Литература по тяжелым металлам
Обновлено: 19.05.2024
На базе оригинальных наблюдений и в сравнении с литературными данными рассмотрена геохимия разноскоростных миграционных потоков, сложное сопряжение которых обеспечивает функционирование геосистем. Рассмотрена трансформация геохимии миграционных потоков под воздействием техногенных поступлений тяжелых металлов. Оценены балансы макро- и микроэлементов в природных и природнотехногенных геосистемах.
Для геохимиков, географов, экологов, специалистов в области биогеохимии и охраны окружающей среды.
В монографии рассматриваются климат, гидрогеология, геоморфология, почвы и растительный покров Орь-Кумакского водораздела как факторы миграции тяжелых металлов.
Даются рекомендации по решению ряда региональных геологических и поисковых задач на основе ландшафтно-гео-химических методов. Большое внимание уделено вопросам физико-географического районирования и методике ландшафтно-геохимической съемки.
Книга предназначается для геохимиков, физико-геогра-фов, геоморфологов и геоботаников, ведущих ландшафтно-геохимические исследования и поиски полезных ископаемых а зонах сухих степей и полупустынь
Автор(ы): Аношин Г.Н. , Калинин Ю.А. , Ковалев В.П. , Ковалев С.И. , Маликова И.Н. , Мельгунов С.В. , Осинцев С.Р. , Рассказов Н.М. , Росляков Н.А. , Рослякова Н.В. , Сухоруков Ф.В. , Шварцев С.Л. , Щербаков Ю.Г. , Щербов Б.Л.
Издание: СО РАН НИЦ ОИГГМ, Новосибирск, 1996 г., 248 стр., УДК: 502.563:55 (571.1), ISBN: 5-7692-0016-2
Для экологов, геологов и геохимиков, занимающихся проблемами охраны окружающей среды, а также для студентов этих специальностей
Цель работы. Установление геоэкологических особенностей географической и техногенной дифференциации подвижных форм Си, Zn, Pb, Cd в почвах природных и сельскохозяйственных ландшафтов Краснодарского края.
Изучены геохимические особенности специфического компонента речной среды – эпифитовзвеси, т. е. взвеси, осажденной на макрофитах. Установлено, что в зонах техногенного воздействия в эпифитовзвеси интенсивно концентрируются тяжелые металлы. Показано, что она является эффективным и удобным с позиций отбора и дальнейших химико-аналитических исследований индикатором техногенного загрязнения речных систем. С эколого-геохимической точки зрения эпифитовзвесь представляет собой важный элемент речной экосистемы, с которым связан определенный трофический уровень. Химические элементы, содержащиеся в ней, следует рассматривать как составную часть потока вещества, участвующего в биогеохимических процессах.
В книге приведены результаты изучения процессов распределения и особенностей поведения химических элементов в структуре водного потока, обусловленной типичным на практике сопряжением: источник загрязнения (поступающие с городских очистных сооружений сточные воды) - коллектор сточных вод (небольшой ручей) - малая река, прини-мающая сточные воды и поверхностный сток с городской территории (зона техногенного загрязнения)
Систематизированы сведения по основным источникам поступления в реки агроландшафтов тяжелых металлов и некоторых микроэлементов, напрямую связанных со спецификой технологии современного сельскохозяйственного производства. Приведены материалы, характеризующие особенности геохимических аномалий, формирующихся в донных отложениях рек сельскохозяйственных территорий. Рассмотрены методические приемы выделения и анализа геохимических ассоциаций, отражающих состав агрогенного загрязнения водотоков
Дано систематическое описание техногенных систем - складированных отходов обогашения сульфидных руд. На примере хранилищ разного минерального состава рассмотрены закономерности поведения тяжелых металлов (Zn, РЬ, Cu, Cd) при окислительном растворении вещества складированных отходов, выявлена структурная вертикальная зональность техногенных тел, определены основные геохимические барьеры, осаждающие тяжелые металлы. На основе изучения минерального состава (первичных и вторичных минералов) построена парагенетическая схема последовательности отложения вновь образованных фаз, оценены физико-химические параметры среды, при которых способны формироваться различные ассоциации минералов. Внешние связи техногенных систем с окружающими территориями рассмотрены при изучении водной миграции с дренажными потоками. Приведены результаты лабораторных, натурных и численных экспериментов, на основании которых предложена оптимальная схема хранилищ подобного типа.
Для геохимиков, геоэкологов, гидрогеохимиков, преподавателей и студентов вузов
Заключение
Среди разнообразных загрязняющих веществ тяжелыми металлами и их соединения выделяются распространенностью, высокой токсичностью, многие из них - также способностью к накоплению в живых организмах. Многие металлы образуют стойкие органические соединения, хорошая растворимость этих комплексов способствует миграции тяжелых металлов в природных водах.
Техногенное поступление тяжелых металлов в окружающую среду происходит в виде газов и аэрозолей (возгона металлов и пылевидных частиц) и в составе сточных вод.
