wprowadzenie

Rodnik hydroksylowy (•OH) jest wysoce reaktywnym tlenem, który powstaje w wyniku reakcji fotochemicznych w naturalnych wodach (Buxton et al., 1988; Vaughan and Blough, 1998). Nie tylko reaguje z różnymi związkami organicznymi i nieorganicznymi, ale może również wpływać na organizmy wodne, tj. uszkadzać komórki i indukować wydalanie śluzu ochronnego (Mague et al., 1980; Złotnik i Dubinsky, 1989; on i Häder, 2002). Fotoreakcje reakcji Fentona i rozpuszczonej materii organicznej (DOM) są dwoma jego głównymi źródłami (Mostofa et al., 2013). W wodzie morskiej i wysokich wodach słodkich Dom fotoreakcje DOM wydają się być głównym źródłem •OH. Istnieją dwa znane ścieżki produkcji * OH z DOM: szlak zależny od H2O2, w którym H2O2 powstaje z DOM (Vione et al., 2006) i niezależną ścieżkę H2O2 (Page et al., 2011). W tej ostatniej ścieżce źródła i mechanizmy fotoprodukcji •OH z DOM są nadal nieznane. W reakcji fotofentona Fe(II) reaguje z H2O2 uzyskując •OH I Fe (III). Ten ostatni jest następnie redukowany do Fe (II), głównie poprzez reakcje przeniesienia ligandu do ładunku metalu (lmct) z DOM (Scott et al., 1998; Klapper et al., 2002; Barbeau, 2006)oraz poprzez redukcję HO2 / O2- (Voelker et al., 1997). Zarówno nieorganiczne, jak i organicznie skompleksowane Fe (II), w których Fe jest zwykle związane z grupami fenolowymi i karboksylowymi (Baruah i in., 1981), wziąć udział w reakcji Fentona. Chociaż organicznie skompleksowana Fe (II)jest mniej reaktywna z H2O2 niż nieorganiczna Fe (II) (Miller i in., 2012), jest to ważne dla środowiska, ponieważ •OH nie może być wytwarzany z utleniania nieorganicznego Fe(II) w Warunkach neutralnych obiegowo (Miller et al., 2012), a nieorganiczne stężenie Fe(II) stanowi niewielki procent całkowitego Fe (Emmenegger et al., 2001; Shiller et al., 2006).

kilka badań wykazało, że fotochemiczne Fe i DOM biorą udział w procesie fotoflokulacji (Zepp et al., 1992; Gao and Zepp, 1998; Helms et al., 2013a), które mogą być ważne w transformacji i transporcie DOM i cząstek materii organicznej (Pom) z rzek do oceanu (Helms et al., 2013a; Chen et al., 2014). Gao i Zepp (1998) poinformowali, że ciemne cząstki uformowały się w próbkach rzeki Po 3 dniach napromieniowania i że cząstki stanowiły 45% całkowitego żelaza i 13% całkowitego węgla organicznego. Kopáček i in. (2005) zaproponował, że szlak fotoflokulacji przebiega przez fotodegradację organicznych ligandów wiążących żelazo za pośrednictwem żelaza, powodując uwalnianie nieorganicznego żelaza do postaci nierozpuszczalnych wodorotlenków. Chen et al. (2014) potwierdziło również, że związana z DOM Fe jest przekształcana w nierozpuszczalne oksyhydroksydy Fe (III). Shiller i in. (2006) wykazał, że organicznie skompleksowana Fe jest uwalniana podczas fotoutleniania DOM o niskiej masie cząsteczkowej, a następnie wytrącania uwolnionej Fe jako koloidalne oksyhydroksydy Fe(III).

obecnie nie wiadomo, czy •OH produkowany z reakcji DOM i Fentona odgrywa rolę w procesach fotoflokulacji. Dlatego głównym celem pracy było zbadanie powstawania * OH w odniesieniu do reakcji Fentona i fotoreakcji DOM oraz określenie ich potencjalnego wpływu na fotoflokulację. Oszacowaliśmy Czas-kurs * Oh photo-formation rates in Fe-poor leachates of decayed wood using near-chwilowe * OH formation rates • Zdecydowaliśmy się na badanie odcieku drewna, ponieważ może być ważnym źródłem DOM w naturalnych wodach (Kalbitz et al., 2000; Spencer et al., 2008; Sun et al., 2014), zawiera kolorowe DOM (CDOM) i bardzo niskie stężenie żelaza. To ostatnie jest ważne, ponieważ pozwoliło na łatwe zbadanie skutków dodawanej Fe. Aby wyjaśnić możliwe źródła powstawania fotochemicznego * OH z DOM, zmierzono właściwości optyczne DOM, tj. widma absorpcji widzialnej UV, właściwą absorpcję UV (SUVA), matryce wzbudzenia i emisji fluorescencji (EEMS) i spektroskopię podczerwieni z transformacją Fouriera (FT-IR) dla napromieniowanego odcieku drewna ubogiego w Fe. Ponadto, w celu zbadania roli * OH i żelaza w procesie fotoflokulacji, w napromieniowanej próbce z dodatkiem Fe mierzono specjację Fe (w postaci cząstek Fe, organicznie skompleksowanej Fe(II), organicznie skompleksowanej Fe(III), wolnej Fe(II) i wolnej Fe(III)).

sekcja Doświadczalna

materiały

fenol (klasa czystości>99%), benzen (Klasa HPLC), ferrozyna (97%), chlorowodorek hydroksyloaminy (%), octan amonu (99%), octan sodu (99%) i chlorek żelaza (99%) otrzymano z Sigma-Aldrich; roztwór wzorcowy żelaza wykonano z azotanu żelaza w 2 % (v/v) kwasie azotowym (1000 ppm, certyfikowany, Fisher Chemical), a heksahydrat siarczanu amonu żelaza otrzymano z Fishera; metanol (Klasa HPLC) otrzymano z Acros; i wkłady do ekstrakcji kationów SCX w fazie stałej (SPE) Maxi-Clean 600 mg otrzymano z Grace. Do przygotowania roztworu użyto wody ultraczystej (woda Milli-Q). Wszystkie wyroby szklane zostały nasączone kwasem i wstępnie spalone (450°C).

