лишь, что это соединение обладает гораздо более выраженными восстановительными свойствами, чем Н202. В аэробных условиях взаимодействие H2S2 с 02 может протекать через промежуточное образование ассоциата циклической структуры,
перенос электрона в котором может сопровождаться разрывом химических связей и образованием ШО:
Н^з + 02 —
(9)
// л / \ Л Л
н\ ) н ~ " н н : ; н«н
" 0 = 0 ' 'о — О' •'О —О"" о—о
С последующим диспропорционированием, сопровождающимся образованием 50:
2Ш0 —>50 + НгЭО (<-► Б0- Н20) (10) Дальнейшие реакции с участием БО, Б0 могут приводить к широкому набору промежуточных окисленных форм сернистых соединений:
БО + Н20 —»Н2802 Б0 Н202) (11) н2о
БО + БО 8202 -> Н28203 — 8203" + 2Н+ (12) Двухэлектронное окисление 80 под действием Н202 приводит к образованию сульфита:
БО + Н202 ->■ Н2803 Ш03" + Н+ ^ БОГ + 2Н+ (13)
8° + БОз" —► 8203= (14)
282032' + 1/202 + Н20 84062' + 201Г (15)
84062- + 8032" -> 83062" + 82032' (16)
84062" + 82032' - 85062- + вОз2' (17)
Поскольку Ре Я и в0 выраженных токсических свойств не проявили, появление токсичности при окислении РсБ может быть связано с образованием Н252, либо продуктов его окисления. Снижение токсичности по мере окисления Н282 свидетельствует о меньшей токсичности более окисленных форм серы. Поскольку при окислении РеБ пероксидом водорода Н282 не образуется, тогда как токсичность появляется, и не вся сера переходит в экстрагируемую гексаном форму, можно предположить, что образующаяся в реакции (2) элементная сера Б0 не вся образует соединения типа 8„ (самая устойчивая аллотропная форма 88), которые экстрагируются гексаном, заметная часть её взаимодействует с Н20 с образованием 8-Н20 или с Н202 с образованием 8-Н202:
\
н
.• гнБО
Б0 + Н20 = Б-НзО гг ШО" + Н+ ^ 21?+ БО" (18)
Б0 + Н202 и Б-НА г* НЭ02 ^ Н++ БОг' (19)
Сходный характер изменения во времени токсических свойств Ре Я при окислении Н202 и 02 позволяет предположить что токсичность определяется общим для обоих окислителей промежуточным продуктом окисления РеЭ. Как следует из приведенных элементарных реакций, таковым может являться лишь 802~, образующийся в результате взаимодействия элементной (атомарной) серы с Н2Ог (реакция 19) или БО с НгО (реакция II).
Таким образом, на основании токсикологического контроля продуктов окисления Рев кислородом и пероксидом водорода можно заключить, что основным токсичным продуктом реакции является вОг".
Глава 3. Роль эффектов комплексообразования в проявлении токсических свойств пестицидов
Попадая в природные воды и в клетки живых организмов, пестициды, несмотря на химическую инертность, способны к биоаккумуляции и взаимодействию с находящимися в клетке веществами, образуя различного рода комплексные соединения. В природных водах наиболее значимым является процесс комплексообразования с ионами металлов переменной валентности. В работах Саратовских Е.А. с соавт. (ИХПФ РАН, г.Черноголовка) показано, что пестициды и их металлокомплексы могут образовывать комплексы с АТФ и другими физиологически важными компонентами живой клетки.
Нами было изучено влияние комплексообразования с АТФ на токсичность наиболее широко использующихся пестицидов и металлокомплексов гербицида лонтрел.
Для проведения токсикологического анализа использовали методы биотестирования, для интерпретации полученных данных применяли статистический метод пробит-анализа. В этом случае строится график зависимости вероятностной величины - пробита, которая определяется но табличным данным и соответствует значению токсичности, от логарифма концентрации действующего вещества. Результаты измерения токсичности пестицидов по отношению к
светящимся бактериям Вепекеа кап>еу и инфузориям Те1гакутепа руп^згтхз от концентрации ЗВ представлены на Рис.5.
а)
5,5-
<,0
1-9(С) б)
Рис.5. Зависимость токсичности пестицидов от их концентраций, полученные: а) на светящихся бактериях, б) на инфузориях.
Таблица 3
Величины ЕСю для различных пестицидов, измеренные в отношении светящихся бактерий Вепекеа Иапеу и инфузорий Те1гаЬутепа руп/огтгз
ЕС», М
Вещество Химическая формула К^оф-Ю^М"1 Вепекеа Иатеу ТеггаИутепа руг^огт\з
зенкор о (СНз)зС 1 "-н^бсц; 2б,5±3,3 (5,2±0,1)10'] (2,4±0,4)-10"3
лонтрел Ж0 с| -^м^-соон 15,9±2,0 (8,0±0,3)Ю1 (5,2±0,3)-10"'
раундап (он^роснгшснгсоон (2,0±0,1)10-2 (2,0±0,3)Ю2
базагран о н 4,7±0,4 (6±0,3)-1(Г4 (5,6*0,3)10-'
тачигарен он 1,1±0,04 (1,0±0,2)10-' (3±0,3)-10"2
Из представленных графиков видно, что с ростом концентрации пестицидов, токсичность растворов возрастает пропорционально логарифму концентрации. Полученные из графиков величины ЕС50 для бактерий и инфузорий приведены в Таблице 3.
Было проведено исследование токсичности комплексов металлов, имеющих один и тот же лиганд - 3,6-дихлорпиколиновую кислоту (ДХГЖ), являющуюся действующим веществом гербицида лонтрела, и общее строение МЬ2, представленное на Рис.6 на примере иона меди(П)!
Рис. 6. Строение комплекса СиЬ2 (датше рентгеноструктурного анализа, Саратовских Е.А. с соавт.). Токсичность бкс-комплексов металлов с лонтрелом определялась в диапазоне концентраций от 10'г до 10"'М.
