4.6: Деградація

Last updated
Save as PDF

Page ID: 18378

Sylvia Moes, Kees van Gestel, & Gerco van Beek

\( \newcommand{\vecs}[1]{\overset { \scriptstyle \rightharpoonup} {\mathbf{#1}} } \) \( \newcommand{\vecd}[1]{\overset{-\!-\!\rightharpoonup}{\vphantom{a}\smash {#1}}} \)\(\newcommand{\id}{\mathrm{id}}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\) \( \newcommand{\kernel}{\mathrm{null}\,}\) \( \newcommand{\range}{\mathrm{range}\,}\) \( \newcommand{\RealPart}{\mathrm{Re}}\) \( \newcommand{\ImaginaryPart}{\mathrm{Im}}\) \( \newcommand{\Argument}{\mathrm{Arg}}\) \( \newcommand{\norm}[1]{\| #1 \|}\) \( \newcommand{\inner}[2]{\langle #1, #2 \rangle}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\) \(\newcommand{\id}{\mathrm{id}}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\) \( \newcommand{\kernel}{\mathrm{null}\,}\) \( \newcommand{\range}{\mathrm{range}\,}\) \( \newcommand{\RealPart}{\mathrm{Re}}\) \( \newcommand{\ImaginaryPart}{\mathrm{Im}}\) \( \newcommand{\Argument}{\mathrm{Arg}}\) \( \newcommand{\norm}[1]{\| #1 \|}\) \( \newcommand{\inner}[2]{\langle #1, #2 \rangle}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\)

3.7. Деградація

3.7.1. Хімічні та фотохімічні процеси деградації

Автори: Джон Парсонс

Рецензенти: Стівен Дроге, Крістофер Макнейл

Цілі навчання:

Ви повинні вміти:

зрозуміти роль хімічних і фотохімічних реакцій у виведенні органічних хімічних речовин з навколишнього середовища
розуміти найважливіші хімічні та фотохімічні реакції в навколишньому середовищі
зрозуміти роль прямої та непрямої фотодеградації

Ключові слова: Редукції деградації навколишнього середовища, Гідроліз, Редукція, Дегалогенація, Окислення, Фотодеградація

Вступ

Перетворення органічних хімічних речовин в навколишнє середовище може відбуватися різними реакціями. Це можуть бути чисто хімічні реакції, такі як гідролізи або окислювально-відновні реакції, фотохімічні реакції з прямим або непрямим залученням світла, або біохімічні реакції. Такі перетворення можуть змінювати біологічну активність (токсичність) молекули; вона може змінювати фізико-хімічні властивості і, таким чином, змінювати процеси поділу навколишнього середовища; вона може змінювати свою біодоступність, наприклад, сприяючи біодеградації; або це може сприяти повному видаленню ( мінералізації) хімічної речовини з навколишнього середовища. У багатьох випадках хімічні речовини можуть бути видалені комбінаціями цих різних процесів, і іноді важко однозначно визначити внесок різних механізмів. Дійсно, поєднання різних механізмів іноді важливі, наприклад, у випадках, коли активність мікробів відповідає за створення умов, що сприяють хімічним реакціям. Тут мова піде про два типи реакцій: Абіотичні (темні) реакції і фотохімічні реакції. Реакції біодеградації розглядаються в інших місцях (див. Розділ про Біодеградацію).

хімічна деградація

Гідролітичні реакції є важливими хімічними реакціями, що видаляють органічні забруднення, і особливо важливі для хімічних речовин, що містять похідні кислоти як функціональні групи. Поширеними прикладами таких хімічних речовин є пестициди фосфорорганічних і карбаматних класів, таких як паратіон, діазинон, альдикарб і карбарил. Фосфорорганічні хімікати також використовуються як антипірени і широко поширені в навколишньому середовищі. Деякі приклади реакцій гідролізу наведені на малюнку 1.

альт — Рисунок 1 Приклади гідролізів ефірів і карбаматів (перемальовані після Ван Леувена і Вермейра, 2007).

Як випливає з назви, реакції гідролізу передбачають використання води (гідро-) для розриву (-лізу) зв'язку. Гідролізи - це реакції з водою для отримання кислоти і спирту або аміну як продуктів. Гідролізи можуть каталізуватися іонами OH ^- або H ⁺, і їх швидкість, отже, залежить від рН. Деякі приклади реакцій гідролізу ефіру залежних від рН показані на малюнку 2.

Галогенізовані органічні молекули також можуть бути гідролізовані з утворенням спиртів (виділення галогену у вигляді галогенідного іона). Швидкість цих реакцій сильно варіюється в залежності від структури молекули органогалогену і галоген-замінника (при цьому Br і I замінюються швидше, ніж Cl, і набагато швидше, ніж F) і в цілому швидкості цих реакцій занадто повільні, щоб бути більш ніж незначними, за винятком для третинних органогалогенів і вторинних органогалогенів з Br і I (Schwarzenbach et al. 2017).

