Влияние гуминовых кислот на фотопроцессы в водных средах

УДК 577.33/.34; 577.355

И.В. Соколова, О.Н. Чайковская

ВЛИЯНИЕ ГУМИНОВЫХ КИСЛОТ НА ФОТОПРОЦЕССЫ В ВОДНЫХ СРЕДАХ

Томский государственный университет

Введение

При рассмотрении процессов в окружающей среде, особенно в водных средах, должно обязательно учитываться наличие гуминовых веществ (ГВ), так как они практически всегда присутствуют в природных водах, а особенно много их в болотных водах. Время жизни этих веществ исчисляется сотнями и тысячами лет. В процессе их образования синтезируются многочисленные продукты случайных реакций. Естественный отбор наиболее устойчивых продуктов и определяет их чрезвычайно сложную структуру. В целом болотные воды имеют ряд специфических особенностей: они в значительной степени обогащены органическим веществом гумусовой природы, почти не содержат растворенного кислорода, имеют низкую минерализацию. Болотные воды по окислительно-восстановительным условиям представляют собой неравновесную систему, для которой характерны ассоциации окислителей (О2, Ре3+) и восстановителей (растворенные гуминовые кислоты и Бе2+). Наличие большого количества ГВ специфической природы объясняет отсутствие в болотных водах баланса между катионной и анионной составляющими.

Гуминовые вещества (ГВ), являющиеся важнейшим классом природных высокомолекулярных соединений, имеют нерегулярную структуру, которая точно до сих пор неизвестна, и включают в себе три фракции: растворимые в воде при всех значениях pH фульвокислоты (ФК), гуминовые кислоты (ГК), растворимые в воде при значениях pH >2, и нерастворимые в воде гумины. В соответствии с современными взглядами наиболее представительной группой гуминовых веществ являются собственно гуминовые кислоты [2]. К гуминовым кислотам относятся вещества, извлекаемые водной щелочью из торфов, бурых углей и окисленных каменных углей. Наибольшие количества гуминовых кислот (50-70 % органической массы) содержатся в торфах и малометаморфизованных бурых углях [3]. Необходимо отметить, что некоторое количество гуми-новых и фульвокислот присутствует даже в очищенной водопроводной воде, как это показали данные лазерно-индуцированной флуоресценции [4].

Гуминовые кислоты, выделяемые из разных горючих ископаемых или получаемые при их неглубоком окислении, имеют общие принципы построения структуры, но отличаются по количеству раз-

ных фрагментов и функциональных групп. Методами химического и спектрального анализа в ГК установлено присутствие активных кислых групп, гидроксильных и карбоксильных, а также карбонильных групп в составе кетонов и хинонов, эфирного кислорода, СН3 и СН2-групп, ненасыщенных и ароматических С=С-связей. При окислении кислородом в случае повышения эффективности процесса наиболее быстро идет увеличение гидроксильных групп и эфирного кислорода в цикле [5]. Гуминовые кислоты обладают парамагнетизмом, дают узкий сигнал электронного парамагнитного резонанса (ЭПР) с g = 2.0003. Концентрация парамагнитных центров (ПМЦ) у свежевыделенных образцов значительно выше, чем после длительного хранения. Количество ПМЦ у ГК, выделенных из торфов и бурых углей, существенно ниже, чем у ГК, получающихся при окислении каменных углей [3]. При обобщении различных данных С.Н. Чуко-вым [6] был сделан вывод, что свободные радикалы (СР или ПМЦ) в сложных органических макромолекулах обладают двойственными свойствами. С одной стороны, их присутствие - фундаментальное, неотъемлемое и постоянное свойство любых органических полисопряженных систем, к которым можно отнести и гуминовые кислоты. С другой стороны, СР в них образуются очень легко, например, при облучении видимым или УФ-светом. Причину такого сочетания стабильности и динамичности радикалов следует искать в гетерогенности СР гуминовых кислот, которые могут присутствовать в ГК в двух видах - стабильных (долгоживущих) и короткоживущих СР. Свободные (неспаренные) электроны благодаря своей высокой энергии и способности к образованию электронных пар и определяют в значительной степени уровень реакционной способности всех обладающих такими электронами молекул. Свободные радикалы, несомненно, являются главными реакционными центрами в молекулах гуминовых веществ. Гуминовые кислоты активно взаимодействуют с различными металлами, образуя комплексы, прочность которых зависит от типа катиона [7]. При комплексообразовании могут протекать окислительно-восстановительные процессы и образовываться комплексы с переносом заряда. Эти факты свидетельствуют о том, что ГК имеют лабильную структуру, обладают склонностью к конденсациям