В случае светящихся бактерий Вепекеа катеу найденные из графических зависимостей, представленных на Рис.7а, величины ЕС50 уменьшаются в ряду: 2пЬ2 > СиЬ2 > №Ьг >СоЬ2 > МпЬ2 > М£Ьг (Табл.4).
е 5 ю
0 с
о. » С .
к
1 «• о
т
» з
о
2
Л
и(С)
а)
7-.
ю
| 6-
ю
о
с 5-
- Си о; X X
* Со 4) 7
* Мп <и X
А 2п О 3-
Я N1
•2
1-д(С)
б)
Рис. 7. Зависимость токсичности металлокомплексов гербицида лонтрела от логарифма их концентрации, полученные: а) на светящихся бактериях, б) на инфузориях.
Таблица 4
Значения величин токсичности комплексов металлов, измеренные с помощью биотеста Вепекеа кагуеу и Те/гаИутепа руп/огт1я
№ Комплекс К\ыРЛЪ\ М-' EC50**
Benekea harvey Tetrahymena pyriformis
M M
1. CuL2 851.4±82 2-10'5 2.0-10-4
2. CoL2 600±200 4.84-10"4 3.0T0"4
3. NiL2 21.6+0.5 2.75-10^ 3.210"4
4. MoL2 3.6±0.4 - 4.0T 04
5. MnL2 2.2+0.1 1.710"3 6.3 10"4
6. ZnL2 1.6±0.06 1.23-10"5 1.2-10'3
7. MgL2 0.8±0.02 H/T h/T
8. Лонтрел 15.9+2 10-2 4 • 10"3
* - константы комплексообразования взяты из работы Саратовских Е.А. и соавт.
** - точность определения составляет ЕС5010%.
Значения ЕС50 для инфузорий изменяются в той же последовательности, что и для бактерий.
Следует отметить, что токсичность всех комплексов гербицида лонтрел по отношению к Вепекеа кагуеу оказалась выше, чем у самого исходного гербицида.
Из приведенных данных следует, что как и в случае пестицидов, токсичность металлокомплексов коррелирует с константами комплексообразования с АТФ. Следовательно, механизм формирования токсичности для пестицидов и их металлокомплексов имеет общую природу: токсичность возникает в результате энергодефицита живой клетки (связывание АТФ в менее реакционноспособную форму).
Глава 4. Количественная токсиметрия как метод оценки эффективности процесса очистки сточных вод
В последнее время широкое распространение получила фотохимическая обработка воды под действием ультрафиолетового излучения - для дезинфекции сточных вод, подготовки питьевой воды, а также воды плавательных бассейнов.
Действие ультрафиолетового излучения при Х>200 нм выражается как в прямом фотолизе загрязняющих веществ, так и в генерации активных частиц радикальной природы при воздействии на .фотохимически активные вещества, такие как пероксид водорода, нитрит- и нитрат- ионы. Представляло интерес изучить влияние фотохимической обработки природных и сточных вод, содержащих нитрит- и нитрат- ионы, на токсические свойства обрабатываемой воды.
Под действием УФ-излучения ионы N03", N0^* фотолизуготся с образованием ОН, N0, Ж)2-радикалов, пероксинитрита (ОМОО") и других активных промежуточных частиц:
Ьу ->Ш/+0(3Р) (20)
ИОз"-» (Ж)3-)*-> -> ОЫОО"(+Н+ ^ НООШ) (21)
—> Ш2 + 0-" (+ Н20 ~> 0Н+ ОН") (22)
Перокисинитрит фотохимически активен; основными продуктами его
фотолиза при облучении светом Л=266 и 355 нм являются радикалы 02" и N0":
0X00" а N0" + 02" (+ Н*« Н02) (23)
Фотолиз нитрит-иона также сопровождается образованием радикалов ОН, N0, N02 и может быть представлен следующими реакциями:
Ш2" -> [Ш2Т -> N0 + 0 "(+ Н+ Й ОН) (24)
N0" + N0' -> ^02 (25)
ОН + N02" N02 + ОНГ (26)
Н20
N0 +Ш2 -> Ы203 -» 2 ГГ + 2Щ- (27)
Фотолизом ионных форм азота достигается двойной эффект: денитрификация и эффективное окисление загрязняющих веществ под действием ОН-радикалов. Однако существует вероятность, что в процессе облучения за счет реакций фотонитрования и/или фотонитрозирования могут образоваться промежуточные продукты, более токсичные, чем исходные вещества.
Нами был праведен токсикологический анализ продуктов, образующихся при фотолизе двух модельных систем: лера-нитрозодиметиланилина (ПНДМА), и многокомпонентного стока стадии варки целлюлозы - черного щелока, исходно обладающих острой токсичностью. Фотолиз растворов проводили под действием
излучения ртутной лампы высокого давления ДРШ-250 (полным светом Л > 220 нм).
Величины ЕС50 для ПНДМА, определенные по экспериментальным данным, для бактерий и инфузорий составили (4,1+1,0)-10'4М и (4,7+0,6)-Ю^М, соответственно.
В Табл. 5 представлены данные о токсичности раствора черного щелока, разбавленного в 2000 раз, без добавок и с добавками нитритов и нитратов до и после облучения. Как видно из приведенных данных, УФ-облучение черного щелока, образующегося в стадии варки целлюлозы, с применением нитрит-иона приводит к его полной детоксикации.
Таблица 5
Изменение токсичности раствора черного щелока под действием УФ света с ?->220 нм (полный свет лампы ДРШ-250). Тест-функция - изменение ферментативной активности светящихся бактерий.
№ п/п Исследуемый раствор - черный щелок при разведении 1/2000 Исходная токсичность, % Токсичность после 30 мин. облучения, %
1 без добавок* 74,4 12,2
2 с добавкой N03' ([К03']0=10",М) 78,4 14,0
3 с добавкой Ы02" (РМ02"]0=Ю"'М) 76,3 0,21
* - в исходном щелоке содержится примерно ЮМ нитрат-ионов.