У деяких випадках важливі інші реакції заміщення, які не включають воду як реагент. Деякі приклади включають Cl ^- в морській воді перетворення CH ₃ I в CH ₃ Cl і реакцію тіолів з алкілбромами в анаеробних підземних водах і осадових порах в сульфатно-відновлювальних умовах (Schwarzenbach et al. 2017)

Редокс-реакції (відновлення та окислення) - ще один важливий клас реакцій, що беруть участь у деградації органічних хімічних речовин. У присутності кисню окислення органічних хімічних речовин є термодинамічно сприятливим, але відбувається з незначними швидкостями, якщо кисень не активується у вигляді кисневих радикалів або пероксидів (після поглинання світла, наприклад, див. Нижче) або якщо реакція каталізується перехідними металами або перехідні металовмісні ферменти (див. Розділи про біодеградацію та ксенобіотичний метаболізм та захист).

Редукційні реакції є важливими окислювально-відновними реакціями для забруднюючих речовин навколишнього середовища в анаеробних середовищах, таких як осад і підземні водоносні горизонти У цих умовах органічні хімічні речовини, що містять відновні функціональні групи, такі як карбонові кислоти і нітрогрупи, піддаються відновним реакціям (табл. 1).

Таблиця 1: Приклади хімічних окислювально-відновних реакцій, які можуть виникнути в навколишньому середовищі (адаптовано з Schwarzenbach et al. 2017)

Фотодеградація

Сонячне світло є важливим джерелом енергії для ініціювання хімічних реакцій, а фотохімічні реакції особливо важливі в атмосфері. Ароматичні сполуки та інші хімічні речовини, що містять ненасичені зв'язки, здатні поглинати світло в діапазоні частот, наявних у сонячному світлі, виходять (під напругою), і це може призвести до хімічних реакцій. Ці реакції призводять до розщеплення зв'язків між атомами вуглецю та іншими атомами, такими як галогени, для отримання радикальних видів. Ці радикали мають високу реакцію і реагують далі, щоб видалити водневі або OH радикали з води для отримання C-H або C-OH зв'язків або можуть реагувати з собою, утворюючи більші молекули. Добре відомі приклади атмосферних фотохімічних стратосферних реакцій ХФУ, які мали негативний вплив на так званий озоновий шар і фотохімічні окислення вуглеводнів, які беруть участь у генерації смогу.

У водному середовищі проникнення світла достатньо, щоб призвести до фотохімічних реакцій органічних хімічних речовин на поверхні води або у верхньому шарі чистої води. Наявність частинок у водоймі зменшує інтенсивність світла через розсіювання світла, як і розчинена органічна речовина через поглинання світла. Фотодеградація значно сприяє видаленню розливів нафти і, здається, сприяє деградації довших ланцюгових алканів порівняно з переважною атакою лінійних та малих алканів шляхом біодеградації (Garrett et al., 1998). Циклоалкани та ароматичні вуглеводні також видаляються шляхом фотодеградації (D'Auria et al., 2009). Порівняно мало відомо про роль фотодеградації інших органічних забруднювачів у морському середовищі, хоча є, наприклад, докази того, що триклозан видаляється фотолізом в районі німецького Байта Північного моря (Xie et al., 2008). У ґрунтовому середовищі є деякі докази того, що фотодеградація може сприяти видаленню різноманітних органічних хімічних речовин, таких як пестициди та хімічні речовини, присутні в мулах стічних вод, які використовуються як поправка до ґрунту, але значення цього процесу неясне. Подібним чином хімічні речовини, які накопичилися в льоду, наприклад, внаслідок транспортування на великі відстані до полярних регіонів, також здаються сприйнятливими до фотодеградації. Деякі приклади реакцій фотодеградації наведені на малюнку 4.

Важливою категорією фотохімічних реакцій є непрямі реакції, при яких органічні хімічні речовини вступають в реакцію з фотохімічно виробленими радикалами, зокрема з активними формами кисню, такими як OH радикали, озон і синглетний кисень. Ці реактивні форми присутні в дуже низьких концентраціях, але настільки реактивні, що за певних умов вони можуть значно сприяти видаленню органічних хімічних речовин. Продукти цих реакцій являють собою різноманітні окислені похідні, які самі по собі є радикалами і тому реагують далі. Радикали OH є найважливішими з цих фотохімічно вироблених видів і можуть реагувати з органічними хімічними речовинами шляхом видалення водневих радикалів, реагуючи з ненасиченими зв'язками в алкенах, ароматичних речовин тощо для отримання гідроксильованих продуктів. У воді природна органічна речовина поглинає світло і може брати участь в непрямих реакціях фотодеградації. Інші складові поверхневих вод, такі як оксиди азоту та комплекси заліза, також можуть брати участь у непрямих реакціях фотодеградації.

Посилання

Шварценбах, Р.П., Гшвенд, П.М., Імбоден Д.М. Екологічна органічна хімія, третє видання, Wiley, ISBN 978-1-118-76723-8

ван Леувен, C.J., Вермейр, Т.Г. (2007). Оцінка ризику хімічних речовин: введення (2-е видання), Springer, ISBN 978-1-4020-6101-1

3.7.1. Питання 1

Які органічні хімічні речовини ви очікуєте зазнати гідролітичної деградації в навколишньому середовищі? Поясніть, чому ці реакції залежать від рН.