различного типа и окислительно-гидролитическому расщеплению. Гуминовые кислоты - это ароматические оксикарбоновые кислоты [5], в которых конденсированные ароматические ядра, включающие кислород, азот и серу, имеют боковые цепи и функциональные группы и соединены между собой ослабленными связями (участками неароматического характера). Лабильная структура ГК, включающая линейные полисопряженные фрагменты, стабилизируется межмолекулярными взаимодействиями (ММВ). Именно этими особенностями, обусловливающими способность к саморегулированию и стабилизации структуры, объясняются представления о том [8], что гуминовые вещества относятся к микрогетерогенным термодинамическим системам и в определенных условиях регулируются окружающей средой, поэтому смесь природных ГК, включающая очень реакционные компоненты, может быть устойчива в течение длительного времени. Очевидно, в стабилизации ГК существенную роль играют ММВ, обусловленные наличием полярных групп и особенностями угле-род-углеродных связей в циклах и линейных структурах. Световое воздействие, однако, может нарушить эту природную стабилизацию и привести к различным типам эффективных взаимодействий ГК с окружением, в том числе и с ксенобиотиками, присутствующими в водных средах. Присутствие ГК в таких средах приводит к эффективному поглощению световой энергии, в результате чего происходят многочисленные фотофизические и фотохимические процессы [9]. Фотохимические свойства ГК изучены мало, хотя и известно, что они могут поглощать свет и переносить световую энергию к другим компонентам водных растворов, в ряде случаев сильно влияя на фотолиз экотоксикантов [10]. Гуминовые кислоты могут производить активные формы кислорода после облучения

[11] и фотоиндуцировать превращения гербицидов

[12]. Имеется ряд противоречивых данных о взаимном влиянии ГК и органических экотоксикантов в процессе фотолиза. Известно, что ГК значительно увеличивают скорость фотодеградации 4-хлор-2-метилфенола [13] и 2,4,6-триметилфенола [14], однако уменьшают эффективность фоторазложения гербицида метил-бенсульфурона [15]. Исследование фундаментальных закономерностей фотолиза ГК в водных средах (в том числе в присутствии экотоксикантов различного строения) чрезвычайно актуально, так как позволяет выяснить влияние оптических излучений естественного и техногенного происхождения на биосистемы и в целом на биосферу. А как отметил выдающийся фотохимик лорд Дж. Портер, «оптическое излучение имеет определяющее значение для функционирования биосферы».

Спектральные свойства гуминовых кислот

Электронные спектры поглощения (ультрафиолетовая и видимая области - от 220 и вплоть до 750 нм) объясняют темную окраску гуминовых веществ. ГК характеризуются интенсивным поглощением в УФ области спектра, а с увеличением длины волны поглощение плавно убывает [16, 17]. Спектры ГК имеют характер пологих, опускающихся в сторону больших длин волн, кривых, на которых практически нет никаких максимумов или минимумов (иногда обнаруживаются очень небольшие максимумы в области 430, 448, 568 и 613 нм). Разрушение цепи сопряженных двойных углерод-углеродных связей при фотохимической деградации приводит к постепенной потере окраски. Нами проведено сравнение спектров поглощения и флуоресценции образцов гуминовых кислот с различной степенью гумификации [18]. Получено, что в процессе гумификации сначала наблюдается уменьшение интенсивности поглощения по всему спектру, а в дальнейшем - снова ее увеличение в области 220-360 нм. Интенсивность флуоресценции в процессе гумификации падает, область же флуоресценции (при длине волны возбуждения 365 нм) с максимумом в области 490 нм существенно не изменяется. Возможно, изменение интенсивности связано с некоторой перестройкой молекул и изменением процентного состава компонентов.