opis próbki

zbierana próbka drewna została pobrana w pobliżu rowu Portsmouth w Great Dismal Swamp (Chesapeake VA, USA). Obszar ten pokryty jest głównie gumą klonową (http://www.usgs.gov/climate_landuse/land_carbon/default.asp). Wysoki stosunek S / V (2,8), zdefiniowany jako całkowita masa syringealdehydu, acetosyringonu i kwasu sryingowego podzielona przez całkowitą masę waniliny, acetowanillonu i kwasu wanilinowego mierzoną metodą CuO HPLC (Sun i in., 2015a), wskazuje, że próbka drewna jest angiosperm (Hedges and Mann, 1979). Próbka była wizualnie bardzo zdegradowana. Próbkę suszono w piekarniku w temperaturze 60°C przez 24 godziny, rozdrabniano na proszek za pomocą moździerza i tłukono, aby przejść przez sito o średnicy 600 µm, następnie próbkę o masie 5,0 g ługowano w 1,0 L mili-Q wody przez ciągłe mieszanie przez noc w temperaturze pokojowej. Cząstki usunięto przez filtrację przez wstępnie spalony filtr 0,7 µm GF / F (Whatman), a następnie filtr kapsułowy 0,1 µm (Polycap TC, Whatman). Rozpuszczony węgiel organiczny (DOC) i całkowity rozpuszczony azot (TDN) wynosiły odpowiednio 12 ppm i 0,5 ppm. PH odcieku drewna wynosiło 4,3. Aby zbadać wpływ żelaza na szybkość tworzenia * OH, dodano 20 µM FeCl3 (stężenie końcowe) do porcji odcieku drzewnego, a pH dostosowano do pierwotnego pH 4,3. Tak wysokie stężenie żelaza jest typowe dla wielu bogatych w DOM naturalnych wód, takich jak Znalezione w rzece Satilla i ujściu rzeki i Wielkiego Ponurego bagna (White et al., 2003; Chen et al., 2014; Sun et al., 2014). Próbkę przechowywano w ciemności przez 24 godziny w celu zakończenia interakcji kompleksu organiczno-żelazowego, a następnie filtrowano filtrem GF/F.

napromieniowania

żelazo nieuszkodzone i zmienione próbki umieszczano w 500 mL okrągłodennych kolbach kwarcowych w duplikatach. Próbki były natleniane przez okresowe wstrząsy w powietrzu i napromieniowywane w temperaturze 22 ± 2°c za pomocą symulatora słonecznego. Symulator słoneczny dostarczył 127% fotobleachingu DOM występującego w zimowym, naturalnym świetle słonecznym w połowie dnia na 36,89 ° N szerokości geograficznej, co zostało opisane w innym miejscu(Minor et al., 2007; Sun et al., 2014). Niektóre kolby były owinięte folią i trzymane jako ciemne kontrolki. W każdym punkcie czasowym podpróbkowano napromieniowane i ciemne próbki kontrolne. * Szybkość powstawania OH, pH, absorbancja, eEMS i specjacja Fe (w postaci cząstek Fe (PFe), organicznie skompleksowanych Fe (OFE), wolnych Fe (FFe), Fe(II) i Fe(III)) mierzono natychmiast. Podgrupy dla DOC / TDN zakwaszono i przechowywano (4°C) do późniejszej analizy. Podpróbki do analizy FT-IR były liofilizowane.

•częstość powstawania OH

benzen został użyty jako sonda OH, ponieważ ma wyższą selektywność niż inne powszechnie stosowane sondy, takie jak kwas benzoesowy (Vione i in., 2010). Szybkość tworzenia * OH w każdym punkcie czasowym badania określono przez napromieniowanie 30 mL podpróbek w probówkach kwarcowych w obecności sondy benzenowej (3 mM) przez ≤ 2 godziny. metoda ta daje dokładniejsze oszacowanie szybkości tworzenia •OH niż pozostawienie sondy w próbce przez cały okres napromieniowania (Sun et al., 2014). Straty DOC mierzono w jednej probówce bez sondy w celu skalibrowania szybkości powstawania * OH w probówce w stosunku do kolby okrągłodennej.

szybkość powstawania •OH R została obliczona jako:

R=RPH×FY

gdzie Rph jest obserwowaną szybkością fotoformacji fenolu z reakcji * OH z benzenem, którą mierzono za pomocą HPLC; Y jest wydajnością fenolu utworzonego na cząsteczkę benzenu utlenioną przez * OH; użyliśmy wartości 69,3 ± 2,2% (Sun et al., 2014); F jest współczynnikiem kalibracyjnym, który został oceniony przez kinetykę konkurencji przy użyciu szeregu różnych stężeń benzenu, jak szczegółowo opisali Zhou i Mopper (1990).

rozpuszczony węgiel organiczny (DOC) i całkowity rozpuszczony azot (TDN)

DOC i TDN mierzono za pomocą katalitycznego spalania w wysokiej temperaturze (720°c) w analizatorze węgla Shimadzu Toc-V-CPH. Ftalan wodoru potasu (KHP) i KNO3 zostały użyte do wykonania krzywych kalibracyjnych w celu określenia stężeń odpowiednio DOC i TDN.

właściwości optyczne

widma absorpcji widzialnej promieniami UV mierzono absorbancją UV–vis (200-700 nm w odstępach 1 nm) przy użyciu spektrofotometru Agilent 8453 z matrycą diodową z kuwetą kwarcową 1 cm (Helms i wsp., 2008). Silnie absorbujące próbki rozcieńczono przed pomiarem w celu zapewnienia liniowej reakcji. Pierwsze pochodne widma absorpcji widoczne w promieniach UV uzyskano zgodnie z opisem w Helms et al. (2014). SUVA254, SUVA280 i SUVA300 oznaczono przez podzielenie absorbancji odpowiednio przy 254, 280 i 300 nm przez stężenie DOC.