3.7.1. Питання 2

Редуктивні реакції дегалогенації часто спостерігаються для хлорорганічних сполук в анаеробних середовищах. Чому ці реакції називають редуктивної дегалогенацією? Які продукти ви очікуєте, що будуть утворені відновною дегалогенацією тетрахлоретену (Cl ₂ C = CCl ₂)? Опишіть два способи, за допомогою яких бактерії беруть участь в цих реакціях.

3.7.1. Питання 3

У яких екологічних відсіках фотохімічна трансформація або фотодеградація є потенційно важливим механізмом деградації органічних хімічних речовин і чому це так? Поясніть на прикладах відмінності між прямою та непрямою фотодеградацією в навколишньому середовищі.

3.7.2. Біодеградація

Автор: Джон Парсонс

Рецензенти: Стівен Дроге, Рассел Давенпорт

Цілі навчання:

Ви повинні вміти:

внесок біохімічних реакцій у виведенні хімічних речовин з навколишнього середовища
пояснити відмінності між біотрансформацією, первинною біодеструкцією та мінералізацією
описати найважливіші реакції біодеградації в аеробних та анаеробних умовах

Ключові слова: Первинна біодеградація, мінералізація, легкобіологічно розкладаються хімічні речовини, стійкі хімічні речовини, реакції оксигенації, редукційні реакції

Вступ:

Біодеградація та біотрансформація відносяться до реакцій деградації, які каталізуються ферментами. Загалом, біодеградація зазвичай використовується для опису деградації, здійсненої мікроорганізмами, а біотрансформація часто стосується реакцій, які слідують за поглинанням хімічних речовин вищими організмами. Ця відмінність є важливою і виникає з тієї ролі, яку бактерії та інші мікроорганізми відіграють у природних біогеохімічних циклах. В результаті мікроорганізми мають здатність деградувати більшість (можливо, всі) природні органічні хімічні речовини в органічній речовині і перетворювати їх в неорганічні кінцеві продукти. Ці реакції забезпечують мікроорганізми поживними речовинами та енергією, необхідною для росту. Ця широка деградаційна здатність означає, що вони здатні деградувати багато антропогенних хімічних речовин і потенційно перетворювати їх на неорганічні кінцеві продукти, процес, який називається мінералізацією.

Хоча вищі організми також здатні деградувати (метаболізувати) багато антропогенних хімічних речовин, ці хімічні речовини не сприймаються як джерело поживних речовин та енергії. Багато антропогенні хімічні речовини можуть порушувати процеси функціонування клітин, а процес біотрансформації був запропонований як механізм детоксикації. Небажані хімічні речовини, які можуть накопичуватися до потенційно шкідливих рівнів, перетворюються на продукти, які швидше виводяться з організму. У більшості випадків полярний і/або іонізуючий блок приєднується до хімічної речовини в один або два етапи, що робить сполуку більш розчинною в крові і більш легко видаляється через нирки до сечі. Це також робить більшість небезпечних хімічних речовин менш токсичними, ніж оригінальна хімічна речовина. Такі кроки біотрансформації завжди витрачають енергію (АТФ або через використання, наприклад, NADH або NADPH в ферментативних реакціях) з організму. Біотрансформація іноді також використовується для опису деградації мікроорганізмами, коли це обмежується перетворенням хімічної речовини в новий продукт.

Біодеградація є для багатьох органічних забруднень основним процесом, який видаляє їх з навколишнього середовища. Тому вимірювання швидкості біодеградації є важливим аспектом оцінки хімічного ризику. Для вимірювання швидкості біодеградації хімічних речовин були розроблені міжнародно визнані стандартизовані протоколи. Добре відомими прикладами цих є Керівні принципи OCED. Ці вказівки включають скринінгові тести, призначені для виявлення хімічних речовин, можуть розглядатися як легко (тобто швидко) біологічно розкладаються, а також більш складні тести для вимірювання швидкості біодеградації хімічних речовин, які повільно деградують у різних модельованих середовищах. Для більш складних механістичних досліджень мікроорганізми, здатні деградувати специфічні хімічні речовини, виділяють із зразків навколишнього середовища і культивують в лабораторних системах.

В принципі, біодеградація хімічної речовини може бути визначена або за концентрацією хімічної речовини під час випробування, або шляхом перетворення в кінцеві продукти (в більшості випадків шляхом вимірювання споживання кисню або виробництва CO ₂). Хоча вимірювання концентрації дає найбільш безпосередньо відповідну інформацію про хімічну речовину, воно вимагає наявності або розробки аналітичних методів, які не завжди є в межах можливостей звичайних випробувальних лабораторій. Вимірювання перетворення в СО ₂ є порівняно простим, але виробництво CO ₂ з інших хімічних речовин, присутніх у випробувальній системі (наприклад, ґрунту або розчиненої органічної речовини) слід враховувати. Це можна зробити, використовуючи ¹⁴ хімічних речовин з позначкою С в тестах, але не всі лабораторії мають для цього засоби. Основна перевага такого підходу полягає в тому, що демонстрація кількісного перетворення хімічної речовини в СО ₂ тощо означає відсутність занепокоєння щодо накопичення потенційно токсичних метаболітів.