Влияние облучения на свойства гуминовых кислот

При облучении ртутной лампой высокого давления водных растворов ГК разной степени гумификации существенных спектральных изменений не наблюдается даже после 4 часов облучения [19]. Следовательно, рассмотренные ГК являются довольно фотостабильными молекулами при таком облучении (^макс. = 365 нм). Спектр поглощения ГК осоки имеет перегиб в области 250-350 нм, и в процессе облучения интенсивность поглощения на данном промежутке увеличивается. Изменения в спектрах флуоресценции после облучения более существенны, чем в спектрах поглощения. Наиболее значительная фотодеструкция ГК происходит под действием коротковолнового облучения экси-лампой KrCl (222 нм). Получено, что гуминовые кислоты могут оказывать как фотостабилизирующее, так и фотосенсибилизирующее влияние на органические микропримеси (рассмотрен фенол, его хлор- и метилзамещенные) в зависимости от характеристик источника возбуждения [20, 21]. Изучено также влияние УФ-предоблучения на деградацию распространенного гербицида - 2,4-ди-хлорфеноксиуксусной кислоты (2,4-Д) в воде в присутствии гуминовых кислот. При добавлении гуминовых кислот интенсивность полосы погло-

щения необлученного водного раствора 2,4-Д возрастает без смещения максимумов. Это может быть объяснено образованием комплексов молекулы 2,4-Д с ГК. После облучения полным светом ртутной лампы более 30 мин. резко падает интенсивность поглощения 2,4-Д в области 230 нм, что связано с фотодеградацией экотоксиканта [22]. Сложное фотохимическое поведение гуминовых кислот может быть объяснено с привлечением результатов исследования свойств триплетных состояний ГК с помощью спектров поглощения из возбужденных состояний [23]. При лазерном фотолизе ГК выявлена возможность фотогенерации целой совокупности триплетных состояний при использовании разных длин волн возбуждения, поэтому и фотохимические свойства ГК зависят от характеристик возбуждающего источника. Методом наносекундного лазерного фотолиза были исследованы спектрально-кинетические характеристики промежуточных продуктов фотолиза ГК и влияние на них фенолов [24]. Импульсное возбуждение водных растворов ГК светом 337 нм при нейтральных рН приводит к возникновению поглощения промежуточных продуктов, характеризующихся широким бесструктурным дифференциальным спектром с максимумом около 570 нм или в области < 400 нм соответственно. Кинетики гибели этих продуктов заметно отличаются. Введение в растворы ГК кислорода воздуха приводит к уменьшению выхода и сокращению времени жизни быстрой и медленной компоненты. Наличие совокупности короткоживущих промежуточных продуктов, которые тушатся молекулярным кислородом, дает основание предположить, что это триплетные состояния различных фрагментов ГК. Относительно низкие значения констант скорости тушения молекулярным можно объяснить экранированием триплетного хромофора. Тушение основной части ГК молекулярным кислородом осуществляется, по-видимому, путем переноса энергии с образованием синглетного кислорода. Наиболее долгоживущий промежуточный продукт, кинетика гибели которого не чувствительна к наличию О2 в системе, имеет, по-видимому, радикальную природу. Введение различных фенолов в водные и щелочные растворы ГК не оказывает заметного влияния на выход, кинетику гибели и спектры поглощения наблюдаемых методом лазерного фотолиза промежуточных продуктов. Следовательно, можно предположить, что в экспериментах по лазерному фотолизу участие триплетных состояний ГК не является определяющим в процессе фотохимического разложения фенолов, сенсибилизированном гу-миновыми веществами. Вместе с тем эксперименты по стационарному фотолизу продемонстрировали наличие фотосенсибилизирующего действия ГК при фоторазложении фенолов. Было показано, что