Влияние фотолиза нитрит-иона на эффект детоксикации было изучено нами на растворах ПНДМА методом количественной токсиметрии. Контрольными опытами было установлено, что в отсутствие добавок ПНДМА практически не фотолизуется даже под действием полного света лампы ДРШ-250.
Результаты экспериментов при [М02']0 = Ю^М представлены на Рис.8, 9. Для сравнения проводили фотолиз ПНДМА с добавкой пероксида водорода ([НгСУо = Ю^М), как источника ОН-радикалов.
Как видно из представленных на Рис.8 данных, токсичность данной модельной системы уменьшается симбатно с концентрацией основного токсиканта
- ПНДМА независимо от природы
Более низкая эффективность окисления ПНДМА в случае добавки нитрита может быть объяснена как более низкой скоростью инициирования радикалов, так и ингибированием процесса самим нитритом, который также является активным акцептором ОН-радикала (константа скорости МО10 М"'сек"') и при данных исходных концентрациях конкурирует за ОН-радикал с ПНДМЛ.
Для подтверждения основной роли ОН-радикалов в механизме процесса в фотолизируемый раствор ПНДМА с добавкой нитрит-иона был добавлен акцептор ОН-радикалов - третичный бутиловый спирт (далее ТБС) с начальной концентрацией 0,1М. При взаимодействии с ОН-радикалами ТБС образует мало реакционноспособные вторичные радикалы. В присутствии добавок спирта эффективность УФ-облучения снижается за счет того, что ТБС перехватывает часть ОН-радикалов. Соответственно, как следует из Рис.8, детоксикация происходит менее эффективно - даже за 180 минут облучения не преодолен предел безопасного уровня токсичности в 20%.
На Рис.9, приведены кинетические кривые распада ПНДМА и снижения токсичности по отношению к инфузориям Tetrahymena pyriformis (прирост клеток за 24 часа).
фотоинициатора.
--,
"V.........
20&-ный уроость токсичности
Рис.8. Кинетические кривые
обесцвечивания ПНДМА (сплошные линии) и уменьшения токсичности (пунктирные линии) при фотолизе Нг02 (1, 2), N02" (3, 4); нитрит-ионов с добавками трет-бутилового спирта (0,1 М) (5, 6). Тест-функция - изменение ферментативной активности светящихся бактерий.
0 го 40 60 И 100 120 140 180 160 200 Бремя УФ-облученип, i*iH
Рис.9. Кинетические кривые распада ПНДМА и снижения токсичности раствора [ПМДМЛ]о=10"5М при фотолизе нитрит-ионов ([N02" ]о=10чМ). Тест-реакция - прирост клеток инфузорий через 24 часа
О 20 40 60 80 100 120 Время УФ-обпучежя, мин
Как в случае светящихся
бактерий, так и в случае инфузорий, снижение концентрации ПНДМА и токсичности идут симбатно. Это показывает, что продукты окисления ПНДМА при фотолизе нитрит-иона в качестве фотоинициатора не обладают токсичностью ни в отношении изменения ферментативной активности бактерий, ни в отношении репродуктивной функции инфузорий.
Поскольку нитрит-ионы в оптическом диапазоне спектра имеют две полосы поглощения, можно ожидать, что механизм их фотолиза будет зависеть от спектрального состава действующего света.
Как видно из Рис.10, облучение растворов ПНДМА с добавкой [N02 ] о=10"4М двумя источниками света, имеющими различные спектры излучения, в обоих случаях приводит к симбатному снижению концентрации ПНДМА и токсичности независимо от источника УФ-облучения.
100
Рис.10. Обесцвечивание ПНДМА (1,3) и снижение величин токсичности (2,4) при фотолизе нитрит-ионов
ЦПНДМА]о=10"5М, [К02']0=10'4М): 1,2
§ 40
"а 30 §
ю
- полный свет лампы ДРЛ-400, 3,4 -ДРШ-250 (биолюминесцентный метод на светящихся бактериях)
О'
10 20 30 40 50 60 70 №
О
Время УФ-облучения, мик.
Выводы:
1. Изучены кинетические закономерности окисления моносульфида железа кислородом воздуха. Показано, что скорость окисления 1-е Б пропорциональна концентрации 02 и квадратичным образом зависит от исходной концентрации моносульфида железа: где эффективная константа скорости кЭфф=(2,5+0,5)-105М'2с"1 (рН=8, Т=22°С)
2. Впервые показано, что РеБ быстро окисляется пероксидом водорода, способствуя, таким образом, формированию квази-воссгаиовигальных условий в природных водах в результате разрушения перокевда водорода естественного происхождения.
3. Водорастворимые продукты окисления РеБ оказывают острое токсическое действие на щдробионгов, в то время как
Ре2+, Б2", РеБ (5-10-5М), а также экстрагируемая гексаном элементная сера Б0 не проявляют выраженного токсического эффекта. Из этого можно сделать вывод, что водорастворимые соединения восстановленной серы могут участвовать в формировании токсических свойств природной водной среды на границе раздела вода-донные отложения.
4. Впервые показано, что токсичность пестицидов зенкор, лонтрел, базагран, раундап, тачигарен и металлокомплексов лонтрела коррелирует с величинами констант комплексообразования этих токсикантов с АТФ, т.е. находится в прямой зависимости от энергодефицита, создаваемого в клетке в результате взаимодействия загрязняющих веществ с АТФ па молекулярном уровне. При этом металлокомплексы проявляют гораздо большую токсичность, чем исходный пестицид.
5. Разработан метод количественной токсиметрии, позволяющий изучать механизм трансформации загрязняющих веществ и токсические свойства пеидентифицируемых промежуточных продуктов.
6. Впервые методом количественной токсиметрии изучена кинетика фотолиза нитрат- и нитрит-ионов в присутствии модельных токсикантов. Показано, что в процессе УФ-фотолиза нитрита и нитрата более токсичные азотсодержащие соединения не образуются, и при этом наблюдается эффективная детоксикация модельных загрязняющих веществ - ПНДМА и черного щелока.