Оскільки це ферментативно каталізований процес, швидкості біодеградації слід моделювати за допомогою кінетики Michaelis Menten або кінетики Monod, якщо враховується ріст мікроорганізмів. Однак на практиці кінетика першого порядку часто використовується для моделювання біодеградації за відсутності значного зростання деградуючих мікроорганізмів. Це зручніше, що використання кінетики Michaelis Menten, але є певне обґрунтування цього спрощення, оскільки концентрації хімічних речовин у навколишньому середовищі, як правило, набагато нижчі, ніж концентрації напівнасичення ферментів, що руйнуються.

Таблиця 1. Вплив молекулярної структури на біорозкладність хімічних речовин в аеробному середовищі.

Тип сполук або замінників	Більш біологічно розкладається	Менше біологічно розкладається
вуглеводнів	лінійні алкани < C ₁₂	лінійні алкани > C ₁₂
	алкани з не надто високою молекулярною масою	високомолекулярні алкани
	лінійний ланцюг	розгалужена ланцюг
	-С-С-С-	-С-О-С-
	аліфатичних	ароматний
аліфатичний хлор	Cl більше 6 вуглецю з терміналу С	Cl при менш ніж 6 вуглець з терміналу С
Замінники ароматичного кільця	-ОЙ	-F
	-СО ₂ Ч	-Cl
	-НЧ ₂	-НІ ₂
	-ОЧ ₃	-ЦФ ₃

Незалежно від того, виражаються як терміни кінетики першого порядку або параметри Michaelis Menten, темпи біодеградації широко різняться для різних хімічних речовин, показуючи, що хімічна структура має великий вплив на біодеградацію. Однак великі відмінності в швидкості біодеградації часто спостерігаються для одного і того ж хімічного речовини в різних експериментальних системах. Це показує, що властивості та умови навколишнього середовища також відіграють ключову роль у визначенні видалення шляхом біодеградації, і часто практично неможливо відрізнити вплив хімічних властивостей від наслідків властивостей навколишнього середовища. Іншими словами, немає такого поняття, як внутрішня швидкість біодеградації хімічної речовини. Тим не менш, ми можемо вивести деякі загальні зв'язки між структурою та біологічним розкладанням хімічних речовин, як зазначено в таблиці 1. Прикладами є те, що розгалужені вуглеводневі структури деградують повільніше, ніж лінійні вуглеводневі структури, а циклічні і, зокрема, ароматичні хімічні речовини деградують повільніше, ніж аліфатичні (неароматичні) хімічні речовини. Замісники та функціональні групи також мають великий вплив на біологічне розкладання галогенами та іншими замісниками, що виводять електрони, що мають сильний негативний вплив. Тому не дивно, що в списку стійких органічних забруднювачів переважають органогалогенні сполуки і, зокрема, з ароматичними або аліциклічними структурами.

Слід визнати, що темпи біодеградації часто спостерігалися з часом змінюються. Тривалий вплив мікробних спільнот нових хімічних речовин часто спостерігалося, що призводить до збільшення швидкості біодеградації. Це явище називається адаптацією або акліматизацією і часто трапляється після повторного застосування пестициду в тому ж місці. Приклад показаний для атразину на малюнку 2, де темпи деградації збільшуються після більш тривалого впливу пестициду.

Іншим недавнім прикладом є відмінності в швидкостях біодеградації будівельника L-GLDA (тетранатрію глутамат діацетат) активним мулом з різних очисних споруд стічних вод в США. Шлам з регіонів, де L-GLDA не був або лише нещодавно на ринку, вимагав тривалого часу відставання до початку деградації, тоді як мул з регіонів, де продукти, що містять L-GLDA, були доступні протягом декількох місяців, вимагали коротких фаз відставання.

Адаптація може бути наслідком i) зрушень складу або великої кількості видів у бактеріальному співтоваристві, ii) мутацій в межах окремих популяцій, iii) горизонтального перенесення ДНК або iv) подій генетичної рекомбінації або їх комбінацій.

Реакції та шляхи біодеградації

Біодеградація хімічних речовин, які ми розглядаємо як забруднюючі речовини, відбувається, коли ці хімічні речовини включені в метаболізм мікроорганізмів. Тому реакції, що беруть участь у біодеградації, подібні до тих, що беруть участь у загальних метаболічних реакціях, таких як гідролізи, окислення та скорочення. Оскільки перетворення органічної хімічної речовини в СО ₂ є загальною реакцією окислення, реакції окислення за участю молекулярного кисню, ймовірно, є найважливішими реакціями. Ці реакції з киснем часто є першим, але важливим етапом деградації і можуть розглядатися як етап активації перетворення відносно стабільних молекул в більш реактивні проміжні продукти. Це особливо важливо для ароматичних хімічних речовин, оскільки оксигенація потрібна, щоб зробити ароматичні кільця сприйнятливими до кільцевого розщеплення та подальшої деградації. Ці реакції каталізуються ферментами, званими оксигеназами, яких існує широко кажучи два класи. Монооксигенази - це ферменти, що каталізують реакції, в яких один атом кисню O ₂ вступає в реакцію з органічною молекулою з отриманням гідроксильованого продукту. Прикладами таких ферментів є сімейство цитохромів Р450 і присутні у всіх організмах. Ці ферменти, наприклад, беруть участь в окисленні алканів до карбонових кислот в рамках шляху «бета-окислення», який скорочує лінійні алканові кислоти з кроками С ₂ -одиниць, як показано на малюнку 4.