Основными источниками тяжелых металлов являются теплоэнергетика и металлургическая промышленность.
Для контроля за состоянием окружающей среды всё большую значимость приобретают методы биоиндикации, в том числе и тяжелые металлы.
Многолетний опыт ученых разных стран по контролю состояния окружающей среды показал преимущества, которыми обладают живые индикаторы:
в условиях хронических антропогенных нагрузок могут реагировать даже на относительно слабые воздействия вследствие кумулятивного эффекта; реакции проявляются при накоплении некоторых критических значений суммарных дозовых нагрузок;
суммируют влияние всех без исключения биологически важных воздействий и отражают состояние окружающей среды в целом, включая ее загрязнение и другие антропогенные изменения;
исключают необходимость регистрации химических и физических параметров, характеризующих состояние окружающей среды;
фиксируют скорость происходящих изменений;
вскрывают тенденции развития природной среды;
указывают пути и места скоплений в экологических системах различного рода загрязнений и ядов, возможные пути их попадания в пищу человека;
позволяют судить о степени вредности любых синтезируемых человеком веществ для живой природы и для него самого, причем дают возможность контролировать их действие [16].
Методы индикации тяжелых металлов биообъектами, а также выбор самих объектов, интенсивно разрабатываются и в нашей стране, на что указывает многообразие научных трудов.
Таким образом, дальнейшие исследования влияния тяжелых металлов на живые организмы очень актуальны, т.к. загрязнение окружающей среды увеличивается.
Список литературы
1. Биоиндикация загрязнений наземных экосистем: Пер. с нем. / Под ред.Р. Шуберта. - М.: Мир, 1988. - 350 с.
2. Биологический контроль окружающей среды: биоиндикация и биотестирование. Мелехова, О.П., Егорова, Е.И., Евсеева Т.И. и др.; под ред. Мелеховой, О.П. и Егоровой, Е. И.: учеб. пособие для студ. высш. учеб. заведений. - М.: Издательский центр "Академия", 2007. - 288 с.
3. Будников, Г.К. Тяжёлые металлы в экологическом мониторинге водных систем. // Соросовский образовательный журнал. - N 5, 1998. - С.23.
4. Васин, А.Е. Адаптация инфузорий Paramecium multicronucleatum к солям некоторых тяжёлых металлов // Вестник СамГУ - Естественнонаучная серия. 2006. - N 7 (47)
5. Власов, Б.П., Гигевич, Г.С. Использование высших водных растений для оценки и контроля за состоянием водной среды: Метод. рекомендации. - Мн.: БГУ, 2002. С.84
6. Кадиров, А. Пчёлы как индикаторы загрязнения окружающей среды некоторыми поллютантами: Дис. на соискание ученой степени канд. биол. наук - 16.00.06, Москва, 1999 г.
7. Королёва, Ю.В. Биоиндикаторы атмосферных выпадений тяжёлых металлов на территории Калининградской области // Вестник Рос. гос. унив-та им. Канта. - 2010. - выпуск 7. С.39-44
8. Кузнецова, В.Ф. Эпифитные лишайники как индикаторы загрязнения атмосферного воздуха газообразными поллютантами, тяжёлыми металлами и радионуклидами: Дис. на соискание ученой степени канд. биол. наук, Нижний Новгород, 2004.
9. Кудряшов, А.П., Морозова, О.В., Барыбин, Л.Н. Влияние освещения на аккумуляцию тяжёлых металлов в водорослях NITELLA FLEXILIS // Мн.: БГУ, 2008 г.
10. Кудряшов, А.П., Морозова, О.В., Барыбин, Л.Н. Влияние рН среды на аккумуляцию тяжелых металлов водными растениями // Молекулярные, мембранные и клеточные основы функционирования биосистем. Матер. междунар. конф.8 съезд БООФБ, Минск. - 2008. ч.1. - С.362-364.
11. Макаренко, Т.В. Содержание тяжёлых металлов в растениях различных экологических групп водоёмов г. Гомеля и прилегающих территорий. // Известия ГомГУ им.Ф. Скорины. - N 3 (60). - 2010. С.101
12. Мур, Дж.В., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных водах. - М.: "Мир", 1987.
13. Натаров, В.М., Савченко, В.В. Гидробионты как индикаторы загрязнения поверхностных вод тяжёлыми металлами // Материалы научно-практической конференции "Беловежская пуща на рубеже 3-го тысячелетия", 1999 г.
14. Никаноров, А.М., Жулидов, А.В., Покаржевский, А.Д. Биомониторинг тяжелых металлов в пресноводных экосистемах. - Л.: Гидрометеоиздат, 1985. - 143 с.
15. Реймерс, Н.Ф. Азбука природы. Микроэнциклопедия биосферы. М.: "Знание", 1980.
16. Содержание кадмия и свинца в высших растениях на территории Красненского района Белгородской области. // Научные ведомости. Серия - Естественные науки, 2011. - N3 (98), вып.14
17. Состояние природной среды Беларуси: экологический бюллетень 2008. / Под ред. В.Ф. Логинова. - Мн., 2009. - 406с (с.56)
18. Туровцев, В.Д., Краснов, В.С. Биоиндикация: Учеб. пособие. - Тверь: Твер. гос. ун-т, 2004. - 260 с.