EEM fluorescencji mierzono zgodnie z opisem w Murphy et al. (2010). Surowe EEMS zebrano za pomocą fluorometru Cory Eclipse z kuwetą kwarcową o długości 1 cm przy określonych długościach fal wzbudzenia (λex) 240-450 nm w odstępach 5 nm i długościach fal emisji (λem) 300-600 nm w odstępach 2 nm; ślepe skany eEMS i Ramana (λex = 350 nm, λem = 365-450 nm w odstępach 0,5 nm) uzyskano z wody Milli-Q, A skany emisji (λex = 350 nm) uzyskano z wody Milli-Q siarczan chininy (QS) Seria rozcieńczania (0, 20, 50, 100 ppb) z roztworu roboczego 1000 ppb. Dane zostały przetworzone w MATLAB przy użyciu fdomcorr toolbox (Murphy et al., 2010). EEM były przetwarzane za pomocą korekcji spektralnej, korekcji filtra wewnętrznego, korekcji Ramana i kalibracji QS, a następnie analizowane przez PARAFAC przy użyciu DOMFluor toolbox (Stedmon and Bro, 2008). Intensywność fluorescencji jest zgłaszana w jednostkach Ramana (RU) (Murphy et al., 2010).

analizę FT-IR przeprowadzono zgodnie z opisem w Abdulla et al. (2010). Miligram próbki zmieszano ze 100 mg wstępnie podgrzanego KBr i homogenizowano za pomocą młyna do mielenia Wig-L-Bug. Podpróbki były następnie kompresowane przez Kowadła do dysku. Widma FT-IR zbierano za pomocą spektrometru Nicolet 370 FT-IR wyposażonego w agregat prądotwórczy gazu oczyszczającego. Spectra zebrano z 200 skanów i rozdzielczością 4 cm−1. Widma FT-IR znormalizowano do zintegrowanej absorbancji od 4000 do 500 cm-1 i pomnożono przez 1000 w celu uwzględnienia niewielkich różnic stężeń między próbkami. Widma absorbancji FT-IR były przetwarzane przy użyciu oprogramowania OMNIC za pomocą metody Savitzky ’ ego-Golaya drugiego rzędu z 11 punktami splotu używanymi do generowania drugiej pochodnej widma (Abdulla et al., 2010).

specjacja żelaza

specjacja Fe obejmuje rozpuszczoną całkowitą Fe (DTFe), cząsteczkową całkowitą Fe (PTFe), rozpuszczoną silną organicznie skompleksowaną Fe (OFe) i wolną Fe (FFe). Podpróbki pobierano w różnych punktach czasowych podczas napromieniowania i filtrowano 0,2 µm (Gelman Sciences). PTFe mierzono pośrednio poprzez odjęcie DTFe w każdym punkcie czasowym od początkowego DTFe. Frakcje FFe i OFe zostały rozdzielone przez wkłady wymiany kationów SCX (Tangen et al., 2002). Wkłady SCX zostały zastosowane, ponieważ są wygodniejsze niż luźna Żywica (Tangen et al., 2002; Shiller et al., 2006). Wkłady kondycjonowano 14 mL wody Milli-Q, następnie 14 mL 0,4 M buforu octanu amonu pH 4,5 i 4 mL próbki do wypłukania buforu. Ponieważ FFe jest selektywnie związany z wkładami SCX, pozostałą Fe w roztworze eluatu po ekstrakcji SPE uznano za OFe. FFe obliczono poprzez odjęcie stężenia Fe po SPE (OFe) od DTFe.

Fe(II) i Fe(III) oznaczano przed i po ekstrakcji SPE zmodyfikowaną metodą ferrozyny (Viollier i wsp., 2000). Niezmniejszoną absorbancję próbki dla Fe(II) mierzono mieszając 5.0 mL próbki, 500 µL 0,01 M roztworu ferrozyny (przygotowanego w 2 M octanie amonu), 200 µL 5 m octanie amonu i standardowego dodatku w zakresie 0-20 µM. Finalnie pH było 5-6. Dtfe oznaczano po redukcji próbki chlorowodorkiem hydroksyloaminy (wytworzonym w 2 M HCl). Stężenie rozpuszczonego Fe(III) obliczono przez odjęcie Fe (II) od DTFe.

wyniki i dyskusja

•częstość powstawania OH

podczas napromieniowania, szybkość powstawania •OH była początkowo znacznie wyższa w obecności dodanego Fe (ryc. 1a). Podczas pierwszej godziny szybkość tworzenia * OH osiągnęła 1,3 µM / h w próbce Fe, która była około pięciokrotnie większa niż w próbce oryginalnej (nieuszkodzonej) (0,25 µM/h). Jednak w próbce Fe, tempo powstawania * OH szybko spadło wraz z występowaniem fotoflokulacji. Ponieważ każda próbka została przeprowadzona w dwóch egzemplarzach, do analizy statystycznej wykorzystano łączne względne odchylenie standardowe i połączone liczby (wszystkie osiem punktów czasowych). Różnica w szybkości powstawania * OH między zmienioną i nieuszkodzoną próbką Fe była znacząca w ciągu pierwszych 2 dni i nieistotna po 3 dniu (test t, p < 0,01). DOC zmniejszał się szybciej w próbce zmienionej Fe niż w próbce pierwotnej. DOC spadł o 23% w pierwotnej próbce, ale o 53% w zmienionej próbce po 10 d napromieniowania (Fig. 1B), co wskazuje, że fotoreakcje związane z Fe wspomagają mineralizację, transformację i flokulację DOM (Pullin et al., 2004; Molot et al., 2005).

rysunek 1
www.frontiersin.org

Rysunek 1. A) * szybkość tworzenia OH; B) rozpuszczony węgiel organiczny (DOC) w pierwotnych i zmienionych Fe odciekach wodnych zdegradowanego drewna. Szybkość tworzenia * OH była średnią wartością obliczoną z dwóch pomiarów, a paski błędu reprezentują zakres.

właściwości optyczne odcieku drzewnego

z widm absorpcji widocznych w promieniowaniu UV (Fig.2A,B), stromość pierwszego pochodnego widma absorpcji około 280 nm zmniejsza się wraz ze wzrostem czasu napromieniowania (Fig. 2b). Tendencja ta wskazuje, że chromofory o krótkiej długości fali absorbujące przy ~280 nm, które są prawdopodobnie chromoforami aromatycznymi, są preferencyjnie tracone. Wniosek ten jest wspierany przez współczynnik nachylenia (SR), który wzrósł z 0,73 do 1,0 podczas pierwszych 8 godzin i pozostał na poziomie ~1,0 przez pozostałe 10 dni. Wzrost współczynnika nachylenia wskazuje na utratę aromatyczności (Helms et al., 2008). Co więcej, przesunięcie do krótszych długości fal w minimum w pierwszym spektrum pochodnej podczas napromieniowania (Fig.2b) sugeruje, że stopień koniugacji i/lub wielkość cząsteczkowa również zmniejszyła się podczas napromieniowania (Helms et al.,2008, 2013b). Widmo różnicowe (Fig. 2C) wskazuje, że w pierwszym dniu napromieniowania, kiedy produkcja •OH była największa (Fig.1), maksymalne fotoobieganie miało miejsce przy ~300-310 nm, co wyraźnie wskazuje pierwsza pochodna widm różnicowych (Fig. 2D). Fotobleaching następnie przeniósł się do chromoforów DOM, które absorbowały się przy ~270-280 nm w miarę postępu napromieniowania (Fig. 2C, D). Wyniki te sugerują, że chromofory absorbujące w ~300-310 są bardziej fotolabilne niż pozostałe chromofory i że mogą być głównie odpowiedzialne za początkowo wysoką produkcję * OH, co potwierdzają wcześniejsze badania(Vaughan and Blough, 1998; White et al., 2003), który wykazał najwyższą pozorną wydajność kwantową •OH przy 310 nm.