Диоксигенази - це ферменти, що каталізують реакції, в яких обидва атоми кисню O ₂ реагують з органічними хімічними речовинами і виявляються унікальними для мікроорганізмів, таких як бактерії. Приклади цих реакцій наведені для бензолу на малюнку 5. Подібні реакції беруть участь у деградації більш складних ароматичних хімічних речовин, таких як ПАУ та галогенізовані ароматичні речовини.

Відсутність кисню в анаеробних середовищах (відкладах і грунтових водах) не виключає окислення органічних хімічних речовин. Інші присутні окислювачі (нітрат, сульфат, Fe (III) тощо) можуть бути присутніми в досить високих концентраціях, щоб діяти як окислювачі та термінальні акцептори електронів, що підтримують ріст мікробів. При відсутності кисню активація спирається на інші реакції, найважливішими реакціями, здається, є карбоксилювання або додавання фумарату. На малюнку 6 наведено приклад деградації нафталіну до CO ₂ в осадових мікрокосмах в сульфатно-відновних умовах.

Іншими важливими реакціями в анаеробних екосистемах (відкладення та шлейфи підземних вод) є скорочення. Це впливає на функціональні групи, наприклад зниження кислот до альдегідів до спиртів, нітрогрупи до аміногруп і, особливо важливо, заміщення галогенів воднем. Останні реакції можуть сприяти перетворенню високохлорованих хімічних речовин, стійких до окислювального біодеградації, до менш хлорованих продуктів, які більше піддаються аеробному біодеградації. Показано, що багато прикладів цих відновних реакцій дегалогенації відбуваються, наприклад, у забруднених тетрахлоретеном підземних водах (наприклад, в процесах сухого очищення) та забруднених ПХБ осадах. Ці реакції екзотермічні в анаеробних умовах, і деякі мікроорганізми здатні збирати цю енергію для підтримки їх зростання. Це можна вважати формою дихання на основі дехлорування і іноді називають хлородиханням.

Як і у випадку з абіотичною деградацією, гідролізи також є важливими реакціями в шляхах біодеградації, особливо для хімічних речовин, які є похідними органічних кислот, таких як карбамат, ефір та фосфорорганічні пестициди, де гідролізи часто є першим кроком у їх біодеградації. Ці реакції аналогічні тим, що описані в розділі про хімічну деградацію.

Посилання

Ітріх, Н.Р., Макдоно, К.М., ван Гінкель, К.Г., Бісінгер, Е.К., Лепаж, Дж. М., Шефер, Е.К., Мензіс, Дж., Кастил, К.Д., Федерле, Т.В. (2015). Широка мікробна адаптація до L-глутамату-N, N, -діацетату (L-GLDA) після його впровадження на ринок у споживчий засіб для чищення. Екологічна наука і технологія 49, 13314-13321.

Янссен, Д.Б., Дінкла, І.Дж., Поеларендс, Г.Дж., Терпстра, П. (2005). Бактеріальна деградація ксенобіотичних сполук: еволюція та розподіл нових ферментних активностей, Екологічна мікробіологія 7, 1868-1882.

Клеман Р., Меккенсток, Р.Ю. Анаеробна деградація нафталіну грампозитивними, залізовідновлюючими бактеріями. Мікробна екологія ФЕМС 78, 488-496.

Шварценбах, Р.П., Гшвенд, П.М., Імбоден Д.М. Екологічна органічна хімія, третє видання, Wiley, ISBN 978-1-118-76723-8

Ван Леувен, К., Вермейр, Т.Г. (2007). Оцінка ризику хімічних речовин: введення (2-е видання), Springer, ISBN 978-1-4020-6101-1

Чжоу, К., Чень, Л., Ван, З., Ван, Дж., Ні, С., Цю, Дж., Лю, Х., Чжан, Х., Чень, Х. (2017). Швидка деградація атразину змішаними культурами, збагаченими активним мулом, та аналіз їх послідовності мікробної спільноти. Наука про навколишнє середовище та дослідження забруднення 24, 22152-22157.

3.7.2. Питання 1

Деградація мікроорганізмами відіграє важливу роль в екологічній долі промислових органічних хімічних речовин. Поясніть коротко, чому роль мікроорганізмів так важлива.

Швидкість біодеградації залежать від інших факторів від структури хімічних речовин. Згадайте три структурні фактори, що відповідають за повільне біодеградацію.

3.7.2. Питання 2

ДДТ є одним з оригінальних «брудних десятків» стійких органічних забруднювачів (СОЗ). Поясніть, що це за СОЗ і чому вони позначені як стійкі. Які структурні особливості відповідають за їх маркування як СОЗ?

3.7.2. Питання 3

Виявлено, що підземні води, що використовуються для приготування питної води, забруднені толуолом і тетрахлоретеном. Хоча нічого не відомо про геохімічні умови в підземному водоносному шарі, вас просять дослідити, чи є якісь докази біодеградації цих сполук, що відбуваються в водоносному шарі. Запропонуйте, які сполуки можна проаналізувати як докази біодеградації.