19. Химия тяжелых металлов, мышьяка и молибдена в почвах. / Под ред. Н.Г. Зырина и Л.К. Садовниковой. - М.: Изд. МГУ, 1985.
20. Юрин, В.М. Основы ксенобиологии: Учеб. пособие / В.М. Юрин. - Мн.: БГУ, 2001. - 234 с.
21. Якунина, И.В. Методы и приборы контроля окружающей среды. Экологический мониторинг: учебное пособие / И.В. Якунина, Н.С. Попов. - Тамбов: Изд-во Тамб. гос. техн. ун-та, 2009. - 188 с. - 100 экз.
23. Показатели качества воды рыбохозяйственных водных объектов. Нормативы предельно допустимых концентраций химических и иных веществ в воде рыбохозяйственных водных объектов. Минск, 2007г.
24. Инструкция по нормированию сбросов сточных вод в поверхностные водные объекты. Министерство природных ресурсов и охраны окружающей среды Республики Беларусь №2 от 20.04.2006г.
25. Разрешение на специальное водопользование № Бел-Гом.112 КПУП "Гомельводоканал" г. Гомель. Министерство природных ресурсов и охраны окружающей среды Республики Беларусь. Гомельский областной комитет природных ресурсов и охраны окружающей среды.
Обзор литературы
В последнее время в связи с бурным развитием промышленности наблюдается значительное возрастание уровня тяжелых металлов в окружающей среде. Термин "тяжелые металлы" применяется к металлам либо с плотностью, превышающей 5 г/см 3 , либо с атомным номером больше 20. Хотя, существует и другая точка зрения, согласно которой к тяжелым металлам относятся свыше 40 химических элементов с атомными массами, превышающими 50 ат. ед. Среди химических элементов тяжелые металлы наиболее токсичны и уступают по уровню своей опасности только пестицидам. При этом к токсичным относятся следующие химические элементы: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.
Фитотоксичность тяжелых металлов зависит от их химических свойств: валентности, ионного радиуса и способности к комплексообразованию. В большинстве случаев элементы по степени токсичности располагаются в последовательности: Cu> Ni > Cd>Zn> Pb> Hg>Fe> Mo> Mn. Однако этот ряд может несколько изменяться в связи с неодинаковым осаждением элементов почвой и переводом в недоступное для растений состояние, условиями выращивания, физиолого-генетическими особенностями самих растений. Трансформация и миграция тяжелых металлов происходит при непосредственном и косвенном влиянии реакции комплексообразования. При оценке загрязнения окружающей среды необходимо учитывать свойства почвы и, в первую очередь, гранулометрический состав, гумусированность и буферность. Под буферностью понимают способность почв поддерживать концентрацию металлов в почвенном растворе на постоянном уровне.
Таблица 1 Нормативы ПДК (ОДК), фоновые содержания химических элементов в почвах (мг/кг) [16 ]
ОДК по группам почв
Извлекаемые ацетатно-аммонийным буфером (рН=4,8)
Таким образом, при попадании в почву тяжелые металлы быстро взаимодействуют с органическими лигандами с образованием комплексных соединений. Так, что при низких концентрациях в почве (20-30 мг/кг) приблизительно 30% свинца находится в виде комплексов с органическими веществами. Доля комплексных соединений свинца увеличивается с возрастанием его концентрации до 400 мг/г, а затем уменьшается [10]. Металлы также сорбируются (обменно или необменно) осадками гидроксидов железа и марганца, глинистыми минералами и органическим веществом почвы. Металлы, доступные растениям и способные к вымыванию, находятся в почвенном растворе в виде свободных ионов, комплексов и хелатов.
Поглощение ТМ почвой в большей степени зависит от реакции среды и от того, какие анионы преобладают в почвенном растворе. В кислой среде больше сорбируются медь, свинец и цинк, а в щелочной - интенсивно поглощаются кадмий и кобальт. Медь преимущественно связывается с органическими лигандами и гидроксидами железа.
Таблица 2 Подвижность микроэлементов в различных почвах в зависимости от рН почвенного раствора [9 ]
Степень подвижности элементов
Почвы кислые рН
Pb, Cr, Ni, V, As, Se, Со.
Sr, Ва, Cu, Cd, S, Ni, Zn, Hg
Почвы слабокислые и нейтральные рН 5,5-7,5
Почвы щелочные и сильнощелочные рН 7,5-9,5
Со, Мо, Hg, Zn, Ag, Sr, Cu, Cd
Почвенно-климатические факторы часто определяют направление и скорость миграции и трансформации ТМ в почве. Так, условия почвенного и водного режимов лесостепной зоны способствуют интенсивной вертикальной миграции ТМ по профилю почвы, в том числе возможен перенос металлов с потоком воды по трещинам, ходам корней и т.д. [9 ].
