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Jul 15, 2023

Einfluss organischer Ammoniumderivate auf die Gleichgewichte zwischen NH4+-, NO2−- und NO3−-Ionen im Wasser des Nistru-Flusses

Scientific Reports Band 12, Artikelnummer: 13505 (2022) Diesen Artikel zitieren 619 Zugriffe 1 Details zu Altmetric Metrics Die toxischen Wirkungen von Ammoniumderivaten im Flusswasser hängen dramatisch davon ab

Wissenschaftliche Berichte Band 12, Artikelnummer: 13505 (2022) Diesen Artikel zitieren

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Die toxischen Wirkungen von Ammoniumderivaten im Flusswasser hängen stark von ihrem natürlichen oder synthetischen Ursprung und von ihrer chemischen Struktur ab. Es wurde nachgewiesen, dass der spaltende Einfluss von 1-Naphthylamin (1-NA) und Diphenylamin (DPA) auf die Ammoniumoxidation und insbesondere auf die Oxidationsprozesse von Nitritionen in natürlichen Gewässern mit seiner Toxizität verbunden ist. Der NH4+-Oxidationsprozess verlangsamt sich für etwa fünf Tage bzw. zehn Tage in Flusswasserproben mit 0,5 mg/L DPA und entsprechenden 0,5 mg/L 1-NA. Die NO2−-Oxidationsverzögerung in Modellproben von Flusswasser mit 0,025 und 0,05 mg/L 1-NA beträgt vier Tage und 35 Tage in der Probe mit 0,5 mg/L 1-NA. Für die Probe mit 0,05 mg/L DPA beträgt die Verzögerung der NO2−-Oxidation etwa sechs Tage und für die Probe mit 0,5 mg/L DPA 25 Tage. Die Laborsimulationen haben ergeben: (1) Absorption-Desorption, die mikrobiotische Reaktion auf den sofortigen Anstieg der Ammoniumionenkonzentration im Flusswasser (sogenannter Schock-/Stresseffekt) und (2) den durch a stimulierten NH4+-Anstieg bestimmte (0,05 mg/L) Konzentration von 1-NA. Der Abbau von Diethylamin (DEA) führt zu einem Anstieg von etwa 3,8 mg/L NH4+ in Flusswasserproben von 20,0 mg/L DEA.

Aus Wasserbecken exportierte Ammoniumionen sind ein Produkt, das größtenteils aus dem Abbau organischer Stoffe proteinischen Ursprungs stammt und eine selektive toxische Wirkung zeigt1,2,3. Ähnlich wie Kohlendioxid und Methan ist es ein Endprodukt lebender Organismen und Substrate der Verbrennungs-/Gärungsprozesse.

Ammonium- und Nitritionen gehören zu den gefährlichsten Ionen für Fische in natürlichen Gewässern. Nur etwa 0,2 mg/L Ammonium wirken sich negativ auf die Entwicklung von Fischlarven aus4. Nitritionen wandeln Hämoglobin in Methämoglobin um, was zu einer Gefäßerweiterung führt und die Vitamin-A-Speicher schädigt. Zusätzlich zu diesen direkten toxischen Wirkungen interagieren Nitrite und Nitrate mit einfachen, sekundären und tertiären Aminen, Stickoxiden und quartären Ammoniumverbindungen unter Bildung von Nitrosaminen, giftigen Substanzen mit krebserzeugendem Potenzial5.

Der Einfluss der Zersetzung der Exkremente, ein Produkt der Aktivität von Tier und Mensch, muss als NH4+-Quelle bei der Abwasseranalyse berücksichtigt werden. In der Republik Moldau zeigen unsere physikalisch-chemischen Analysen, dass städtische Abwässer am Eingang der Kläranlagen etwa 20–60 mg/L NH4+ enthalten, während ländliche häusliche Abwässer über 100 mg/L NH4+ enthalten. Abwasser aus Tierhaltungsanlagen enthält in der Regel mehr als 1600 mg/L und manchmal sogar bis zu 5600 mg/L NH4+. In stärker entwickelten Ländern ist dieser Indikator niedriger6,7,8.

Das Vorhandensein von Ammonium in natürlichem Wasser stimuliert eine Zunahme der Algen- und heterotrophen (z. B. Pseudomonas putida) und autotrophen (AOB, Nitrosomonas und Nitrosospira; AOA, Nitrososphaerea, Nitrosopumilus) Bakterienaktivität9,10,11,12,13. Als Folge des Abbaus und der Decarboxylierung von Proteinaminosäuren14,15,16 enthält die aquatische Umwelt eine große Vielfalt an organischen Ammoniumderivaten, in denen Wasserstoffatome teilweise oder vollständig durch verschiedene Radikale ersetzt sind. Ein allgemeiner Prozess zur natürlichen Bildung der Amine in Gewässern lässt sich anhand eines einfachen Schemas darstellen:

Neben Aminen natürlichen Ursprungs kommen in Gewässern häufig auch Amine vor, die durch industrielle chemische Synthese hergestellt werden. Die Amine industriellen/synthetischen Ursprungs, insbesondere aromatische, sind im Vergleich zu natürlichen Derivaten giftiger und in der aquatischen Umwelt schwieriger zu zersetzen, wodurch in Kläranlagen neue Schadstoffe entstehen, die Anlass zur Sorge geben. Die Umweltverschmutzung wird noch gefährlicher, wenn die industriellen Azofarbstoffe in einer anaeroben Umgebung zu aromatischen Aminen reduziert werden17,18,19,20,21,22. Es sollte auch berücksichtigt werden, dass die Zugabe von Ammonium zusätzliche Abwasserbehandlungsprozesse anregt23,24,25. Andererseits führt eine zusätzliche Menge CaCO3 durch die Einleitung unzureichend gereinigter Abwässer in Flüsse zur Reaktivierung kationischer organischer Schadstoffe mit negativen Auswirkungen auf den Selbstreinigungsprozess und insbesondere auf die Oxidation von NH4+ und NO2 − Ionen zu Nitrat, z. B. Nitrifikation. Das Bruchphänomen der Nitrifikation in Gegenwart von CaCO3 ist charakteristisch für die mit städtischem Abwasser belasteten Flussabschnitte, in denen kationische oberflächenaktive Substanzen (SAS) und andere entstehende Substanzen enthalten sind26,27,28,29. Daher wurde ein zuvor entwickeltes Modell der Anordnung von SAS auf der Oberfläche von Calciumcarbonat-Nanopartikeln berücksichtigt30,31. Das Modell basiert auf (a) der Fixierung des anionischen Teils des Moleküls und der weiteren Zersetzung des SAS-Ct·SAS-An-Komplexes und (b) auf der Veränderung des kationischen Teils in der Wasserlösung, wodurch die Brechaktivität erhöht wird von Ammoniumderivaten27,28,29).