3.7.3. Методи тестування на деградацію

Автори: Джон Парсонс

Рецензенти: Стівен Дроге, Рассел Давенпорт

Цілі навчання:

Ви повинні вміти:

пояснити стратегію, яка використовується при стандартизованому тестуванні на біологічне розкладання
описати найважливіші аспекти стандартних протоколів тестування на біологічну розкладаність
інтерпретувати результати стандартизованих тестів на біологічну розкладаність

Ключові слова: екологічна доля, хімічна деградація, фотохімічна деградація, біодеградація, мінералізація, швидкість деградації

Вступ

Багато експериментальних підходів можливі для вимірювання деградації навколишнього середовища хімічних речовин, починаючи від висококонтрольованих лабораторних експериментів до досліджень з моніторингу навколишнього середовища. Хоча кожен з цих підходів має свої переваги та недоліки, стандартизований та відносно простий набір протоколів має чіткі переваги, такі як придатність для широкого кола лабораторій, широке наукове та нормативне прийняття та порівнянність для різних хімічних речовин.

Система керівних принципів ОЕСР щодо випробувань (див. Посилання в довідковому списку цієї глави) є найважливішим набором стандартизованих протоколів, хоча інші тестові системи можуть використовуватися в інших нормативних контекстах. Окрім тестів, що охоплюють процеси долі навколишнього середовища, вони також охоплюють фізико-хімічні властивості, біоакумуляцію, токсичність тощо Ці рекомендації були розроблені в міжнародному контексті і прийняті офіційно після широкої перевірки та тестування в різних лабораторіях. Це забезпечує їх широке прийняття та застосування в різних нормативних контекстах для оцінки хімічної небезпеки та ризику.

Тести хімічної деградації

Керівництво ОЕСР включає лише два тести, специфічні для хімічної деградації. Це може здатися дивним, але не слід забувати, що хімічна деградація також може сприяти видаленню, що спостерігається в тестах на біологічне розкладання. Керівні принципи ОЕСР щодо хімічної деградації - це тест ОЕСР 111: Гідроліз як функція рН (ОЕСР 2004) та Тест ОЕСР 316: Фототрансформація хімічних речовин у воді - прямий фотоліз (ОЕСР 2008). При бажанні стерилізовані засоби контролю також можуть бути використані для визначення внеску хімічної деградації в тестах на біологічне розкладання.

Тест ОЕСР 111 вимірює гідролітичні перетворення хімічних речовин у водних системах при значеннях рН, які зазвичай знаходяться в навколишньому середовищі (рН 4 - 9). Стерильні водні буферні розчини різних значень рН (рН 4, 7 і 9), що містять радіомарковану або немарковану досліджувану речовину (нижче насичення), інкубують у темряві при постійній температурі і аналізують через відповідні проміжки часу для досліджуваної речовини і для продуктів гідролізу. Попередній тест проводиться протягом 5 днів при 50° C і pH 4,0, 7,0 та 9,0, це відомо як тест першого рівня. Подальші випробування другого ярусу вивчають гідроліз нестабільних речовин і виявлення продуктів гідролізу і можуть тривати на 30 днів.

Тест ОЕСР 316 вимірює постійні швидкості прямого фотолізу за допомогою ксенонової дугової лампи, здатної імітувати природне сонячне світло в 290 до 800 нм або природному сонячному світлі, і екстраполювати на природну воду. Якщо оцінені втрати перевищують або дорівнюють 20%, визначаються шлях трансформації та ідентичності, концентрації та швидкість формування та зниження основних продуктів трансформації.

Тести на біологічну розкладаність

Біодеградація, як правило, вважається найважливішим процесом видалення органічних хімічних речовин у навколишньому середовищі, і тому не дивно, що тестування на біологічне розкладання відіграє ключову роль у оцінці долі навколишнього середовища та подальших ризиків впливу хімічних речовин. Біодеградація є широко дослідженою областю, але дані стандартизованих випробувань сприятливі для регуляторних цілей, оскільки вони, як передбачається, дають відтворювані та порівнянні дані. Стандартизовані випробування були розроблені на міжнародному рівні, головне під егідою ОЕСР і є частиною більш широкого спектру тестів для вимірювання фізико-хімічних, екологічних та токсикологічних властивостей хімічних речовин. Огляд цих тестів на біологічне розкладання наведено в таблиці 1.

Спосіб впровадження тестування на біологічне розкладання може детально відрізнятися залежно від нормативного контексту, але в цілому він базується на багаторівневому підході, при цьому всі хімічні речовини піддаються скринінговим тестам для виявлення хімічних речовин, які можна вважати легко біологічно розкладаються і, отже, швидко видаляються. від очисних споруд (водоочисних споруд) та навколишнього середовища в цілому. Ці тести спочатку були розроблені для поверхнево-активних речовин і часто використовують активний мул з очистки стоків як джерело мікроорганізмів, оскільки біодеградація під час очищення стічних вод є основним каналом хімічних викидів у навколишнє середовище. Так звані готові тести на біологічне розкладання розроблені таким чином, щоб бути суворими з низькими концентраціями бактерій, а тестова хімічна речовина як єдине потенційне джерело вуглецю та енергії при високих концентраціях. Припущення полягає в тому, що хімічні речовини, які демонструють швидке біодеградацію в цих несприятливих умовах, завжди швидко деградують в умовах навколишнього середовища. Біодеградація визначається як перетворення в СО ₂ (мінералізація), або шляхом безпосереднього вимірювання виробленого CO ₂, або споживання кисню, або видалення розчиненого органічного вуглецю, оскільки це найбільш бажаний результат біодеградації. Результати, які повинні бути досягнуті для того, щоб хімічна речовина вважатиметься легко біологічно розкладається, дещо різняться залежно від тесту, але, як приклад у тесті ОЕСР 301D (ОЕСР 2014), споживання кисню повинно досягати 70% теоретично необхідного для повної мінералізації протягом 28 днів.

