1.3.1.2. Внешние метаболиты водных экосистем, влияние аллохтонных веществ антропогенной природы.

Контроль экологического состояния водных объектов заключается в определении содержания и свойств органических биогенных веществ, концентрация которых определяется естественным накоплением их в водных объектах или загрязнением извне под влиянием антропогенных источников [63].

Состав и свойства ЗВ влияют на состояние экосистем, а функционирование экосистем изменяет состав и свойства ЗВ [64], причем ход процессов зависит от того, превышена или нет ассимиляционная емкость экосистемы, от того, достигнута ли экосистемой стадия необратимой деградации, от степени открытости экосистемы по отношению к потокам вещества и энергии.

Внешнее (аллохтонное) вещество антропогенного и естественного происхождения поступает в водную среду и неизбежно влияет на процессы метаболизма, в частности, на состав и свойства РОВ. С другой стороны, биотические и абиотические факторы воды меняют состав и свойства поступающего внешнего вещества [65]; в общем случае, чем это вещество химически и биологически активнее, чем выше метаболическая активность, тем быстрее идут процессы трансформации этого вещества.

Эти процессы настолько быстрые, что заметны не только на уровне роста или падения численности микропланктона, но даже на уровне хемотаксиса бактерий, то есть, их перемещение под действием химических факторов. Показано, что метаболические процессы способны в течение нескольких минут изменить направление хемотаксиса бактерий за счет привлечения их как редуцентов образующимися продуктами биодеградации погибших клеток [66].

Главная функция экосистемы обмен вещества и энергии между автотрофной и гетеротрофной биотой, то есть метаболизм [64]. В биологии метаболизм трактуется как способ проявления и поддержания жизни путем взаимодействия двух противоположных процессов: анаболизма и катаболизма. Первый синтезирует органическое вещество из минерального с помощью солнечной энергии, а второй - разрушает органическое вещество отмершей биомассы до минеральных элементов [67-70].

Рассматривая РОВ как сумму внешних метаболитов водной биоты, можно сделать важный вывод, что аномальное (резкое) отклонение состава и свойств органического вещества, накопленного водами от сложившихся во времени «нормальных» параметров состава и свойств органического вещества есть неустранимый признак внешнего воздействия на живые компоненты (организмы) экосистемы, обменивающиеся органическими метаболитами через внешнюю среду [71,72].

1.3.2. Люминесцентная озонометрия конденсированных сред, как метод контроля внешних метаболитов.

1.3.2.1. Методы контроля содержания органического вещества в воде, преимущества озона как окислителя.

Способность различных окислителей реагировать с органическими соединениями в водной среде определяется величиной окислительно-восстановительного потенциала реакции с участием этих окислителей. В таблице 3 приведены значения стандартных окислительно-восстановительных потенциалов некоторых реакций, применяемых при водоочистке, водоподготовке и при анализе вод, а также некоторых реакций принципиально применимых в этих областях.

Таблица 3 — Стандартные окислительно-восстановительные потенциалы (Е⁰_н) некоторых реакций в воде при температуре 25⁰С и давлении 760 мм рт.ст.

№	Реакция в растворе	Е0н, В
1	2 H+ + 2 e– → H2 (газ) электрод сравнения	0,00
2	ClO4– + 2 H+ + 2 e– → ClO3– + H2O	+ 1,19
3	O2 (газ) + 4 H+ + 4 e– → 2 H2O	+ 1,23
4	Cr2O72– + 14 H+ + 6 e– → 2 Cr3+ + 7 H2O	+ 1,33
5	Cl2 (газ) + 2 e– → 2 Cl–	+ 1,36
6	CrO42– + 8 H+ + 3 e– → Cr3+ + 4 H2O	+ 1,48
7	MnO4– + 4 H+ + 3 e– → MnO2 (тв.) + 2 H2O	+ 1,67
8	H2O2 + 2 H+ + 2 e– → 2 H2O	+ 1,78
9	O3 (газ) + 2 H+ + 2 e– → H2O + O2	+ 2,07
10	F2O (газ) + 2 H+ + 4 e– → 2 F– + H2O	+ 2,10
11	FeO42– + 5 H+ + 3 e– → Fe(OH)3 (тв.) + H2O	+ 2,42
12	F2 (газ) + 2 e– → 2 F–	+ 2,87

Из таблицы видно, что озон по своей окислительной способности значительно превосходит бихромат-анион (метод бихроматной окисляемости), перманганат-анион (метод перманганатной окисляемости), а также пероксид водорода. Существуют несколько более сильные окислители – фтор, феррат-анион, но их реальное применение либо опасно, либо сопряжено с большими сложностями.

То есть, выбор озона как окислительного реагента при создании новых методов хемилюминесцентного контроля содержания органических соединений представляется близким к оптимальному решению [34]. Авторы работы [73] несколько позже пришли к сходному выводу о возможности использования озона как окислительного реагента и экспериментально подтвердили его эффективность, но в качестве аналитического параметра они использовали не интенсивность хемилюминесценции, а убыль озона, вступившего в реакцию, что менее удобно и не позволяет достичь высокой чувствительности, характерной для хемилюминесцентных методов. Интенсивная хемилюминесценция, сопровождающая окисление озоном органических соединений широко используется как основа методов определения озона в атмосфере, в воздухе рабочих зон, а также остаточного озона в воде [74-83].

Использование озона в качестве окислителя органических веществ обеспечивает полноту деструкции для большинства соединений существенно большую, чем при фотохимическом окислении РОВ в воде ультрафиолетовым излучением. Детально окислительное действие озона на органические соединения рассмотрено в [84]. В последние годы проводятся исследования кинетики реакций озона с органическими соединениями различной природы [85-87], поскольку скорость озонолиза компонентов РОВ можно рассматривать как меру их устойчивости.

В работе [50] с помощью фотоабсорбционных методов определения скорости реакций в потоке были исследованы реакции РОВ с озоном и радикалом НО. Показано, что в составе РОВ могут присутствовать не только лабильные, но и достаточно устойчивые соединения, константа скорости реакции озонолиза которых составляет сотые доли секунды.

В водных экосистемах состояние устойчивых и неустойчивых (лабильных) соединений связано с их биопродуктивностью и со степенью антропогенной нагрузки, что требует от нас рассмотрения кинетики озонолиза.