rysunek 2
www.frontiersin.org

Rysunek 2. A) widmo absorpcji widoczne w promieniowaniu UV, B) widmo absorpcji pierwszej pochodnej, C) widmo różnicy, d) pierwsza pochodna widm różnicy otrzymana dla odcieku drzewnego podczas napromieniowania.

jednak •częstość powstawania OH znormalizowana do DOC, SUVA254, SUVA280 i SUVA300 zmniejszyła się podczas napromieniowania (ryc. 3), co wskazuje, że •produkcja OH nie jest po prostu skorelowana z DOC i absorbancją. Ponadto wyniki wskazują, że nienapromieniowana próbka miała najwyższą zdolność fotoprodukcji •OH, oraz że miejsca chromoforowe w DOM odpowiedzialne za produkcję •OH były preferencyjnie przekształcane i/lub degradowane (w stosunku do całkowitej aromatyczności) podczas napromieniowania, a zatem wydają się być bardziej fotolabilne, zgodnie z wynikami fotoblęgania omówionymi powyżej.

Rysunek 3
www.frontiersin.org

Rysunek 3. * Szybkość tworzenia OH znormalizowana do DOC i SUVA254 w wodnym odcieku zdegradowanego drewna.

fluorescencyjne EEMS wykazały, że ogólna intensywność fluorescencji próbki zmniejszyła się znacznie podczas napromieniowania (ryc. 4). 5): Składniki 1 (ex/em < 250, 305/418) i 2 (ex/em 260, 340/460) są scharakteryzowane jako humusopodobne DOM (Fellman et al., 2010; Guo et al., 2011), podczas gdy składnik 3 jest scharakteryzowany jako DOM tryptofanowy (ex / em < 250, 280/350; Yamashita et al., 2008; Fellman et al., 2010; Guo et al., 2011). Składniki 1 i 2 zmniejszyły się, podczas gdy składnik 3 nie zmienił się znacząco podczas 10-dniowego napromieniowania (Fig.6a). Spadek składników humusopodobnych podczas napromieniowania jest zgodny z wcześniejszymi badaniami (Ishii and Boyer, 2012; Xu and Jiang, 2013). Ponadto wyniki pokazują, że szybkość powstawania * OH jest dodatnio skorelowana ze składnikami humusopodobnymi (składnik 1 i 2; R2 = ~0,83-0,86; rysunek 6B). Ten ostatni wynik jest zgodny z Lee et al. (2013) who wykazał, że pozorna wydajność kwantowa •OH z frakcji humusowej w materii organicznej ścieków była znacznie wyższa niż z frakcji niehumusowej.

rysunek 4
www.frontiersin.org

Rysunek 4. Fluorescencyjne EEMS wodnego odcieku zdegradowanej próbki drewna przy napromieniowaniu 0, 3 i 10 D.

rysunek 5
www.frontiersin.org

Rysunek 5. Trzy składniki zidentyfikowane za pomocą analizy PARAFAK we wszystkich próbkach nie zmienionych Fe. Komponenty 1 i 2 są humusopodobne DOM, a komponent 3 jest tryptofanowy DOM.

rysunek 6
www.frontiersin.org

Rysunek 6. A) komponenty EEMS-PARAFAC 1 i 2 (humusopodobny DOM) i komponent 3 (tryptofanowy DOM) podczas napromieniowania; B) zależność szybkości tworzenia •OH (µM/h) od składników 1 i 2.

ze stosunku fluorescencji (Flu) do absorbancji przy 254 nm (Abs254) (Fig.7) wynika, że składniki fluorescencji humusowej (fdom) (Składniki 1 i 2) są 3-4 razy bardziej fotolabilne niż większość innych składników CDOM. W naszej próbce substancje humusowe pochodzą głównie z transformacji ligniny (Mcdonald et al., 2004). 8), struktury związane z ligniną, które odpowiadają pasmom są na 1518 cm−1 (wibracja pierścienia aromatycznego) i 1242 cm−1 (asymetryczne rozciąganie C–O; Abdulla et al., 2010), zmniejszona podczas napromieniowania. Również rozciąganie C = O przy 1720-1740 cm−1 zmniejszyło się, co wskazuje na konwersję kwasów organicznych do karboksylanu i CO2 (Rodríguez-Zúñiga et al., 2008). W ostatnich badaniach (Sun et al., 2015b), informowaliśmy, że proste kwasy fenolowe i powiązane związki mogą wytwarzać rodniki * OH; te struktury fenolowe są szeroko obecne w ligninie i substancjach humusowych i są uważane za ważne miejsca chromoforyczne w DOM. Należy podkreślić, że DOM stał się stopniowo bardziej alifatyczny podczas napromieniowania, ponieważ pasma przy 1462 cm−1 (deformacja asymetryczna CH3) i 1385 cm−1(tryb parasolowy CH3) wzrosły podczas napromieniowania. Wzrost alifatycznej natury DOM zwiększy jego tendencję do flokulacji podczas napromieniowania (Helms et al., 2013a).

rysunek 7
www.frontiersin.org

Rysunek 7. Stosunek fluorescencji (Flu) do absorbancji przy 254 nm (Abs254) dla składnika 1 i 2.

rysunek 8
www.frontiersin.org

Rysunek 8. A) obszar między 4000 a 500 cm−1 widma FT-IR dla początkowej próbki odcieku drewna i po 3 i 10 dniach napromieniowania. B) dno: obszar między 1800 a 1200 cm−1 widma FT-IR. Górna: druga pochodna widma FT-IR uzyskana z napromieniowania dnia 10.