7. Установлено, что при наличии в природной или сточной воде нитрит- и натрат-ионов для их очистки и детоксикации перспективно использование УФ-излучения ртутных ламп среднего давления.
Основное содержание диссертации опубликовано в следующих работах:
1. Саратовских Е.А., Козлова Н.Б., Байкова И.С., Штамм Е.В. Корреляция между токсическими свойствами загрязняющих веществ и их константами комплексообразования с АТФ// Химическая физика, 2008., т. 27, № 11, С. 87-92.
2. Зайцева Н.И., Байкова И.С.. Швыдкий В.О., Бородулин P.P., Штамм Е.В., Скурлатов Ю.И. Кинетика окисления модельных токсикантов при фотолизе нитритов и нитратов в водной среде/У Химическая физика, 2009., т. 28, №4, С. 16-21.
3. Байкова И.С.. Штамм Е.В., Вичутинская Е.В., Скурлатов Ю.И. Механизм окисления наночастиц FeS молекулярным кислородом и пероксидом водорода в разбавленных водных растворах// Химическая физика, 2009., т. 28, №4, С. 86-91.
4. Байкова И.С.. Александрова Е.В., Козлова Н.Б., Штамм Е.В. Применение методов биотестирования для токсикологической оценки твердых промышленных и бытовых отходов, а также эффективности новых технологий очистки сточных вод// Труды V Ежегодной межд. молодежная конф. ИБХФ РАН - ВУЗЫ. «Биохимическая физика», Москва, 2005. С. 266-267.
5. Байкова И.С.. Штамм Е.В., Саратовских Е.А., Козлова Н.Б. Токсикологическая оценка пестицидов методами биотестирования.// Труды VI Ежегодной международной молодежной конф. ИБХФ РАН-ВУЗЫ «Биохимическая физика», Москва, 2006. С. 6.
6. Байкова И.С.. Штамм Е.В., Вичутинская Е.В. Изучение химических и токсических свойств моносульфида железа// Труды VII Ежегодной международной молодежной конф. ИБХФ РАН-ВУЗЫ «Биохимическая физика», Москва, 2007. С. 17-18.
7. Швыдкий В.О., Зайцева Н.И., Байкова И.С.. Gampe Daniel, Штамм Е.В., Бородулин P.P. Токсикологический аспект продуктов фотолиза нитритов и
нитратов в воде// Труды VII Ежегодной международной молодежной конф. ИБХФ РАН-ВУЗЫ «Биохимическая физика», Москва, 2007. С. 281-282.
8. Байкова И.С.. Штамм Е.В., Вичутинская Е.В., Скурлатов Ю.И. Кинетические и токсикологические особенности процесса окисления наночастиц Рей кислородом и пероксидом водорода// Труды IV Международного симпозиума «Механизмы действия сверхмалых доз», Москва, 2008. С. 6-7.
9. Саратовских Е.А., Штамм Е.В., Козлова Н.Б., Байкова И.С. Биохимические аспекты формирования токсичности ксенобиотиков в отношении гидробионтов// Труды конференции ИХФ РАН, Туапсе, 2008. С. 341-342.
Подписано в печать:
18.03.2009
Заказ № 1743 Тираж -100 экз. Печать трафаретная. Типография «11-й ФОРМАТ» ИНН 7726330900 115230, Москва, Варшавское ш., 36 (499) 788-78-56 www.autoreferat.ru
ВВЕДЕНИЕ.
ГЛАВА 1. Формы нахождения соединений восстановленной серы, пестицидов и минеральных форм азота в природных и сточных водах, их физико-химические и токсикологические свойства. (Литературный обзор)
1.1. Восстановленные соединения серы
1.1.1. Формы нахождения и источники серосодержащих веществ в природных водах.
1.1.2. Сульфиды железа как основная форма нахождения восстановленной серы в природных водах и осадках. Закономерности образования и химический состав.
1.1.3. Окисление сероводорода и сульфида железа.
1.1.4. Токсичность сероводорода и сульфида железа для гидробионтов.
1.2. Пестициды и их металлокомплексы
1.2.1. Загрязнение природных вод пестицидами.
1.2.2. Металлы в природных водах.(.
1.2.3. Воздействие пестицидов и их металлокомплексов на субклеточном и молекулярном уровне.
1.2.4. Токсичность пестицидов для гидробионтов.
1.3. Минеральные формы азота
1.3.1. Цикл азота в природе.
1.3.2. Содержание и превращения минеральных форм азота в природных водах.
1.3.3. Использование нитритов и нитратов при фотохимической очистке воды.
1.3.4. Токсикологические характеристики нитритов, нитратов и выбранных модельных токсикантов.
ГЛАВА 2. Кинетика окисления и токсические свойства микроколлоидных частиц моносульфида железа
2.1. Методическая часть
2.1.1. Синтез моносульфида железа.
2.1.2. Определение растворенных форм железа.
2.1.3. Определение моносульфида железа.
2.1.4. Определение пероксида водорода.
2.1.5. Определение элементной серы.
2.1.6. Биотестирование с использованием светящимися бактерий серии «Эколюм».
2.1.7. Биотестирование с использованием инфузорий Те1такутепа руп/огтгя.
2.2. Экспериментальная часть
2.2.1. Изучение стехиометрии комплекса БеБ.
2.2.2. Форма нахождения моносульфида железа в водном растворе.
2.2.3. Окисление БеБ кислородом воздуха.
2.2.4. Титрование малыми добавками перекиси водорода.
2.2.5. Токсикологический анализ.
2.2.6. Анализ продуктов окисления моносульфида железа.
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 БеЗ в водной среде слабо изучены, литературные данные малочисленны и противоречивы. Во многом это связано с отсутствием выраженных аналитических свойств как БеЭ, так и промежуточных продуктов трансформации восстановленной серы. И практически не изучено токсическое воздействие БеЗ и продуктов его окисления на живые организмы. Таким образом, изучение механизмов образования и окисления БеБ, 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).