Никель(Ni) - элемент VIII группы периодической системы с атомной массой 58,71. Никель наряду с Mn, Fe, Co и Cu относится к так называемым переходным металлам, соединения которых обладают высокой биологической активностью. Вследствие особенностей строения электронных орбиталей вышеуказанные металлы, в том числе и никель, обладают хорошо выраженной способностью к комплексообразованию. Никель способен формировать стабильные комплексы, например, с цистеином и цитратом, а также со многими органическими и неорганическими лигандами. Геохимический состав материнских пород во многом определяет содержание никеля в почвах. Наибольшее количество никеля содержат почвы, образовавшиеся из основных и ультраосновных пород. По данным некоторых авторов, границы избыточного и токсичного уровней никеля для большинства видов изменяются от 10 до 100 мг/кг. Основная масса никеля закреплена в почве неподвижно, а очень слабая миграция в коллоидном состоянии и в составе механических взвесей не влияет на распределение их по вертикальному профилю и вполне равномерна.
Свинец (Pb). Химизм свинца в почве определяется тонким равновесием противоположно направленных процессов: сорбция-десорбция, растворение-переход в твердое состояние. Попавший в почву с выбросами свинец включается в цикл физических, химических и физико-химических превращений. Сначала доминируют процессы механического перемещения (частицы свинца перемещаются по поверхности и в толще почвы по трещинам) и конвективной диффузии. Затем по мере растворения твердофазных соединений свинца вступают в действие более сложные физико-химические процессы (в частности, процессы ионной диффузии), сопровождающиеся трансформацией поступивших с пылью соединений свинца.
Установлено, что свинец мигрирует как в вертикальном, так и в горизонтальном направлении, причем второй процесс превалирует над первым. За 3 года наблюдений на разнотравном лугу нанесенная локально на поверхность почвы свинцовая пыль переместилась в горизонтальном направлении на 25-35 см, глубина же ее проникновения в толщину почвы составила 10-15 см. Важную роль в миграции свинца играют биологические факторы: корни растений поглощают ионы металлов; во время вегетации происходит их перемещение в толще почвы; при отмирании и разложении растений свинец выделяется в окружающую почвенную массу [13].
Известно, что почва обладает способностью связывать (сорбировать) поступивший в нее техногенный свинец. Сорбция, как полагают, включает несколько процессов: полный обмен с катионами поглощающего комплекса почв (неспецифическая адсорбция) и ряд реакций комплексообразования свинца с донорами почвенных компонентов (специфическая адсорбция). В почве свинец ассоциируется главным образом с органическим веществом, а также с глинистыми минералами, оксидами марганца, гидроокислами железа и алюминия. Связывая свинец, гумус препятствует его миграции в сопредельные среды и ограничивает поступление в растения. Из глинистых минералов склонностью к сорбции свинца характеризуются иллиты. Повышение рН почвы при известковании ведет к еще большему связыванию свинца почвой за счет образования труднорастворимых соединений (гидроокислов, карбонатов и др.) [2].
Свинец, присутствующий в почве в подвижных формах, со временем фиксируется почвенными компонентами и становится недоступным для растений. По данным отечественных исследователей, наиболее прочно фиксируется свинец черноземных и торфяно-иловых почв.
Кадмий (Cd) Особенность кадмия, отличающая его от других ТМ, заключается в том, что в почвенном растворе он присутствует в основном в виде катионов (Cd 2+ ), хотя в почве с нейтральной реакцией среды он может образовывать труднорастворимые комплексы с сульфатами, фосфатами или гидроокислами.
По имеющимся данным, концентрация кадмия в почвенных растворах фоновых почв колеблется от 0,2 до 6 мкг/л. В очагах загрязнения почв она возрастает до 300-400 мкг/л. [13].
Известно, что кадмий в почвах очень подвижен, т.е. способен переходить в больших количествах из твердой фазы в жидкую и обратно (что затрудняет прогнозирование его поступления в растение). Механизмы, регулирующие концентрацию кадмия в почвенном растворе, определяются процессами сорбции (под сорбцией понимают собственно адсорбцию, преципитацию и комплексообразование). Кадмий поглощается почвой в меньших количествах, чем другие ТМ. Для характеристики подвижности тяжелых металлов в почве используют отношение концентраций металлов в твердой фазе к таковой в равновесном растворе. Высокие значения этого отношения свидетельствуют о том, что ТМ удерживаются в твердой фазе благодаря реакции сорбции, низкие - благодаря тому, что металлы находятся в растворе, откуда они могут мигрировать в другие среды или вступать в различные реакции (геохимические или биологические). Известно, что ведущим процессом в связывании кадмия является адсорбция глинами. Исследования последних лет показали также большую роль в этом процессе гидроксильных групп, окислов железа и органического вещества. При невысоком уровне загрязнения и нейтральной реакции среды кадмий адсорбируется в основном окислами железа. А в кислой среде (рН=5) в качестве мощного адсорбента начинает выступать органическое вещество. При более низком показателе рН (рН=4) функции адсорбции переходят почти исключительно к органическому веществу. Минеральные компоненты в этих процессах перестают играть какую-либо роль.