эффективность сенсибилизированного ГК фоторазложения фенолов заметно возрастает при уменьшении концентрации фенолов [25] и практически не зависит от концентрации кислорода в растворе [26], что предполагает участие в процессе долгоживущих частиц не триплетной, а, например, радикальной природы или то, что фоторазложение протекает в особых зонах гуминовых веществ (ГВ), «нанореакторах», которые способны «захватывать» молекулы органических соединений. С другой стороны, французские исследователи делают вывод об определяющей роли триплетных состояний ГВ и синглетного кислорода, а не радикалов и в экспериментах по стационарному фотолизу [27] 2,4,6-триметилфенола. В ряде последних работ установлено также, что ГВ образуют в водных растворах супрамолекулярные ассоциаты, характеризующиеся упорядоченной архитектурой, которая зависит от разнообразных типов межмолекуляр-ных взаимодействий между различными фрагментами разупорядоченных макромолекул. Развиваются мицеллярные модели водных растворов ГВ, в которых межмолекулярная и внутримолекулярная организации приводят к образованию гидрофобных областей, экранированных от водного окружения внешними гидрофильными слоями. Можно предположить, что именно в таких «нанореакторах» протекает сенсибилизированное разложение поллютантов.

Было отмечено также влияние предварительной обработки образцов ГК на процессы фотодеградации экотоксикантов [28]. Образцы ГК, полученные из низинного торфа месторождения Клюквенное Томской области с низкой степенью разложения (5 %), обработаны при различных условиях механоактивации: ГК-1 - из измельченного торфа, ГК-2 - механоактивированный, ГК-3 - механоак-тивированный с добавлением фермента целлове-ридина. При добавлении любого из трех образцов ГК наблюдалось уменьшение интенсивности флуоресценции экотоксикантов в растворе, наиболее хорошее связывание крезолов осуществляется препаратом ГК-3 как в отсутствии, так и в присутствии фотодеградации. Ударно-сдвиговое воздействие при механоактивации сопровождается измельчением и разупорядочением структуры обрабатываемого материала. Необходимо также помнить, что в ГК, которые сами по себе являются источниками свободных радикалов, после механообработки рвутся дополнительные связи, что приводит к увеличению их активности в несколько раз. Именно поэтому в присутствии ГК при любом источнике облучения получена интенсивность свечения крезолов намного меньше, чем при фотодеградации без добавления ГК. После облучения смеси крезолов в присутствии гуминовых веществ наибо-

лее полное разложение наблюдается после использования в качестве источников КгС1 эксилампы и ртутной лампы. При добавлении любых образцов ГК наблюдается уменьшение свечения смеси токсикантов за счет комплексообразования, наиболее значительная деградация крезолов осуществляется препаратом ГК-3 как при облучении различными источниками, так и в отсутствии светового воздействия. Предварительная механоактивация ГК может, следовательно, быть использована для получения наиболее эффективных природных сенсибилизаторов на основе ГК, способных интенсифицировать процессы фотоиндуцированного разложения экотоксикантов.

Детоксикация экотоксикантов гуминовыми веществами

Важным аспектом влияния ГК является также их участие в процессах детоксикации ксенобиоти-ческих веществ. И.В. Перминовой с соавторами [29] было получено снижение токсичности поли-циклических ароматических углеводородов (пире-на, флуорантена и антрацена) на пищевую активность дафний в присутствии ГВ, а также выявлена положительная корреляция между значениями константы детоксикации ГК и их ароматичностью. Наиболее удобно и перспективно использование для оценки токсичности биотестов на основе морских

люминесцентных бактерий. Эти биотесты характеризуются высокой скоростью анализа (1-3 мин.), хорошей чувствительностью и количественной оценкой токсичности [30]. Результаты биолюми-несцентного мониторинга токсичности растворов фенола показали [31], что добавление гуминовых веществ в водный раствор фенола приводит к его детоксикации. Наиболее эффективная фотоинду-цированная детоксикация фенола в воде зафиксирована при воздействии УФ-облучением эксилампы с = 308 нм на раствор.

Заключение

Приведенные в кратком обзоре результаты исследований, безусловно, не охватывают в полном объеме накопленные к настоящему времени данные по влиянию гуминовых кислот на фотопроцессы в водных средах, однако свидетельствуют об огромной значимости этих уникальных веществ, которые играют большую роль во всех биосферных процессах [32] и создают в окружающей среде оптимальные условия для существования и развития жизни. Следует подчеркнуть также значение и перспективы оптических и фотохимических методов в определении свойств и функций гуминовых веществ.

Работа поддержана грантами РФФИ (№ 05-07-98002-р обь_в, № 06-08-01380-а).