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, Мо, Мп, Ее, 2п, Ж).
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 УФг 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.
выводы
Изучены кинетические закономерности окисления моносульфида железа кислородом воздуха. Показано, что скорость окисления Бе8 кислородом пропорциональна концентрации 02 и квадратичным образом зависит от исходной концентрации моносульфида железа: Wo=kэфф[FeS]~[02], где эффективная константа скорости кЭфф=(2,5+0,5)-105М"2с"1 (рН=8, Т=22°С)
Показано, что БеБ быстро окисляется пероксидом водорода, способствуя, таким образом, формированию квази-восстановительных условий в природных водах, разрушая пероксид водорода естественного происхождения.
Водорастворимые продукты окисления БеЗ оказывают острое токсическое у ^ действие на гидробионтов, в то время как
Бе , Бе8 (5-1(ГМ), а также экстрагируемая гексаном элементная сера 8° не проявляют выраженного токсического эффекта. Следовательно, водорастворимые соединения восстановленной серы могут участвовать в формировании токсических свойств природной водной среды на границе раздела вода-донные отложения.
Показано, что токсичность пестицидов зепкор, лонтрел, базагран, раундап, тачигарен и металлокомплексов гербицида лонтрел коррелирует с величинами констант комплексообразования этих токсикантов с АТФ, т.е. находится в прямой зависимости от энергодефицита, создаваемого в клетке в результате взаимодействия загрязняющих веществ с АТФ на молекулярном уровне. Металлокомплексы проявляют гораздо большую токсичность, чем исходный пестицид.
Методами количественной токсиметрии изучена кинетика фотолиза иитрат- и нитрит-ионов в присутствии модельных токсикантов. Показано, что в процессе УФ-фотолиза нитрита и нитрата более токсичные соединения азота не образуются, и при этом наблюдается эффективная детоксикация модельных загрязняющих веществ - ПНДМА и черного щелока.
6. Установлено, что при наличии в природной или сточной воде нитрит- и натрат-ионов для их очистки и детоксикации перспективно использование УФ-излучение ртутных ламп среднего и высокого давления.
7. Предложен метод количественной токсиметрии, позволяющий изучать механизм трансформации загрязняющих веществ и токсические свойства неидентифицируемых промежуточных продуктов.
1. Розанов А.Г. Экспериментальное изучение условий образования низкотемпературных сульфидов железа// Труды Института Океанологии АН СССР. 1973. Т. 63. С . 172-184.
2. Тимофеева С.С., Ошаров А.Б., Бейм A.M. Экологическая химия сернистых соединений, Иркутск: Изд-во Иркут. ун-та. 1991. 136 с.
3. Wei D., Osseo-Asare К. Formation of Irion Monosulfide: A spectrophotometric study of the reaction between ferrous and sulfide iron in aqueous solutions// Journal of colloid and interface science. 1995. Vol. 174, P. 273-282.
4. Luther G.W., Rickard D.T. Metal sulfide cluster complexes and their biogeochemical importance in the environment// Journal of Nanoparticle Research. 2005. Vol. 7. P. 389-407.
5. Pyzik, A.J., Sommer, S.E. Sedimentary iron monosulfides: kinetics and mechanism of formation// Geochimica et Cosmochimica Acta. 1981. Vol. 45. P. 687- 698.
6. Kuster, E., Dorusch, F., Altenburger, R. Effects of hydrogen to Vibrio Fisheri, Scenedesmus Vacuolatus, and Dafnia Magna// Environmental Toxicology and Chemistry. 2005. Vol. 24, № 10. P. 2621 2629.
7. Theberge, S.M., .Rozan, T.F., Luther, G.W. Identifying metal sulfide complexes in freshwaters using laser desorption mass spectroscopy// Materials of Ninth Annual V.M. Goldschmidt Conference. 1999.
8. Kalciene, V., Cetkauskaite A. Effects of elemental sulfur and metal sulfides on Vibrio fischeri bacteria// Biologija. 2006. Vol. 2. P. 42 46.
9. Benning, L.G., Wilkin, R.T., Barnes, H.L. Reaction pathways in the Fe-S system below 100°C// Chemical Geology. 2000. Vol. 167. P. 25 51.
10. Berner, R.A. Sedimentary pyrite formation: An update// Geochimica et у Cosmochimica Acta. 1984. Vol. 48. P. 605 615.
11. Ritvo, G., White, G.N., Dixon, J.B. A new iron sulfide precipitated from saline solutions// Soil Scientific Society American Journal. 2003. Vol. 67. P. 1303 1308.
12. Berner, R.A. Irion Sulfides formed from aqueous solution at low temperatures and atmospheric pressure// Journal Geology. 1964. Vol. 72. P. 293-306.
13. Cohn C.A. et al. Fate of RNA in the presence of pyrite: Relevance to the origin of life// Proc. Am. Soc. New Orleans, abstract GEOC. 2003. P.29.
14. Кононец М.Ю., Пахомова C.B., Розанов А.Г., Проскурин М.А. Определение растворенных форм железа в морской воде с помощью феррозина // Журнал Аналитической химии. 2002. Т. 57, № 7. С. 704 708.
15. Волков И.И. Геохимия серы в осадках океана, М. «Наука», 1984. 315 с.
16. Плохинский Н.А. Математические методы в биологии, М.: Изд-во Московского Университета. 1978. 265 с.
17. Зарубина А.П., Мажуль М.М., Новоселова JI.A., Тапочка М.Г. Бактериальный люминесцентный биотест// Сенсор. 2005. №3. С. 14 — 21.
18. Лошадкин Н.А., Гладких В.Д., Голденков В.А., Синицын А.Н., Дарьина Л.В., Буланова Л.П. Пробит-метод в оценке эффектов физиологически активных веществ при низких уровнях воздействия// Рос. хим. ж. 2002. Т. VI, №6. С. 63 67.