Таблиця 1. Тести ОЕСР на біологічну розкладаність

КЕРІВНИЦТВО ТЕСТУВАННЯ ОЕСР	ПАРАМЕТР ВИМІРЯНИЙ	ДОВІДКА
Готові тести на біологічне розкладання
301A: DOC Виникнення тест	ДОК	ОЕСР 1992а
301B: Тест на еволюцію CO ₂	СО ₂	ОЕСР 1992а
301C: Модифікований тест MITI (I)	О ₂	ОЕСР 1992а
301D: Тест на закриту пляшку	О ₂	ОЕСР 1992а
301E: Модифікований скринінговий тест ОЕСР	ДОК	ОЕСР 1992а
301F: Тест на манометричну респірометрію	О ₂	ОЕСР 1992а
306: Біорозкладаність у морській воді	ДОК	ОЕСР 1992c
310: Випробування № 310: Готова біологічна розкладність - CO ₂ в герметичних посудинях (випробування на Headspace).	СО ₂	ОЕСР 2014

Притаманні тести на біологічне розкладання
302A: Модифікований напівбезперервний активний мул (SCAS) тест	ДОК	ОЕСР 1981b
302B: Тест Зана-Велленса	ДОК	ОЕСР 1992b
302C: Модифікований тест MITI (II)	О ₂	ОЕСР 2009

Імітаційні тести
303A: Установки активного мулу	ДОК	ОЕСР 2001
303B: Біоплівки	ДОК	ОЕСР 2001
304A: Притаманна біорозкладність ґрунту	¹⁴ СО ₂	ОЕСР 1981a
307: Аеробні та анаеробні перетворення в грунті	¹⁴ СО ₂ /СО ₂	ОЕСР 2002a
308: Аеробне та анаеробне перетворення у водних осадових системах	¹⁴ СО ₂ /СО ₂	ОЕСР 2002b
309: Аеробна мінералізація у поверхневих водах	¹⁴ СО ₂ /СО ₂	ОЕСР 2004b
311: Анаеробна біорозкладність органічних сполук у перетравленому мулі: шляхом вимірювання газоутворення	СО ₂ і СН ₄	ОЕСР 2006
314: Імітаційні тести для оцінки біологічного розкладання хімічних речовин, що скидаються у стічні води	Концентрація хімікатів, ¹⁴ СО ₂ /СО ₂	ОЕСР 2008a

Ці тестові системи широко застосовуються для регуляторних цілей, але вони мають ряд проблем. До них відноситься той факт, що існують практичні труднощі при застосуванні до летючих або погано розчинних хімічних речовин, але, мабуть, найважливішим є те, що для деяких хімічних речовин результати можуть бути дуже мінливими. Зазвичай це відносять до джерела мікроорганізмів, які використовуються для щеплення системи. Для багатьох хімічних речовин існує широка мінливість того, наскільки швидко вони деградуються активним мулом з різних стоків. Це, ймовірно, є результатом різних концентрацій експозиції та періодів впливу хімічних речовин, а також може бути викликано залежністю від здатності невеликих популяцій деградуючих мікроорганізмів, які не завжди можуть бути включені до зразків мулу, що використовуються в тестах. Ці питання не розглядаються будь-яким систематичним способом при тестуванні на біологічне розкладання. Було висловлено припущення, що попередній період впливу хімічних речовин, що підлягають випробуванню, дозволить мулу адаптуватися до хімічних речовин і може дати більш відтворювані результати випробувань. Подальші пропозиції включають використання більш високої, більш екологічно важливої концентрації активного мулу в якості інокуляту.

Недотримання критеріїв пропуску в готових тестах на біологічне розкладання не обов'язково означає, що хімічна речовина стійка в навколишньому середовищі, оскільки можливо, що може статися повільне біодеградація. Таким чином, ці хімічні речовини можуть бути перевірені далі в тестах більш високого рівня, для того, що називається властивою біорозкладаності в тестах, проведених в більш сприятливих умовах, або в моделюючих тестах, що представляють конкретні відсіки, щоб визначити, чи може біодеградація суттєво сприяти їх видалення. Ці тести також стандартизовані (див. Таблицю 1). Імітаційні випробування призначені для представлення умов навколишнього середовища в конкретних відсіках, таких як окислювально-відновний потенціал, рН, температура, мікробна спільнота, концентрація досліджуваної речовини та виникнення та концентрація інших субстратів.