Поступила в редакцию 15.02.2008

Литература

1. Соколова И.В., Чайковская О.Н., Ванцкявичуте Е.П., Инишева Л.И., Юдина Н.В. Фундаментальные проблемы современной гидрогеохимии. Томск, 2004. С. 64-69.

2. Орлов Д.С. Органическое вещество почв России // Почвоведение. 1998. № 9. С. 1049-1057.

3. Русьянова Н.Д. Углехимия. М., 2003.

4. Майоров Ф.А., Мешалкин Ю.П., Политова Ю.А. // Оптика атмосф. и океана. 2000. Т. 13. № 10. С. 914-917.

5. Кухаренко Т.А. Окисленные в пластах бурые и каменные угли. М., 1972.

6. Чуков С.Н. Структурно-функциональные параметры органического вещества почв в условиях антропогенного воздействия. СПб., 2001. 216 с.

7. Шульман Ю.А. Исследование ионизации гуминовых кислот и их взаимодействия с катионами. Автореф. дис. ... канд. хим. наук. 1969.

8. Ziechman W. // Brenstoff-Chemie. 1963. Bd. 44. № 2. S. 52.

9. Bekbolet M., Suphandag A.S., Uyguner C.S. // J. of Photochem. Photobiol. 2002. V. A 148. P. 121-128.

10. Mekkaoui M., Elizzouzi M., Bouhaouss A. et al. // Intern. Journal of Photoenergy. 2000. V. 2. P. 55-56.

11. Paul A., Hackbarth S., Vogt R.D., Burnison B.K., Steinberg C.E.V. // Photochem. Photobiol. Sci. 2004. V. 3. № 3. P. 273.

12. Stangroom S.J., Macleod C.L., Lester J.N. // Water Res. 1998. V. 32. № 3. P. 623-632.

13. Vialaton D., Richard C., Baglio D., Paya-Perez A.-B. // J. of Photochem. Photobiol. 1998. V. A 119. P. 121-128.

14. Aguer J.-P., Tetegan D., Richard C. // Photochem. Photobiol. Sci. 2005. V. 4. P. 451-453.

15. Si Y., Zhou J., Chen H., Zhou D., Yue Y. // Chemosphere. 2004. V. 56. P. 967-972.

16. Kulovaara M., Corin N., Backlund P., Tervo J. // Chemosphere. 1996. V. 33. P. 783-790.

17. Ванцкявичуте Е.П. // Изв. вузов. Физика. 2005. № 6. С. 71-72.

18. Соколова И.В., Чайковская О.Н., Бегинина А.А. // Оптика атмосф. и океана. 2004. Т. 17. № 2-3. С. 241-244.

19. Соколова И.В., Чайковская О.Н. // Оптика атмосф. и океана. 2006. Т. 19. № 2-3. С. 244-247.

20. Tchaikovskaya O.N., Sokolova I.V., Yudina N. V. // Luminescence. 2005. V. 20. № 3. P. 187-191.

21. Sokolova I., Tchaikovskaya O., Mayer G., Karetnikova E. // XXIII International Conference on Photochemistry. University of Cologne. Germany. 2007. P. 240.

22. Кузьмина С.В., Липатникова Е.С., Каретникова Е.А. // Болота и биосфера: Сборник материалов шестой Всероссийской научной школы, Томск, 2007. C. 241-245.

23. Чайковская О.Н., Левин П.П., Сультимова Н.Б., Соколова И.В., Кузьмин А.В. // Известия РАН, сер. Химия. 2004. Т. 53. № 2. С. 313-317.

24. Сультимова Н.Б., Левин П.П. / Труды IV Всероссийской конференции «Гуминовые вещества в биосфере». Москва, 2007. С. 94-102.

25. Canonica S., Jans U., Stemmler K., Hoigne J. // Environ. Sci. Technol. 1995. V. 29. № 7. 1822-1831.

26. Canonica S., Freiburghaus M. // Environ. Sci. Technol. 2001. V. 35. № 4. 690-695.

27. Halladja S., Ter Halle A., Aguer J.-P., Boulkamh A., Richard C. // Environ. Sci. Technol. 2007. V. 41. № 17. 6066-6073.