specjacja Fe w zmienionym odcieku drewna

właściwości optyczne nie zostały określone dla zmienionej próbki Fe, ponieważ Fe ma działanie hartujące na absorbancję i fluorescencję (Cabaniss, 1992; Pullin et al., 2007; Manciulea et al., 2009) i powoduje przesunięcia długości fali w absorbcjach FT-IR (Abdulla et al., 2010). Nasze wyniki specjacji Fe wskazują, że Fe była początkowo obecna głównie jako organicznie skompleksowana Fe (III) w fazie wodnej (Fig. 9a; Rue and Bruland, 1995; Powell and Wilson-Finelli, 2003). Podczas pierwszych 2 godzin napromieniowania, OFe (III) został częściowo przekształcony w FFe(II), o czym świadczy spadek frakcji OFE(III) TFe z 64 do 38%, podczas gdy frakcja FFe(II) wzrosła z 6 do 41% (ryc. 9B). Wyniki te wskazują na zmniejszenie Fe (III) do Fe (II) prawdopodobnie poprzez procesy LMCT (Voelker et al., 1997; Klapper et al., 2002; Barbeau, 2006). W ten sposób Fe szybko przechodził między Fe (II)i Fe(III) (White et al., 2003; Shiller et al., 2006). Jednocześnie wysoka szybkość tworzenia * OH w ciągu pierwszej godziny (~1,3 µM / h) i wysoka początkowa produkcja H2O2 (w podobnej próbce; Sun et al., 2014) wskazują, że początkowo dominującym źródłem rodniku •OH była reakcja Fentona.

rysunek 9
www.frontiersin.org

Rysunek 9. A) całkowita zawartość cząstek stałych Fe (PTFe), Dom-compleksed Fe(II) (OFe(II)), DOM-compleksed Fe(III) (OFE(III)), wolna Fe(II) (FFe(II)), wolna Fe(III) (FFE(III); B) FFe (II) i OFE(III) oraz frakcja PTFe TFE ( % ) w Fe zmienionym wodnym odcieku zdegradowanego drewna podczas napromieniowania. Uwaga Nieliniowość osi czasu.

ponieważ ligandy organiczne skompleksowane żelazem ulegały ciągłej degradacji podczas napromieniowania, gdy stężenie FFe(III) przekroczyło maksymalne rozpuszczalne stężenie, powstały nierozpuszczalne wodorotlenki Fe(III) i oksyhydroksydy, które współwystępowały z i / lub adsorbowały materię organiczną. Ponadto reakcja Fentona w Fe zmieniła odciek drewna generując znacznie więcej * OH niż próbka bez dodatku Fe. Dlatego jest prawdopodobne, że * OH odegrał rolę w wytrącaniu żelaza. Można argumentować, że opady były głównie spowodowane wzrostem pH, co sprawia, że Fe jest mniej rozpuszczalny podczas napromieniowania. Układ początkowo buforowany był przez karboksylan, ale później buforowany przez wodorowęglan, ponieważ karboksylanyany ulegały degradacji, podczas gdy CO2 gromadził się podczas napromieniowania. Jednak w naszym eksperymencie zmiana pH nie była mierzalna w ciągu pierwszych kilku godzin, a zatem początkowo nie miała wpływu na obserwowaną flokulację. Substancje humusowe w próbce zawierają wysokie stężenia grup hydroksylowych i karboksylowych (Fig. 8; Sleighter and Hatcher, 2008), które mogą tworzyć silne kompleksy z Fe. Wyniki EEMS i FT-IR sugerują, że struktury te są korzystnie degradowane i wydaje się, że degradacja ligandów kompleksujących żelazo i tworzenie •OH są ściśle powiązane. Wniosek ten jest poparty przez Chen et al. (2014), który stwierdził, że stosunek molowy Fe / węgiel DOM zmniejszył się, podczas gdy stosunek ten wzrósł dla pom przy użyciu widma absorpcji promieniowania rentgenowskiego (XANES i EXAFS).

Podsumowanie i wnioski

w nieuszkodzonej próbce odcieków drzewnych DOM był głównym źródłem do produkcji •OH, ponieważ inne źródła, takie jak fotolizy azotanów i azotynów oraz reakcja Fentona, były znikome. Spadek szybkości tworzenia * OH znormalizowany do DOC i SUVA wskazuje, że witryny CDOM, które wytwarzają •OH w DOM, są bardziej fotolabilne niż całkowita frakcja DOM. Widmo absorbancji różnicowej sugeruje, że te fotolabilne miejsca wchłaniają się maksymalnie przy około 300-310 nm. Miejsca te wydają się znajdować w obrębie substancji humusowych, co potwierdza stwierdzenie, że substancje humusowe FDOM są bardziej fotolabilne niż większość innych składników CDOM i są silnie skorelowane z formacją •OH.

w zmienionej próbce Fe początkowo występowała jako głównie rozpuszczona organiczna kompleksowana Fe(III). Podczas napromieniowania uwolniono wolną Fe, prawdopodobnie poprzez fotodegradację kompleksowanych ligandów organicznych Fe. Gdy stężenie wolnego Fe(III) przekroczyło maksymalne rozpuszczalne stężenie wodorotlenków Fe(III) (oksy), doszło do flokulacji. Ponadto, * OH generowane z reakcji Fentona mogły odegrać kluczową rolę w strącaniu (Waggoner et al., 2015), zwłaszcza we wczesnej części napromieniowania.

wkład autora

LS wymyślił, przeprowadził eksperymenty, zinterpretował Dane i współtworzył artykuł. KM wymyślił eksperymenty, zinterpretował Dane i napisał artykuł.

Oświadczenie o konflikcie interesów

autorzy oświadczają, że badanie zostało przeprowadzone przy braku jakichkolwiek relacji handlowych lub finansowych, które mogłyby być interpretowane jako potencjalny konflikt interesów.

podziękowania

badania te były wspierane przez grant NSF OCE0850635 (do KM) przyznawany w ramach programu Oceanografii chemicznej. Dziękujemy Dr Hongmei Chen i Abdulla Hussain za pomoc w pobieraniu próbek, a Anji Chen za pomoc w pomiarach FT-IR.