19. Sauvant, М.Р., Pepin, D., Piccinni, E. Tetrahymena pyriformis: a tool for toxicological studies. A review. // Chemosphere. 1999. Vol. 38. P. 1631 — 1669.
20. Dias, N., Lima, N. A comparative study using a fluorescencebased and a direct-count assay to determine cytotoxicity in Tetrahymena pyriformis //v
21. Research in Microbiology. 2002. Vol. 153. P. 313 322.
22. Kuwabara J. S., Luther G.W. Dissolved sulfides in the oxic water column of San Francisco Bay, CaliforniaИ Estuaries. 1993. Vol. 16, №. 3. P. 567 573.
23. Simpson S. L., Rochford L., Birch G. F. Geochemical influences on metal partitioning in contaminated estuarine sediments// Marine. Freshwater Research. 2002. Vol. 53. P. 9 17.
24. Лазарев В.И., Костриков В.И. Спектрофотометрическое определение серы//Журнал аналитической химии. 1970. Т.З. С. 553 — 555.
25. Wolthers М., et al. The structure of disordered mackinawite// Americant
26. Mineralogist. 2003. Vol. 88 (11-12). P. 2007 2015.
27. Stookey L.L. Ferrozine a new spectrophotometric reagent for ironII Anal Chem. 1970. Vol. 41. P. 779 - 782.
28. Di Того D.M., Mahony J.D., Hansen D.J., Berry W.J. A model of the oxidation of iron and cadmium sulfide in sediments// Environmental Toxicology and Chemistry. 1996. Vol. 15, № 12. P. 2168 2186.
29. Brock T.D., O'Dea K. Amorphous ferrous sulfide as a reducing agent for culture of anaerobes// Applied and environmental Microbiology. 1977. Vol. 33, № 2. P. 254-256.
30. Zinder S.H., Doemel W.N., Brock T. D. Production of volatile sulfur compounds during the decomposition of agal mats// Applied and environmental Microbiology. 1977. Vol. 34, № 6. P. 859-860.
31. ГОСТ 4011-72. Вода питьевая. Методы определения массовой концентрации общего железа. М.: ИПК изд-во стандартов, 2001.
32. Sarradin P.M., Le Bris N., Le Gall C., Rodier P. Fe analysis by the ferrozine method: Adaptation to FIA towards in situ analysis in hydrothermal environment/ITalanta. 2005. Vol. 66, Issue 5. P. 1131 1138.
33. Ксандопуло С.Ю., Шурай С.П., Барко A.B. Перспективы очистки стоков нефтеперерабатывающих заводов в целях сохранения качества окружающей среды// Вестник Кубанского государственного технологический университета. 2003. С. 35-38.
34. Волков И.И., Корятская Н.М. Соединения восстановленной неоргани ческой серы в водах белого моря и устья северной Двины// Водные ресурсы. 2004. Т 31, № 4. С. 461-468.
35. Wolthers М., Van Der Gaast S.J., Rickard D. The structure of disordered mackinawite// American Mineralogist. 2003. Vol. 88. P. 2007-2015.
36. Morse J.W., Millero F.J., Cornwell J.C., Rickard D. The chemistry of the hydrogen sulfide and iron sulfide systems in natural waters//Earth-Science Reviews. 1987. Vol. 24. P. 1 -42.
37. Di Того D. M., Mahony J. D., Gonzalez A. M. Particle oxidation model of synthetic FeS and sediment acid-volatile sulfide// Environmental Toxicology and Chemistry.1996. Vol. 15. P. 2156-2167.
38. Скурлатов Ю. И., Дука Г. Г., Мизити А. Введение в экологическую химию, М.: Высш. шк. 1994. 359 с.
39. Крайнюкова А.Н., Брагинский Л.П., Болдырева Н.М. Методы биотестирования вод, Черноголовка: ОИХФ АН СССР, 1988. 175 с.
40. Методика определения токсичности воды и водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости дафний. Биологические методы контроля. ФР. 1.39.2001.00283. М.: «АКВАРОС», 2001. 52 с.
41. Воган Д., Крейг Дж. Химия сульфидных минералов. М.: Мир. 1981. 576 с.
42. Бондаренко C.B. Газо-хроматографическое определение серосодержащих соединений в основных элементах экосистем Азовского моря. Диссертация на соискание степени кандидата хим. наук, Р.-н.-Д., 2000. 167 с.
43. Штамм Е.В. Кислородзависимые окислительно-восстановительные и фотохимические процессы в природных водах. Диссертация на соискание степени доктора хим. Р1аук., М., 1992.
44. Кузьмич В.Н., Соколова С.А., Крайнюкова А.Н. Руководство по определению методом биотестирования токсичности вод, донных отложений, загрязняющих веществ и буровых растворов, М.: РЭФИА, НИА-Природа, 2002. 118 с.
45. Макаров C.B. Новые направления в химии серосодержащих восстановителей// Успехи химии. 2001. Т. 70, №10. С. 996-1007.
46. Sauvant М.Р., Pepin D., Piccinni E. Tetrahymena pyriformis: a tool for toxicological studies. A TQv'iev///Chemosphere. 1999. Vol. 38. P. 1631-1669.
47. Goldhaber M.B., Kaplan I.R. The sea.//7V.X etc., 1974. Vol. 5. P. 569-655.
48. Штамм E.B., Козлова Н.Б. и др. Экотоксикологические особенностиiсточных вод предприятий лесопромышленного комплекса// Водоснабжение и санитарная техника. 1998. №2. С. 24-28.
49. Вредные химические вещества. Неорганические соединения I-IV групп: Справ, изд./Под ред. В.А. Филова и др. Л.: Химия. 1988. 512 с.
50. Линник П.Н. Состояние металлов и основные закономерности их миграции в поверхностных водах Украинской ССР. Диссертация на соискание ученой степени доктора хим. наук, Киев, 1999. 403 с.
51. Рябчикова A.M. Курговорот веществ в природе и его изменение хозяйственной деятельностью человека, М.:Изд-во Моск. Ун-та. 1980. 272 с.