28. Соколова И.В., Чайковская О.Н., Трегубкина М.В., Юдина Н.В., Мальцева Е.В. // Гидрогеохимия осадочных бассейнов: Труды Российской научной конф. Томск, 2007. С. 213-219.

29. Perminova I.V., Grechisheva N.Yu., Kovalevskii D.V. et al. // Environ. Sci. Technol. 2001. V. 35. № 19. P. 3841-3848.

30. Kudryasheva N., Kratasyuk V., Esimbekova E., Vetrova E., Kudinova I. Field Analyt. Chem. Technol. 1998. V. 2. P. 277-280.

31. Чайковская О.Н., Соколова И.В., Светличный В.А., Кудряшева Н.С., Федорова Е.С. // Журн. прикл. спектр. 2006. Т. 73. № 6. С. 735-739.

32. Перминова И.В., Жилин Д.М. // Зеленая химия в России. Сб. статей. М., 2004. С. 146-162.

УДК 631.461

А.В. Головченко, Т.Г. Добровольская, Д.Г. Звягинцев

МИКРОБИОЛОГИЧЕСКИЕ ОСНОВЫ ОЦЕНКИ ТОРФЯНИКА КАК ПРОФИЛЬНОГО ПОЧВЕННОГО ТЕЛА

Факультет почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова

Раньше вся торфяная залежь отождествлялась с торфяной почвой; и это было правильно, но с подачи Д.А. Герасимова [1], а вслед за ним и И.Н. Скрын-никовой [2] толщу торфяной залежи разделили на торфяную почву (деятельный слой) и торфоргано-генную породу (инертный слой). К торфяной почве отнесли верхний (35-50 см, максимум 70 см) слой торфяника, нижняя граница которого совпадает с максимальным опусканием грунтовых вод во время летнего высыхания и нижней границей корнеобитаемого слоя. Более глубокие слои отнесли к торфорганогенной породе. Почвоведы и микробиологи стали изучать только деятельный слой и исключили из сферы своего внимания нижние горизонты торфяника.

Осмысление болотообразовательного процесса с эволюционно-генетических позиций почвообразования впервые было осуществлено сибирским почвоведом В.К. Бахновым в его замечательных по новизне и языку монографиях [3, 4]. В них было дано четкое определение понятия «болотная почва»: «Ограничивая понятие болотной почвы рамками деятельного слоя и исключая из сферы внимания нижние горизонты органогенного профиля и подстилающий его минеральный субстрат, мы тем самым искусственно лишаем почву истории ее происхождения и развития... Необходимость включения в понятие “болотная почва” всей органогенной толщи диктуется почвенно-генетическими особенностями болотного почвообразования».

Так, была выявлена вертикальная стратификация влаги и в нижних слоях: до 1.5 м - период ус-

ловного водообмена составляет менее 20 лет, глубже 1.5 м - более 100 лет. Вне зависимости от мощности залежи период условного водообмена даже на глубине 4 м составляет менее 10-20 лет [5]. Об этом свидетельствует также перемещение водных масс по всей мощности торфяной залежи. Гипотезой быстрого завершения торфообразования в торфорганогенной породе невозможно объяснить увеличение общего углерода в органической массе торфа; возрастание по профилю содержания, степени обуглероженности и конденсированности гу-миновых кислот; синтез битумов в торфяной почве и т.д. Во всей толще торфяника идут многообразные процессы окисления и восстановления, распада и синтеза [6].

Объектами исследования были торфяники Тверской, Тульской и Томской областей. Общую численность и биомассу микроорганизмов определяли прямым методом [7]. Предварительно десорбировали клетки на ультразвуковом диспергаторе УЗДН-1. При количественном учете клеток почвенных бактерий и мицелия актиномицетов препараты окрашивали водным раствором акридина оранжевого, а для окраски мицелия и спор грибов применяли калькофлуор белый. Интенсивность процессов потенциальной азотфиксации и денитрификации определяли с помощью метода газовой хроматографии. Для измерения азотфиксации применяли ацетиленовый метод, для оценки денитрифицирующей активности почвенных микроорганизмов -метод, основанный на использовании ацетилена в качестве ингибитора редуктазы закиси азота [7].

— 4б —