Известно, что кадмий не только сорбируется поверхностью почв, но и фиксируется за счет осаждения, коагуляции, межпакетного поглощения глинистыми минералами. Внутрь почвенных частиц он диффундирует по микропорам и другими путями.
Кадмий по-разному закрепляется в почвах разного типа. Пока мало что известно о конкурентных взаимоотношениях кадмия с другими металлами в процессах сорбции в почвенно-поглощающем комплексе. По исследованиям специалистов Технического университета Копенгагена (Дания), в присутствии никеля, кобальта и цинка поглощение кадмия почвой подавлялось [14]. Другие исследования показали, что процессы сорбции кадмия почвой затухают в присутствии ионов хлора. Насыщение почвы ионами Са 2+ приводило к увеличению сорбируемости кадмия. Многие связи кадмия с компонентами почвы оказываются непрочными, в определенных условиях (например, кислая реакция среды) он высвобождается и снова переходит в раствор.
Выявлена роль микроорганизмов в процессе растворения кадмия и перехода его в подвижное состояние. В результате их жизнедеятельности либо образуются водорастворимые металлокомплексы, либо создаются физико-химические условия, благоприятствующие переходу кадмия из твердой фазы в жидкую.
Процессы, происходящие с кадмием в почве (сорбция-десорбция, переход в раствор и пр.) взаимосвязаны и взаимозависимы, от их направленности, интенсивности и глубины зависит поступление этого металла в растения. Известно, что величина сорбции кадмия почвой зависит от величины рН: чем выше рН почвы, тем больше она сорбирует кадмия. Так, по имеющимся данным, в интервале рН от 4 до 7,7 при увеличении рН на единицу сорбционная емкость почв по отношению к кадмию возрастала примерно втрое.
Цинк (Zn). Недостаток цинка может проявляться как на кислых сильнооподзоленных легких почвах, так и на карбонатных, бедных цинком, и на высокогумусированных почвах. Усиливают проявление цинковой недостаточности применение высоких доз фосфорных удобрений и сильное припахивание подпочвы к пахотному горизонту.
Наиболее высокое валовое содержание цинка в тундровых (53-76 мг/кг) и черноземных (24-90 мг/кг) почвах, наиболее низкое - в дерново-подзолистых почвах (20-67 мг/кг). Недостаток цинка чаще всего проявляется на нейтральных и слабощелочных карбонатных почвах. В кислых почвах цинк более подвижен и доступен растениям.
Введение
Одной из важнейших проблем современности и обозримого будущего является проблема загрязнения окружающей среды тяжелыми металлами. Соединения этих элементов в силу высокой токсичности, подвижности и способности к биоаккумуляции представляют опасность не только для человека, но и для всего живого на планете. Кроме того, в отличие от токсикантов органической природы, подвергающихся деструкции, однажды включившись в биогеохимические циклы, они могут сохранять свою биологическую активность практически бесконечно. Поэтому оценка загрязнения экосистем тяжелыми металлами является одной из важнейших задач мониторинга природных сред.
Для контроля за состоянием объектов окружающей среды в настоящее время как отечественной, так и зарубежной промышленностью создаётся большое количество аналитических приборов, позволяющих с достаточной точностью определять химический состав исследуемых сред, но в силу ряда причин (высокая стоимость, большие сроки, необходимые для проведения исследований) они не доступны для широкого применения. К тому же ещё не достаточно освещен вопрос воздействия многих химических элементов на биологические объекты.
Безусловно, посредством методов химического анализа можно установить присутствие вредных веществ в окружающей среде даже в самых незначительных количествах. Однако этого оказывается недостаточно для того, чтобы определить качественное воздействие этих веществ на человека и окружающую среду, и тем более, отдаленные последствия.
Преимущество биологического мониторинга определяется рядом обстоятельств. Во-первых, в изменение физических и химических параметров загрязненности природной среды более трудоемко по сравнению с методами биоиндикации. Во-вторых, в окружающей среде нередко присутствует не один, а несколько токсических компонентов, которые в комплексе воздействуют на живые организмы куда сильнее, чем каждый в отдельности.
окружающая среда индикатор биологический
Общая характеристика тяжёлых металлов. Формы нахождения тяжёлых металлов в окружающей среде
Тяжелые металлы относятся к приоритетным загрязняющим веществам, наблюдения за которыми обязательны во всех средах.