Zmiany w klasach związków rozpuszczonej materii organicznej wzdłuż transektu estuarine: badanie z wykorzystaniem FTIR i 13 C NMR. Geochim. Cosmochim. Acta 74, 3815-3838. doi: 10.1016 / j.gca.2010.04.006

CrossRef Full Text | Google Scholar

Barbeau, K. (2006). Photochemistry of organic iron (III) complexing ligands in oceanic systems. Photochem. Photobiol. 82, 1505–1516. doi: 10.1111/j.1751-1097.2006.tb09806.x

PubMed Abstract | CrossRef Full Text | Google Scholar

Baruah, M. K., Upreti, M. C., Baishya, N. K., and Dutta, S. N. (1981). Interaction of iron with humic acid extracted from lignite. Fuel 60, 971–974. doi: 10.1016/0016-2361(81)90094-6

CrossRef Full Text | Google Scholar

Buxton, G. V., Greenstock, C. L., Helman, W. P., and Ross, A. B. (1988). Krytyczny przegląd stałych szybkości reakcji uwodnionych elektronów, atomów wodoru i rodników hydroksylowych. Phys. Chem. Nr Ref. Data 17, 513-886. doi: 10.1063/1.555805

CrossRef Full Text / Google Scholar

Synchronous fluorescence spectra Metal-fulvic acid complexes. Environ. Sci. Technol. 26, 1133–1139. doi: 10.1021 / es50002a018

CrossRef Pełny tekst / Google Scholar

(2014). Wytwarzanie czarnych cząsteczek węglopodobnych i alifatycznych z ziemskiej rozpuszczonej materii organicznej w obecności światła słonecznego i żelaza. Environ. Sci. Technol. Lett. 1, 399–404. doi: 10.1021/ez5002598

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Emmenegger, L., Schönenberger, R., Sigg, L., and Sulzberger, B. (2001). Indukowany światłem redoks żelaza w jeziorach okołobiegunowych. Limnol. Oceanogr. 46, 49–61. doi: 10.4319 / lo2001.46.1.0049

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Fellman, J. B., Hood, E., and Spencer, R. G. (2010). Spektroskopia fluorescencyjna otwiera nowe okna w dynamice rozpuszczonej materii organicznej w ekosystemach Słodkowodnych: przegląd. Limnol. Oceanogr. 55, 2452–2462. doi: 10.4319 / lo2010.55.6.2452

CrossRef Full Text / Google Scholar

Czynniki wpływające na fotoreakcje rozpuszczonej materii organicznej w przybrzeżnej rzece południowo-wschodnich Stanów Zjednoczonych. Environ. Sci. Technol. 32, 2940–2946. doi: 10.1021/es9803660

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Guo, W., Yang, L., Hong, H., Stedmon, C. A., Wang, F., Xu, J., et al. (2011). Ocena dynamiki chromoforycznej rozpuszczonej materii organicznej w ujściu subtropikalnym za pomocą równoległej analizy czynnikowej. Mar. Chem. 124, 125–133. doi: 10.1016 / j.marchem.2011.01.003

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

He, Y.-Y., and Häder, D.-P. (2002). Udział reaktywnych form tlenu w uszkodzeniu cyjanobakterii Anabaena sp przez promieniowanie UV-B. J. Fotochem. Fotobiol. B Biol. 66, 73–80. doi: 10.1016/S1011-1344(01)00278-0

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Hedges, J. I., and Mann, D. C. (1979). Charakterystyka tkanek roślinnych za pomocą produktów ich utleniania ligniny. Geochim. Cosmochim. Acta 43, 1803-1807. doi: 10.1016/0016-7037(79)90028-0

CrossRef Pełny tekst / Google Scholar

Helms, J. R., Mao, J., Schmidt-Rohr, K., Abdulla, H., and Mopper, K. (2013a). Fotochemiczna flokulacja ziemskiej rozpuszczonej materii organicznej i żelaza. Geochim. Cosmochim. Acta 121, 398-413. doi: 10.1016 / j.gca.2013.07.025

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Helms, J. R., Mao, J., Stubbins, A., Schmidt-Rohr, K., Spencer, R. G., Hernes, P. J., et al. (2014). Utrata wskaźników optycznych i molekularnych terrigenowej rozpuszczonej materii organicznej podczas długotrwałego fotoodmładzania. Aqua. Sci. 76, 353–373. doi: 10.1007 / s00027-014-0340-0

CrossRef Pełny tekst / Google Scholar

Helms, J. R., Stubbins, A., Perdue, E. M., Green, N. W., Chen, H., and Mopper, K. (2013b). Fotochemiczne wybielanie oceanicznej rozpuszczonej materii organicznej i jej wpływ na nachylenie spektralne absorpcji i fluorescencję. Mar. Chem. 155, 81–91. doi: 10.1016 / j.marchem.2013.05.015

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Helms, J. R., Stubbins, A., Ritchie, J. D., Minor, E. C., Kieber, D. J., and Mopper, K. (2008). Absorpcja spektralne zbocza i współczynniki nachylenia jako wskaźniki masy cząsteczkowej, źródła i fotoblakowania chromoforycznej rozpuszczonej materii organicznej. Limnol. Oceanogr. 53:955. doi: 10.4319 / lo2008.53.3.0955

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Ishii, S. K. L., and Boyer, T. H. (2012). Behavior of reoccuring parafac components in fluorescent dissolved organic matter in natural and engineered systems: a critical review. Environ. Sci. Technol. 46, 2006–2017. doi: 10.1021/es2043504

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Kalbitz, K., Solinger, S., Park, J.-H., Michalzik, B., and Matzner, E. (2000). Kontrola dynamiki rozpuszczonej materii organicznej w glebach: przegląd. Soil Sci. 165, 277–304. doi: 10.1097/00010694-200004000-00001

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Klapper, L., Mcknight, D. M., Fulton, J. R., Blunt-Harris, E. L., Nevin, K. P., Lovley, D. R., et al. (2002). Wykrywanie stanu utleniania kwasu fulwowego za pomocą spektroskopii fluorescencyjnej. Environ. Sci. Technol. 36, 3170–3175. doi: 10.1021/es0109702

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Kopáček, J., Klementová, Š., oraz Norton, S. A. (2005). Fotochemiczna produkcja jonowego i cząsteczkowego aluminium i żelaza w jeziorach. Environ. Sci. Technol. 39, 3656–3662. doi: 10.1021/es048101a

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Lee, E., Glover, C. M., and Rosario-Ortiz, F. L. (2013). Fotochemiczne tworzenie rodnika hydroksylowego ze ściekowej materii organicznej: rola kompozycji. Environ. Sci. Technol. 47, 12073–12080. doi: 10.1021/es402491t

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Mague, T., Friberg, E., Hughes, D., and Morris, I. (1980). Pozakomórkowe uwalnianie węgla przez fitoplankton morski; podejście fizjologiczne. Limnol. Oceanogr. 25, 262–279. doi: 10.4319 / lo1980.25.2.0262

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Manciulea, A., Baker, A., and Lead, J. R. (2009). A fluorescence quenching study of the interaction of Suwannee River fulvic acid with iron oxide nanoparticles. Chemos. 76, 1023–1027. doi: 10.1016 / j. chemosphere.2009.04.067

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Mcdonald, S., Bishop, A. G., Prenzler, P. D., and Robards, K. (2004). Chemia Analityczna Słodkowodnych substancji humusowych. Anal. Chim. Acta 527, 105-124. doi: 10.1016 / j. aca.2004.10.011

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Miller, C. J., Rose, A. L., and Waite, T. D. (2012). Wytwarzanie rodników hydroksylowych w drodze utleniania Fe (II) Za Pośrednictwem H2O2 skompleksowanego kwasem fulwowym rzeki Suwannee w Warunkach otaczającej wody słodkiej. Environ. Sci. Technol. 47, 829–835. doi: 10.1021/es303876h

PubMed Streszczenie / CrossRef Pełny tekst / Google Scholar

Minor, E., Dalzell, B., Stubbins, A., and Mopper, K. (2007). Ocena fotoalteracji rozpuszczonej w estuariach materii organicznej przy użyciu bezpośredniej spektrometrii masowej z rozdzielczością temperatury i spektroskopii widzialnej UV. Aquat. Sci. 69, 440–455. doi: 10.1007 / s00027-007-0897-y

CrossRef Full Text/Google Scholar

Molot, L. A., Hudson, J. J., Dillon, P. J., and Miller, S. A. (2005). Wpływ pH na fotoutlenianie rozpuszczonego węgla organicznego przez rodniki hydroksylowe w barwnym, miękkim strumieniu wody. Aquat. Sci. 67, 189–195. doi: 10.1007 / s00027-005-0754-9

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Mostofa, K. G., Liu, C.-Q., Sakugawa, H., Vione, D., Minakata, D., Saquib, M., et al. (2013). „Photoinduced generation of hydroxyl radical in natural waters,” in Photobiogeochemistry of Organic Matter, eds K. M. G. Mostofa, T. Yoshioka, A. Mottaleb, and D. Vione (Berlin; Heidelberg: Springer), 209-272.

Google Scholar

, Butler, K. D., Spencer, R. G., Stedmon, C. A., Boehme, J. R., and Aiken, G. R. (2010). Pomiar fluorescencji rozpuszczonej materii organicznej w środowisku wodnym: porównanie międzylaboratoryjne. Environ. Sci. Technol. 44, 9405–9412. doi: 10.1021/es102362t

PubMed Abstract | CrossRef Full Text/Google Scholar

Page, S. E., Arnold, W. A., and Mcneill, K. (2011). Ocena udziału wolnych rodników hydroksylowych w reakcjach fotohydroksylacji uczulonych na materię organiczną. Environ. Sci. Technol. 45, 2818–2825. doi: 10.1021 / es2000694

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Powell, R. T., and Wilson-Finelli, A. (2003). Fotochemiczny rozkład organicznych ligandów kompleksujących żelazo w wodzie morskiej. Aquat. Sci. 65, 367–374. doi: 10.1007 / s00027-003-0679-0

CrossRef Full Text / Google Scholar

Pullin, M. J., Anthony, C., and Maurice, P. A. (2007). Wpływ żelaza na rozkład masy cząsteczkowej, absorpcję światła i właściwości fluorescencyjne naturalnej materii organicznej. Environ. Inż. Sci. 24, 987–997. doi: 10.1089 / ees.2006.0040

CrossRef Pełny tekst / Google Scholar

Pullin, M. J., Bertilsson, S., Goldstone, J. V., and Voelker, B. M. (2004). Wpływ promieni słonecznych i rodników hydroksylowych na rozpuszczoną materię organiczną: wydajność wzrostu bakterii i wytwarzanie kwasów karboksylowych i innych substratów. Limnol. Oceanogr. 49, 2011–2022. doi: 10.4319 / lo2004.49.6.2011

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Rodríguez-Zúñiga, U. F., Milori, D. M. B. P., da Silva, W. T. L., Martin-Neto, L., Oliveira, L. C., and Rocha, J. C. (2008). Zmiany właściwości optycznych spowodowane promieniowaniem UV wodnych substancji humusowych z dorzecza Amazonki: sezonowa ocena zmienności. Environ. Sci. Technol. 42, 1948–1953. doi: 10.1021/es702156n

PubMed Abstract / CrossRef Full Text / Google Scholar

Kompleksowanie żelaza (III) naturalnymi ligandami organicznymi w środkowym północnym Pacyfiku, zgodnie z nową konkurencyjną metodą woltametryczną równoważenia ligandów/adsorpcyjnego katodowego odpędzania. Mar. Chem. 50, 117–138. doi: 10.1016/0304-4203(95)00031-L

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Scott, D. T., McKnight, D. M., Blunt-Harris, E., Kolesar, S., and Lovley, D. (1998). Ugrupowania chinonowe działają jako akceptory elektronów w redukcji substancji humusowych przez mikroorganizmy redukujące humus. Environ. Sci. Technol. 32, 2984–2989. doi: 10.1021/es980272q

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Shiller, A. M., Duan, S., Van Erp, P., and Bianchi, T. S. (2006). Fotoutlenianie rozpuszczonej materii organicznej w wodzie rzecznej i jej wpływ na specjację pierwiastków śladowych. Limnol. Oceanogr. 51, 1716–1728. doi: 10.4319 / lo2006.51.4.1716

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Sleighter, R. L., and Hatcher, P. G. (2008). Molecular characterization of dissolved organic matter (DOM) along a river to ocean transect of the lower Chesapeake Bay by ultrahigh resolution electrospray jonization Fourier transform ion cyclotron resonance mass spectrometry. Mar. Chem. 110, 140–152. doi: 10.1016 / j.marchem.2008.04.008

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

, and Hernes, P. J. (2008). Sezonowa i przestrzenna zmienność ilości i składu rozpuszczonej materii organicznej z dorzecza rzeki Yukon na Alasce. Globalny Biogeochem. Cy. 22: GB4002 doi: 10.1029/2008gb003231

CrossRef Full Text/Google Scholar

Stedmon, C. A., and Bro, R. (2008). Charakterystyka fluorescencji rozpuszczonej materii organicznej z równoległą analizą czynnikową: samouczek. Limnol. Oceanogr. Met. 6, 572–579. doi: 10.4319 / lom.2008.6.572

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Sun, L., Chen, H., Abdulla, H. A., and Mopper, K. (2014). Szacowanie szybkości tworzenia fotochemicznych rodników hydroksylowych w wodach naturalnych podczas długotrwałych laboratoryjnych eksperymentów napromieniowania. Env. Sci. Proces. Impact 16, 757-763. doi: 10.1039/C3EM00587A

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Sun, L., Qian, J., Blough, N. V., and Mopper, K. (2015b). Wgląd w miejsca fotoprodukcji rodników hydroksylowych przez rozpuszczoną materię organiczną w naturalnych wodach. Environ. Sci. Technol. Lett. 2, 352–356. doi: 10.1021 / acs.estlett.5b00294

CrossRef Full Text | Google Scholar

, Spencer, R. G., Hernes, P. J., Dyda, R. Y., and Mopper, K. (2015a). Porównanie uproszczonej metody utleniania tlenku miedziowego HPLC z tradycyjną metodą GC-MS do charakteryzowania fenoli ligniny w próbkach środowiskowych. Limnol. Oceanogr. Met. 13, 1–8. DOI: 10.1002/lom3.10001

CrossRef Full Text/Google Scholar

Tangen, G., Wickstrøm, T., Lierhagen, S., Vogt, R., and Lund, W. (2002). Frakcjonowanie i oznaczanie glinu i żelaza w próbkach wody gruntowej przy użyciu wkładów SPE i ICP-AES. Environ. Sci. Technol. 36, 5421–5425. doi: 10.1021/es020077i

PubMed Abstract / CrossRef Full Text / Google Scholar

Fotochemiczne tworzenie rodnika hydroksylowego przez składniki wód naturalnych. Environ. Sci. Technol. 32, 2947–2953. doi: 10.1021/es9710417

CrossRef Full Text/Google Scholar

Viollier, E., Inglett, P., Hunter, K., Roychoudhury, A., And Van Cappellen, P. (2000). Metoda ferrozyna: oznaczanie Fe (II)/Fe (III) w wodach naturalnych. App. Geochem. 15, 785–790. doi: 10.1016/S0883-2927(99)00097-9

CrossRef Full Text | Google Scholar

Vione, D., Falletti, G., Maurino, V., Minero, C., Pelizzetti, E., Malandrino, M., et al. (2006). Sources and sinks of hydroxyl radicals upon irradiation of natural water samples. Environ. Sci. Technol. 40, 3775–3781. doi: 10.1021/es052206b

PubMed Abstract | CrossRef Full Text | Google Scholar

Vione, D., Ponzo, M., Bagnus, D., Maurino, V., Minero, C., and Carlotti, M. (2010). Porównanie różnych cząsteczek sondy do ilościowego oznaczania rodników hydroksylowych w roztworze wodnym. Environ. Chem. Lett. 8, 95–100. doi: 10.1007 / s10311-008-0197-3

CrossRef Full Text / Google Scholar

Voelker, B. M., Morel, F. M., and Sulzberger, B. (1997). Redoks żelaza w wodach powierzchniowych: działanie substancji humusowych i światła. Environ. Sci. Technol. 31, 1004–1011. doi: 10.1021/es9604018

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Waggoner, D. C., Chen, H., Willoughby, A. S., and Hatcher, P. G. (2015). Tworzenie się związków alifatycznych z czarnego węgla i alicyklicznych przez Rodnik hydroksylowy zapoczątkowało degradację ligniny. Org. Geochem. 82, 69–76. doi: 10.1016 / j.orggeochem.2015.02.007

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

White, E., Vaughan, P., and Zepp, R. (2003). Rola reakcji fotofentona w produkcji rodników hydroksylowych i fotoblakowaniu barwnej rozpuszczonej materii organicznej w przybrzeżnej rzece południowo-wschodnich Stanów Zjednoczonych. Aquat. Sci. 65, 402–414. doi: 10.1007 / s00027-003-0675-4

CrossRef Pełny tekst / Google Scholar

Xu, H., and Jiang, H. (2013). Indukowana UV fotochemiczna heterogeniczność rozpuszczonej i przyłączonej materii organicznej związanej z kwitnieniem cyjanobakterii w eutroficznym jeziorze słodkowodnym. Wat. Res. 47, 6506-6515. doi: 10.1016 / j.watres.2013.08.021

PubMed Streszczenie | CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Yamashita, Y., Jaffé, R., Maie, N., and Tanoue, E. (2008). Ocena dynamiki rozpuszczonej materii organicznej (DOM) w środowiskach przybrzeżnych za pomocą fluorescencji matrycy emisji wzbudzenia i równoległej analizy czynnikowej (EEM−PARAFAC). Limnol. Oceanogr. 53, 1900–1908. doi: 10.4319 / lo2008.53.5.1900

CrossRef Pełny tekst | Google Scholar

Zepp, R. G., Faust, B. C., and Hoigne, J. (1992). Powstawanie rodników hydroksylowych w reakcjach wodnych (pH 3-8) żelaza (II) z nadtlenkiem wodoru: reakcja fotofentona. Environ. Sci. Technol. 26, 313–319. doi: 10.1021 / es00026a011

CrossRef Full Text / Google Scholar

Oznaczanie fotochemicznie wytwarzanych rodników hydroksylowych w wodzie morskiej i słodkiej. Mar. Chem. 30, 71–88. doi: 10.1016/0304-4203(90)90062-H

CrossRef Pełny tekst/Google Scholar

Złotnik, I., and Dubinsky, Z. (1989). Wpływ światła i temperatury na wydalanie DOC przez fitoplankton. Limnol. Oceanogr. 34, 831–839. doi: 10.4319 / lo1989.34.5.0831

CrossRef Full Text / Google Scholar

Dodaj komentarz

Twój adres e-mail nie zostanie opublikowany.