Критерії, що використовуються при класифікації біологічного розкладання хімічних речовин, залежать від нормативного контексту. Тести на біологічне розкладання можуть бути використані для різних цілей: в ЄС це включає 3 різні цілі; класифікація та маркування, оцінка небезпечної/стійкої та екологічної оцінки ризиків Останнім часом регуляторний акцент змістився на виявлення небезпечних хімічних речовин, а отже, і тих хімічних речовин, які є менш біологічно розкладається і, ймовірно, зберігається в навколишньому середовищі. Приклади класифікації як PBT (стійкі, біоакумуляційні та токсичні) або VPvB (дуже стійкі і дуже біоакумуляційні) хімічні речовини наведені в таблиці 2. Як і результати стандартизованих випробувань, інші дані, такі як результати даних моніторингу навколишнього середовища або дослідження мікробіології біодеградації, також можуть бути враховані в оцінках деградації навколишнього середовища в так званому підході ваги доказів.

Таблиця 2. Критерії, що використовуються для класифікації хімічних речовин як PBT або VPvB (van Leeuwen & Vermeire 2007)

Нерухомість	Критерії ПБТ	Критерії VPvB
наполегливість	T _1/2 > 60 днів у морській воді, або T _1/2 > 40 днів у свіжому/естуаринової воді, або T _1/2 > 180 днів у морському осаду, або T _1/2 > 120 днів у свіжому/естуариновому осаду, або Т _1/2 >120 діб у ґрунті.	T _1/2 > 60 днів у морській, прісній або естуаринової воді, або T _1/2 > 180 днів у морських, свіжих або естуаринових осадах, або Т _1/2 >180 діб у ґрунті
Біоакумуляція	BCF > 2000 л/кг	BCF > 5000 л/кг
Токсичність	- NOEC < 0,01 мг/л для морських або прісноводних організмів, або - речовина класифікується як канцерогенна, мутагенна або токсична для розмноження, або - є й інші докази хронічної токсичності, згідно з Директивою 67/548/ЄЕС

Результати випробувань на біологічне розкладання іноді також використовуються для отримання вхідних даних для моделей екологічної долі (див. Розділ про моделювання багатокамерних). Однак не завжди просто передавати дані, виміряні в тому, що іноді є багатокамерною тестовою системою, на швидкості деградації в окремих відсіках, оскільки потрібно враховувати інші процеси (наприклад, розділення).

Посилання

ОЕСР, 1981а. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 304A: Притаманна біорозкладність у ґрунті.

ОЕСР, 1981б. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 302A: Притаманна біорозкладність: модифікований тест SCAS.

ОЕСР, 1992а. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 301: Готова здатність до біологічного розкладання.

ОЕСР, 1992б. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 302B: Притаманна біологічна розкладаність: Zahn-Wellens/EVPA тест.

ОЕСР, 1992c. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 306: Біорозкладаність у морській воді.

ОЕСР, 2001. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 303: Імітаційний тест - аеробна очистка стічних вод - A: Одиниці активного мулу; B: Біоплівки.

ОЕСР, 2002а. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 307: Аеробне та анаеробне перетворення в грунті.

ОЕСР, 2002б. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Випробування № 308: Аеробне та анаеробне перетворення у водних осадових системах.

ОЕСР, 2004а. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 111: Гідроліз як функція рН.

ОЕСР, 2004b. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 309: Аеробна мінералізація у поверхневих водах - моделювання біодеградації

ОЕСР, 2006. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Випробування № 311: Анаеробна біорозкладність органічних сполук в перетравленому мулі: шляхом вимірювання видобутку газу.

ОЕСР, 2008а. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 314: Імітаційні випробування для оцінки біологічного розкладання хімічних речовин, що скидаються у стічні води

ОЕСР, 2008b. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 316: Фототрансформація хімічних речовин у воді - прямий фотоліз.

ОЕСР, 2009. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Тест № 302C: Притаманна біорозкладність: модифікований тест MITI (II).

ОЕСР, 2014. Керівні принципи ОЕСР щодо випробувань хімічних речовин. Випробування № 310: Готова біологічна розкладність - CO ₂ в герметичних посудинях (Headspace Test).

Ван Леувен, C.J., Вермейр, Т.Г. (2007). Оцінка ризику хімічних речовин: введення (2-е видання), Springer, ISBN 978-1-4020-6101-1

3.7.3. Питання 1

ОЕСР опублікувала великі протоколи, які можуть бути використані для оцінки деградації хімічних речовин у навколишньому середовищі. Які форми абіотичної (хімічної) деградації вони включають?

3.7.3. Питання 2

Тести на біодеградацію, що використовуються для оцінки впливу хімічних речовин на навколишнє середовище, часто вимірюють мінералізацію хімічних речовин, наприклад, шляхом вимірювання кількості виробленого вуглекислого газу. Поясніть, чому це є кращим для вимірювання видалення вихідної хімічної речовини (первинне біодеградація).

3.7.3. Питання 3

Оцінка біологічного розкладання хімічних речовин часто слідує багаторівневій системі, в якій вони спочатку перевіряються на їх готовність до біологічного розкладання перед тим, як пройти більш широке тестування для оцінки властивої їм біологічного розкладання або біодеградації в конкретних екологічних відсіках за допомогою імітаційних тестів. Поясніть, чому застосовується такий підхід.