Гумусові речовини та їх роль у процесах комплексоутворення й детоксикації у водосховищах Дніпра

Рис. 5. Кінетика комплексоутворення Cu (II) та Zn (II) у воді верхньої ділянки Канівського водосховища.

а: 1 – червень, 2 – серпень, 3 – листопад; б: 1 – квітень, 2 – жовтень.

Наприклад, практично повне зв’язування міді в комплекси з РОР води верхньої ділянки Канівського водосховища у червні 1998 року досягалось лише через три місяці після її внесення в систему (рис. 6а, крива 1). Для порівняння нами також була вивчена швидкість зв’язування іонів Cu2+ різними за молекулярною масою фракціями очищеного препарату ФК, вилучених з природної води. Комплексоутворення досліджувалось при рН 8,0 та концентрації ФК в розчині близько 27 мг/дм3 (такі величини концентрації ФК характерні для Київського водосховища у весняний період). Виявилось, що зв’язування міді в комплекси відбувається значно швидше, ніж в пробах природної води, хоча і в цьому випадку рівновага в системі досягається лише на 5-у або 6-у добу від початку експерименту (див. рис. 6б).

Рис. 6. Зміна концентрації вільних іонів Cu (ІІ) у воді з верхньої ділянки Канівського водосховища в червні 1998 р. (а) та в пробах на основі бідистильованої води з фракцією ФК 800–400 Да (б) внаслідок комплексоутворення. а: початкова концентрація іонів Cu (ІІ) у воді 250 (1) та 500 (2) мкг/дм3, рН=8,1;

б: рН=8,0; Сорг= 27,0 мг/дм3, [Cu2+]=500 мкг/дм3.Питання про досить незначне комплексоутворення при збільшенні концентрації ГР у водному середовищі до цих пір залишається мало вивченим. Можна припустити, що збільшення вмісту ГР у воді супроводжується певними конформаційними змінами у будові макромолекул, внаслідок чого їх активні центри стають недоступними для комплексоутворення. З іншого боку, не слід виключати того, що абсолютна більшість комплексоутворюючих центрів може бути зайнята іонами інших металів , таких як залізо, алюміній, мідь . На наш погляд, ця причина цілком аргументована, якщо врахувати, що дуже часто спостерігається тісний взаємозв’язок між кольоровістю води та вмістом в ній заліза. На прикладі Київського водосховища було виявлено, що збільшення кольоровості води призводить до зростання в ній концентрації заліза, причому таке явище спостерігається не тільки в період весняної повені, але й за умов дощового літа. Оскільки, залізо з ГР утворює досить тривкі комплекси, то конкуруюче комплексоутворення з іншими іонами металів у цьому випадку є практично неможливим. Повністю звільнити залізо з комплексних сполук вдається лише за умов жорсткого фотохімічного окислення РОР у кислому середовищі, або ультразвукової обробки проб води.

Детоксикація металів внаслідок їх зв’язування в комплекси з ГР. Комплексоутворення за участю органічних лігандів природного походження в більшості випадків супроводжується зниженням токсичності металів або повним її зникненням. Це підтверджують і результати спеціально проведених нами експериментів, метою яких було вивчення токсичності міді в довготривалих дослідах з природною водою з Канівського водосховища [10]. Токсична дія вільних іонів міді встановлювалась шляхом біотестування з використанням Daphnia magna Straus та деяких інших гіллястовусих ракоподібних (Ceriodaphnia affinis Lilljeborg і Eurycercus lamellatus O.F.Muller). Процес комплексоутворення тривав понад три місяці. Було встановлено, що токсичність водного середовища визначалась, головним чином, наявністю вільних іонів Cu (II), концентрацію яких постійно контролювали за допомогою хемілюмінесцентного методу. Зі зниженням їх вмісту за рахунок зв’язування в комплекси з РОР (див. рис. 6а, крива 1) токсичність води знижувалась. В комплексоутворенні основну роль відігравали ГР, головним чином ФК, бо 70–75 % міді було зв’язано саме з ними. Наприкінці експерименту токсичність водного середовища виявилась мінімальною, хоча сумарна концентрація розчиненої міді становила 325 мкг/дм3. Але основна частина цієї міді (300 мкг/дм3) знаходилась у складі комплексних сполук, які, судячи з усього, не проявляли токсичної дії на тест-організми.

Список літератури

1.Зенин А.А., Белоусова Н.В. Гидрохимический словарь. – Л.: Гидрометеоиздат, 1988. – 240 с. 2. Humic substances in soil, sediment and water / G.R. Aiken, D.M. McKnight, R.L. Wershaw and P. MacCarthy (Eds.). – New York: John Wiley and Sons, Inc., 1985. – 692 pp. 3. Перминова И.В. Анализ, классификация и прогноз свойств гумусовых кислот: Автореф. дис. ... докт. хим. наук. – М., 2000. – 50 с. 4. Линник П.Н., Набиванец Б.И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах.– Л.: Гидрометеоиздат, 1986. – 270 с. 5. Burba P., Wilmer P.G. Analytical fractionation of labile metals in selected groundwater humic substances by means of сhelating ion-exchanger // Fresenins’ J. Anal. Chem. – 1992. – 342, № 2. – P. 167–171. 6. Salomons W., Förstner U. Metals in the Hydrocycle. – Berlin; Heidelberg: Springer-Verlag, 1984. – 349 pp. 7. Förstner U., Wittman G.T.W. Metal pollution in the aquatic environment. Second Revised Edition. – Berlin; Heidelberg: Springer-Verlag, 1983. – 485 pp. 8. Xu H., Ephraim J., Ledin A., Allard B. Effects of fulvic acid on the adsorption of Cd ( II ) on alumina // Sci. Total Environ. – 1989. – 81/82. – P. 653–660. 9. Линник П.Н., Набиванец Ю.Б., Искра И.В., Чубарь Н.И. Комплексообразующая способность растворенных органических веществ поверхностных вод как составная часть “буферной емкости” водных экосистем // Гидробиол. журн. – 1994. – 30, № 5. – С. 87–99. 10. Линник П.Н., Щербань Э.П. Оценка токсичности форм меди в природных водах методом биотестирования в сочетании с хемилюминесцентным определением концентрации свободных ионов Cu 2+ // Экологическая химия. –1999. – 8, № 3. – С. 168–176.