Термин тяжелые металлы, характеризующий широкую группу загрязняющих веществ, получил в последнее время значительное распространение. В различных научных и прикладных работах авторы по-разному трактуют значение этого понятия. Так сложилось, что термины "тяжелые металлы" и "токсичные металлы" стали синонимами. [12, 15]
В работах, посвященных проблемам загрязнения окружающей природной среды и экологического мониторинга, на сегодняшний день к тяжелым металлам относят более 40 металлов периодической системы Д.И. Менделеева с атомной массой свыше 50 атомных единиц. При этом немаловажную роль в категорировании тяжелых металлов играют следующие условия: их высокая токсичность для живых организмов в относительно низких концентрациях, а также способность к биоаккумуляции и биомагнификации. Практически все металлы, попадающие под это определение (за исключением свинца, ртути, кадмия и висмута, биологическая роль которых на настоящий момент не ясна), активно участвуют в биологических процессах, входят в состав многих ферментов. По классификации Н. Реймерса, тяжелыми следует считать металлы с плотностью более 8 г/см 3 . Таким образом, к тяжелым металлам относятся Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg [12, 15].
О масштабах загрязнения тяжелыми металлами можно судить из данных, характеризующих общемировое годовое производство. Однако необходимо учитывать и другие источники. Например, 1,5-2 тыс. т ртути ежегодно поступает в биосферу при переработке минералов и руд, 0,1-8 тыс. т - при сжигании топлива; ежегодно в биосферу при сжигании угля попадает около 3,5 тыс. т свинца, 56 тыс. т - в результате выветривания и 110 тыс. т выносят реки [20].
Степень токсичности тяжелых металлов для человека и животных, а также для растений неодинакова и колеблется в весьма широких пределах. К числу наиболее токсичных металлов следует отнести кадмий, ртуть, свинец, хром и некоторые другие; они оказывают повреждающее действие на биообъекты в концентрациях, не превышающих 1 мг/л. Так, цинк, титан характеризуются низкой токсичностью для человека и теплокровных животных, но даже в низких концентрациях они оказывают губительное действие на рыб и других обитателей водных экосистем [20].
Кадмий относится к числу металлов, которые, попав в живой организм, влияют на него губительно. Весьма важным является фактор длительности воздействия кадмия на организм человека и животных в связи с его способностью накапливаться в печени, почках, поджелудочной и щитовидной железах и др. Кадмий характеризуется выраженной нефротоксичностью при попадании в организм с питьевой водой [20].
Высокой чувствительностью к действию кадмия характеризуются водные организмы. Так, пребывание рыб (гуппи, карп, карась и др.) на протяжении суток в воде с содержанием Сd 2+ 0,001-0,3 мг/дм 3 приводит к их гибели [20].
В природные воды поступает при выщелачивании почв, полиметаллических и медных руд, в результате разложения водных организмов, способных его накапливать. Соединения кадмия выносятся в поверхностные воды со сточными водами свинцово-цинковых заводов, рудообогатительных фабрик, ряда химических предприятий (производство серной кислоты), гальванического производства, а также с шахтными водами. Понижение концентрации растворенных соединений кадмия происходит за счет процессов сорбции, выпадения в осадок гидроксида и карбоната кадмия и потребления их водными организмами. Предельно допустимая концентрация (ПДК) кадмия в природных водах составляет 0,005мг/дм 3 [20,22,23].
Растворенные формы кадмия в природных водах представляют собой главным образом минеральные и органоминеральные комплексы. Основной взвешенной формой кадмия являются его сорбированные соединения. Значительная часть кадмия может мигрировать в составе клеток гидробионтов. В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах кадмий содержится в субмикрограммовых концентрациях, в загрязненных и сточных водах концентрация кадмия может достигать десятков микрограммов в 1 дм 3 . Соединения кадмия играют важную роль в процессе жизнедеятельности животных и человека. В повышенных концентрациях токсичен, особенно в сочетании с другими токсичными веществами [12, 14, 20].
В природные воды соединения кобальта попадают в результате процессов выщелачивания их из медноколчедановых и других руд, из почв при разложении организмов и растений, а также со сточными водами металлургических, металлообрабатывающих и химических заводов. Некоторые количества кобальта поступают из почв в результате разложения растительных и животных организмов [20].
Соединения кобальта в природных водах находятся в растворенном и взвешенном состоянии, количественное соотношение между которыми определяется химическим составом воды, температурой и значениями рН. Растворенные формы представлены в основном комплексными соединениями, в т. ч. с органическими веществами природных вод. Соединения двухвалентного кобальта наиболее характерны для поверхностных вод. В присутствии окислителей возможно существование в заметных концентрациях трехвалентного кобальта [12, 14]. ПДК кобальта в поверхностных водах составляет 0,01 мг/дм 3 [22,23].
Медь - один из важнейших микроэлементов. Физиологическая активность меди связана главным образом с включением ее в состав активных центров окислительно-восстановительных ферментов. Недостаточное содержание меди в почвах отрицательно влияет на синтез белков, жиров и витаминов и способствует бесплодию растительных организмов. Медь участвует в процессе фотосинтеза и влияет на усвоение азота растениями. Вместе с тем, избыточные концентрации меди оказывают неблагоприятное воздействие на растительные и животные организмы. Содержание меди в природных пресных водах колеблется от 2 до 30 мкг/дм 3 , в морских водах - от 0.5 до 3.5 мкг/дм 3 . Повышенные концентрации меди (до нескольких граммов в литре) характерны для кислых рудничных вод. В природных водах наиболее часто встречаются соединения Cu (II). Из соединений Cu (I) наиболее распространены труднорастворимые в воде Cu2O, Cu2S, CuCl. При наличии в водной среде лигандов наряду с равновесием диссоциации гидроксида необходимо учитывать образование различных комплексных форм, находящихся в равновесии с акваионами металла [12, 14, 19].