Die untersuchten Proben, die SAS-Ct und SAS-An enthielten, wurden in wässrigen Lösungen mit und ohne CaCO3 mit der UV-Spektroskopie-Methode28 analysiert. Die UV-Spektren zeigen die Zersetzung des SAS-Ct · SAS-An-Komplexes und die Aktivität zur Unterdrückung der Oxidation von NH4+- und NO2−-Ionen bei der Zugabe von Calciumcarbonat zu Flusswasser-Labormodellen. Somit bindet die Oberfläche des Calciumcarbonats in Abwesenheit von Ammoniumionen nur SAS-An, bei Zugabe einer wässrigen Lösung von NH4+ kann die Oberfläche der CaCO3-Partikel jedoch sowohl das anionische als auch das kationische SAS adsorbieren.

Aniline sind organische Derivate, bei denen Wasserstoffatome aus dem Aromatenkreislauf durch organische Radikale ersetzt sind und haben einen toxischen Einfluss auf lebende Organismen in Gewässern22,32,33. Analog könnten die untersuchten aromatischen Amine auch als toxisch für aquatische Mikroorganismen angesehen werden.

So wie Aminosäuren eine Nahrung für viele Lebewesen sind, kann Ammoniak bzw. Ammonium (NH4+), also protoniertes Ammoniak, für eine Reihe von Verbrauchern, für die das Modell in erster Linie initiiert wird, eine Baustoff- und Energiequelle sein. Somit löst die Zugabe einer bestimmten Menge Ammoniakstickstoff die Stimulationsprozesse aus, bei denen a priori bestimmte Mengen an NH4+-, NO2−- und NO3−-Ionen sowie Organismen vorhanden sind, die diese löslichen Stickstoffspezies als Existenzquelle akzeptieren können .

Ein dynamischer Ausgleichs- und Verbrauchsprozess beeinflusst die hydromikrobielle Komponente, Zusammensetzung und Konzentration der organischen Substanz im natürlichen Wasser nach Zugabe einer zusätzlichen Menge Ammoniakstickstoffs. Fluss- oder Seewasser enthält in der Regel auch gelösten Sauerstoff, der bei der Labormodellierung an den oben genannten Prozessen beteiligt ist. Unsere zuvor erhaltenen Daten34 zeigen, dass eine enge Korrelation zwischen der anfänglich zugesetzten Menge an NH4+ in einer Fluss- oder Seewasserprobe und der maximalen Konzentration von Nitritionen als Zwischenspezies im natürlichen Wassermodell besteht.

Die Nitrifikation ist ein grundlegender Prozess in unseren Modellen, bei dem es während der Laborsimulationen viele konkurrierende Prozesse geben könnte. Es gab eine enge Korrelation zwischen der anfänglichen Ammoniak-Stickstoff-Dosis und der maximalen Nitritionenkonzentration für die Fluss- oder Seewasserprobenmodelle, bei denen die effektiven Anfangskonzentrationen zwischen 2 und 14 mg/L NH4+ lagen. In unseren Experimenten wiesen die Kontrolltests der Fluss- oder Seewasserproben die gleichen Bedingungen auf, mit Ausnahme des Fehlens des Initiationsakts durch Ammonium. Bei der Abschätzung der Auswirkungen eines Schadstoffs oder bestimmter Mengen des Stoffes einer bestimmten Qualität war die Kontrollprobe jedoch diejenige, bei der der Laborsimulation nur die Dosis NH4+ hinzugefügt wurde34.

Die Untersuchung des Verhaltens stabiler Stickstoffformen (NH4+, NO2−, NO3−) in natürlichen Wasserbecken ist entscheidend für die Entdeckung neuer Erkenntnisse über die Umweltmatrix17,22. Die Untersuchung der Dynamik dieser Stickstoffspezieskonzentrationen in Labormodellen für eine Vielzahl von Fluss- und Seegewässern führt zu dem Schluss, dass Änderungen ihrer Konzentrationen als empfindliche Indikatoren für die Zusammensetzung und Konzentration der organischen Substanz und deren Umwandlungen in dieser dienen können Umwelt27,28,29,34,35,36. Ammonium und seine umweltbedingten Aminderivate sind physiologische Produkte, die durch eine Vielzahl bakterieller Katalysesysteme3,9,10,11,12,13,14,15,16,18,19,21 sowie durch natürliche Redoxprozesse freigesetzt werden. Die bei Bakterienstämmen festgestellte erhöhte Mutagenität weist auf das Vorhandensein von Nitroarenen und/oder aromatischen Aminen (Methylparathion, 1-Naphthylamin und N-Phenyl-2-naphthylamin) im Unterwassersediment des Elbebeckens hin37. Analog dazu könnte ein hoher Empfindlichkeitseffekt für 1-NA in unseren Laborsimulationen der NH4+- und NO2−-Oxidationsprozesse erwartet werden.

Das Hauptziel dieser Arbeit war die Bestimmung des Einflusses der oben genannten Ammoniumderivate auf die chemischen Gleichgewichte zwischen stabilen Stickstoffspezies (NH4+, NO2−, NO3−) sowie die beteiligten Redoxprozesse.