52. Саратовских Е.А. Процессы комплексообразования в механизме токсического действия загрязняющих веществ техногенного происхождения. Диссертация на соискание ученой степени доктора биол. наук, М., 2008. 458 с.
53. Мельников Н.Н., Новожилов К.В, Белан С.Р. и др. Справочник по пестицидам. М.: Химия, 1985. 274 с.
54. Алиев З.Г., Атовмян Л.О., Саратовских Е.А. и др. Синтез, структура и спектральные характеристики комплексов меди с производными пиколиновой кислоты // Известия АН СССР. Сер. хгш. 1988. №11. С.2495 —2501.
55. Саратовских Е.А, Кондратьева Т.А., Психа Б.Л., Гвоздев Р.И., Карцев В.Г. Комплексообразование некоторых пестицидов с аденозинтрифосфорной кислотой// Известия АН СССР. Сер. хгш. 1988. №11, С. 2501 -2507.
56. Саратовских Е.А. Синтез бидентатных комплексов 3,6-дихлорпико-линовой кислоты Н Известия АН СССР. Сер. хгш. 1989. №10. С.2327 -2329.
57. Саратовских Е.А., Орлов В.И., Криничный В.И. ЭПР-спектроскопическое изучение металлокомплексов 3,6-дихлорпико-линовой кислоты //Известия АН СССР. Сер. хгш. 1989. №11. С.2477 -2481.
58. Саратовских Е.А., Козлова Н.Б., Папин В.Г., Штамм Е.В. Разложение гербицида лонтрел биологическими и фотохимическимим методами // Прикладная биохгшия и лшкробиология. 2006. Т.42, №1. С.44 51.
59. Вода. Контроль химической, бактериальной и радиационной безопасности по международным стандартам: Энциклопедический справочник/Сост. Фомин Г.С.М.: Протектор. 2000. 848 с.
60. Вредные химические вещества. Неорганические соединения V-VIII групп: Справ, изд./ Под ред. В.А. Филова и др. Л.: Химия, 1989. 592 с.
61. Мельников Н.Н., Новожилов К.В., Белан С.Р. Пестициды регуляторы роста растений. Справочник. М.: Химия. 1995. 576 с.
62. Skurlatov Yu.I., Zepp R.G., Ritmiller L.F. Effects of aquatic humic substances on analysis for hydrogen peroxidase catalyzed oxidation of triarylmethanes or p-hydroxyphenylacetic &cW/ Env. Techn. Letters. 1988. Vol. 9. C. 287-298.
63. Бордовский O.K., Чернякова A.M. Современные методы гидрохимических исследований океана. М. 1992. 200 с.
64. Саратовских Е.А., Личина М.В., Психа Б.Л., Гвоздев Р.И. О характере взаимодействия ди- и полинуктеотидов с некоторыми пестицидами// Известия АН СССР. Сер.хши 1989. №9. С.1984-1989.
65. Мартыненко В.И., Промоненков В.К., Куколенко С.С. Пестициды: Справочник. М.:Агропромиздат. 1992. 368 с.
66. Pesticide Ecotoxicity Database (Formerly: Environmental Effects Database EEDB)). Environmental Fate and Effects Division, U.S. EPA. Washington: D.C. 2000. P. 968.
67. Sun F. Evaluating acute toxicity of pesticides to aquatic organisms: Carp, Mosquito fish and Daphnids I I Plant. Prot. Ви11.Ш1. V.29, №4. P. 385-396.
68. Okudaira H. Hymexasol, a new plant protecting agent. V. Safety tests// Annu. Rep. SankyoRes. Lab. 1973. V.73, №25. P. 48-51.
69. Hessen D.O., Kallqvist Т., Abdel-Hamid M.I., Berge D. Effects of pesticides on different zooplankton Taxa in Mesocosm experiments// Nonv. J. Agric. Sci. Suppl. 1994. №13. P.153-161.
70. Mayer F.L.J., Ellersieck M.R. Manual of acute toxicity of chemicals to fish and aquatic invertebrates. 1980. Resour. Publ. 137, Fish Wildl Serv., U.S.D.I. Washington: D.C. 1980. P. 98.
71. Kazuaki I., Yasunobu A., Fumio T. Anion chromatography using octadecylsilane reversed-phase columns coated withcetyltrimethylammonium and its application to nitrite and nitrate in seawater// Anal. Chem. 1991. №63 .P. 273-276.
72. Штамм E.B., Шишкина Л.Н., Козлова Р1.Б., Скурлатов Ю.И. и др. Анализ методов биотестирования в оценке качества воды// Водоснабжение и санитарная техника. 1997. Т. 16 № 10. С. 18-21.
73. Shtamm E.V., Frog B.N., Skurlatov Yu.I., Kozlova N.B. at al. The possible role of reduced sulfur compounds in the toxic properties of pulp and paper mill effluents// Acta Hydrochim. Hydrobiol. 2002. V. 30, № 5-6. P. 256.
74. Швыдкий B.O., Зайцева ' Р1.И., Скурлатов Ю.И., Штамм Е.В., Бородулин P.P. Фотохимические превращения нитритов и нитратов в присутствии органических веществ и ионов меди //Химическая физика. 2000. Т. 19. №. 12. С. 16-20.
75. Пикаев А.К., Кабакчи С.А. Реакционная способность первичных продуктов радиолиза воды: Справочник. М.: Энергоиздат, 1982.
76. Strickler S.J., Kasha М. Solvent effects on the electronic absorption spectrum of nitrite ion II J. Am. Chem. Soc. 1963. V. 85. P. 2899-2905.
77. Mack J., Bolton J.R. Photocemistry of nitrite and nitrate in aqueous solution: a rewiewII J. Photochem. andPhotobiol. 1999. №128. P. 1-13.
78. Сычев А. Я., Травин С. О., Дука Г. Г., Скурлатов Ю.И. Каталитические реакции и охрана окружающей среды. Кишинев: Штиинца. 1983.271 с.
79. Bilski P., Chignell C.F., Szychlinsski J., Borkowski A., Oleksy E., Reszka K. Hydroxyl radical production from nitrite // J. Am. Chem. Soc. 1992. №114. P. 549-553.
80. Wagner I., Strehlow PL", Busse G. Flash photolysis of nitrate ions in aqueous solution// Zeitschrift fur physikalische chemie N.F. 1980. B. 123. P. 1-33.
81. Daniels F., Meyers R.V., Belardo E.V. Photochemistry of the aqueous nitrate system. 1. Excitation in the 300-nm band // J. Phys. Chem. 1968. V. 72 (2). P. 389-399.
82. Shuali U., Ottolenghi M. et. al. On the photochemistry of aqueous nitrate solution excited in the 195-nm band // J. Phys. Chem. 1969. V. 73. №.10. P. 3445-3451.
83. Barat F., Gilles L., J.Sutton Flash photolysis of the nitrate ion in aqueous solution: excitation at 200 nra // J. Chem Soc. 1970, A. №.11. P. 1982-1986.
84. Bayliss N.S., Bucat R.B. Photolysis of aqueous nitrate solutions// Aust. J. Chem. 1975. V.28 (9). P. 1865-1878.
85. Zepp R.G., Hoigne J., Bader H. Nitrate-induced photooxidation of trace organic chemicals in water// Environ. Sci. Technol. 1987. V. 21. № 5. P. 443-450.
86. Mack J., Bolton J.R. Photocemistry of nitrite and nitrate in aqueous solution: arewiew// J. Photochem. andPhotobiol. 1999. № 128. P. 1-13.
87. Швыдкий В.О. Механизмы фотохимической трансформации минеральных форм азота в природных и сточных водах. Диссертация на соискание ученой степени кандидата хим. наук, Москва. 2008. 104 с.
88. Скурлатов Ю.И., Эрнестова Л.С., Вичутинская Е.В. и др. Фотохимические превращения полихлорфенолов в водной среде. И. Сенсибилизированый фотолиз// Хим. физика. 1997. Т. 16. № 11.С. 16-22.
89. Леонов А.В., Чичерина О.В. Вынос биогенных веществ в белое море с речным стоком// Водные ресурсы. 2004. Т.31, №2. С. 170-192.
90. Криксунов Е.А., Пушкарь В.Я, Лобырев Ф.С. и соавт. Структурно-функциональная организация биоценозов и ихтиофауна р.Москвы на городском участке// Водные ресурсы. 2006. Т.ЗЗ, №6. С. 701-710.
91. Бугреева М. П., Смирнова А. Я., Строгонов Л. Н., Моисеева И. В. Некоторые элементы системного подхода при характеристике гидроэкологических условий района г. Воронежа// Вест. Воронеж, унта. Геология. 2001. Вып 12. С. 212.
92. Костюковский Я.Л., Меламед Д.Б. Концерагенные N-итрозоамины. Образование, свойства, анализ// Успехи химии. 1988. Т. 57. Вып. 4. С. 625
93. Яблоков А.В. Ядовитая приправа. Проблемы применения ядохимикатов и пути экологизации сельского хозяйства. М.: Мысль. 1990. 125 с.
94. Юданова Л.А. Пестициды в окружающей среде: аналитический обзор. Новосибирск: ГПНТБ СО АН СССР. 1989. 140 с.
95. Уильяме Д. Металлы жизни: Пер с англ. М: Мир. 1975.236 с.
96. Дмитриева А.Г. и др. Физиология растительных организмов и роль металлов. М: МГУ. 2002.160 с.
97. Биологические аспекты координационной химии. Под ред. Яцимирского К.Б. Киев: Наукова думка 1979. 268 с.
98. Osterberg R Origin and specificity of metal ions in biological system// An introduction to Bioinorganic Chemistry. N.Y.:Springfield 1976. P. 8-11.
99. Рудакова Э.В., Каракис К.Д., Сидоршина Т.Н. и др. Микроэлементы: поступление, транспорт и физиологические функции в растениях. Киев: Наукова думка. 1987.184 с.
100. Vaughan, D.J., Ridout, M.S. Mdssbauer studies of some sulphide minerals// Journal of Inorganic and Nuclear Chemistry. 197l.V. 33. P. 741-747.
101. Albrigo L.G., Young RH. Phloem zinc accumulation in citrus trees affected with blightHHort.Sci. 1981. V. 16. №2. P. 158-160.
102. Гордеев B.B., Лисицын А.П. Микроэлементы. Химия океана. М.: Наука. Т. 1.С. 337-375.
103. Морозов Н.П. О соотношении форм миграции микроэлементов в водах рек, заливов, морей и океанов// Геохимия. 1979. №8. С. 12591263.
104. Мур Дж. В., Рамамути С. Тяжелые металлы в природных водах: контроль и оценка влияния. М.: Мир. 1987. 288 с.109.3енин A.A., Белоусова Н.В. Гидрохимический словарь. JL: Гидрометеоиздат. 1988. 176 с.
105. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Формы миграции металлов в пресных и поверхностных водах. Л.: Гидрометеоиздат. 1986. 270 с.
106. Руководство по химическому анализу поверхностных вод суши/ Под ред. д.х.н. проф. Семенова А.Д. Л.: Гидрометеоиздат. 1977. 541 с.
107. Глазовский Н.Ф. Свинец в природных водах// Свинец в окружающей среде. М.: Наука. 1987. С. 48-62.
108. Химия окружающей среды/ Под ред.Дж.О.М.Бокриса. М.: Химия. 1982. 672 с.
109. И4.Нахшина Е.П. Микроэлементы в водохранилищах Днепра. Киев: Наук. Думка. 1983. 160 с.
110. Унифицированные методы анализа вод/ Под общ. Редакцией д.х.н. проф Лурье Ю.Ю. М.: Химия. 1971. 375 с.
111. Bowen H.J.M. Environmental chemistry of the elements. London: Acad. Press. 1979. P.333