Основным источником поступления меди в природные воды являются сточные воды предприятий химической, металлургической промышленности, шахтные воды, альдегидные реагенты, используемые для уничтожения водорослей. Медь может появляться в результате коррозии медных трубопроводов и других сооружений, используемых в системах водоснабжения. В подземных водах содержание меди обусловлено взаимодействием воды с горными породами, содержащими ее [12, 14, 19]. ПДК меди в поверхностных водах составляет 0,005мг/дм3 [22,23].
Свинец попадает в окружающую среду в больших количествах. Ежегодно в земную атмосферу выбрасывается около миллиона тонн его соединений, значительная часть которых водорастворима, что обусловливает экологическую опасность Рb 2+ . Основной источник - этилированный бензин. Токсикологическая опасность свинца усугубляется его активным всасыванием в пищеварительном тракте человека и животных, значительным объемом распределения в тканях и накоплением в костях. Депонированный в костях свинец способен поступать в кровь, с током которой доставляется в различные органы. Считают, что в организм взрослого человека с водой и продуктами питания за сутки поступает 0,3 мг свинца [20].
Случаи хронического отравления свинцом наблюдаются при длительном употреблении питьевой воды, в которой его содержание достигает 0,04 - 1 мг/дм 3 .
В наибольшей степени опасному воздействию свинца подвергаются рабочие, занятые на его добыче в шахтах, а также при выплавке. В этом случае металл поступает в организм ингаляционным путем [20].
Проведенные в Гренландии исследования показали, что содержание свинца во льду, образованном примерно в середине XVIII в., оказалось примерно в 25 раз выше, чем во льду, образование которого было отнесено к VIII в. до н.э. С 1750 г. накопление свинца в ледниках Гренландии постоянно возрастает. С 40-х гг. XX в. этот процесс усилился и продолжается до настоящего времени [20].
Определенную роль в накоплении свинца в экосистемах играют растения, получающие металл не только из атмосферы, но и из почвы. Отмечается видовая специфичность растений при его накоплении. Так, при выращивании растений присутствующий в атмосфере свинец обнаружен в листьях салата и бобов, но практически отсутствует в томатах, кочанной капусте, картофеле и моркови [20].
Свинцовая интоксикация вызывает нарушение биосинтеза гемоглобина на уровне ингибирования левулинатдегидратазы и гемсинтетазы. Имеются сведения о нарушении синтеза цитохрома Р-450 при свинцовой интоксикации [20].
Главной мишенью воздействия свинца при хронических отравлениях являются центральная и периферическая нервные системы (свинцовая энцелопатия: появление головной боли, нарушение сна, памяти, возникновение тремора, галлюцинаций и т.д.). Для различных вариантов отравления свинцом характерно поражение почек, пищеварительного тракта [20].
ПДК свинца в поверхностных водах составляет 0,1мг/дм 3 [22,23].
Ртуть и ее соединения относятся к веществам общетоксического действия, вызывающим у людей летальный исход, попадая в организм с питьевой водой в количестве 75-300 мг в сутки. Наиболее токсична двухлористая ртуть (сулема), однократная летальная доза которой составляет для человека 0,2-0,5 г. Ртуть характеризуется высокой нефротоксичностью, приводящей к быстро развивающейся почечной недостаточности. Выведение ртути осуществляется почками, через пищеварительный тракт, потовыми и молочными железами [20].
Начиная с концентрации 0,006-0,01 мг/дм 3 ртуть в виде водорастворимых солей оказывает губительное влияние на рыб и другие водные организмы [20].
При отравлениях ртутью, особенно ее органическими соединениями, отчетливо выражены симптомы поражений нервной системы (парезы, параличи, нарушения зрения и слуха) [20].
Недавно было доказано, что микроорганизмы могут использовать реакции метилирования для превращения металлов в металлорганические соединения. Особое значение имеет способность некоторых микроорганизмов превращать ионы ртути в метил - и диметилртуть:
Нg 2+ + донор метильной группы - > СН3 - Нg + ,
СН3 - Нg + + донор метильной группы СН3 - Нg + - СН3.
Организмы, способные осуществлять эти реакции, в своих обычных метаболических процессах используют трансметилирование, образуя такие соединения, как метан; в этих системах могут реагировать также и металлы [20].
Метилртутные и некоторые другие ртутьорганические соединения отличаются особой токсичностью. Они растворимы в жирах, и поэтому хорошо всасываются, легко проникают через гематоэнцефалический барьер и приводят к нейротоксическим эффектам [1].