Zur Durchführung der Labormodellierung wurde am 16. Mai 2019 eine Wasserprobe aus dem Abschnitt Vadul-lui-Voda des Flusses Nistru in einer Entfernung von 5 m vom Flussufer entnommen, wo die Wassertiefe über 2 m betrug. Die Temperatur Die Temperatur des Wassers betrug 15,8 °C. Die durchschnittlichen Parameter Eh, pH und rH2, die dreimal am Tag gemessen wurden, betrugen 0,33 V, 8,15 bzw. 27,7. Der rH2-Wert zeigte einen Zustand des Wassers zwischen leicht verschmutzt und rein an. Der Durchschnittswert des gelösten Sauerstoffs betrug 10,7 mg/L. Das Flusswasser wurde über Nacht zur Sedimentation suspendierter organisch-mineralischer Partikel stehen gelassen und anschließend wurden Modellproben in einem Raum vorbereitet, der speziell für Labormodellierungen unter natürlichen Lichtbedingungen, aber vor direkter Sonneneinstrahlung geschützt, konzipiert wurde. Der durchschnittliche CSB und BSB5 in der Wasserprobe aus dem Nistru-Fluss betrug 18,3 bzw. 2,81 mgO/L. Die Konzentrationen natürlicher Amine im Flusswasser lagen zwischen 10 und 200 µg N/L38 und sind damit viel niedriger als die in Modellen verwendeten Amine natürlichen Ursprungs (z. B. DEA). Auf dem gesamten Teil des Flusses Nistru, der zur Republik Moldau gehört, sind keine Quellen einer Aminverschmutzung synthetischen Ursprungs bekannt. Die Konzentrationen der Stickstoffspezies in den Flusswasserprobenmodellen betrugen 0,12 mg/L NH4+, 0,028 mg/L NO2− und 4,5 mg/L NO3−. In drei Liter Flusswasserprobe wurden 9 ml Lösung mit einer Konzentration von 1 mg/ml NH4+ gegeben, um eine Konzentration von ≈3 mg/L NH4+-Ionen zu erhalten, und zu einer weiteren Probenreihe wurden 18 ml derselben Lösung in einem Probenfluss hinzugefügt Wasser wurde hinzugefügt, um eine zusätzliche Anzahl von Modellen mit einer Anfangskonzentration von 6 mg/L NH4+ zu erhalten. Der Referenzprobe wurde nur NH4Cl-Lösung (1 mg/ml) zugesetzt, während die Arbeitsproben auch Amine (1-NA, DPA und DEA) enthielten. Proben mit 1-NA von 0,025 mg/L (0,5 MAC von 1-NA), 0,05 mg/L (1,0 MAC von 1-NA), 0,1 mg/L (2,0 MAC von 1-NA), 0,25 mg/L ( 5,0 MAC von 1-NA) und 0,5 mg/L (10,0 MAC von 1-NA) wurden unter Verwendung einer Lösung mit chemisch reinem 1-Naphthylamin hergestellt. Sowohl Amine synthetischen Ursprungs (DPA) als auch solche aus natürlichen Prozessen (DEA) wurden bei einer niedrigeren, maximal zulässigen Konzentration (MAC) und einer höheren Konzentration von 10 MAC untersucht. Die Proben wurden unter Einhaltung der empfohlenen Mindestwassermenge in Glasgefäßen vorbereitet39. Das Experiment bestand darin, die Stickstoffspezies NH4+, NO2− und NO3− nach einem, zwei usw. Tagen jeweils zur gleichen Tageszeit zu testen (in unserem Fall ab 10 Uhr). Nach jedem Test wurden die Proben gründlich gerührt. Die Analyse natürlicher Gewässer wurde gemäß den ISO-Methoden40,41,42,43,44 durchgeführt. Die in Referenzen zitierten physikalisch-chemischen ISO-Methoden wurden verwendet, um die Umwandlung der Stickstoffspezies NH4+, NO2−, NO3− und des pH-Werts in den Einfluss des mikrobiellen Enzymsystems zu überwachen, der wiederum eine Funktion der chemischen Zusammensetzung und insbesondere des pH-Werts ist von organischem Material in natürlichen Gewässern (Fluss, See, Klärbecken usw.). Die pH-Tests zeigten eine Linie parallel zur horizontalen Achse. Die im Experiment verwendeten Chemikalien hatten den Reinheitsgrad „Puriss“. Die Probenprüfung wurde mit dem Spektrophotometer HACH DR/2500 und der UV-Spektroskopie mit Perkin Elmer Lambda 25 durchgeführt.

Ich habe der Veröffentlichung in der Zeitschrift Scientific Reports zugestimmt.

Die Ammoniumionenkonzentration nimmt am ersten Tag dramatisch ab, steigt dann aber am zweiten Tag nach Beginn der Laborsimulationen an (Abb. 1 und 2), was als Beweis für die Absorptions-Desorptionsprozesse der Biota dient.

Dynamik der Ammoniumionenkonzentration im Wasser des Nistru-Flusses mit 3 mg/L NH4+ in Gegenwart von 1-Naphthylamin*: (0) 0 mg/L, Referenzprobe; (1) 0,025 mg/L (0,5 MAC 1-NA); (2) 0,05 mg/L (1,0 MAC 1-NA); (3) 0,1 mg/L (2,0 MAC 1-NA); (4) 0,25 mg/L (5 MAC 1-NA); (5) 0,5 mg/L (10 MAC 1-NA). *Die angegebenen chemischen Analysetests wurden durch drei Wiederholungen durchgeführt. Andere Kurven in dieser Abbildung enthalten die gleichen Unsicherheiten, die der Einfachheit halber nicht angegeben sind.

Dynamik der Ammoniumionenkonzentration im Wasser des Nistru-Flusses mit 6 mg/L NH4+ in Gegenwart von 1-Naphthylamin: (0) 0 mg/L, Referenzprobe; (1) 0,025 mg/L (0,5 MAC von 1-NA); (2) 0,05 mg/L (1,0 MAC von 1-NA); (3) 0,1 mg/L (2,0 MAC von 1-NA); (4) 0,25 mg/L (5 MAC von 1-NA); (5) 0,5 mg/L (10 MAC von 1-NA).

Die in den Abbildungen beschriebenen Veränderungen in den ersten drei Tagen des Experiments. 1 und 2 wurden in gleicher Weise in den Modellen mit Wasser aus anderen Flüssen und Seen ab der Konzentration von 1 mg/L NH4+ ohne weitere Zusätze gefunden. Aufgrund der Fehler, die bei solch niedrigen Konzentrationen auftreten können, wurden keine Tests bei Konzentrationen unter 1 mg/L NH4+ durchgeführt. Wie aus den Abb. ersichtlich ist. 1 und 2: Die Konzentration von 1-NA wirkt sich insbesondere auf den MAC-Wert von 0,05 mg/L aus. Der abnehmende Effekt am ersten Tag und der Anstieg der Ammoniumionenkonzentration am zweiten Tag wurden in einem großen Bereich von 1-NA-Konzentrationen analysiert: 0,025, 0,05, 0,1, 0,25 und 0,5 mg/L bzw. 0,5; 1; 2; 5 und 10 MACs, aufgrund seiner besonderen Auswirkung34 auf den unmittelbaren Anstieg von NH4+ in der aquatischen Umwelt, der unten beschrieben wurde.

Die Analyse der NH4+-Konzentrationsdifferenz (in mg/L) wurde ab dem Zeitpunkt der Laborinkubation (Initiierung) gemessen. Es wurden drei Zeiträume berücksichtigt: (1) die Differenz zwischen den Werten der Anfangskonzentration (C0) und den nach einem Tag erhaltenen Werten (C1), dh (C1-C0); (2) die Differenz zwischen den nach zwei Tagen Erfahrung erhaltenen Werten und den anfänglichen Werten (C2-C0); (3) die Differenz zwischen den Werten nach zwei Tagen Erfahrung (C2) und denen nach einem Tag Erfahrung (C1), (C2-C1) als Funktion der 1-NA-Konzentrationen, wenn die anfängliche Ammoniumionenkonzentration 3 betrug mg/L (Abb. 3).

(a) Die folgenden Unterschiede der Ammoniumionenkonzentrationen: (1) (C1-C0); (2) (C2-C0); (3) (C2-C1) in Abhängigkeit von der 1-NA-Konzentration mit anfänglichen 3 mg/L NH4+. (b) Dasselbe funktioniert mit anfänglichen 6 mg/L NH4+.

Aus Abb. 1 und Tabelle 1 lässt sich erkennen, dass die Konzentration des gesamten mineralischen Stickstoffs (z. B. die Gesamtsumme aus NH4+, NO2− und NO3−) während des Zeitraums der Stickstofffixierung (beginnend am zweiten Tag und fortgesetzt am fünften Tag) zunimmt ). Somit ist der Anstieg des Ammoniumstickstoffs nicht auf andere lösliche Stickstoffquellen im Flusswasser zurückzuführen. Ein ähnlicher Anstieg der Ammoniumionenkonzentration wurde im Flusswasserexperiment in Labormodellen mit einer Anfangskonzentration von 2 mg/L NH4+ bei derselben Konzentration von 0,05 mg/L 1-NA34,35 festgestellt.

Ein großer Peak auf den Kurven der Unterschiede der NH4+-Konzentrationen in Abhängigkeit von der Konzentration von 1-Naphthylamin zwischen dem ersten und dem fünften Tag wurde in der Serie mit der Anfangskonzentration von 3 mg/L NH4+ beobachtet (Abb. 3a). Dieser Peak ist bei der Probe mit einer 1-NA-Konzentration von 0,05 mg/L maximal und ausgeprägter (Abb. 3a und Tabelle 1) im Vergleich zu anderen 1-NA-Konzentrationen von 0,5, 0,25, 0,1 und 0,025 mg/L. Daher kann davon ausgegangen werden, dass eine Konzentration von 0,05 mg/L 1-NA stickstofffixierende Arten in Flussgewässern stimuliert. In unseren vorherigen Experimenten stieg die Konzentration von Ammoniakstickstoff nach drei Tagen des Experiments um mehr als 50 % der anfänglichen NH4+-Konzentration in der Probe mit einer ähnlichen Konzentration von 1-NA34. Außerdem hörte der Anstieg der NH4+-Konzentration nicht nach drei Tagen auf und hielt bei den natürlichen Wasserproben im Frühjahr etwa zehn Tage an34.

In natürlichen Gewässern führen die durch die Zugabe von NH4+ verursachten Veränderungen zu einem stabilen biochemischen Gleichgewicht während des gesamten Experiments mit mikrobiellen Populationen mit Stickstofffixierungseigenschaften. Einige mikrobielle Populationen nutzen Ammoniumstickstoffverbindungen zum Wachstum, während andere sie zur Aufrechterhaltung ihres Lebens durch den Redoxprozess von Stickstoffspezies26,45,46,47 nutzen. Die N-Fixierung und Oxidation von Ammonium- und Nitritionen sowie Redoxprozesse stickstoffhaltiger Verbindungen finden in derselben aquatischen Umgebung statt und beeinflussen die Veränderung der mikrobiellen Populationen. Am zweiten Tag nach der Inkubation überstieg die NH4+-Konzentration den Anfangswert und verringerte sich dann (Abb. 3) für die Proben von 0,25, 0,1, 0,05 und 0,025 mg/L, was auf einen Abfall der Ammoniumkonzentration aufgrund potenzieller Sorption hinweist Redoxprozesse. In diesem Zeitraum kam es zu einem gewissen Rückgang der Konzentration von NO2− und NO3−. Diese Änderung trat auch bei der Referenzprobe auf. Die Abnahme der Ammoniumionenanreicherung und die Zunahme der Redoxprozesse waren nach dem dritten Tag des Experiments deutlicher (Abb. 1 und 2), was zu einer Abnahme der Ammoniumionenkonzentration in allen Proben führte. Am sechsten Tag übertraf die Geschwindigkeit des NH4+-Oxidationsprozesses die der Ammoniumakkumulation. Die Unterschiede der Ammoniumionenkonzentrationen als Funktion der 1-NA-Konzentration (Abb. 3a) lassen darauf schließen, dass die Stickstofffixierung noch andauert.

Es wurde eine Analyse des Verhaltens des natürlichen Wassermodells als Funktion der 1-NA-Konzentration bei einer Anfangskonzentration von 6 mg/L NH4+ durchgeführt. Es wurden drei Sätze von Modellversuchen ausgewählt: (1) die Differenz zwischen den Werten der Anfangskonzentrationen (C0) und denen, die nach einem Tag (C1) der Laborsimulationen erhalten wurden (C1-C0); (2) die Differenz zwischen den Werten nach zwei Tagen Erfahrung (C2) und denen nach einem Tag (C1), (C2-C1); (3) die Differenz zwischen den Werten nach zwei Tagen Erfahrung und den Anfangswerten; (C2-C0) (Abb. 3b). Anhand der durchgeführten Berechnungen konnte beobachtet werden, dass in den ersten beiden Tagen bei einer Konzentration von 6 mg/L NH4+ die 1-NA-Konzentration einen klar definierten Einfluss hat. Die Werte eines signifikanten Anstiegs der NH4+-Konzentration aufgrund des Vorhandenseins von 0,05 mg/L 1-NA in den 3 mg/L NH4+-Proben waren nicht typisch für Proben mit einer Anfangskonzentration von 6 mg/L NH4+. Die statistische Verarbeitung zeigte, dass dieses Sorptions-/Desorptionsphänomen bei einem Konzentrationswert von 0,70 (± 0,035) mg/L 1-Naphthylamin nahezu Null ist. Daher liegt der Wert der 1-NA-Konzentration, bei dem die mit der biochemischen Produktion und Sorption von NH4+ verbundenen Prozesse aufgrund seiner Toxizität voraussichtlich vollständig zum Erliegen kommen, bei etwa 0,70 mg/L. Man kann davon ausgehen, dass die durch aquatische Mikroorganismen verursachte Abnahme der Ammoniumkonzentration am ersten Tag nach der Einleitung und deren Anstieg am zweiten Tag als mikrobiotische Reaktion auf Verschmutzung mit Ammonium (MBRA) bezeichnet werden könnte. Der Anstieg der Menge an Ammoniumionen in Wasserproben führt zu einer Verschiebung biochemischer Gleichgewichte in Richtung der Desorption von Ammoniak und Stickstoff. Bei Überschreitung der NH4+-Konzentration im Wasser am zweiten Versuchstag durch Zugabe von 0,05 mg/L 1-NA, das in der Anfangskonzentration nur 3 mg/L NH4+ enthält, ist eine N-Fixierung und/oder Mineralisierung zu vermuten ( siehe Abb. 1, 3 und Tabelle 1). Tatsächlich steigt die Konzentration der Ammoniumionen bei dieser Behandlung ab dem zweiten Tag im Vergleich zur Anfangskonzentration an, während bei der Kontrollbehandlung am selben Tag die Konzentration im Vergleich zum Wert am Anfangstag abnimmt. Die Änderung der Ammoniumionenkonzentration während des zweiten Tages im Experiment mit 6 mg/L NH4+ als Ausgangskonzentration war sowohl bei der Behandlung mit als auch ohne 0,05 mg/L 1-NA ähnlich (Tabelle 1). Daher führt die „experimentelle“ Erhöhung der NH4+-Ausgangskonzentration von 3 auf 6 mg/L zur Unterdrückung von Stickstofffixierungsvorgängen.

Der Anstieg der Parameter C1-C0, C2-C1 und C2-C0 und der Konzentration des gesamten mineralischen Stickstoffs im Wasser (Abb. 3a) für 3 mg/L NH4+, im Gegensatz zum Fall von 6 mg/LNH4+ (Abb. 3b) zeigt, dass die vermutete N-Fixierung nur in einer geringeren Konzentration an Ammoniumionen bei gleicher Konzentration von 0,05 mg/L 1-NA erfolgen könnte. Die registrierte Abnahme der Gesamtstickstoffkonzentration im Modell mit 3 mg/L anfänglichem NH4+ während des 6. und 7. Tages und das Fehlen dieses Effekts im Modell mit 6 mg/L anfänglichem NH4+ lässt vermuten, dass das bakterielle Plankton Die für die Stickstoffaufnahme verantwortliche Substanz wird bei höherer Konzentration an Ammoniumionen unterdrückt. Diese unterdrückende Wirkung wurde auch von anderen Forschern beschrieben48,49,50,51,52.

Die Umwandlung von Nitrat-Ionen durch Bakterien direkt in Ammoniak ist der Prozess der dissimilatorischen Nitratreduktion zu Ammonium (DNRA), der in Böden, Feuchtgebieten und Seesedimenten häufiger vorkommt53,54,55. Dennoch ähnelt es dem Sondermodell, z. B. Bedingungen, die zu einem unbedeutenden Sauerstoffdefizit führen würden, bei dem die aquatischen Mikroorganismen die Möglichkeit nutzen, Sauerstoff aus Nitrat zu nutzen, um direkt Ammoniumionen ohne Zwischenstufe von Nitritionen zu synthetisieren. Nitritionen sind einer der giftigsten Bestandteile für die Gewässer. Auf jeden Fall ist die Redoxumwandlung NO3− → NH4+ unter Ausschluss der Bildung intermediärer NO2−-Ionen sowohl energetisch als auch ökologisch am praktischsten56,57,58.

Dynamik der NH4+-Konzentration in Abb. 1 und 2 sowie der NO2−-Konzentration in Abb. 4 und ihre vergleichende Analyse verdeutlichen den Einfluss der 1-NA-Konzentration auf den Selbstreinigungsprozess des Flusswassers. Die Abbildungen 1, 2 und 4 zeigen, dass die Ammoniumoxidation bei gleichen Konzentrationen von 1-NA und sogar weniger als 1 MAC von 1-NA langsamer erfolgt als in der Referenzprobe. Übersteigen die Konzentrationen von 1-NA die MAC-Werte, ist die brechende Ammoniumoxidation stärker ausgeprägt. Mit anderen Worten: Die NO2−-Oxidation zu NO3− verläuft langsamer als die Bildung von NO2− durch NH4+-Oxidation, was zu einem Anstieg der NO2−-Konzentration führt59,60. Gleichzeitig wird die NO2−-Akkumulation mit steigender 1-NA-Konzentration allmählich stärker.

Dynamik der Nitritionenkonzentration im Wasser des Flusses Nistru (Abschnitt Vadul-lui-Voda), enthaltend: 3 mg/L NH4+ (Diagramme von oben) (1 – die Referenzprobe, 2 – mit 0,025 mg/L 1-NA, 3 – mit 0,05 mg/L 1-NA, 4 – mit 0,1 mg/L 1-NA, 5 – mit 0,25 mg/L 1-NA, 6 – mit 0,5 mg/L 1-NA) und 6 mg/L L NH4+ (Diagramme von unten) (1a – die Referenzprobe, 2a – mit 0,025 mg/L 1-NA, 3a – mit 0,05 mg/L 1-NA, 4a – mit 0,1 mg/L 1-NA, 5a – mit 0,25 mg/L 1-NA, 6a – mit 0,5 mg/L 1-Naphthylamin) initial.

Durch den Vergleich der Dynamik der Ammoniumionenkonzentration mit denen der Nitritionenbildung kann man beobachten, dass die natürliche aquatische Umwelt eine hohe Empfindlichkeit gegenüber dem Vorhandensein von 1-Naphthylamin zeigt, selbst bei seinen viel niedrigeren Konzentrationen als MAC. Bei gleichen Konzentrationen der Komponenten in den Abb. 1, 2, 3, 4 Die Dynamik von NH4+ und NO2− zeigt in unseren Modellen ein Gleichgewicht zwischen diesen beiden Ionen, nämlich die Umwandlung von Ammoniumionen in Nitrit und umgekehrt. Es besteht kein Zweifel daran, dass die Umwandlung verschiedener Formen organischen Kohlenstoffs in einem komplizierten Gleichgewichtsmechanismus in natürlichen Gewässern mit dem Sauerstoffverbrauch aus Nitrat und Nitrit zusammenhängt. Abbildung 4 zeigt, dass die Oxidation von Ammoniak und Zwischenformen der Stickstoffoxidation letztendlich zur Nitratbildung im Flusswasser führt. So ist die Abnahme der NO2−-Konzentration am 20. Tag innerhalb der Laborsimulationen mit 1-Naphthylamin sowohl in 3 mg/L als auch 6 mg/L NH4+ enthaltenden Proben auffällig. Im Allgemeinen hat der Anstieg der Ammoniumionen- und 1-Naphthylamin-Konzentrationen einen erheblichen Einfluss auf die biochemischen Gleichgewichte des natürlichen Wassers und führt zu einer Verlängerung der Dauer von Redox-Zwischenprozessen der Bildung und insbesondere der Oxidation von NO2− (Abb. 4). Frühere physiochemische und mikrobiologische Untersuchungen wurden in Labormodellen mit Aminen durchgeführt, in denen die Dynamik der Nitritionenkonzentration mit der numerischen Zunahme der heterotrophen Populationen verglichen wurde. Unsere frühere Untersuchung zeigte, dass die Dynamik der Nitritkonzentration in diesen Labormodellen auf einen synchronisierten Anstieg von NO2− und heterotrophe und autotrophe Entwicklung hinweist34,35,61.

Die Untersuchung der Gleichgewichte zwischen NH4+, NO2− und NO3− in natürlichen Gewässern in Gegenwart von Diethylamin (DEA) ist nicht wegen seiner Anwesenheit im Industrieabfall relevant, sondern auch, weil DEA von aquatischen Mikroorganismen aufgenommen wird. Unsere Simulationen zeigen ein völlig anderes Bild der biochemischen und Redoxgleichgewichte in Gegenwart von DEA (Abb. 5). Zunächst ist der große Unterschied zwischen den MAC-Werten der DEA-Proben im Vergleich zu den 1-NA-Proben zu erwähnen (fast um zwei Größenordnungen größer). Proben mit einer relativ geringen Konzentration an 1-NA (zwischen 0,025 und 0,5 mg/L) und Proben mit großen Mengen an DEA (zwischen 2,0 und 20,0 mg/L) entsprechen den gleichen MAC-Werten (zwischen 0,5 und 10).

(a) Dynamik der Ammoniumionenkonzentration im Wasser des Nistru-Flusses (Abschnitt Vadul-lui-Voda) bei der Modellierung mit 3 mg/L NH4+ (1 – die Referenzprobe, 2 – mit 2,0 mg/L, 3 – mit 20,0). mg/L DEA) und 6 mg/L NH4+ (4 – die Referenzprobe, 5 – mit 2,0 mg/L, 6 – mit 20,0 mg/L DEA). (b) Dynamik der Nitritionenkonzentration im Wasser des Nistru-Flusses (Abschnitt Vadul-lui-Voda) bei der Modellierung mit 3 mg/L NH4+ (1 – die Referenzprobe, 2 – mit 2,0 mg/L, 3 – mit 20,0). (4 – die Referenzprobe, 5 – mit 2,0 mg/L DEA) und 6 mg/L NH4+ (4 – mit 2,0 mg/L, 6 – mit 20,0 mg/L DEA).

Die Zersetzung, Oxidation und Assimilation von DEA erfolgt auf natürliche Weise viel einfacher als bei organischen Ammoniumderivaten synthetischen Ursprungs und insbesondere bei aromatischen Derivaten. Bei 1-NA verzögert sich die NH4+-Oxidation in den ersten Tagen des Experiments (Abb. 4 und 5) im Vergleich zur Referenzprobe, auch wenn nach dieser Zeit die NO2−-Konzentration in den analysierten Modellen im Vergleich zur Referenzprobe höher ist. Wir gehen davon aus, dass diese Oxidationsverzögerung auf die Unterbrechung der NO2−-Oxidation zurückzuführen ist. Im Fall von DEA (Abb. 5) kommt es im Vergleich zur Referenzprobe zu einer Verzögerung sowohl der Oxidation von NH4+ als auch der anschließenden Oxidation von NO2−. Abbildung 5 zeigt, dass die Zugabe einer niedrigen DEA-Konzentration (2,0 mg/L) zu einer Erhöhung der Nitritmenge und damit zu einer höheren Bildungsrate führt, während der hohe DEA-Gehalt (20 mg/L) zu einer Verringerung führt die NO2−-Menge sowohl in 3 als auch 6 mg/L NH4+ enthaltenden Proben. Die Konzentration von 2,0 mg/L DEA bewirkt eine enzymatische Aktivierung, bei der die meisten organischen Kohlenstoffarten, einschließlich DEA-Kohlenstoffradikale, in den Flusswasserproben vorhanden sind, ohne die Redoxumgebung zu stark zu beeinträchtigen21. Die Erhöhung der DEA-Konzentration auf bis zu 20 mg/l führt zu einem Anstieg der Beteiligung des Aminstickstoffs am aktualisierten Oxidations-/Reduktionsmechanismus, der seine Umwandlung in die Ammoniumform beinhaltet. Dies ist auf die Tatsache zurückzuführen, dass der Abbau dieses Amins zur Bildung einer erheblichen Menge an organischem Kohlenstoff mit hoher Reduktionsaktivität führt, was zum Verbrauch von gelöstem Sauerstoff beiträgt. Der BSB5 (2,81 mgO/L) der Flusswasserprobe im Vergleich zur durchschnittlichen Konzentration an gelöstem Sauerstoff (10,7 mgO/L) kann in diesem Fall als Umweltindex betrachtet werden, der sich im Prozess des Sauerstoffverbrauchs und der Sauerstoffrückgewinnung in einem gewissen Gleichgewicht befindet . Der größte Teil dieses Sauerstoffmangels wirkt sich auf Proben mit 6 mg/L NH4+ aus. Die Sauerstoffkonzentration im „Ausgangswasser“ betrug ohne Zugabe etwa 10–11 mg/L. Die Referenzprobe mit 3 mg/L verbraucht 9,3 mg/L Sauerstoff und 18,7 mg/L O2 diejenige mit 6 mg/L NH4+, wenn die Oxidation von ammoniakalischem Stickstoff bis zu NO2− erfolgt. Der biochemische Sauerstoffbedarf der Probe liegt mit 3 mg/L und 2 mg/L DEA nahe an der Referenzprobe mit 6 mg/L NH4+, was die Konzentration an gelöstem Sauerstoff um ca. 1 % übersteigt. 70–85 %. Der biochemische Sauerstoffbedarf in der Modellprobe mit 6 mg/L und 2 mg/L DEA übersteigt die Konzentration an gelöstem Sauerstoff um mehr als das 2,5-fache. Der Prozess der Rückgewinnung von gelöstem Sauerstoff erfolgt permanent und daher sind die oben beschriebenen Proben weniger von Sauerstoffmangel betroffen. Allerdings weisen beide Modellproben, die 20 mg/L DEA mit 3 mg/L NH4+ und insbesondere mit 6 mg/L NH4+ enthalten, einen Sauerstoffmangel auf, der zu einer Abnahme der Aktivität und des numerischen Wertes der mikrobiellen Populationen führt Aktivität der Oxidation und Assimilation von organischem Kohlenstoff und Ammoniakstickstoff. Dies kann zu einem Rückgang der Populationen von Mikroorganismen im Zusammenhang mit der Oxidation und Assimilation von Kohlenstoff und Stickstoff mit einem niedrigen Oxidationszustand führen (mit einem Gesamt-BSB, der etwa das Neunfache für den mit 3 mg/L NH4+ und den Zehnfachen für den mit 3 mg/L NH4+ übersteigt). 6 mg/L NH4+ aufgrund der geringen Konzentration des gelösten Sauerstoffs in den Flusswassermodellen. Aus diesem Grund sind die Nitritionenkonzentrationen in den 20 mg/L DEA-Modellproben im Vergleich zur Referenzprobe mit 3 mg/L NH4+ relativ niedrig und in der 6 mg/L NH4+-Probe viel niedriger. Diese Daten beziehen sich auf die Proben, in denen Stickstoff nur die NO2−-Form erreicht. Steigt die Oxidationsstufe des Stickstoffs auf NO3−, steigt der Sauerstoffverbrauch. In Proben mit 20 mg/L DEA aufgrund von Sauerstoffmangel werden Nitrationen jedoch im Rahmen von Redoxprozessen reduziert.

Bemerkenswerterweise folgt das Verhalten des NH4+ in Gegenwart von DEA in den ersten Tagen des Experiments einem ähnlichen Verlauf wie in Gegenwart von 1-NA. Tatsächlich nimmt der NH4+-Gehalt am ersten Tag ab und am zweiten Tag steigt die Konzentration deutlich an.

Für die 20,0 mg/L DEA enthaltende Probe beträgt der Unterschied zwischen den Ammoniumstickstoff-Konzentrationswerten an 10–13 Tagen und 20–42 Tagen des Experiments etwa 3,5 mg/L. Beachten Sie, dass die maximale Stickstoffmenge, etwa 3,8 mg/L, die bei der Zersetzung von 20 mg DEA erhalten wird, mit dem oben genannten Unterschied vergleichbar wäre. Scheinbar ist bei einer Konzentration von 20 mg/L DEA, die natürlichen Wasserproben zugesetzt wird, der Anstieg des Ammoniumstickstoffs innerhalb des Zeitraums von 20–42 Tagen des Experiments vergleichbar mit der Summe der Stickstoffmenge, die bei verschiedenen natürlichen Prozessen entsteht, also seiner Akkumulation beim vollständigen Abbau von DEA (zwischen 20–42 und 10–13 Tagen). Beim Experiment mit 2 mg/L DEA geht die Abnahme von NH4+ wie in der Referenzprobe mit der Bildung von NO2− einher. Bei den Proben mit 20 mg/L DEA sind jedoch die Abnahme der NH4+-Konzentration und der Anstieg der NO2−-Konzentration in den Proben sowohl für 3 mg/L als auch für 6 mg/L NH4+-Anfangskonzentrationen verzögert (Abb. 5). . Es ist möglich, dass in diesen Proben aufgrund eines relativen Sauerstoffdefizits in aquatischen Proben die Oxidation von organischem Kohlenstoff unter Beteiligung von Sauerstoff aus Nitrit- und Nitrationen erfolgt. Es besteht eindeutig ein Sauerstoffmangel, was durch die Verringerung der NO2−-Menge in den ersten zehn Tagen der Experimente nachgewiesen werden konnte. Interessanterweise werden die NO2−-Konzentrationen in der Probe für eine Anfangskonzentration von 6 mg/L NH4+ mit 20,0 mg/L DEA erst nach 50 Tagen des Experiments hoch (Abb. 5).

Das industrielle Abfallprodukt in natürlichen Gewässern ist häufig Diphenylamin (DPA). Die Modelle von Flusswasser, das anfänglich sowohl 0,05 mg/L als auch 0,5 mg/L DPA enthielt (Abb. 6 und 7), haben den Effekt der Unterbrechung der Oxidation von NH4+ und NO2− gezeigt. Im Gegensatz zu 1-NA-Modellen von Flusswasserproben haben die Modelle von DPA kaum Einfluss auf seine Konzentration auf den NH4+-Oxidationsprozess. In der Probe mit 0,5 mg/L DPA (Kurve 2 in Abb. 6) ist die Oxidation von NH4+ nicht langsamer als in den Proben mit 0,05 mg/L DPA (Kurve 1 in Abb. 6), wie zu erwarten war.

Die Dynamik von (a) Ammonium (0 – Referenzprobe, 1 – mit 0,5 mg/L, 2 – mit 0,05 mg/L Diphenylamin) und (b) Nitritionen (0 – Referenzprobe, 1 – mit 0,05 mg/L , 2 – mit 0,5 mg/L Diphenylamin) in Modellproben mit 3 mg/L NH4+ im Wasser des Nistru-Flusses.

Die Dynamik von (a) Ammonium (0-Referenzprobe, 1- mit 0,05 mg/L, 2- mit 0,5 mg/L Diphenylamin) und (b) Nitritionen (0-Referenzprobe, 1- mit 0,05 mg/L). , 2- mit 0,5 mg/L Diphenylamin) in Modellproben mit 6 mg/L NH4+ im Wasser des Nistru-Flusses.

Bei natürlichen Wassermodellen mit einer Anfangskonzentration von 3 mg/L NH4+ ist der Unterschied zwischen den Proben mit 0,5 mg/L und 0,05 mg/L DPA aufgrund des Anstiegs der NH4+-Konzentration am 16. Tag völlig überraschend. Höchstwahrscheinlich führt die Verschiebung von 0,05 mg/L zu 0,5 mg/L DPA zu einer Änderung der Oxidationsdynamik von NH4+ für diese beiden Proben. Die Bestätigung dieses Phänomens ist in Tabelle 2 detailliert aufgeführt (siehe die Änderungen vom 14. bis 16. bis zum 19. Tag). Während des Zeitraums, in dem sich die NH4+-Oxidationsdynamik merklich ändert, zeigt jede der Stickstoffspezies NH4+, NO2− und NO3− in jeder Modellprobe ein unterschiedliches Verhalten (Tabelle 2). In der Probe mit 3 mg/L NH4+ und einer DPA-Anfangskonzentration von 0,05 mg/L kommt es nach dem 14. und 15. Tag zu einem Anstieg der NH4+-Konzentration, während die NO2−-Konzentration abnimmt und die NO3−-Konzentration relativ konstant bleibt (Abb. 6 und Tabelle 2). Die Konzentration des gesamten löslichen Stickstoffs (TSN) am 16. Tag übersteigt diesen Index für den 14., 15. und 19. Tag um etwa 1 mg/L. Dieser Unterschied ähnelt dem Anstieg der NH4+-Konzentration im Vergleich zu den Vortagen (14., 15.). Aufgrund des Anstiegs der NH4+-Konzentration kommt es in der Probe mit 3 mg/L Anfangskonzentration und 0,05 mg/L DPA zu einer Verzögerung seiner Oxidationsdynamik im Vergleich zur Probe mit der gleichen NH4+-Konzentration und 0,5 mg/L DPA .

Im Modell mit 6 mg/L NH4+ und 0,05 mg/L DPA ist der Beitrag zum TSN aufgrund der Berücksichtigung von N–NO2– und Stickstoffnitrat am größten. Am 16. Tag hat TSN ein Maximum im Vergleich zu den Tagen 14., 15. und 19. In Proben mit 3 und 6 mg/L NH4+ und 0,5 mg/L DPA nimmt der Beitrag zum TSN bei einem Überschuss an Nitrit und insbesondere an Nitrat ab. Die Bildungs- und Oxidationsdynamik von NO2− in den Proben mit 3 mg/L und 6 mg/L NH4+ weist mehrere Unterschiede auf (Abb. 6 und 7). Allerdings kann auch bei diesen Proben eine gewisse Ähnlichkeit der Dynamik der Nitritionenkonzentrationen angenommen werden.

Vergleicht man den Einfluss der 1-NA- und DPA-Konzentrationen auf Redoxprozesse, die sich auf die Stickstoffspezies in natürlichen Gewässern auswirken, kann man schlussfolgern, dass der Einfluss des Vorhandenseins von 1-NA in natürlichen Gewässern viel höher ist. Dies hängt mit der Umweltsicherheit und der Notwendigkeit zusammen, neue Methoden zur Zersetzung, zum Abbau/biologischen Abbau von Ammoniumderivaten, die Benzolringe und Naphthylamine enthalten, zu entwickeln62,63,64,65,66,67. Auch wenn zahlreiche Methoden zur Umwandlung von Anilin und Diphenylamin mit zufriedenstellenden Ergebnissen entwickelt wurden, sind die vorhandenen Methoden zur Zersetzung oder Umwandlung von 1-NA leider rar und die Effizienz der Zersetzung und des Abbaus/biologischen Abbaus ist ungewiss.

Nach Zugabe einer bestimmten Menge Ammoniumionen zum klaren Wasser des Flusses erfolgte am ersten Tag nach der Einleitung die Absorption von NH4+ und am nächsten Tag erfolgt die Desorption von Ammoniumionen. Der Einfluss steigender Mengen an 1-NA, einem schädlichen und mutagenen Stoff, im Flusswasser auf die Verringerung des NH4+-Sorptionseffekts zeigt, dass angenommen werden kann, dass die Natur dieser Absorption-Desorption biotischer Natur ist. Es wurden zwei Arten vermeintlicher N-Fixierungen unterschieden: (1) Ammonium-Absorption-Desorption, z. B. die mikrobiotische Reaktion zu Ammonium (MBRA), beim schlagartigen Anstieg der NH4+-Konzentration im Flusswasser (sog. Schock-/Stresseffekt) ; (2) Der NH4+-Anstieg wird durch eine bestimmte Konzentration, 0,05 mg/L 1-NA, stimuliert. Es wurde ein spürbarer Effekt der Abschwächung von Nitrifikationsprozessen festgestellt, der durch das Vorhandensein von Ammoniumderivaten in den Proben verursacht wird. Die Simulationsexperimente mit Flusswasserproben zeigen, dass synthetische Ammoniumderivate (1-NA und DPA) bei Konzentrationen unterhalb und gleich MAC einen verzögerten Einfluss auf Redoxprozesse zwischen NH4+, NO2− und NO3− haben. Die Oxidationsdynamik von NH4+ verlangsamt sich für den ersten bis zweiten Tag bei Konzentrationen unterhalb oder bei MAC 1-NA. DPA hat bei Konzentrationen, die bei den MAC-Werten gleich sind, im Vergleich zu 1-NA eine relativ geringere Auswirkung. In ähnlichen Modellproben ist die Geschwindigkeit der Ammoniakoxidation bei Proben mit 6 mg/L NH4+ in der Regel geringfügig höher als bei Proben mit 3 mg/L NH4+. Die Erhöhung der Konzentrationen von 1-NA und DPA führt zu einem deutlich spürbaren Effekt der Unterdrückung der biochemischen Oxidation von Ammonium und insbesondere von Nitritionen. Als die Konzentration von 1-NA und DPA auf 10 MAC anstieg, erreichte die Verzögerungszeit für die NH4+-Oxidation etwa 5 Tage für die DPA-Proben und 10 Tage für die 1-NA-Proben. Die Oxidationszeit des Nitritions in Gegenwart von 1-NA unterhalb und gleich MAC war im Vergleich zur Referenzprobe etwa 4 Tage länger. Mit der Zunahme dieses Ammoniumderivats schreitet die Verzögerung voran und erreicht 10 1-NA-MACs von etwa 35 Tagen. Bei Proben mit 1-NA und 3 mg/L NH4+ oder 6 mg/L NH4+ waren die Unterschiede in der NO2−-Oxidationsverzögerung nicht signifikant. Bei den DPA-Proben war die Verzögerung im Vergleich zur Referenzprobe wie folgt: (1) Bei den Proben mit anfänglichen 3 mg/L NH4+ betrug die Verzögerung bei der Probe mit 1 DPA MAC etwa 10 Tage und bei der Probe mit 10 DPA MACs betrug die Verzögerung etwa 18 Tage; (2) Bei den Proben mit 6 mg/L NH4+ betrug die Verzögerung bei der Probe mit 1 DPA MAC etwa 6 Tage und bei der Probe mit 10 DPA MAC etwa 25 Tage. Experimente mit Diethylamin ergaben einen Anstieg der NH4+-Konzentration aufgrund seiner Zersetzung (ca. 3,5–3,8 mg/L Stickstoff NH4+). Da Diethylamin leicht abbaubar ist, verursacht es aufgrund der Umwandlung seines Aminstickstoffs und der Reduzierung von Nitriten und Nitraten durch seinen organischen Kohlenstoff einen Anstieg der Ammoniumionenkonzentration. Vor dem 50. Tag weisen die Nitritkonzentrationen in den Proben, die 6 mg/L NH4+ und 20 mg/L DEA enthalten, im Vergleich zu den anderen niedrigere Werte auf, was als Indikator für das Sauerstoffdefizit in diesem Zeitraum dienen könnte.

Alle Daten sind im Manuskript enthalten.

Kationische/anionische Tenside (oberflächenaktive Substanzen)

1-Naphthylamin

Diethylamin

Art der dissimilatorischen Nitratreduktion zu Ammonium

Diphenylamin

Maximal zulässige Konzentration

Mikrobiotische Reaktion auf Ammonium

Gesamter löslicher Stickstoff

Chemischer Sauerstoffbedarf

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Diese Arbeit wurde im Rahmen des Moldauischen Staatsprogramms (2020–2023) „Untersuchung und Management von Verschmutzungsquellen zur Entwicklung von Empfehlungen für die Umsetzung von Maßnahmen zur Minderung der negativen Auswirkungen auf die Umwelt und die menschliche Gesundheit“ durchgeführt, Projektcode: 20.80009.7007.20.

Institut für Chemie der Republik Moldau, 3 Academiei str, Chisinau, MD-2028, Republik Moldau

Petru Spataru

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PS ist der einzige Autor dieses Manuskripts. PS hat die Studie entworfen, Daten gesammelt, Feldforschung und Experimente durchgeführt und die Ergebnisse des Manuskripts interpretiert. PS hat zu ganzen bibliografischen, rezensierenden und redaktionellen Werken beigetragen.

Korrespondenz mit Petru Spataru.

Der Autor gibt keine Interessenkonflikte an.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Spataru, P. Einfluss organischer Ammoniumderivate auf die Gleichgewichte zwischen NH4+-, NO2−- und NO3−-Ionen im Wasser des Nistru-Flusses. Sci Rep 12, 13505 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-17568-3

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Eingegangen: 17. Mai 2021

Angenommen: 27. Juli 2022

Veröffentlicht: 05. August 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-17568-3

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