Соединения ртути опасны для популяций позвоночных, так как, проходя через пищевые цепи, способны повышать свою концентрацию в десятки раз (см рис.1), а вследствие длительного биологического периода полураспада медленно выводятся из организма [1].
Рисунок 1. Интенсивность накопления соединений ртути в воде, рыбах и рыбоядных видах
Ионы хрома являются непременными компонентами природных водоемов. В зависимости от условий среды (pH, окислительно-восстановительный потенциал, наличие лигандов) они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей. Истинно растворенная формы металла, в свою очередь, весьма разнообразны, что связано с процессами гидролиза, гидролитической полимеризации (образованием полиядерных гидроксокомплексов) и комплексообразования с различными лигандами. Соответственно, как каталитические свойства металлов, так и доступность для водных микроорганизмов зависят от форм существования их в водной экосистеме.
Переход хрома в водной среде в металлокомплексную форму имеет три следствия: может происходить увеличение суммарной концентрации ионов металла за счет перехода его в раствор из донных отложений; мембранная проницаемость комплексных ионов может существенно отличаться от проницаемости гидратированных ионов; токсичность металла в результате комплексообразования может сильно измениться.
В поверхностных водах соединения хрома находятся в растворенном и взвешенном состояниях, соотношение между которыми зависит от состава вод, температуры, рН раствора. Взвешенные соединения хрома представляют собой в основном сорбированные соединения хрома. Сорбентами могут быть глины, гидроксид железа, высокодисперсный оседающий карбонат кальция, остатки растительных и животных организмов. В растворенной форме хром может находиться в виде хроматов и бихроматов. При аэробных условиях Cr (VI) переходит в Cr (III), соли которого в нейтральной и щелочной средах гидролизуются с выделением гидроксида.
В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах содержание хрома колеблется от нескольких десятых долей микрограмма в литре до нескольких микрограммов в литре, в загрязненных водоемах оно достигает нескольких десятков и сотен микрограммов в литре [3]. Средняя концентрация в морских водах - 0.05 мкг/дм 3 [12, 14, 19]. ПДК хром (III) в поверхностных водах составляет 0,005 мг/дм 3 , а хром (VI) - 0,001 мг/дм 3 [22,23].
Цинк попадает в природные воды в результате протекающих в природе процессов разрушения и растворения горных пород и минералов (сфалерит, цинкит, госларит, смитсонит, каламин), а также со сточными водами рудообогатительных фабрик и гальванических цехов, производств пергаментной бумаги, минеральных красок, вискозного волокна и др. В воде цинк существует главным образом в ионной форме или в форме его минеральных и органических комплексов, иногда встречается в нерастворимых формах: в виде гидроксида, карбоната, сульфида и др.
В речных водах концентрация цинка обычно колеблется от 3 до 120 мкг/дм 3 , в морских - от 1,5 до 10 мкг/дм 3 . Содержание в рудных и особенно в шахтных водах с низкими значениями рН может быть значительным.
Цинк относится к числу активных микроэлементов, влияющих на рост и нормальное развитие организмов. В то же время многие соединения цинка токсичны, прежде всего его сульфат и хлорид [3].
ПДК цинка в поверхностных водах составляет 0,5 мг/дм 3 [22,23].
Присутствие никеля в природных водах обусловлено составом пород, через которые проходит вода: он обнаруживается в местах месторождений сульфидных медно-никелевых руд и железоникелевых руд. В воду попадает из почв и из растительных и животных организмов при их распаде. Повышенное по сравнению с другими типами водорослей содержание никеля обнаружено в сине-зеленых водорослях. Соединения никеля в водные объекты поступают также со сточными водами цехов никелирования, заводов синтетического каучука, никелевых обогатительных фабрик. Значительные выбросы никеля сопровождают сжигание ископаемого топлива.
Концентрация его может понижаться в результате выпадения в осадок таких соединений, как цианиды, сульфиды, карбонаты или гидроксиды (при повышении рН), за счет потребления его водными организмами и процессов адсорбции [3].
В поверхностных водах соединения никеля находятся в растворенном, взвешенном и коллоидном состояниях, количественное соотношение между которыми зависит от состава воды, температуры и значений рН. Сорбентами соединений никеля могут быть гидроксид железа, органические вещества, высокодисперсный карбонат кальция, глины. Растворенные формы соединений никеля представляют собой главным образом комплексные ионы, наиболее часто с аминокислотами, гуминовыми и фульвокислотами, а также в виде прочного цианидного комплекса. Наиболее распространены в природных водах соединения никеля, в которых он находится в степени окисления Ni 2+ . Соединения Ni 3+ образуются обычно в щелочной среде.
Соединения никеля играют важную роль в кроветворных процессах, являясь катализаторами. Повышенное его содержание оказывает специфическое действие на сердечно-сосудистую систему. Никель принадлежит к числу канцерогенных элементов. Он способен вызывать респираторные заболевания. Считается, что свободные ионы никеля (Ni 2+ ) примерно в 2 раза более токсичны, чем его комплексные соединения.
Читайте также: