Metale ciężkie w wodzie. Zanieczyszczenie ścieków metalami ciężkimi i ich solami Źródła zanieczyszczenia wód metalami ciężkimi

Skład i właściwości wód powierzchniowych charakteryzują następujące wskaźniki: stosunek substancji występujących we frakcjach zawieszonych i rzeczywiście rozpuszczalnych, mineralizacja całkowita wody, przewodność elektryczna, skład jonowy, poziom pH. Bardzo istotna jest obecność substancji w fazie stałej, tworzą one osady denne.

Stosunek substancji chemicznych w stanie rozpuszczonym i zawieszonym zależy zarówno od właściwości substancji, jak i od formy ich wprowadzenia ze źródeł naturalnych i sztucznych. Wszelkie zmiany w składzie wody wyraźniej wyrażają się w składzie osadów dennych i utrzymują się dłużej. Często poszczególne czynniki technogeniczne nie powodują znaczących zmian w składzie prawdziwego roztworu, natomiast ani poziom pH, ani skład jonowy nie wykazują zaburzeń antropogenicznych, a lokalne zmiany w składzie osadów dennych, zwłaszcza w miejscach zrzutów wód ze sztolni i odpady poflotacyjne wskazują zakres systemów zanieczyszczenia wody.

Dokładnie zbadano skład wód powierzchniowych w krajobrazie naturalnym. Wody europejskiej części Rosji są neutralne, wodorowęglanowo-wapniowe. Są słabo zmineralizowane, zawierają 200-400 mg/l soli. Skład wód jest dynamiczny.

Skład wód zmienia się pod wpływem obciążenia antropogenicznego. Zanieczyszczenia dostają się do wód powierzchniowych poprzez emisję (ciekłą i gazową) ścieków przemysłowych i komunalnych, transport substancji w wyniku erozji wodnej, przepływ boczny i migrację wewnątrzglebową. Wody gruntowe mogą być również zanieczyszczone poprzez podziemne zakopywanie substancji zanieczyszczających.

Pod wpływem obciążenia technogenicznego zmienia się przede wszystkim skład zawiesin i zwiększa się udział substancji w ich składzie. W wyniku migracji mechanicznej stosunek pierwiastków litofilnych do substancji zanieczyszczających w zawiesinie zmienia się na korzyść tych drugich. Na przykład w warunkach tła stosunek Me w roztworze/Me w zawiesinie wynosi 12-26 dla Zn, 2-4 dla Cu, 0,3-3 dla Mn; w strefie technogenicznej metale są skoncentrowane w zawiesinie (tj. stosunek ten ma spadło do wartości< 1).

W wyniku technogennej akumulacji w osadach dennych mogą powstawać technogeniczne anomalie geochemiczne. Wzrasta stopień akumulacji w nich pierwiastków chemicznych, ich lista poszerza się w porównaniu z naturalnymi, skład zespołów paragenetycznych wykazuje coraz większe podobieństwo do pyłowej części emisji.

Pod wpływem zanieczyszczeń zmienia się skład frakcji rozpuszczonej. Wzrasta mineralizacja wody. Zmiany składu wód związane są ze źródłami zanieczyszczeń. Wody powierzchniowe w miastach często stają się słonawe, a stężenie soli sięga 1 g/l lub więcej. Skład węglowodorowy wód zmienia się w strefie technogenicznej na wodorowęglanowo-siarczanowy, a w miastach nawet na chlorek sodu. Zawartość siarczanów i fosforanów wzrasta dziesiątki i setki razy. Płynne odpady z produkcji stali zmieniają skład wody na chlorek wapnia.

Zanieczyszczone wody powierzchniowe mają zdolność samooczyszczania. Samooczyszczanie zanieczyszczonej wody następuje głównie poprzez usunięcie zanieczyszczającej wody w postaci zawiesiny. Stosunek cząstek metali o zmiennej wartościowości w wodach może się zmieniać pod wpływem utleniania jonów metali przez nadtlenek wodoru, który stale występuje w wodach w zmiennych ilościach. Osady denne cieków powierzchniowych służą jako odbiornik różnych ścieków przemysłowych i rolniczych, dopływających ze ściekami. Stanowią one końcowe ogniwo w transporcie substancji ze zlewni i ich akumulacji z osadami korytowymi. W przypadku skażenia tych terenów w osadach dennych powstają specyficzne technogeniczne anomalie geochemiczne. Z tego powodu tradycyjnie wykorzystuje się je do identyfikacji składu, natężenia i skali zanieczyszczeń technogennych.

Technogeniczne anomalie geochemiczne zanieczyszczonych rzek różnią się składem wieloelementowym. Stwierdzono prawidłowości w kształtowaniu się składu związków geochemicznych oraz intensywności koncentracji pierwiastków chemicznych w osadach dennych rzek narażonych na działanie ścieków pochodzących z różnego rodzaju działalności przemysłowej (Yanin, 2002).

W osadach dennych obszarów górniczych obserwuje się sztuczne anomalie geochemiczne, różniące się od naturalnych analogów. Często intensywność koncentracji pierwiastków śladowych w osadach dennych jest większa niż w głównych składnikach wydobywanych rud. Rośnie w cyklu: eksploracja - wydobycie - wzbogacanie - przeróbka rudy. Zanieczyszczenia dostają się wraz z emisjami aerozolu do osadów dennych, ze zwałowisk i odpadów poflotacyjnych, wpływając na skład spływów powierzchniowych na terenie kompleksu górniczego. Poziomy wielu pierwiastków chemicznych w osadach technogenicznych nie są gorsze od ich ilości w rudach. Zasięg anomalii geochemicznych spowodowanych przez człowieka znacznie wzrasta. Jeśli długość naturalnych anomalii geochemicznych (spływów dyspersji rudy) mierzy się w pierwszych setkach metrów, wówczas długość strumieni dyspersji spowodowanych przez człowieka sięga kilkudziesięciu kilometrów. Poziom akumulacji pierwiastków w osadach korytowych jest szczególnie wysoki poniżej dopływu ścieków z odpadów poflotacyjnych. Przykładowo w strefie wpływu zakładu wydobycia i przeróbki molibdenu i wolframu w Osetii Północnej pierwiastkami wiodącymi w układzie geochemicznym w osadach dennych są Mo i W, w strefie wpływu działalności górniczej udział Sn, Istotne znaczenie mają Pb, V, Ga, któremu towarzyszą Bi i Sb.

Wpływ funkcjonowania zespołów przemysłowo-miejskich na osady denne rzek regionu ustalił E. P. Yanin (2002) na przykładzie rzek i potoków obwodu moskiewskiego. Pierwiastki chalkofilne o niskiej wartości Clarke'a i wysokiej toksyczności (Hg, Ag, Cd, Sn, Bi, W, Mo, Pb, Zn, Cu, Ni) akumulują się najintensywniej w osadach dennych regionu, a ich zawartość w osadach dennych wynosi 2 -3 rzędy wielkości wyższe niż poziomy tła. Ogólnie rzecz biorąc, parametry jakościowe i ilościowe zanieczyszczeń osadów zależą w większym stopniu od infrastruktury przemysłowej osiedli, niż od ich wielkości. Z reguły anomalie o największej mocy i złożonym składzie są typowe dla przedsiębiorstw stosujących w cyklu technologicznym różne procesy fizyczne i chemiczne, które produkują i przetwarzają metale nieżelazne.

Na terenach rolniczych skład zespołów geochemicznych osadów dennych jest zdeterminowany specyficznym użytkowaniem gruntów w zlewni. Szczególne znaczenie ma stosowanie nawozów organicznych i mineralnych, przepływ ścieków i odchodów zwierzęcych. Dla większości pierwiastków chemicznych skoncentrowanych w osadach dennych typowy jest poziom Kc wynoszący 1,5-7. Dla stref dotkniętych kompleksami hodowlanymi typowa jest akumulacja Hg, Ag, Zn, As, Se, P oraz w mniejszym stopniu Sn, Mo i Cd w osadach dennych. W strefach rolniczych i o złożonym użytkowaniu rolniczym najbardziej zauważalną akumulacją w osadach dennych są P, Ag, a czasami As, Mn, Sn, Cd. W strefach wpływu osadnictwa rolniczego - akumulacja Ag, P, rzadziej Bi, Ni, Zn, Pb; w osadach cieków wodnych w pobliżu działek daczy - P, Sn, Mn, Ga. W zdecydowanej większości przypadków najwyższy poziom akumulacji pierwiastków chemicznych w osadach dennych obserwuje się na tych odcinkach rzek, które są narażone na hodowlę zwierząt.

Jeśli znajdziesz błąd, zaznacz fragment tekstu i kliknij Ctrl+Enter.

Wyślij swoją dobrą pracę do bazy wiedzy jest prosta. Skorzystaj z poniższego formularza

Studenci, doktoranci, młodzi naukowcy, którzy wykorzystują bazę wiedzy w swoich studiach i pracy, będą Państwu bardzo wdzięczni.

Wysłany dnia http://www.allbest.ru/

Ministerstwo Edukacji Republiki Białorusi

Instytucja edukacyjna

„Gomel State University imienia Franciszka Skaryny”

Wydział Biologii

Wydział Chemii

Projekt kursu

na temat: Problemy zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi

Uczeń grupy BI-21 Chembergenova G.R.

Homel 2015

ZAWARTOŚĆANIE

WSTĘP

Metale ciężkie w biosferze

Metale ciężkie jako substancje toksyczne w wodach naturalnych

Metale ciężkie w glebach

Wpływ metali ciężkich na koszt mikrobiologiczny gleb

Metale ciężkie w roślinach

Oczyszczanie zbiorników wodnych z metali alkalicznych i ciężkich za pomocą wyższych roślin wodnych

WNIOSEK

WSTĘP

Wśród metali ciężkich niektóre są niezwykle niezbędne do podtrzymywania życia człowieka i innych organizmów żywych i należą do tzw. pierwiastków biogennych. Inne powodują odwrotny skutek i przedostając się do żywego organizmu prowadzą do jego zatrucia lub śmierci. Metale te należą do klasy ksenobiotyków, czyli obcych organizmom żywym. Specjaliści ds. ochrony środowiska zidentyfikowali grupę priorytetową wśród metali toksycznych. Do najniebezpieczniejszych dla zdrowia ludzi i zwierząt zalicza się kadm, miedź, arsen, nikiel, rtęć, ołów, cynk i chrom. Spośród nich najbardziej toksyczne są rtęć, ołów i kadm.

Możliwe źródła zanieczyszczenia biosfery metalami ciężkimi obejmują przedsiębiorstwa metalurgii żelaza i metali nieżelaznych (emisje aerozoli zanieczyszczających atmosferę, ścieki przemysłowe zanieczyszczające wody powierzchniowe), inżynierię mechaniczną (kąpiele galwaniczne do miedziowania, niklowania, chromowania, kadmowanie), zakłady przetwórstwa akumulatorów i transport samochodowy.

Chociaż, jak wspomniano powyżej, metale toksyczne mogą przedostawać się również poprzez aerozole, do organizmu żywego przedostają się one jednak głównie poprzez wodę. Metale toksyczne, gdy dostaną się do organizmu, najczęściej nie ulegają znaczącym przemianom, jak to ma miejsce w przypadku substancji toksycznych organicznych, a wchodząc w cykl biochemiczny, opuszczają go niezwykle powoli.

Do monitorowania jakości wód powierzchniowych stworzono różnorodne serwisy obserwacji hydrobiologicznej. Monitorują stan zanieczyszczenia ekosystemów wodnych pod wpływem oddziaływania antropogenicznego. Ponieważ na taki ekosystem składa się zarówno samo medium (woda), jak i inne składniki (osady denne i organizmy żywe – hydrobionty), bardzo istotna jest informacja o rozmieszczeniu metali ciężkich pomiędzy poszczególnymi elementami ekosystemu. Wiarygodne dane w tym przypadku można uzyskać stosując nowoczesne metody chemii analitycznej, które pozwalają na oznaczenie zawartości metali ciężkich na poziomie stężeń tła.

Należy zauważyć, że postęp w rozwoju metod analitycznych umożliwił rozwiązanie takich globalnych problemów, jak identyfikacja głównych źródeł zanieczyszczeń w biosferze, ustalenie dynamiki zanieczyszczeń i przemian zanieczyszczeń, ich transferu i migracji. Jednocześnie metale ciężkie zostały sklasyfikowane jako jeden z najważniejszych obiektów analiz. Ponieważ ich zawartość w materiałach naturalnych może się znacznie różnić, metody ich oznaczania muszą zapewniać rozwiązanie problemu. W wyniku wysiłków analityków wielu krajów opracowano metody umożliwiające oznaczenie metali ciężkich na poziomie femtogramów (10-15 g) lub w obecności jednego (!) atomu w badanej objętości próbki na przykład nikiel w żywej komórce.

Nie tylko chemicy analitycy, biolodzy i ekolodzy (ich działalność jest tradycyjnie związana z tą problematyką) wykazują zawodowe zainteresowanie złożonym i wieloaspektowym problemem, jakim jest chemiczne zanieczyszczenie środowiska metalami ciężkimi i który obejmuje różne dyscypliny i stał się już niezależnym interdyscyplinarnym dziedzinie wiedzy. , ale także lekarze. W obiegu informacji naukowych i popularnonaukowych, a także w mediach coraz częściej pojawiają się materiały dotyczące wpływu metali ciężkich na zdrowie człowieka. Dlatego w Stanach Zjednoczonych zwrócono uwagę na przejawy agresywności u dzieci ze względu na zwiększoną zawartość ołowiu w ich organizmie. W innych regionach planety wzrost liczby przestępstw i samobójstw wiąże się także ze wzrostem zawartości tych substancji toksycznych w środowisku. Interesujące jest omówienie wybranych aspektów chemicznych i środowiskowo-chemicznych problemu rozmieszczenia metali ciężkich w środowisku.

Metale ciężkie w biosferze

Metale ciężkie obejmują ponad 40 pierwiastków chemicznych układu okresowego o masie atomowej przekraczającej 50 a. e.m. Czasami metale ciężkie to pierwiastki, które mają gęstość większą niż 7 - 8 tys. kg/m3 (z wyjątkiem metali szlachetnych i rzadkich). Grupa pierwiastków, oznaczona jako TM, aktywnie uczestniczy w procesach biologicznych, wiele z nich wchodzi w skład enzymów. Zestaw metali ciężkich w dużej mierze pokrywa się z listą mikroelementów. Większość mikroelementów pełni w organizmach żywych funkcje inicjatorów i aktywatorów procesów biochemicznych.

Obszary, w których stężenie pierwiastków chemicznych z przyczyn naturalnych jest wyższe lub niższe od poziomu tła, nazywane są prowincjami biochemicznymi. Tworzenie się prowincji biochemicznych wynika z właściwości skał tworzących glebę, procesu glebotwórczego, a także obecności anomalii rudy. W przypadku zanieczyszczenia biosfery powstają anomalie technogenne, w których zawartość pierwiastków przekracza poziom tła 10-krotnie lub więcej.

Metale ciężkie obejmują chrom, mangan, żelazo, kobalt, nikiel, miedź, cynk, gal, german, molibden, kadm, cynę, antymon, tellur, wolfram, rtęć, tal, ołów, bizmut. Głównymi naturalnymi źródłami metali ciężkich są skały (magmowe i osadowe) oraz minerały skałotwórcze. Wiele minerałów w postaci silnie zdyspergowanych cząstek wchodzi w skład mikrozanieczyszczeń w masie skał. Na przykład minerały tytanu (brookit, ilmenit). Minerały skałotwórcze zawierają także pierwiastki śladowe jako zanieczyszczenia izomorficzne w strukturze sieci metalowych, zastępując makroelementy o podobnym promieniu. Na przykład K na Sr, Pb, B; Na - Cd, Mn, Cr, Bi; Mg – Ni, Co, Zn, Sb, Sn, Pb, Mn; Fe - Cd, Mn, Sr, Bi.

W ostatnich dziesięcioleciach działalność antropogeniczna ludzkości została intensywnie włączona w procesy migracji metali ciężkich w środowisku przyrodniczym. Ilości pierwiastków chemicznych dostających się do środowiska w wyniku technogenezy w niektórych przypadkach znacznie przekraczają poziom ich naturalnego pobrania. Na przykład globalne uwalnianie Pb ze źródeł naturalnych rocznie wynosi 12 tysięcy ton. i emisje antropogeniczne 332 tys. ton. Na podstawie poniższych danych można ocenić skalę antropogenicznej działalności człowieka: udział ołowiu technogennego wynosi 94-97% (reszta to źródła naturalne), kadmu – 84-89%, miedzi – 56-87%, niklu – 66-75%, rtęć - 58% itd. Jednocześnie 26-44% światowego antropogenicznego przepływu tych pierwiastków przypada na Europę, a na europejskie terytorium byłego ZSRR przypada 28-42% wszystkich emisji w Europie (Wronski, 1996). Poniżej przedstawiono krótki opis właściwości metali z uwzględnieniem charakterystyki ich zachowania w glebach.

Formy występowania metali ciężkich wwody powierzchniowe

Najważniejszym wskaźnikiem jakości siedliska jest stopień czystości wód powierzchniowych. Toksyczny metal, gdy znajdzie się w zbiorniku lub rzece, jest rozprowadzany pomiędzy elementami ekosystemu wodnego. Jednak nie każda ilość metalu powoduje zaburzenie tego układu. Oceniając zdolność ekosystemu do przeciwstawienia się zewnętrznym skutkom toksycznym, zwyczajowo mówi się o zdolności buforowej ekosystemu. Zatem przez pojemność buforową ekosystemów słodkowodnych w stosunku do metali ciężkich rozumiana jest taka ilość metalu toksycznego, której podaż nie zakłóca w istotny sposób naturalnego funkcjonowania całego badanego ekosystemu. W tym przypadku sam toksyczny metal rozkłada się na następujące składniki: 1) metal w postaci rozpuszczonej; 2) pochłaniane i gromadzone przez fitoplankton, czyli mikroorganizmy roślinne; 3) zatrzymywane przez osady denne w wyniku sedymentacji zawieszonych cząstek organicznych i mineralnych ze środowiska wodnego; 4) adsorbowane na powierzchni osadów dennych bezpośrednio ze środowiska wodnego w postaci rozpuszczalnej; 5) zlokalizowane w postaci zaadsorbowanej na zawieszonych cząstkach.

Na formy występowania metali w wodach wpływają hydrobionty (np. mięczaki). Zatem badając zachowanie miedzi w wodach powierzchniowych obserwuje się sezonowe wahania jej stężenia: zimą są maksymalne, a latem zmniejszają się z powodu aktywnego wzrostu biomasy. Kiedy zawieszone cząstki organiczne, które mają zdolność adsorbowania jonów miedzi, osiadają, te ostatnie przedostają się do osadów dennych, co prowadzi do obserwowanego efektu. Należy również zaznaczyć, że intensywność tego procesu zależy od szybkości sedymentacji zawiesin, czyli pośrednio od takich czynników, jak wielkość i ładunek cząstek adsorbujących jony miedzi.

Oprócz akumulacji metali w wyniku adsorpcji i późniejszej sedymentacji, w wodach powierzchniowych zachodzą inne procesy, które odzwierciedlają odporność ekosystemów na toksyczne działanie takich substancji zanieczyszczających. Najważniejszym z nich jest wiązanie jonów metali w środowisku wodnym przez rozpuszczone substancje organiczne. W tym przypadku całkowite stężenie substancji toksycznej w wodzie nie ulega zmianie. Niemniej jednak ogólnie przyjmuje się, że najbardziej toksyczne są uwodnione jony metali, natomiast te związane w kompleksach są mniej niebezpieczne lub nawet prawie nieszkodliwe. Specjalne badania wykazały, że nie ma wyraźnego związku pomiędzy całkowitym stężeniem toksycznego metalu w naturalnych wodach powierzchniowych a ich toksycznością.

Naturalne wody powierzchniowe zawierają wiele substancji organicznych, z których 80% to silnie utlenione polimery, takie jak substancje humusowe, które przedostają się do wody z gleby. Pozostała część substancji organicznych rozpuszczalnych w wodzie to produkty przemiany materii organizmów (polipeptydy, polisacharydy, kwasy tłuszczowe i aminokwasy) lub zanieczyszczenia pochodzenia antropogenicznego o podobnych właściwościach chemicznych. Wszystkie oczywiście ulegają różnym przemianom w środowisku wodnym. Ale jednocześnie wszystkie są rodzajem odczynników tworzących kompleksy, które wiążą jony metali w kompleksy, a tym samym zmniejszają toksyczność wody.

Różne wody powierzchniowe w różny sposób wiążą toksyczne jony metali, wykazując różne pojemności buforowe. Wody południowych jezior, rzek i zbiorników wodnych, które posiadają duży zestaw naturalnych składników (substancje humusowe, kwasy huminowe i kwasy fulwowe) oraz ich wysokie stężenia, mają zdolność do skuteczniejszej naturalnej detoksykacji w porównaniu do wód zbiorników na północy i strefę umiarkowaną. Zatem, niezależnie od innych czynników, toksyczność wód zawierających zanieczyszczenia zależy również od warunków klimatycznych strefy naturalnej. Należy zaznaczyć, że o pojemności buforowej wód powierzchniowych w stosunku do metali toksycznych decyduje nie tylko obecność rozpuszczonej materii organicznej i zawiesiny, ale także zdolność akumulacyjna hydrobiontów oraz kinetyka absorpcji jonów metali przez wszystkie składniki ekosystemu, w tym kompleksowanie z rozpuszczonymi substancjami organicznymi. Wszystko to wskazuje na złożoność procesów zachodzących w wodach powierzchniowych, gdy przedostają się do nich zanieczyszczenia metaliczne.

Co ciekawe, kwasy huminowe, czyli specyficzne, naturalne związki wielkocząsteczkowe powstające podczas przemian resztek roślinnych w glebie pod wpływem mikroorganizmów, najwyraźniej mają największą zdolność wiązania jonów metali ciężkich w trwałe kompleksy. Zatem stałe stabilności odpowiednich humusów (kompleksów jonów metali ciężkich z kwasami huminowymi) przyjmują wartości w zakresie 105-1012, w zależności od charakteru metalu. Trwałość humusów zależy od kwasowości środowiska wodnego.

Choć chemiczno-analityczny aspekt problemu określenia form występowania metali w wodach naturalnych został sformułowany około 20 lat temu, dopiero wraz z pojawieniem się najnowocześniejszych metod analizy problem ten stał się możliwy do rozwiązania. Wcześniej oznaczano jedynie zawartość brutto metali ciężkich w wodzie i ustalano rozkład pomiędzy formą zawieszoną i rozpuszczoną. Jakość wód zanieczyszczonych metalami oceniano na podstawie porównania danych o ich zawartości brutto z wartościami MPC. Obecnie taką ocenę uważa się za niepełną i bezpodstawną, ponieważ o działaniu biologicznym metalu decyduje jego stan w wodach, a są to z reguły kompleksy z różnymi składnikami. Jak zauważono powyżej, w niektórych przypadkach, na przykład kompleksując ze związkami organicznymi pochodzenia naturalnego, kompleksy te są nie tylko mało toksyczne, ale często mają stymulujący wpływ na rozwój organizmów wodnych, ponieważ w tym przypadku stają się biologicznie dostępne do organizmów.

Przy opracowywaniu istniejących MPC nie uwzględniono procesów kompleksowania, a wpływ nieorganicznych soli metali ciężkich na organizmy żywe oceniano w czystych roztworach wodnych przy braku rozpuszczonych substancji organicznych pochodzenia naturalnego. Ściśle mówiąc, taka ocena jest trudna, a czasem niemożliwa.

Zatem toksyczność wody zanieczyszczonej metalami ciężkimi zależy głównie od stężenia jonów metali w wodzie lub prostych kompleksów z jonami nieorganicznymi. Obecność innych substancji kompleksujących, przede wszystkim organicznych, zmniejsza toksyczność. Opisane powyżej zjawisko kumulacji substancji toksycznych w osadach dennych może powodować wtórną toksyczność wód. Rzeczywiście, nawet jeśli źródło zanieczyszczeń zostanie wyeliminowane i, jak mówią, „woda jest normalna”, w przyszłości możliwa stanie się odwrotna migracja metalu z osadów dennych do wody. Prognozowanie stanu systemów wodnych powinno zatem opierać się na danych pochodzących z analiz wszystkich ich elementów, przeprowadzanych w określonych odstępach czasu.

Metale ciężkie jako substancje toksyczne w wodach naturalnych

Z listy priorytetowych zanieczyszczeń metalami za największe zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt uznajemy rtęć, ołów i kadm.

Rtęć. W środowisku związki rtęci o różnym stopniu utlenienia metalu, czyli Hg(0), Hg(I), Hg(II), mogą ze sobą reagować. Największe zagrożenie stwarzają związki organiczne, przede wszystkim alkilowe. Najbardziej pojemnym akumulatorem związków rtęci (do 97%) są wody powierzchniowe oceanów. Około połowa rtęci przedostaje się do środowiska naturalnego z przyczyn spowodowanych działalnością człowieka.

W środowisku wodnym rtęć tworzy związki metaloorganiczne typu R-Hg-X i R-Hg-R, gdzie R oznacza rodnik metylowy lub etylowy. Ze źródeł antropogenicznych rtęć przedostaje się do systemów wodnych w postaci głównie rtęci metalicznej, jonów Hg(II) i octanu fenylortęci. Dominującą formą rtęci występującą w rybach jest metylortęć, która powstaje biologicznie przez enzymy mikroorganizmów. W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych zawartość rtęci waha się w granicach 0,2-0,1 µg/l, w wodach morskich jest trzykrotnie mniejsza. Rośliny wodne pochłaniają rtęć. Związki organiczne R-Hg-R" w planktonie słodkowodnym występują w wyższych stężeniach niż w planktonie morskim. Organiczne związki rtęci są wydalane z organizmu wolniej niż nieorganiczne. Obowiązująca norma dotycząca maksymalnej zawartości tej substancji toksycznej (0,5 μg/kg ) służy do kontroli jakości produktów spożywczych. Zakłada się, że rtęć występuje w postaci związków metylowanych, które w przypadku spożycia przez organizm człowieka mogą wywołać chorobę Minimata.

Ołów. Połowa całkowitej ilości tej substancji toksycznej przedostaje się do środowiska w wyniku spalania benzyny ołowiowej. W układach wodnych ołów wiąże się głównie poprzez adsorpcję z zawieszonymi cząsteczkami lub występuje w postaci rozpuszczalnych kompleksów z kwasami huminowymi. Po biometylacji, podobnie jak w przypadku rtęci, ołów ostatecznie tworzy tetrametyloołów. W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych lądu zawartość ołowiu zwykle nie przekracza 3 µg/l. Rzeki w regionach przemysłowych mają wyższą zawartość ołowiu. Śnieg może akumulować tę toksyczność w znacznych ilościach: w pobliżu dużych miast jego zawartość może sięgać prawie 1 miliona μg/l, a w pewnej odległości od nich ~1-100 μg/l.

Rośliny wodne dobrze akumulują ołów, ale na różne sposoby. Czasami fitoplankton zatrzymuje go ze współczynnikiem stężenia do 105, podobnie jak rtęć. Ołów gromadzi się w rybach w niewielkim stopniu, dlatego jest stosunkowo mniej niebezpieczny dla człowieka w tym ogniwie łańcucha troficznego. Związki metylowe występują stosunkowo rzadko u ryb w normalnych warunkach wodnych. W regionach o emisji przemysłowej akumulacja tetrametyloołowiu w tkankach ryb następuje sprawnie i szybko – ostre i przewlekłe narażenie na ołów występuje przy poziomie skażenia 0,1-0,5 µg/l. W organizmie człowieka ołów może gromadzić się w szkielecie, zastępując wapń.

Kadm. Właściwości chemiczne tego metalu są podobne do cynku. Może zastąpić te ostatnie w centrach aktywnych enzymów zawierających metale, prowadząc do gwałtownego zakłócenia funkcjonowania procesów enzymatycznych.

W złożach rud kadm występuje zwykle razem z cynkiem. W układach wodnych kadm wiąże się z rozpuszczonymi substancjami organicznymi, zwłaszcza jeśli w ich strukturze występują grupy sulfhydrylowe SH. Kadm tworzy także kompleksy z aminokwasami, polisacharydami i kwasami huminowymi. Uważa się jednak, że sama obecność wysokich stężeń tych ligandów zdolnych do wiązania kadmu nie jest jeszcze wystarczająca, aby obniżyć stężenie wolnych jonów wodnych kadmu do poziomu bezpiecznego dla organizmów żywych. Adsorpcja jonów kadmu przez osady denne silnie zależy od kwasowości ośrodka. W obojętnych środowiskach wodnych wolny jon kadmu jest prawie całkowicie absorbowany przez cząstki osadów dennych.

Obecnie głównym źródłem zanieczyszczenia środowiska tą toksyną są miejsca pochówku akumulatorów niklowo-kadmowych. Jak już wspomniano, w produktach erupcji Etny znaleziono kadm. Stężenie kadmu w wodzie deszczowej może przekraczać 50 µg/l.

W zbiornikach słodkowodnych i rzekach zawartość kadmu waha się w granicach 20-400 ng/l.

Najmniejszą jego zawartość w oceanie odnotowano na Pacyfiku, na wschód od Wysp Japońskich (~0,8-9,6 ng/l na głębokości 8-5500 m). Metal ten gromadzi się w roślinach wodnych oraz w tkankach narządów wewnętrznych ryb (ale nie w mięśniach szkieletowych).

Kadm jest na ogół mniej toksyczny dla roślin niż metylortęć, a jego toksyczność jest porównywalna z ołowiem.

Próg ostrej toksyczności dla kadmu waha się od 0,09 do 105 μg/l dla ryb słodkowodnych. Zwiększanie twardości wody zwiększa stopień ochrony organizmu przed zatruciem kadmem. Znane są przypadki ciężkiego zatrucia ludzi kadmem, który dostał się do organizmu poprzez łańcuchy troficzne (choroba Itai-Itai). Kadm jest usuwany z organizmu przez długi czas (około 30 lat).

Metale ciężkie w glebach

Zawartość HM w glebach zależy, jak ustaliło wielu badaczy, od składu skał pierwotnych, których znaczne zróżnicowanie wiąże się ze złożoną historią geologiczną rozwoju tych terytoriów. Skład chemiczny skał glebotwórczych, reprezentowany przez produkty wietrzenia skał, jest zdeterminowany składem chemicznym skał pierwotnych i zależy od warunków transformacji supergenu. gleba stawowa z metali ciężkich

Pierwszym etapem przemian tlenków metali ciężkich w glebie jest ich oddziaływanie z roztworem glebowym i jego składnikami. Nawet w tak prostym układzie jak woda będąca w równowadze z CO2, powietrze atmosferyczne, tlenki HM ulegają zmianom i różnią się znacząco trwałością.

Proces transformacji HM dostających się do gleby podczas technogenezy obejmuje następujące etapy:

1) przemiana tlenków metali ciężkich w wodorotlenki (węglany, wodorowęglany);

2) rozpuszczanie wodorotlenków metali ciężkich i adsorpcja odpowiednich kationów HM przez fazy stałe gleb;

3) powstawanie fosforanów metali ciężkich i ich związków z materią organiczną gleby.

Metale ciężkie uwalniane na powierzchnię gleby gromadzą się w kolumnie gleby, zwłaszcza w górnym horyzoncie, i są powoli usuwane w wyniku wymywania, spożycia przez rośliny i erozji. Pierwszy okres półtrwania HM różni się znacząco dla poszczególnych pierwiastków: Zn – 70 – 510 lat, Cd – 13 – 110 lat, Cu – 310 – 1500 lat, Pb – 740 – 5900 lat.

Ołów (Pb). Masa atomowa 207,2. Pierwiastkiem priorytetowym jest substancja toksyczna. Wszystkie rozpuszczalne związki ołowiu są trujące. W warunkach naturalnych występuje głównie w postaci PbS. Clark Pb w skorupie ziemskiej 16,0 mg/kg. W porównaniu do innych HM jest najmniej mobilny, a stopień ruchomości tego pierwiastka ulega znacznemu zmniejszeniu w przypadku wapnowania gleb. Mobilny Pb występuje w postaci kompleksów z materią organiczną. Przy wysokich wartościach pH ołów wiąże się w glebie chemicznie w postaci wodorotlenków, fosforanów, węglanów i kompleksów Pb-organicznych.

Naturalna zawartość ołowiu w glebach jest dziedziczona ze skał macierzystych i jest ściśle powiązana z ich składem mineralogicznym i chemicznym. Średnie stężenie tego pierwiastka w glebach świata sięga według różnych szacunków od 10 do 35 mg/kg. Maksymalne dopuszczalne stężenie ołowiu w glebach w Rosji wynosi 30 mg/kg, w Niemczech – 100 mg/kg.

Wysokie stężenia ołowiu w glebach można wiązać zarówno z naturalnymi anomaliami geochemicznymi, jak i wpływem antropogenicznym. W przypadku zanieczyszczeń technogennych największe stężenie pierwiastka występuje zwykle w wierzchniej warstwie gleby. Na niektórych terenach przemysłowych osiąga 1000 mg/kg, a w powierzchniowej warstwie gleb wokół zakładów hutnictwa metali nieżelaznych w Europie Zachodniej – 545 mg/kg.

Zawartość ołowiu w glebach Rosji różni się znacznie w zależności od rodzaju gleby, bliskości przedsiębiorstw przemysłowych i naturalnych anomalii geochemicznych. W glebach obszarów mieszkalnych, szczególnie tych związanych z użytkowaniem i produkcją wyrobów zawierających ołów, zawartość tego pierwiastka jest często kilkudziesięciokrotnie lub kilkukrotnie wyższa od najwyższego dopuszczalnego stężenia. Według wstępnych szacunków aż na 28% powierzchni kraju zawartość Pb w glebie występuje średnio poniżej poziomu tła, a 11% można zaliczyć do strefy ryzyka. Jednocześnie w Federacji Rosyjskiej problem skażenia gleby ołowiem dotyczy przede wszystkim obszarów zamieszkałych.

Kadm (Cd). Masa atomowa 112,4. Kadm ma właściwości chemiczne zbliżone do cynku, różni się jednak od niego większą mobilnością w środowiskach kwaśnych i lepszą dostępnością dla roślin. W roztworze glebowym metal występuje w postaci Cd2+ i tworzy jony kompleksowe oraz chelaty organiczne. Głównym czynnikiem decydującym o zawartości pierwiastków w glebach przy braku oddziaływania antropogenicznego są skały macierzyste. Clarke'a kadmu w litosferze 0,13 mg/kg. W skałach glebotwórczych średnia zawartość metali wynosi: w iłach i łupkach – 0,15 mg/kg, w lessach i iłach lessopodobnych – 0,08, w piaskach i iłach piaszczystych – 0,03 mg/kg. W osadach czwartorzędowych zachodniej Syberii stężenie kadmu waha się w granicach 0,01-0,08 mg/kg.

Mobilność kadmu w glebie zależy od środowiska i potencjału redoks.

Średnia zawartość kadmu w glebach świata wynosi 0,5 mg/kg. Jego stężenie w pokrywie glebowej europejskiej części Rosji wynosi 0,14 mg/kg w glebie bielicowo-bielicowej, 0,24 mg/kg w czarnoziemie, 0,07 mg/kg w głównych typach gleb zachodniej Syberii. Przybliżona dopuszczalna zawartość (ATC) kadmu w glebach piaszczystych i piaszczysto-gliniastych w Rosji wynosi 0,5 mg/kg, w Niemczech MPC dla kadmu wynosi 3 mg/kg.

Zanieczyszczenie gleby kadmem jest uważane za jedno z najniebezpieczniejszych zjawisk środowiskowych, ponieważ gromadzi się w roślinach powyżej normy nawet przy słabym zanieczyszczeniu gleby. Najwyższe stężenia kadmu w wierzchniej warstwie gleby notuje się na terenach górniczych – do 469 mg/kg, w okolicach hut cynku do 1700 mg/kg.

Cynk (Zn). Masa atomowa 65,4. Jego Clarke w skorupie ziemskiej wynosi 83 mg/kg. Cynk koncentruje się w osadach ilastych i łupkach w ilościach od 80 do 120 mg/kg, w osadach deluwialnych, lessowych i ilastych Uralu, w iłach zachodniej Syberii – od 60 do 80 mg/kg.

Istotnymi czynnikami wpływającymi na mobilność Zn w glebach jest zawartość minerałów ilastych oraz pH. Wraz ze wzrostem pH pierwiastek przechodzi w kompleksy organiczne i wiąże się z glebą. Jony cynku również tracą ruchliwość, przedostając się do przestrzeni międzypakietowych sieci krystalicznej montmorylonitu. Cynk tworzy z materią organiczną formy stabilne, dlatego w większości przypadków akumuluje się w poziomach glebowych o dużej zawartości próchnicy oraz w torfach.

Przyczyną zwiększonej zawartości cynku w glebach mogą być zarówno naturalne anomalie geochemiczne, jak i zanieczyszczenia technogenne. Głównymi antropogenicznymi źródłami jego otrzymania są przede wszystkim przedsiębiorstwa hutnictwa metali nieżelaznych. Zanieczyszczenie gleby tym metalem doprowadziło na niektórych obszarach do jego niezwykle dużej akumulacji w górnych warstwach gleby – do 66 400 mg/kg. W glebie ogrodowej gromadzi się do 250 mg/kg cynku. MPC cynku dla gleb piaszczystych i piaszczysto-gliniastych wynosi 55 mg/kg; niemieccy naukowcy zalecają MPC 100 mg/kg.

Miedź (Cu). Masa atomowa 63,5. Clarka w skorupie ziemskiej wynosi 47 mg/kg (Winogradow, 1962). Chemicznie miedź jest metalem o niskiej aktywności. Podstawowym czynnikiem wpływającym na wartość zawartości Cu jest jego stężenie w skałach glebotwórczych. Spośród skał magmowych największa ilość pierwiastka gromadzi się w skałach zasadowych – bazaltach (100-140 mg/kg) i andezytach (20-30 mg/kg). Mniej zasobne w miedź są gliny okrywowe i lessowe (20-40 mg/kg). Najniższą jego zawartość stwierdza się w piaskowcach, wapieniach i granitach (5-15 mg/kg). Stężenie metalu w iłach europejskiej części byłego ZSRR sięga 25 mg/kg, w iłach lessowych – 18 mg/kg. Piaszczyste gliny i piaszczyste skały glebotwórcze gór Ałtaj kumulują średnio 31 mg/kg miedzi, na południu zachodniej Syberii – 19 mg/kg.

W glebach miedź jest pierwiastkiem słabo migrującym, chociaż zawartość formy mobilnej może być dość wysoka. Ilość miedzi mobilnej zależy od wielu czynników: składu chemicznego i mineralogicznego skały macierzystej, pH roztworu glebowego, zawartości materii organicznej itp. Największa ilość miedzi w glebie związana jest z tlenkami żelaza, manganu, wodorotlenków żelaza i glinu, a zwłaszcza montmorylonitu i wermikulitu. Kwasy humusowe i fulwowe mają zdolność tworzenia trwałych kompleksów z miedzią. Przy pH 7-8 rozpuszczalność miedzi jest najniższa.

Średnia zawartość miedzi w glebach świata wynosi 30 mg/kg. W pobliżu przemysłowych źródeł zanieczyszczeń można w niektórych przypadkach zaobserwować skażenie gleby miedzią w ilościach do 3500 mg/kg. Średnia zawartość metali w glebach środkowych i południowych regionów byłego ZSRR wynosi 4,5-10,0 mg/kg, południowej Syberii Zachodniej – 30,6 mg/kg, Syberii i Dalekiego Wschodu – 27,8 mg/kg. Maksymalne dopuszczalne stężenie miedzi w Rosji wynosi 55 mg/kg, maksymalne dopuszczalne stężenie dla gleb piaszczystych i piaszczysto-gliniastych wynosi 33 mg/kg, w Niemczech 100 mg/kg.

Nikiel (Ni). Masa atomowa 58,7. W osadach kontynentalnych występuje głównie w postaci siarczków i arseninów, występuje także w towarzystwie węglanów, fosforanów i krzemianów. Clarke pierwiastka w skorupie ziemskiej wynosi 58 mg/kg. Najwięcej metalu gromadzą skały ultrazasadowe (1400-2000 mg/kg) i zasadowe (200-1000 mg/kg), natomiast skały osadowe i kwaśne zawierają go w znacznie niższych stężeniach - 5-90 i 5-15 mg/kg, odpowiednio. Ich skład granulometryczny odgrywa ogromną rolę w akumulacji niklu w skałach glebotwórczych. Na przykładzie skał glebotwórczych zachodniej Syberii widać, że w skałach lżejszych jej zawartość jest najniższa, w skałach ciężkich najwyższa: w piaskach – 17, w glinach piaszczystych i iłach lekkich –22, iłach średnich – 36 , iły i gliny ciężkie -49.

Zawartość niklu w glebach zależy w dużej mierze od dostarczenia tego pierwiastka do skał glebotwórczych. Najwyższe stężenia niklu występują zwykle w glebach gliniastych i gliniastych, w glebach powstałych na skałach zasadowych i wulkanicznych oraz zasobnych w materię organiczną. O rozmieszczeniu Ni w profilu glebowym decyduje zawartość materii organicznej, tlenków amorficznych oraz ilość frakcji ilastej.

Poziom koncentracji niklu w wierzchniej warstwie gleby zależy również od stopnia zanieczyszczenia technogennego. Na obszarach o rozwiniętym przemyśle metalowym w glebach stwierdza się bardzo dużą kumulację niklu: w Kanadzie jego zawartość brutto sięga 206-26000 mg/kg, a w Wielkiej Brytanii zawartość form mobilnych sięga 506-600 mg/kg. W glebach Wielkiej Brytanii, Holandii, Niemiec, oczyszczonych osadami ściekowymi, nikiel gromadzi się w ilości do 84-101 mg/kg. W Rosji (wg badań 40-60% gleb na użytkach rolnych) 2,8% pokrywy glebowej jest zanieczyszczona tym pierwiastkiem. Udział gleb zanieczyszczonych Ni wśród innych HM (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As itp.) jest faktycznie największy i ustępuje jedynie gruntom zanieczyszczonym miedzią (3,8%). Według danych monitoringu gruntów Państwowej Stacji Służby Agrochemicznej „Buryacka” za lata 1993-1997. na terenie Republiki Buriacji przekroczenie maksymalnego dopuszczalnego stężenia niklu zarejestrowano na 1,4% gruntów badanych użytków rolnych, w tym gleby Zakamenskiego (20% gruntów - 46 tys. ha to skażone) i rejony Khorinsky (11% gruntów - 8 tysięcy hektarów jest skażony).

Chrom (Cr). Masa atomowa 52. W związkach naturalnych chrom ma wartościowość +3 i +6. Większość Cr3+ występuje w chromicie FeCr2O4 lub innych minerałach spinelowych, gdzie zastępuje Fe i Al, do których jest bardzo zbliżony pod względem właściwości geochemicznych i promienia jonowego.

Clarke'a chromu w skorupie ziemskiej - 83 mg/kg. Największe jego stężenia wśród skał magmowych charakteryzują się skałami ultramaficznym i zasadowymi (odpowiednio 1600-3400 i 170-200 mg/kg), najniższe dla skał średnich (15-50 mg/kg), a najniższe dla skał kwaśnych (4-50 mg/kg). 25 mg/kg).kg). Wśród skał osadowych największą zawartość pierwiastka stwierdzono w osadach ilastych i łupkach (60-120 mg/kg), minimalną w piaskowcach i wapieniach (5-40 mg/kg). Zawartość metali w skałach glebotwórczych różnych regionów jest bardzo zróżnicowana. W europejskiej części byłego ZSRR jego zawartość w najpowszechniejszych skałach glebotwórczych, takich jak less, węglan lessopodobny i iły okrywowe, wynosi średnio 75-95 mg/kg. Skały glebotwórcze zachodniej Syberii zawierają średnio 58 mg/kg Cr, a jego ilość jest ściśle związana ze składem granulometrycznym skał: skały piaszczyste i piaszczysto-gliniaste – 16 mg/kg, a skały średniogliniaste i ilaste – ok. 60 mg/kg.

W glebach większość chromu występuje w postaci Cr3+. W środowisku kwaśnym jon Cr3+ jest obojętny, przy pH 5,5 wytrąca się prawie całkowicie. Jon Cr6+ jest wyjątkowo niestabilny i łatwo ulega mobilizacji zarówno w glebach kwaśnych, jak i zasadowych. Adsorpcja chromu przez gliny zależy od pH ośrodka: wraz ze wzrostem pH adsorpcja Cr6+ maleje, a Cr3+ wzrasta. Materia organiczna gleby stymuluje redukcję Cr6+ do Cr3+.

Naturalna zawartość chromu w glebach zależy głównie od jego stężenia w skałach glebotwórczych, a jego rozmieszczenie w profilu glebowym zależy od cech uformowania gleby, w szczególności od składu granulometrycznego poziomów genetycznych. Średnia zawartość chromu w glebach wynosi 70 mg/kg. Największą zawartość tego pierwiastka charakteryzują gleby powstałe na skałach zasadowych i wulkanicznych bogatych w ten metal. Średnia zawartość Cr w glebach w USA wynosi 54 mg/kg, w Chinach – 150 mg/kg, na Ukrainie – 400 mg/kg. W Rosji jego wysokie stężenia w glebach w warunkach naturalnych wynikają ze wzbogacenia skał tworzących glebę. Czarnoziemy kurskie zawierają 83 mg/kg chromu, gleby bielicowo-bielicowe obwodu moskiewskiego - 100 mg/kg. W glebach Uralu, powstałych na serpentynitach, metal zawiera do 10 000 mg/kg, na Zachodniej Syberii – 86 – 115 mg/kg.

Udział źródeł antropogenicznych w zaopatrzeniu w chrom jest bardzo znaczący. Chrom metaliczny stosowany jest głównie do chromowania jako składnik stali stopowych. Do skażenia gleby Cr dochodzi w wyniku emisji z cementowni, składowisk żużli żelazowo-chromowych, rafinerii ropy naftowej, przedsiębiorstw hutnictwa żelaza i metali nieżelaznych, wykorzystania przemysłowych osadów ściekowych w rolnictwie, zwłaszcza garbarni, oraz nawozów mineralnych. Najwyższe stężenia chromu w glebach zanieczyszczonych technologicznie sięgają 400 mg/kg i więcej, co jest szczególnie charakterystyczne dla dużych miast. W Buriacji, według danych monitoringu gruntów, prowadzonego przez Państwową Stację Służby Agrochemicznej „Buryacka” za lata 1993-1997, 22 tys. hektarów jest skażonych chromem. Nadwyżki RPP o 1,6-1,8 razy odnotowano w obwodach Dzhidinsky (6,2 tys. Ha), Zakamensky (17,0 tys. Ha) i Tunkinsky (14,0 tys. Ha). Maksymalne dopuszczalne stężenie chromu w glebach w Rosji nie zostało jeszcze ustalone, ale w Niemczech dla gleb gruntów rolnych wynosi 200-500, dla działek przydomowych - 100 mg/kg.

Wpływ metali ciężkich na cenozę drobnoustrojów glebowych

Jednym z najskuteczniejszych wskaźników diagnostycznych zanieczyszczenia gleby jest jej stan biologiczny, który można ocenić na podstawie żywotności zamieszkujących ją mikroorganizmów glebowych.

Należy również wziąć pod uwagę, że mikroorganizmy odgrywają ważną rolę w migracji metali ciężkich w glebie. W procesie życia pełnią rolę producentów, konsumentów i agentów transportu w ekosystemie glebowym. Wiele grzybów glebowych wykazuje zdolność unieruchamiania metali ciężkich, utrwalania ich w grzybni i czasowego wyłączania z obiegu. Ponadto grzyby uwalniając kwasy organiczne neutralizują działanie tych pierwiastków, tworząc z nimi składniki mniej toksyczne i dostępne dla roślin niż wolne jony.

Pod wpływem zwiększonych stężeń metali ciężkich obserwuje się gwałtowny spadek aktywności enzymów: amylazy, dehydrogenazy, ureazy, inwertazy, katalazy, a także liczby niektórych cennych rolniczo grup mikroorganizmów. HM hamują procesy mineralizacji i syntezy różnych substancji w glebie, hamują oddychanie mikroorganizmów glebowych, powodują efekt mikrobiostatyczny i mogą działać jako czynnik mutagenny. Przy nadmiernej zawartości metali ciężkich w glebie zmniejsza się aktywność procesów metabolicznych, zachodzą przemiany morfologiczne w strukturze narządów rozrodczych i inne zmiany w faunie i florze gleby. HM mogą znacząco tłumić aktywność biochemiczną i powodować zmiany w ogólnej liczbie mikroorganizmów glebowych.

Zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi powoduje pewne zmiany w składzie gatunkowym kompleksu mikroorganizmów glebowych. Ogólnym zjawiskiem jest znaczne zmniejszenie bogactwa gatunkowego i różnorodności kompleksu mikromycetów glebowych w wyniku zanieczyszczenia. W społeczności drobnoustrojów zanieczyszczonej gleby pojawiają się gatunki mikromycetów nietypowe dla normalnych warunków i odporne na HM. Tolerancja mikroorganizmów na zanieczyszczenia gleby zależy od ich przynależności do różnych grup systematycznych. Gatunki z rodzaju Bacillus, mikroorganizmy nitryfikacyjne, są bardzo wrażliwe na wysokie stężenia metali ciężkich, nieco bardziej odporne są pseudomonady, streptomycetes i wiele rodzajów mikroorganizmów rozkładających celulozę, najbardziej odporne są grzyby i promieniowce.

Przy niskich stężeniach metali ciężkich obserwuje się pewną stymulację rozwoju społeczności drobnoustrojów, następnie w miarę wzrostu stężeń następuje częściowe zahamowanie, a w końcu jego całkowite zahamowanie. Znaczące zmiany w składzie gatunkowym rejestruje się przy stężeniach HM 50-300 razy wyższych niż tła.

Stopień zahamowania życiowej aktywności zbiorowisk drobnoustrojów zależy również od właściwości fizjologicznych i biochemicznych określonych metali zanieczyszczających gleby. Ołów negatywnie wpływa na aktywność biotyczną w glebie, hamując aktywność enzymów, zmniejszając intensywność wydzielania dwutlenku węgla i liczbę mikroorganizmów, powodując zaburzenia metabolizmu mikroorganizmów, zwłaszcza procesów oddychania i podziału komórek. Jony kadmu w stężeniu 12 mg/kg zakłócają wiązanie azotu atmosferycznego oraz procesy amonifikacji, nitryfikacji i denitryfikacji. Najbardziej podatne na działanie kadmu są grzyby, a niektóre gatunki całkowicie znikają po przedostaniu się metalu do gleby. Nadmiar cynku w glebie utrudnia fermentację rozkładu celulozy, oddychanie mikroorganizmów, działanie ureazy itp., w wyniku czego zostają zakłócone procesy przemian materii organicznej w glebie. Ponadto toksyczne działanie metali ciężkich zależy od zestawu metali i ich wzajemnego oddziaływania (antagonistycznego, synergistycznego lub kumulacyjnego) na mikroflorę. Zatem pod wpływem zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi zachodzą zmiany w kompleksie mikroorganizmów glebowych. Wyraża się to zmniejszeniem bogactwa i różnorodności gatunkowej oraz wzrostem odsetka mikroorganizmów tolerujących zanieczyszczenia.Intensywność samooczyszczania gleby z zanieczyszczeń zależy od aktywności procesów glebowych i aktywności życiowej zamieszkujących ją mikroorganizmów. Poziom skażenia gleby metalami ciężkimi wpływa na wskaźniki aktywności biochemicznej gleb, strukturę gatunkową i ogólną liczbę zbiorowisk drobnoustrojów. W glebach, w których zawartość metali ciężkich przekracza tło 2-5 razy i więcej, najbardziej zauważalnie zmieniają się poszczególne wskaźniki aktywności enzymatycznej, nieznacznie wzrasta całkowita biomasa zbiorowiska drobnoustrojów amylolitycznych, zmieniają się także inne wskaźniki mikrobiologiczne. Wraz z dalszym wzrostem zawartości HM do jednego rzędu wielkości wykrywa się znaczny spadek niektórych wskaźników aktywności biochemicznej mikroorganizmów glebowych. Następuje redystrybucja dominacji społeczności drobnoustrojów amylolitycznych w glebie. W glebie zawierającej metale ciężkie w stężeniach o jeden do dwóch rzędów wielkości wyższych od poziomów tła, zmiany całej grupy parametrów mikrobiologicznych są istotne. Zmniejsza się liczba gatunków mikromycetów glebowych, a gatunki najbardziej odporne zaczynają zdecydowanie dominować. Gdy zawartość metali ciężkich w glebie przekracza tło o trzy rzędy wielkości, obserwuje się gwałtowne zmiany prawie wszystkich parametrów mikrobiologicznych. Przy wskazanych stężeniach metali ciężkich w glebie mikroflora normalna dla niezanieczyszczonej gleby zostaje zahamowana i zabita. Jednocześnie bardzo ograniczona liczba mikroorganizmów odpornych na HM, głównie mikromycetes, aktywnie się rozwija, a nawet całkowicie dominuje. Wreszcie, gdy stężenie HM w glebie przekracza poziom tła o cztery lub więcej rzędów wielkości, wykrywa się katastrofalny spadek aktywności mikrobiologicznej gleby, graniczący z całkowitą śmiercią mikroorganizmów

Metale ciężkie w roślinach

Głównym źródłem HM u ludzi i zwierząt są pokarmy roślinne. Według różnych źródeł od 40 do 80% HM pochodzi z nim, a tylko 20-40% z powietrzem i wodą. Dlatego zdrowie publiczne w dużej mierze zależy od poziomu akumulacji metali w roślinach wykorzystywanych do celów spożywczych.

Jak wiadomo, skład chemiczny roślin odzwierciedla skład pierwiastkowy gleby. Zatem nadmierna akumulacja HM przez rośliny wynika przede wszystkim z ich wysokiego stężenia w glebie. W swojej działalności życiowej rośliny mają kontakt wyłącznie z dostępnymi formami metali ciężkich, których ilość z kolei jest ściśle związana ze zdolnością buforową gleby. Jednak zdolność gleby do wiązania i inaktywacji HM ma swoje ograniczenia, a kiedy nie są już w stanie poradzić sobie z napływającym metalem, istotna staje się obecność w samych roślinach mechanizmów fizjologicznych i biochemicznych, które uniemożliwiają ich przedostawanie się.

Mechanizmy odporności roślin na nadmiar HM mogą objawiać się w różny sposób: niektóre gatunki są w stanie akumulować wysokie stężenia HM, ale wykazują na nie tolerancję; inni starają się zmniejszyć ich spożycie, maksymalizując swoje funkcje barierowe. Dla większości roślin pierwszym poziomem bariery są korzenie, w których zatrzymywana jest największa ilość HM, kolejnym są łodygi i liście, a na końcu ostatni to narządy i części roślin odpowiedzialne za funkcje rozrodcze (najczęściej nasiona i owoce, a także korzenie i bulwy itp.)

Nie zawsze jednak te wzorce się powtarzają, co prawdopodobnie wynika z warunków wzrostu roślin i ich specyfiki genetycznej. Zdarzały się przypadki, gdy różne odmiany tej samej rośliny rosnące na równie zanieczyszczonej glebie zawierały różne ilości metali ciężkich. Fakt ten najwyraźniej wynika z polimorfizmu wewnątrzgatunkowego, właściwego wszystkim organizmom żywym, który może ujawnić się także w przypadku technogennego zanieczyszczenia środowiska naturalnego. Ta właściwość roślin może stać się podstawą badań hodowli genetycznej w celu stworzenia odmian o zwiększonych zdolnościach ochronnych w stosunku do nadmiernych stężeń HM.

Pomimo znacznej zmienności poszczególnych roślin w zakresie akumulacji metali ciężkich, bioakumulacja pierwiastków wykazuje pewną tendencję, co pozwala podzielić je na kilka grup: 1) Cd, Cs, Rb – pierwiastki o intensywnej absorpcji; 2) Zn, Mo, Cu, Pb, As, Co – średni stopień absorpcji; 3) Mn, Ni, Cr – słaba absorpcja oraz 4) Se, Fe, Ba, Te – pierwiastki trudno dostępne dla roślin.

Inną drogą przedostawania się metali ciężkich do roślin jest absorpcja dolistna z prądów powietrza. Występuje, gdy następuje znaczny opad metali z atmosfery na aparat liściowy, najczęściej w pobliżu dużych przedsiębiorstw przemysłowych. Wnikanie pierwiastków do roślin przez liście (lub pobieranie przez liście) następuje głównie poprzez przenikanie niemetaboliczne przez kutikułę. HM wchłonięte przez liście mogą zostać przeniesione do innych narządów i tkanek i zostać włączone do metabolizmu. Metale osadzone wraz z pyłem na liściach i łodygach nie stanowią zagrożenia dla człowieka, jeśli rośliny zostaną dokładnie umyte przed spożyciem. Jednakże zwierzęta jedzące taką roślinność mogą pozyskać duże ilości metali ciężkich.

W miarę wzrostu roślin pierwiastki są redystrybuowane w ich narządach. Jednocześnie dla miedzi i cynku ustala się następujący schemat ich zawartości: korzenie > ziarno > słoma. W przypadku ołowiu, kadmu i strontu ma on inną postać: korzenie > słoma > ziarno. Wiadomo, że wraz ze specyfiką gatunkową roślin w zakresie akumulacji metali ciężkich istnieją również pewne ogólne prawidłowości. Przykładowo największą zawartość HM stwierdzono w warzywach liściastych i roślinach kiszonkowych, a najmniejszą w roślinach strączkowych, zbożach i roślinach przemysłowych.

Oczyszczanie zbiorników wodnych z metali alkalicznych i ciężkich za pomocą wyższych roślin wodnych

Zhutov A.S., Lobkova G.V., Gubina T.I., Rogacheva S.M. Państwowy Uniwersytet Techniczny w Saratowie nazwany na cześć Gagarina Yu.A. Ważnym problemem współczesnej ekologii jest ochrona i reprodukcja zasobów wodnych, które w wyniku działalności gospodarczej człowieka podlegają znacznej presji antropogenicznej. Obecnie najczęstszą substancją zanieczyszczającą dostającą się do zbiorników wodnych wraz ze ściekami przemysłowymi są związki metali ciężkich (HM), które stwarzają istotne zagrożenie dla biocenoz, gdy stężenie HM w wodzie przekracza normy sanitarno-higieniczne. Kolejnym problemem środowiskowym są zamknięte systemy wykorzystania wody w obiektach energetycznych. Woda stale paruje z powierzchni sztucznych zbiorników, co przyczynia się do wzrostu zawartości soli w stawach schładzających (CP). Są to głównie chlorki i siarczany metali alkalicznych i ziem alkalicznych. Zwiększona mineralizacja prowadzi do zmian parametrów hydrochemicznych jednolitych części wód i komplikuje dalsze wykorzystanie wody w przemyśle, zwłaszcza w recyklingu wody i wymaga dodatkowego oczyszczania. Zasolenie zbiorników wodnych ma ogromny wpływ na akumulację składników pokarmowych, różnorodność gatunkową roślin i mechanizmy adaptacyjne tych ostatnich. W ostatnim czasie do oczyszczania systemów wodnych zaczęto stosować metody biologiczne, w szczególności fitoremediację, która wykorzystuje zdolność wyższych roślin wodnych (HAP) do akumulacji, wykorzystania i przekształcania substancji o różnym charakterze chemicznym. W procesie fitoremediacji substancje toksyczne są wchłaniane przez rośliny, inaktywowane, a następnie usuwane z zbiorników wodnych wraz z biomasą. Opisano, że VVR można stosować do oczyszczania zbiorników wodnych z metali ciężkich, pestycydów, radionuklidów itp. Jeśli chodzi o badania nad zdolnością różnych roślin wodnych do zmniejszania zasolenia zbiorników wodnych, dotychczas nie przeprowadzono takich badań. Jednakże na podstawie prac autorów dotyczących reakcji różnych czynników reagujących z wodą na zasolenie zbiorników wodnych można założyć, że możliwe jest wykorzystanie pozostałości wodnych w fitodemineralizacji zbiorników wodnych. W pracy badane są procesy fitoekstrakcji soli metali różnego rodzaju (alkalicznych i ciężkich) z wykorzystaniem VVR. Badano zdolność VVR: dzioborowca (Ceratophillum demersum L.), elodei (Elodea сanadensis Rich. et Michx.) i eichorni (Eichornia crassipes Mart.) do wchłaniania soli metali alkalicznych w wodzie. Na przykładzie stawu schładzającego elektrowni jądrowej Bałakowo określono zdolność tego typu wody i systemów uzdatniania wody do zmniejszania zasolenia wody. Ustalono, że wszystkie makrofity tolerują sole NaCl, Na2SO4 i KCl w stężeniach do 0,5-1 g/l. Eichornia ma największą zdolność ekstrakcji przy stężeniu soli do 1 g/l. Jednakże zawartość tych soli w BalEJP CP jest znacznie niższa od wskazanych wartości, co wskazuje na możliwość uprawy wybranych roślin w tym zbiorniku. W przypadku Elodei maksymalną absorpcję soli zaobserwowano przy stężeniu początkowym: 1,5 g/l Na2SO4; 1 g/l NaCl; 0,5 g/l KCl i wyniósł 6,9%; 5,7%; Odpowiednio 2,4%. W przypadku rogówki proces ten jest skuteczny przy zawartości NaCl wynoszącej 1 g/l (7%); Na2SO4 - 2 g/l (14,3%); KCl - 2 g/l (10,9%). Intensywne wchłanianie soli przez Eichornię odnotowano już przy początkowych stężeniach NaCl wynoszących 0,5 g/l (8,8%); Na2SO4 – 0,5 g/l (8,4%); KCl - 1 g/l (9,5%). Określono wpływ czynników abiotycznych na intensywność procesów odsalania. Wykazano, że wraz ze wzrostem temperatury i długości dnia zwiększa się intensywność procesów wchłaniania soli. Zatem optymalnymi wartościami do uprawy elodei, rogowca i eichorni była temperatura 24°C i długość dnia 12 h. Eichornia skutecznie zmniejszała stężenie kationów sodu i wapnia. Jednocześnie wraz ze wzrostem temperatury wzrastał procent absorpcji tych jonów. Zatem w temperaturze 20°C procent absorpcji jonów sodu wynosił 10,0%, a w temperaturze 27°C – 21,5%. W przypadku jonów wapnia podobne wartości wynoszą odpowiednio 32,1% i 36,3%. Po raz pierwszy wykazano, że gdy temperatura spadła do 14°C, z elodei i rogowca wydzielały się sole, które mogły powodować wtórne zanieczyszczenie zbiornika. W tabeli Na rycinie 1 przedstawiono dane eksperymentalne dotyczące absorpcji różnych jonów w wyniku 10-dniowej uprawy roślin w BalNPP CP, które wskazują, że Eichornia ma również najlepszą zdolność absorbowania anionów.

...

Podobne dokumenty

Ogólna charakterystyka metali ciężkich, ich formy w środowisku. Źródła przedostawania się metali ciężkich do środowiska. Teoria i metody bioindykacji. Obiekty biologiczne jako wskaźniki zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi.

praca na kursie, dodano 27.09.2013

Źródła przedostawania się metali ciężkich do ekosystemów wodnych. Toksyczne działanie metali ciężkich na człowieka. Ocena stopnia skażenia wód powierzchniowych zbiorników wodnych znajdujących się na terenie miasta Homel ołowiem, miedzią, chromem, cynkiem i niklem.

praca magisterska, dodana 08.06.2013

Badanie głównych aspektów środowiskowych i chemicznych problemu rozmieszczenia metali ciężkich w środowisku. Formy metali ciężkich w wodach powierzchniowych i ich toksyczność. Metale ciężkie w glebie i roślinach. Cenoza mikrobiologiczna gleb.

streszczenie, dodano 25.12.2010

Pojęcie metali ciężkich, ich właściwości biogeochemiczne i formy występowania w środowisku. Mobilność metali ciężkich w glebach. Rodzaje regulacji zawartości metali ciężkich w glebach i roślinach. Aerogenne i wodorowe metody zanieczyszczenia gleb miejskich.

praca na kursie, dodano 07.10.2015

Źródła, charakter i stopień zanieczyszczenia gleb miejskich i gleb. Obszary Czelabińska narażone na największe zanieczyszczenie. Wpływ skażenia gleby metalami ciężkimi na roślinność. Formy występowania metali ciężkich w emisjach i glebie.

praca magisterska, dodana 10.02.2015

Zapoznanie z metodami wykrywania metali ciężkich w wyższych roślinach wodnych zbiorników wodnych miasta Homel. Mangan jako katalizator w procesach oddychania i wchłaniania azotanów. Uwzględnienie cech procesu wchłaniania metali przez organizm roślinny.

praca magisterska, dodana 31.08.2013

Charakterystyka metali ciężkich i ich rozmieszczenie w środowisku. Toksykologia kliniczna i środowiskowa metali ciężkich. Absorpcyjna metoda atomowa do oznaczania zawartości metali ciężkich, przygotowania i pobierania próbek organicznych organizmów wodnych.

praca naukowa, dodano 02.03.2016

Właściwości fizyczne i chemiczne metali ciężkich, normalizacja ich zawartości w wodzie. Zanieczyszczenie wód naturalnych na skutek działalności antropogenicznej, metody ich oczyszczania z obecności metali ciężkich. Wyznaczanie charakterystyki sorpcyjnej wymieniaczy kationowych.

praca na kursie, dodano 23.02.2014

Propozycje techniczne mające na celu obniżenie poziomu bezpieczeństwa ekologicznego środowiska morskiego. Oczyszczanie środowiska morskiego ze związków metali ciężkich i produktów naftowych. Desorpcja lotnych zanieczyszczeń. Oczyszczanie zanieczyszczonej wody metodą odwróconej osmozy i ultrafiltracji.

praca praktyczna, dodano 09.02.2015

Metale ciężkie w środowisku wodnym. Wpływ tlenków metali ciężkich na organizm niektórych zwierząt słodkowodnych. Absorpcja i dystrybucja metali ciężkich w hydrofitach. Wpływ tlenków metali ciężkich w nanopostaci na tempo wzrostu i śmiertelność gupików.

METALE CIĘŻKIE W MONITORINGU EKOLOGICZNYM INSTALACJI WODNYCH

METALE CIĘŻKIE W MONITORINGU EKOLOGICZNYM INSTALACJI WODNYCH

H. S. BUDNIKOV

Niektóre aspekty zanieczyszczenia środowiska, zwłaszcza wód powierzchniowych metalami ciężkimi, omawiane są na poziomie interdyscyplinarnym. Zaznacza się podwójną biologiczną rolę metali jako składników życia i substancji toksycznych. Prace analityczne są niezbędne do regularnej oceny stanu środowiska.

G. K. Budnikow
Kazański Uniwersytet Państwowy

Wśród zanieczyszczeń biosfery, które cieszą się największym zainteresowaniem różnych służb kontroli jakości, do najważniejszych należą metale (głównie ciężkie, czyli o masie atomowej większej niż 40). Wynika to w dużej mierze z aktywności biologicznej wielu z nich. Fizjologiczne działanie metali na organizm człowieka i zwierząt jest zróżnicowane i zależy od charakteru metalu, rodzaju związku, w jakim występuje w środowisku naturalnym, a także od jego stężenia. Wiele metali ciężkich wykazuje wyraźne właściwości kompleksujące. Zatem w środowisku wodnym jony tych metali ulegają uwodnieniu i są zdolne do tworzenia różnych kompleksów hydroksylowych, których skład zależy od kwasowości roztworu. Jeśli w roztworze obecne są aniony lub cząsteczki związków organicznych, wówczas jony tych metali tworzą różne kompleksy o różnej budowie i trwałości. Wśród metali ciężkich niektóre są niezwykle niezbędne do podtrzymywania życia człowieka i innych organizmów żywych i należą do tzw. pierwiastków biogennych. Inne powodują odwrotny skutek i przedostając się do żywego organizmu prowadzą do jego zatrucia lub śmierci. Metale te należą do klasy ksenobiotyków, czyli obcych organizmom żywym. Specjaliści ds. ochrony środowiska zidentyfikowali grupę priorytetową wśród metali toksycznych. Do najniebezpieczniejszych dla zdrowia ludzi i zwierząt zalicza się kadm, miedź, arsen, nikiel, rtęć, ołów, cynk i chrom. Spośród nich najbardziej toksyczne są rtęć, ołów i kadm. Możliwe źródła zanieczyszczenia biosfery metalami ciężkimi obejmują przedsiębiorstwa metalurgii żelaza i metali nieżelaznych (emisje aerozoli zanieczyszczających atmosferę, ścieki przemysłowe zanieczyszczające wody powierzchniowe), inżynierię mechaniczną (kąpiele galwaniczne do miedziowania, niklowania, chromowania, kadmowanie), zakłady przetwórstwa akumulatorów i transport samochodowy.

Oprócz antropogenicznych źródeł zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi istnieją inne źródła naturalne, takie jak erupcje wulkanów: kadm odkryto stosunkowo niedawno w produktach erupcji Etny na Sycylii na Morzu Śródziemnym. Na skutek kwaśnych deszczy może dojść do zwiększonego stężenia metali toksycznych w wodach powierzchniowych niektórych jezior, co prowadzi do rozpuszczenia minerałów i skał obmywanych przez te jeziora. Wszystkie te źródła zanieczyszczeń powodują wzrost zawartości zanieczyszczeń metalicznych w biosferze lub jej składnikach (powietrze, woda, gleba, organizmy żywe) w stosunku do naturalnego, tzw. poziomu tła. Chociaż, jak wspomniano powyżej, metale toksyczne mogą przedostawać się również poprzez aerozole, do organizmu żywego przedostają się one jednak głównie poprzez wodę. Metale toksyczne, gdy dostaną się do organizmu, najczęściej nie ulegają znaczącym przemianom, jak to ma miejsce w przypadku substancji toksycznych organicznych, a wchodząc w cykl biochemiczny, opuszczają go niezwykle powoli.

Należy zauważyć, że postęp w rozwoju metod analitycznych umożliwił rozwiązanie takich globalnych problemów, jak identyfikacja głównych źródeł
zanieczyszczenie biosfery, ustalenie dynamiki zanieczyszczeń i przemian zanieczyszczeń, ich transferu i migracji. Jednocześnie metale ciężkie zostały sklasyfikowane jako jeden z najważniejszych obiektów analiz. Ponieważ ich zawartość w materiałach naturalnych może się znacznie różnić, metody ich oznaczania muszą zapewniać rozwiązanie problemu. W wyniku wysiłków analityków wielu krajów opracowano metody, które pozwalają na oznaczanie metali ciężkich na poziomie femtogramów (10 – 15 g) lub w obecności jednego (!) atomu w badanej objętości próbki na przykład nikiel w żywej komórce. Nie tylko chemicy analitycy, biolodzy i ekolodzy (ich działalność jest tradycyjnie związana z tą problematyką) wykazują zawodowe zainteresowanie złożonym i wieloaspektowym problemem, jakim jest chemiczne zanieczyszczenie środowiska metalami ciężkimi i który obejmuje różne dyscypliny i stał się już niezależnym interdyscyplinarnym dziedzinie wiedzy. , ale także lekarze. W obiegu informacji naukowych i popularnonaukowych, a także w mediach coraz częściej pojawiają się materiały dotyczące wpływu metali ciężkich na zdrowie człowieka. Dlatego w Stanach Zjednoczonych zwrócono uwagę na przejawy agresywności u dzieci ze względu na zwiększoną zawartość ołowiu w ich organizmie. W innych regionach planety wzrost liczby przestępstw i samobójstw wiąże się także ze wzrostem zawartości tych substancji toksycznych w środowisku. Interesujące jest omówienie wybranych aspektów chemicznych i ekologiczno-chemicznych problemu rozmieszczenia metali ciężkich w środowisku, w szczególności w wodach powierzchniowych.

Przez długi czas panowało przekonanie, że ważne funkcje biologiczne pełnią wyłącznie sód, potas, magnez, żelazo i wapń, które łącznie dostarczają prawie 99% wszystkich atomów metali w organizmie człowieka i (oprócz żelaza) należą także do do grupy makroelementów. Uwodnione atomy czterech z tych metali, czyli sodu, potasu, magnezu i wapnia, biorą udział w procesach osmozy i przekazywania sygnałów nerwowych, a także decydują o wytrzymałości szkieletowej tkanki kostnej. Żelazo wchodzi w skład cząsteczki hemoglobiny – najważniejszego białka biorącego udział w wiązaniu tlenu atmosferycznego i przekazywaniu go do komórek narządów i tkanek, czyli podczas procesu oddychania. Zainteresowanie funkcjami pierwiastków przejściowych, które (m.in. żelazo) zaliczane są do metali ciężkich i występują w organizmie w śladowych ilościach, pojawiło się stosunkowo niedawno. Powstała nowa dziedzina nauki – chemia bionieorganiczna, która bada strukturę, właściwości i reakcje związków pierwiastków biogennych in vivo. Ze względu na ich niską zawartość w organizmie żywym zaczęto je nazywać mikroelementami.

Znaczenie mikroelementów w realizacji funkcji życiowych człowieka zostało już udowodnione w przypadku wielu pierwiastków (mangan, cynk, molibden, fluor, jod i selen), a dla innych (chrom, nikiel, wanad, cyna, arsen, krzem) jest prawdopodobny. Głównym kryterium odróżniającym makroelementy od mikroelementów jest zapotrzebowanie organizmu na dany pierwiastek, wyrażane w mg/kg masy ciała na dobę. Wszystkie te mikroelementy funkcjonują w organizmie albo w postaci uwodnionych jonów, albo podobnie jak żelazo, w postaci związków koordynacyjnych.

Wiadomo również, że organizm ludzki zawiera większość metali nieprzejściowych i to w śladowych ilościach, np.: rtęć z plomb dentystycznych, ołów, antymon i arsen z farby drukarskiej w gazetach i książkach, miedź, cynę, mangan i aluminium z kuchni przybory. Jednak przede wszystkim nie będą brane pod uwagę te metale, ale istotne, czyli biogenne. W organizmie człowieka i zwierząt w procesie życia zachodzi wiele enzymatycznych reakcji chemicznych, którym towarzyszy zerwanie bardzo silnych wiązań, czyli takich, które można przeprowadzić jedynie w warunkach laboratoryjnych, w trudnych warunkach, np. przy wysokiej temperaturze ciśnienie lub temperatura.

Choć cząsteczka enzymu zawierającego metal może wytrzymać wiele tysięcy cykli katalitycznych, procesy metaboliczne zachodzące w żywym organizmie mogą prowadzić do zniszczenia niektórych enzymów i usunięcia odpowiedniej ilości metali z organizmu. Dlatego istnieje potrzeba kompensowania tych strat, gdyż brak mikroelementów doprowadzi do zakłócenia funkcji życiowych organizmu, co może skutkować różnymi chorobami. Ilość wprowadzanych mikroelementów można regulować dietą, a w razie potrzeby np. w celu zapobiegania chorobom, poprzez przyjmowanie specjalnych leków, zwykle wytwarzanych w postaci dodatków do żywności. Jako przykład można przytoczyć znane kompleksy witamin i mikroelementów stosowane w żywieniu sportowców i grup zawodowych pracujących w ekstremalnych warunkach środowiskowych.

Należy zauważyć, że siła wiązań chemicznych białek i innych biologicznie ważnych składników krwi z jonami dowolnego metalu jest wystarczająca przez znaczną część czasu, gdy metal pozostaje w organizmie w postaci kompleksu z białkami, aminowymi kwasy i inne związki biologicznie czynne. Dlatego jeśli nadmiar metali przedostanie się do organizmu, ten ostatni może spowodować zaburzenie jego funkcji, zatrucie lub śmierć. Stopień takiego efektu zależy nie tylko od stężenia przekraczającego określony poziom, ale także od charakteru metalu, przede wszystkim od jego zdolności kompleksowania. Zatem, jeśli metal toksyczny ma dostatecznie dużą zdolność kompleksotwórczą, może on w wyniku oddziaływania konkurencyjnego wyprzeć biogeniczny katalizator metaliczny z centrum aktywnego lub związać ze sobą przeważającą większość związków biologicznie czynnych stosowanych do syntezy metali. ten czy inny ważny enzym.

Należy także zaznaczyć, że wartość biologiczną mają wyłącznie dostępne pierwiastki biogenne zawarte w produktach spożywczych w postaci soli kwasów organicznych i innych rozpuszczalnych związków chemicznych, najczęściej złożonych. Literatura poświęcona ocenie jakości produktów spożywczych dostarcza informacji na temat zawartości niektórych mikroelementów w owocach, warzywach, mięsie, mleku itp.

Pojęcia makro i mikroelementów nie zawsze dają się wyraźnie rozróżnić, jeśli podział ten zastosuje się do różnych grup organizmów. Na przykład dla roślin zestaw niezbędnych mikroelementów jest wyraźnie inny niż dla zwierząt wyższych. Jednak rośliny również wymagają pewnego poziomu mikroelementów w glebie, co zwykle osiąga się poprzez stosowanie tzw. mikronawozów, które w istocie stanowią zestaw mikroelementów biogennych: cynk, wanad, molibden, miedź, kobalt, żelazo, mangan.

Najważniejszym wskaźnikiem jakości siedliska jest stopień czystości wód powierzchniowych. Toksyczny metal, gdy znajdzie się w zbiorniku lub rzece, jest rozprowadzany pomiędzy elementami ekosystemu wodnego. Jednak nie każda ilość metalu powoduje zaburzenie tego układu. Oceniając zdolność ekosystemu do przeciwstawienia się zewnętrznym skutkom toksycznym, zwyczajowo mówi się o zdolności buforowej ekosystemu. Zatem przez pojemność buforową ekosystemów słodkowodnych w stosunku do metali ciężkich rozumiana jest taka ilość metalu toksycznego, której podaż nie zakłóca w istotny sposób naturalnego funkcjonowania całego badanego ekosystemu. W tym przypadku sam toksyczny metal rozkłada się na następujące składniki: 1) metal w postaci rozpuszczonej; 2) pochłaniane i gromadzone przez fitoplankton, czyli mikroorganizmy roślinne; 3) zatrzymywane przez osady denne w wyniku sedymentacji zawieszonych cząstek organicznych i mineralnych ze środowiska wodnego; 4) adsorbowane na powierzchni osadów dennych bezpośrednio ze środowiska wodnego w postaci rozpuszczalnej; 5) zlokalizowane w postaci zaadsorbowanej na zawieszonych cząstkach. Na ryc. Rycina 1 schematycznie przedstawia rozmieszczenie metali toksycznych (M) w ekosystemie wodnym.

Drogi przedostawania się metali toksycznych M do ekosystemów wodnych i formy ich występowania to nie tylko obecność rozpuszczonej materii organicznej i zawiesiny, ale także zdolność akumulacyjna hydrobiontów, a także kinetyka absorpcji jonów metali przez wszystkie składniki ekosystemu, w tym tworzenie kompleksów z rozpuszczonymi substancjami organicznymi. Wszystko to wskazuje na złożoność procesów zachodzących w wodach powierzchniowych, gdy przedostają się do nich zanieczyszczenia metaliczne. Na ryc. Na rycinie 2 przedstawiono schemat rozmieszczenia metali toksycznych w naturalnych wodach powierzchniowych, odzwierciedlający ogólnie chemiczne i fizykochemiczne procesy ich wiązania w różne formy. Co ciekawe, kwasy huminowe, czyli specyficzne, naturalne związki wielkocząsteczkowe powstające podczas przemian resztek roślinnych w glebie pod wpływem mikroorganizmów, najwyraźniej mają największą zdolność wiązania jonów metali ciężkich w trwałe kompleksy. Zatem stałe stabilności odpowiednich humusów (kompleksów jonów metali ciężkich z kwasami huminowymi) przyjmują wartości w zakresie 10 5 –10 12 w zależności od charakteru metalu. Trwałość humusów zależy od kwasowości środowiska wodnego.

Choć chemiczno-analityczny aspekt problemu określenia form występowania metali w wodach naturalnych został sformułowany około 20 lat temu, dopiero wraz z pojawieniem się najnowocześniejszych metod analizy problem ten stał się możliwy do rozwiązania. Wcześniej oznaczano jedynie zawartość brutto metali ciężkich w wodzie i ustalano rozkład pomiędzy formą zawieszoną i rozpuszczoną. Jakość wód zanieczyszczonych metalami oceniano na podstawie porównania danych o ich zawartości brutto z wartościami MPC. Obecnie taką ocenę uważa się za niepełną i bezpodstawną, ponieważ o działaniu biologicznym metalu decyduje jego stan w wodach, a są to z reguły kompleksy z różnymi składnikami (ryc. 2). Jak zauważono powyżej, w niektórych przypadkach, na przykład kompleksując ze związkami organicznymi pochodzenia naturalnego, kompleksy te są nie tylko mało toksyczne, ale często mają stymulujący wpływ na rozwój organizmów wodnych, ponieważ w tym przypadku stają się biologicznie dostępne do organizmów.

Ciekawym przypadkiem było odkrycie złóż cynobru (siarczku rtęci) w jednym z rejonów Karpat. Dla geologów to odkrycie było zaskoczeniem. Okazało się, że w średniowieczu we wsiach położonych w górach powyżej rzeki rtęć systematycznie stosowano w leczeniu niektórych chorób. Z biegiem lat rzeka zbierała ten metal, niosła go w dół rzeki i gromadziła w jednej z naturalnych pułapek w postaci osadów dennych. Do jego dalszej przemiany ostatecznie przyczynił się cynober. Przykład ten pokazuje, że w przyrodzie następuje ciągły ruch, migracja i kumulacja substancji toksycznych pochodzenia antropogenicznego, które jednocześnie ulegają chemicznej przemianie do form bardziej stabilnych.

Z listy priorytetowych zanieczyszczeń metalami za największe zagrożenie dla zdrowia ludzi i zwierząt uznajemy rtęć, ołów i kadm.

Rtęć.

W środowisku związki rtęci o różnym stopniu utlenienia metalu, czyli Hg(0), Hg(I), Hg(II), mogą ze sobą reagować. Największe zagrożenie stwarzają związki organiczne, przede wszystkim alkilowe.

Formy występowania metali w wodach powierzchniowych

Obniżona toksyczność (do 97%) – wody powierzchniowe oceanów. Około połowa rtęci przedostaje się do środowiska naturalnego z przyczyn spowodowanych działalnością człowieka.

Kwasowość środowiska i jego potencjał utleniający wpływają na obecność tej czy innej formy rtęci w środowisku wodnym. Zatem w dobrze napowietrzonych zbiornikach przeważają związki Hg(II). Jony rtęci łatwo łączą się w stabilne kompleksy z różnymi substancjami organicznymi występującymi w wodach i pełniącymi rolę ligandów. Szczególnie silne kompleksy tworzą się ze związkami zawierającymi siarkę. Rtęć łatwo adsorbuje się na zawieszonych cząsteczkach wody. W tym przypadku tak zwany współczynnik koncentracji czasami osiąga 10 5, to znaczy na tych cząsteczkach koncentruje się sto tysięcy razy więcej rtęci niż w równowadze w środowisku wodnym. Wynika z tego, że o losie metalu zadecyduje sorpcja przez zawieszone cząstki, a następnie sedymentacja, czyli zasadniczo nastąpi usunięcie rtęci z systemu wodnego, co opisano już na przykładzie tworzenia się osadów cynobru w regionie karpackim. Należy zauważyć, że desorpcja rtęci z osadów dennych zachodzi powoli, zatem ponowne skażenie wód powierzchniowych po zidentyfikowaniu i wyeliminowaniu źródła zanieczyszczenia również hamuje kinetykę. W środowisku wodnym rtęć tworzy związki metaloorganiczne typu R–Hg–X i R–Hg–R, gdzie R oznacza rodnik metylowy lub etylowy. Ze źródeł antropogenicznych rtęć przedostaje się do systemów wodnych w postaci głównie rtęci metalicznej, jonów Hg(II) i octanu fenylortęci. Dominującą formą rtęci występującą w rybach jest metylortęć, która powstaje biologicznie przez enzymy mikroorganizmów. W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych zawartość rtęci waha się w granicach 0,2–0,1 µg/l, w wodach morskich jest trzykrotnie mniejsza. Rośliny wodne pochłaniają rtęć. Związki organiczne R–Hg–R” występują w większych stężeniach w planktonie słodkowodnym niż w planktonie morskim. Organiczne związki rtęci są wydalane z organizmu wolniej niż nieorganiczne. Obowiązująca norma dotycząca maksymalnej zawartości tej substancji toksycznej (0,5 µg/kg ) służy do kontroli jakości produktów spożywczych. Zakłada się, że rtęć występuje w postaci związków metylowanych, które w przypadku spożycia przez organizm człowieka mogą wywołać chorobę Minimata.

Ołów.

Połowa całkowitej ilości tej substancji toksycznej przedostaje się do środowiska w wyniku spalania benzyny ołowiowej. W układach wodnych ołów wiąże się głównie poprzez adsorpcję z zawieszonymi cząsteczkami lub występuje w postaci rozpuszczalnych kompleksów z kwasami huminowymi. Po biometylacji, podobnie jak w przypadku rtęci, ołów ostatecznie tworzy tetrametyloołów. W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych lądu zawartość ołowiu zwykle nie przekracza 3 µg/l. Rzeki w regionach przemysłowych mają wyższą zawartość ołowiu. Śnieg może akumulować tę toksyczność w znacznych ilościach: w pobliżu dużych miast jego zawartość może sięgać prawie 1 miliona μg/l, a w pewnej odległości od nich ~ 1–100 μg/l.

Rośliny wodne dobrze akumulują ołów, ale na różne sposoby. Czasami fitoplankton zatrzymuje go ze współczynnikiem stężenia do 10 5, jak rtęć. Ołów gromadzi się w rybach w niewielkim stopniu, dlatego jest stosunkowo mniej niebezpieczny dla człowieka w tym ogniwie łańcucha troficznego. Związki metylowe występują stosunkowo rzadko u ryb w normalnych warunkach wodnych. W rejonach o emisji przemysłowej akumulacja tetrametyloołowiu w tkankach ryb następuje sprawnie i szybko – ostre i przewlekłe narażenie na ołów występuje przy poziomie skażenia 0,1–0,5 µg/l. W organizmie człowieka ołów może gromadzić się w szkielecie, zastępując wapń.

Kadm.

Właściwości chemiczne tego metalu są podobne do cynku. Może zastąpić te ostatnie w centrach aktywnych enzymów zawierających metale, prowadząc do gwałtownego zakłócenia funkcjonowania procesów enzymatycznych. W złożach rud kadm występuje zwykle razem z cynkiem. W układach wodnych kadm wiąże się z rozpuszczonymi substancjami organicznymi, zwłaszcza jeśli w ich strukturze występują grupy sulfhydrylowe SH. Kadm tworzy także kompleksy z aminokwasami, polisacharydami i kwasami huminowymi. Uważa się jednak, że sama obecność wysokich stężeń tych ligandów zdolnych do wiązania kadmu nie jest jeszcze wystarczająca, aby obniżyć stężenie wolnych jonów wodnych kadmu do poziomu bezpiecznego dla organizmów żywych. Adsorpcja jonów kadmu przez osady denne silnie zależy od kwasowości ośrodka. W obojętnych środowiskach wodnych wolny jon kadmu jest prawie całkowicie absorbowany przez cząstki osadów dennych.

Jeszcze kilka lat temu źródeł kadmu przedostającego się do środowiska było całkiem sporo. Po udowodnieniu ich wysokiej toksyczności ich liczba gwałtownie spadła (przynajmniej w krajach uprzemysłowionych). Obecnie głównym źródłem zanieczyszczenia środowiska tą toksyną są miejsca pochówku akumulatorów niklowo-kadmowych. Jak już wspomniano, w produktach erupcji Etny znaleziono kadm. Stężenie kadmu w wodzie deszczowej może przekraczać 50 µg/l.

W zbiornikach słodkowodnych i rzekach zawartość kadmu waha się w granicach 20–400 ng/l. Najmniejszą jego zawartość w oceanie odnotowano na Pacyfiku, na wschód od Wysp Japońskich (∼ 0,8–9,6 ng/l na głębokości 8–5500 m). Metal ten gromadzi się w roślinach wodnych oraz w tkankach narządów wewnętrznych ryb (ale nie w mięśniach szkieletowych).

Kadm jest na ogół mniej toksyczny dla roślin niż metylortęć, a jego toksyczność jest porównywalna z ołowiem. Przy zawartości kadmu wynoszącej ~ 0,2–1 mg/l fotosynteza i wzrost roślin spowalniają. Interesujący jest następujący zarejestrowany efekt: toksyczność kadmu ulega zauważalnemu zmniejszeniu w obecności pewnych ilości cynku, co po raz kolejny potwierdza przypuszczenie, że jony tych metali mogą konkurować w organizmie o udział w procesie enzymatycznym.

Biosferę można uznać za uogólniony przedmiot analizy. W praktyce specjalista z danej dziedziny nauki zajmuje się którymkolwiek z jej elementów. Jednak każdy konkretny obiekt znajduje się w ciągłej dynamice, we wzajemnym powiązaniu z innymi obiektami i dlatego zmienia nie tylko swój skład, ale także swoje właściwości. Czasami zmiany te są niewielkie, aby można je było zauważyć, potrzebny jest pewien okres czasu, w którym te zmiany wystąpią. Stosowane metody obserwacji, czyli biomonitoring, muszą być jednak zarówno czułe, jak i dokładne. Złożoność środowiska jako przedmiotu analiz oraz jego zmienność powodują konieczność okresowego przeglądu danych i doskonalenia zarówno metod wyznaczania, jak i poszczególnych etapów analizy. W ostatnim czasie taką rewizję przeprowadzono w odniesieniu do danych dotyczących rozpowszechnienia rtęci i miedzi w środowisku. Okazało się, że dotychczasowe etapy pobierania próbek, selekcji i przygotowania próbek nie były wystarczająco doskonałe i zawierały błąd systematyczny. Jego rozliczenie ostatecznie doprowadziło do tego, że dane dotyczące zawartości rtęci w poszczególnych obiektach środowiskowych były czasami zawyżane o rząd wielkości. Choć prognoza zawartości rtęci w emisjach do atmosfery na okres do 2025 roku zakłada podwojenie ilości tej toksyczności, to już ustalono, że w rzeczywistości jej stężenie jest niemal o rząd wielkości niższe. Oczekuje się podobnej krytycznej analizy danych w przypadku oceny zawartości miedzi. Informacje o rozmieszczeniu metali jako substancji zanieczyszczających pozyskują przede wszystkim analitycy środowiska, którzy otrzymują informacje pierwotne, chociaż w rozwiązywaniu problemu ochrony środowiska uczestniczą specjaliści z pokrewnych dziedzin nauki. Jednym z kierunków współczesnej reformy szkolnictwa wyższego jest kształcenie wysoko wykwalifikowanych specjalistów w dziedzinie nauki
testerzy o szerokiej erudycji w pokrewnych dziedzinach chemii, biologii, fizyki, ekologii, zdolni do rozwiązywania złożonych i żywotnych problemów, z których część została poruszona w tym artykule.

1. Mirkin B.M., Naumova L.G. Ekologia Rosji. M.: 1995. 232 s.

2. Nikanorov A.M., Zhulidov A.V. Biomonitoring metali w ekosystemach słodkowodnych. Petersburg: Gidrometoizdat, 1991. 312 s.

3. Moore J., Ramamurthy S. Metale ciężkie w wodach naturalnych. M.: Mir, 1987. 286 s.

4. Williams D. Metale życia. M.: Mir, 1975. 236 s.

5. Materiały z konferencji poświęconych analizie wód naturalnych i ścieków w ZSRR (Rosja) na przestrzeni ostatnich 5–10 lat.

6. Shustov S.B., Shustova L.V. Chemiczne podstawy ekologii. M.: Edukacja, 1995. 240 s.

7. Maistrenko V.N., Khamitov R.Z., Budnikov G.K. Monitoring ekologiczny substancji supertoksycznych. M.: Chemia, 1996. 320 s.

German Konstantinovich Budnikov, doktor nauk chemicznych, profesor Wydziału Chemii Analitycznej Uniwersytetu Państwowego w Kazaniu, członek korespondent Akademii Nauk Przyrodniczych Federacji Rosyjskiej i Rosyjskiej Akademii Ekologicznej, akademik Międzynarodowej Akademii Nauk o Szkolnictwie Wyższym.

Obszar zainteresowań naukowych: chemia elektroanalityczna, elektrody modyfikowane chemicznie, biosensory do monitoringu środowiskowo-analitycznego. Autor ponad 550 publikacji, w tym 12 książek poświęconych problematyce elektroanalityki i chemii analitycznej.

Górnictwo i przetwórstwo nie są najpotężniejszym źródłem zanieczyszczeń metalami. Emisje z tych przedsiębiorstw są znacznie niższe niż z elektrowni cieplnych. Wszystkie metale występują w węglu i ropie. W popiele elektrowni, pieców przemysłowych i domowych znajduje się znacznie więcej toksycznych pierwiastków chemicznych, w tym metali ciężkich, niż w glebie. Szczególne znaczenie mają emisje do powietrza powstające podczas spalania paliw. Na przykład ilość rtęci, kadmu, kobaltu i arsenu w nich jest 3-8 razy większa niż ilość wydobywanych metali. Istnieją dowody na to, że tylko jeden kocioł nowoczesnej elektrowni cieplnej opalanej węglem emituje do atmosfery średnio 1-1,5 tony par rtęci rocznie. Metale ciężkie zawarte są także w nawozach mineralnych.

Obok spalania paliw mineralnych najważniejszym sposobem technogennej dyspersji metali jest ich uwalnianie do atmosfery podczas pirogenicznych procesów technologicznych (metalurgia, spalanie surowców cementowych itp.), a także transportu, wzbogacania i sortowania rudy .

Technogeniczne wprowadzanie metali ciężkich do środowiska następuje w postaci gazów i aerozoli oraz jako część ścieków. Metale gromadzą się w glebie stosunkowo szybko i są z niej niezwykle powoli usuwane: okres półtrwania cynku wynosi do 450 lat, kadmu – do 1000 lat, miedzi – do 1400 lat. Istotnym źródłem skażenia gleby metalami jest stosowanie nawozów pochodzących z osadów pochodzących z zakładów przemysłowych i oczyszczalni ścieków. Metale ciężkie w emisjach z produkcji metalurgicznej występują głównie w formie nierozpuszczalnej. W miarę oddalania się od źródła zanieczyszczeń osiadają największe cząstki, zwiększa się udział rozpuszczalnych związków metali i ustala się stosunek form rozpuszczalnych do nierozpuszczalnych. Zanieczyszczenia aerozolowe dostające się do atmosfery są z niej usuwane poprzez naturalne procesy samooczyszczania. Główną rolę odgrywają opady atmosferyczne. Następnie emisje z przedsiębiorstw przemysłowych do atmosfery oraz zrzuty ścieków stwarzają warunki wstępne przedostawania się metali ciężkich do gleby, wód gruntowych i otwartych zbiorników wodnych, do roślin, osadów dennych i zwierząt. Zasięg propagacji i poziom zanieczyszczeń powietrza zależą od mocy źródła, warunków emisji i warunków pogodowych. Jednak w warunkach przemysłowych aglomeracji miejskich i zabudowy miejskiej parametry rozkładu metali w powietrzu są w dalszym ciągu słabo przewidywane. Wraz ze wzrostem odległości od źródeł zanieczyszczeń spadek stężeń aerozoli metali w powietrzu atmosferycznym często następuje wykładniczo, przez co strefa ich intensywnego oddziaływania, w której przekraczany jest MPC, jest stosunkowo niewielka. Na terenach zurbanizowanych końcowy efekt zarejestrowanych zanieczyszczeń powietrza jest efektem dodania wielu pól rozpraszających i jest zdeterminowany odległością od źródeł emisji, strukturą urbanistyczną oraz obecnością wokół przedsiębiorstw niezbędnych stref ochrony sanitarnej. Naturalna zawartość metali ciężkich w atmosferze przyjaznej dla środowiska wynosi tysięczne i dziesięciotysięczne mikrograma na metr sześcienny i mniej. Poziomów tych praktycznie nie obserwuje się we współczesnych warunkach na żadnym zamieszkałym obszarze. Do głównych gałęzi przemysłu związanych z zanieczyszczeniem rtęcią należą górnictwo, metalurgia, chemia, oprzyrządowanie, próżnia i farmaceutyka. Najbardziej intensywnymi źródłami zanieczyszczenia środowiska kadmem jest metalurgia i galwanizacja oraz spalanie paliw stałych i ciekłych. Wiodąca jest droga powietrzna przedostawania się pierwiastków chemicznych do środowiska miejskiego. Jednak już w niewielkiej odległości, szczególnie na obszarach podmiejskiego rolnictwa, względna rola źródeł zanieczyszczeń środowiska metalami ciężkimi może się zmienić, a największe zagrożenie będą stanowić ścieki i odpady gromadzone na składowiskach i wykorzystywane jako nawozy. Największą zdolność do koncentracji metali ciężkich mają substancje zawieszone i osady mielone, a w dalszej kolejności plankton, bentos i ryby. Metale ciężkie należą do najczęstszych substancji zanieczyszczających wodę, glebę i powietrze. Ich toksyczność można ocenić na podstawie klasy zagrożenia, do której należą oraz wpływu na metabolizm i zdrowie człowieka. W wodzie i glebie metale występują w formie rozpuszczalnej i rozproszonej. Metale ciężkie należą do grupy metali niekonserwatywnych, tzn. ich zawartość w wodzie, glebie, osadzie czynnym i przefermentowanym zależy od temperatury, zawartości soli, obecności nieorganicznych i organicznych czynników kompleksujących, aktywności biologicznej, pory roku, pH wartość (zgodnie z rysunkiem 3)

Rycina 3. Zanieczyszczenie wody metalami ciężkimi

Metale ciężkie dostają się do gleby i zbiorników wodnych z atmosfery lub gdy odprowadzane są nieoczyszczone ścieki, stężenie metali w osadach jest o wiele rzędów wielkości wyższe niż w wodzie. W glebie i torfie stężenie metali ciężkich następuje poprzez mechanizm wymiany jonowej. Przenoszenie metali ciężkich może nastąpić w wyniku tworzenia rozpuszczalnych w wodzie kompleksów organicznych i nieorganicznych. Za charakterystyczne uważa się przejaw toksycznych właściwości metali ciężkich przy ich jednoczesnej obecności. Zatem w obecności miedzi i cynku toksyczność mieszaniny wzrasta 5 razy w porównaniu do wyniku całkowitego. W układach, w których brakuje rozpuszczonego tlenu, wzrasta toksyczność cynku, ołowiu i miedzi. Sorpcja metali ciężkich przez glebę zależy od jej pojemności mechanicznej, fizykochemicznej (metabolicznej), chemicznej i biologicznej.

Jony wchłonięte przez glebę mogą zastępować kationy obecne w sieci krystalicznej i tworzyć złożone związki z organicznymi składnikami gleby, na przykład ze związkami humusowymi. Związki humusowe w środowisku zasadowym i obojętnym tworzą złożone związki z metalami ciężkimi. W dzisiejszej praktyce oczyszczania ścieków przemysłowych zyskują na popularności technologie membranowe i oczyszczanie elektrochemiczne. Jony cynku, chromu, miedzi, niklu doskonale ekstrahuje się z wody metodą wymiany jonowej. Zdolność wymiany jonu niklu wynosi 63 mg. na 1 g jonitu. Ze względu na znaczny koszt polimerowych wymienników jonowych opracowywane są metody oczyszczania wody z metali ciężkich z wykorzystaniem produktów ubocznych, odpadów przemysłowych (żużel, popiół) i surowców naturalnych (torf, glina). W pracy opisano główne zasady przetwarzania toksycznych osadów ściekowych w celu wyodrębnienia z nich metali ciężkich.

Z popiołów powstałych w wyniku spalania tych osadów ekstrahuje się metale ciężkie. Obecnie do biosfery przedostaje się ponad 500 tysięcy odmian chemikaliów - produktów działalności gospodarczej, z których większość gromadzi się w glebie. Wśród substancji zanieczyszczających znaczące miejsce zajmują metale ciężkie.

W zależności od ich stężenia w środowisku naturalnym zalicza się je do pierwiastków śladowych lub metali ciężkich. Istnieje jednak grupa metali, dla której przypisana jest tylko jedna definicja - „ciężka” w znaczeniu „toksyczna”. Należą do nich rtęć, kadm, ołów, tal i niektóre inne pierwiastki. Są uważane za najniebezpieczniejsze substancje zanieczyszczające środowisko, obok metaloidów, takich jak arsen.

Głównymi źródłami antropogenicznego przedostawania się metali ciężkich do środowiska naturalnego są elektrownie cieplne, przedsiębiorstwa metalurgiczne, kamieniołomy i kopalnie wydobywające rudy polimetali, pojazdy mechaniczne oraz chemiczne środki ochrony roślin uprawnych przed chorobami i szkodnikami. Szczególnie silne przepływy metali ciężkich powstają w wyniku emisji do atmosfery wokół przedsiębiorstw zajmujących się hutnictwem żelaza, a zwłaszcza metali nieżelaznych. Zanieczyszczenie środowiska naturalnego toksynami następuje w wyniku pracy kompleksów przemysłowych, a nie pojedynczych przedsiębiorstw. Biorąc pod uwagę, że gęstość strumienia osadzonych metali na leżącą pod spodem powierzchnię jest proporcjonalna do ich stężenia w powietrzu, stosuje się specjalne techniki w celu oceny konkretnego źródła metali przedostających się do środowiska.

Główne źródła antropogenicznej emisji szkodliwych substancji do atmosfery koncentrują się w rejonach północnego i południowego Kazachstanu, tj. na półkuli północnej. Zawartość metali w atmosferze waha się w szerokim zakresie i zależy od odległości od źródła zanieczyszczeń, rodzaju podłoża i warunków atmosferycznych panujących w momencie pomiaru. Lotność metali wynika z faktu, że są one kojarzone w atmosferze z cząsteczkami submikronowymi, które w powietrzu zachowują się prawie jak gaz. Zanieczyszczenia atmosfery są wychwytywane przez krople deszczu lub płatki śniegu i opadają w wyniku opadów atmosferycznych lub na powierzchnię Ziemi w postaci suchego osadzania. Przemysłowe źródła aerogenicznego zanieczyszczenia gleby metalami są zlokalizowane w przestrzeni kosmicznej, dlatego powodują wysoki poziom zanieczyszczenia gleby na ograniczonych obszarach (wg rysunku 4).

Rysunek 4. Zanieczyszczenie gleby odpadami z gospodarstw domowych

W zależności od wysokości i składu rozproszonej emisji, w lokalnej strefie zanieczyszczeń przypada 15-20% ilości metali uwalnianych do atmosfery. Konfiguracja izolinii zawartości metali w glebie wokół źródła emisji odpowiada głównie klimatycznej róży wiatrów. Uwalnianie metali do gleby w pobliżu źródeł emisji następuje zwykle w postaci nierozpuszczalnych związków.

Mobilność metali ciężkich w glebach

Modyfikacja związków metali ciężkich dostających się do gleby obejmuje następujące procesy: rozpuszczanie, adsorpcję kationów metali ciężkich przez fazę stałą gleby, tworzenie ostatniej fazy stałej. Za główny proces regulujący zawartość rozpuszczalnych w wodzie form metali ciężkich w glebach narażonych na zanieczyszczenia technogenne uważa się równowagę adsorpcyjno-desorpcyjną.

Wiadomo, że po dodatku tlenków metali ciężkich zawartość ich form mobilnych praktycznie nie różniła się od zawartości w glebie, do której dodano rozpuszczalne w wodzie sole tych samych metali ciężkich. Z biegiem czasu we wszystkich glebach zmniejszała się zawartość rozpuszczalnych w wodzie, wymiennych i słabo związanych form metali ciężkich, a zwiększała się zawartość form ściśle związanych. Główną cechą ekologiczną gleby jest stężenie metali ciężkich w roztworze glebowym, które warunkuje migrację metali ciężkich wzdłuż profilu i ich pobieranie przez rośliny. Zmiany wilgotności gleby i energii mikroflory wpływają na równowagę kwasowo-zasadową i redoks, zawartość związków chelatujących, skład atmosfery glebowej, a to wszystko z kolei wpływa na mobilność metali ciężkich. Istnieją 2 mechanizmy wchłaniania metali ciężkich przez gleby: pierwszy obejmuje adsorpcję z utworzeniem zewnętrznych i wewnętrznych kulistych związków kompleksowych ze składnikami mineralnymi i organicznymi gleb; druga polega na wytrąceniu z roztworu glebowego związków silnie rozpuszczalnych, tj. w tworzeniu powtarzającej się fazy stałej. W późniejszych losach metali tworzących silne wiązania z tlenem i siarką ważną rolę odgrywa kompleksowa formacja z materią organiczną. Przy bardzo wysokim stężeniu metalu w roztworze rozpoczyna się wytrącanie wtórnej fazy stałej: żelaza, wodorotlenków glinu, węglanów wapnia, magnezu, cynku, kadmu i siarczków rtęci. W tym przypadku stężenie metalu w roztworze zależy od anionu, co zapewnia minimalną rozpuszczalność kationu.

Ryż. 12.3. Schemat procesów dyspersji wody zanieczyszczonej metalami ciężkimi w poziomach podglebowych Ryż. 13.1 Ryc. 13.2 Ryc. 13.3 Ryc. 13.4 Ryc. 13.5 Ryc. 13.6

W warunkach aktywnej działalności antropogenicznej szczególnie dotkliwym problemem stało się zanieczyszczenie naturalnych wód słodkich metalami ciężkimi. Znaczenie tego problemu nie budzi wątpliwości. Dość powiedzieć, że w zasadzie nie ma niezawodnych mechanizmów samooczyszczania metali ciężkich. Metale ciężkie są jedynie redystrybuowane z jednego naturalnego zbiornika do drugiego, wchodząc w interakcję z różnymi żywymi organizmami i wszędzie pozostawiając widoczne niepożądane konsekwencje tej interakcji. Obecnie głównym źródłem zanieczyszczenia wód naturalnych metalami ciężkimi są zanieczyszczenia przemysłowe. Metale ciężkie dostają się do wód naturalnych wraz ze zużytymi wodami przemysłowymi zawierającymi związki chemiczne i śladowe ilości pierwiastków, z wodami deszczowymi filtrowanymi przez hałdy, a także podczas awarii różnych zakładów chemicznych i magazynów. W przypadku wód gruntowych ogromne znaczenie ma zatłaczanie ścieków do studni, kopalń i wyrobisk. Jak widać z rys. 12.1, zanieczyszczona woda może przedostać się do zbiornika otwartego i przedostać się do warstwy wodonośnej przez „okna” w warstwie nieprzepuszczalnej. Może jednak nastąpić również proces odwrotny, gdy metale ciężkie migrują wraz z wodami gruntowymi i przez te same „okna” dostają się do otwartego zbiornika wodnego (ryc. 12.2).

Głównym medium migracji metali ciężkich w skorupie ziemskiej jest woda. Do oceny intensywności migracji wody stosuje się zwykle współczynnik migracji wody, równy stosunkowi zawartości pierwiastka chemicznego w pozostałości mineralnej wody do jego zawartości w skałach macierzystych lub w skorupie ziemskiej. Dla procesów migracji w wodach naturalnych szczególne znaczenie mają takie czynniki, jak potencjał redoks, warunki kwasowo-zasadowe (pH) i szereg innych. Problem metali ciężkich w słodkich wodach powierzchniowych z jednej strony i w wodach gruntowych z drugiej strony to dwie strony bardziej ogólnego problemu.

Należy jeszcze raz podkreślić, że w odróżnieniu od zanieczyszczeń organicznych, które ulegają procesom rozkładu, metale mają zdolność jedynie do redystrybucji pomiędzy poszczególnymi elementami systemów wodnych. W naturalnych wodach słodkich występują one w różnych postaciach i różnym stopniu utlenienia. Z reguły rozróżnia się fazy zawieszone, koloidalne i faktycznie rozpuszczone, które z kolei mogą być reprezentowane przez szeroką gamę substancji i związków. Badania eksperymentalne przeprowadzone w latach 80. XX wieku wykazały, że różne formy tego samego pierwiastka różnią się aktywnością biologiczną i dostępnością dla organizmów. Okazało się, że dla hydrobiontów w stężeniach przekraczających MPC najbardziej toksyczne są wolne jony uwodnione i niektóre nieorganiczne związki złożone, a dla metali poddawanych procesowi metylacji (Hg, Pb, Sn itp.) – związki metaloorganiczne.

Grupa metali ciężkich obejmuje ponad 30 pierwiastków układu okresowego; Ograniczmy się do rozważenia tylko niektórych z nich (tabela 12.1).

Tabela 12

Tabela 12.1. Zawartość mikroelementów w obiektach antropogenicznych

Mikroelementy	Płynne odpady komunalne (części na milion substancji stałych)	Nawozy fosforowe, mg/kg	Pestycydy,%
Jak	2-26	2-1200	22-60
W	15-1000	5-115
W	150-4000	200
Być	4-13
br	20-165		20-85
Płyta CD	2-1500	7-170
Xie	20	20
Współ	2-260	1-10
SG	20-40600	66-245
Cu	50-3300	1-300	12-50
F	2-740	8500-15500	18-45
Ge	10-1
Hg	0,1-55	0,01-0,12	0,8-42
Mn	60-3900	40-2000
Pon	1-40	0,1-60
Ni	16-5300	7-32
Pb	50-3000	7-225	60
Rb	4-95	5
sc	0,5-7	36
Se	2-9	0,5
S	40-700	3-4
senior	40-360	25-500

Miedź (Cu). Zawartość miedzi w skorupie ziemskiej jest stosunkowo niewielka, ale często występuje ona zarówno w stanie rodzimym, jak i w postaci siarczków i innych związków. W powierzchniowych wodach słodkich zawartość miedzi waha się od kilku jednostek do dziesiątek, rzadziej setek mikrogramów na litr. W całej historii ludzkości wydobyto ogromne ilości miedzi (około 307 milionów ton), z czego około 80% miało miejsce w XX wieku. Plastyczność, ciągliwość, dobra przewodność cieplna, odporność na korozję i zdolność do tworzenia stopów decydują o powszechnym zastosowaniu miedzi w przemyśle. Całkowite uwalnianie miedzi do atmosfery wraz z różnymi aerozolami wynosi 75 000 ton/rok. Z tej ilości około 75% ma pochodzenie antropogeniczne. Aerozole zawierające miedź rozprzestrzeniały się na duże odległości i wraz z opadami stopniowo opadały na powierzchnię ziemi. Kolejnym ważnym źródłem miedzi jest przemysł wydobywczy i metalowy. Co roku do oceanów trafia około 17 tysięcy ton odpadowej miedzi.

W środowisku wodnym miedź może występować w trzech głównych postaciach: zawieszonej, koloidalnej i rozpuszczonej. Do tych ostatnich mogą należeć wolne jony miedzi i jej złożone związki z ligandami organicznymi i nieorganicznymi. O formie występowania miedzi w dużej mierze decydują parametry fizykochemiczne i hydrodynamiczne środowiska wodnego.

Ilość miedzi związanej z cząstkami stałymi może sięgać 12-97% całkowitej zawartości w wodach rzek. Rocznie do oceanu trafia około tony, z czego 1% w postaci rozpuszczonej, 6% w postaci związanej z wodorotlenkami, 4,5% w postaci organicznej, 85% w postaci stałych cząstek krystalicznych, 3,5% w postaci sorbentu na cząstkach zawieszonych.

Wyniki ośmioletnich badań nad migracją metali ciężkich do rzeki. Ruhr wykazał, że zawartość miedzi w wodzie zmienia się nieznacznie wraz ze zmianami przepływu wody i że istniejące wahania nie zależą od lokalizacji pobierania próbek wody wzdłuż rzeki. Nieco inny obraz zaobserwowano badając rzeki Ukrainy i Kamczatki, gdzie stężenie miedzi wyraźnie wzrosło w wodach położonych poniżej dużych obszarów zaludnionych. Intensywna sorpcja miedzi przez cząstki gliny decyduje o jej dużej zawartości w osadach dennych. Szybkość sorpcji zależy od ilości cząstek gliny, obecności czynników tworzących ligandy, tlenków żelazomanganu, pH środowiska i szeregu innych czynników. Możliwość desorpcji z osadów dennych zależy od pH ośrodka, twardości wody oraz obecności w niej naturalnych i syntetycznych chelatów oraz innych środków powierzchniowo czynnych.

Zawartość rozpuszczonej miedzi w niezanieczyszczonych słodkich wodach powierzchniowych waha się zwykle od 0,5 do 1,0 µg/l. Zdecydowanie wyższe stężenia miedzi (do 500-2000 µg/l) są charakterystyczne dla obszarów górniczych. W wyniku działalności człowieka zawartość miedzi w opadzie atmosferycznym jest bardzo znacząca. I tak na terenie Belgii i niektórych regionów Włoch średnia zawartość tego metalu w opadzie atmosferycznym wynosi odpowiednio 10-116 i 3-23 µg/l.

Podwyższona zawartość miedzi (>1000 µg/kg) w osadach często wiąże się z wpływem ścieków kopalnianych. Niezanieczyszczone osady słodkowodne zawierają nie więcej niż 20 mikrogramów/kg miedzi na kilogram suchej masy. Jeśli mówimy o toksyczności, to miedź nie jest ostro toksyczna dla ludzi, chociaż w niektórych przypadkach chroniczny nadmiar lub niedobór miedzi w organizmie może powodować zatrucie. Nie ustalono mutagennych i rakotwórczych właściwości miedzi.

Cynk (Zn). Cynk jest jednym z pierwiastków szeroko rozpowszechnionych w przyrodzie. Jego całkowita zawartość w skorupie ziemskiej wynosi wagowo. Cynk tworzy znaczną liczbę kompleksów o różnej sile, zarówno z ligandami organicznymi, jak i nieorganicznymi. Wśród słabo rozpuszczalnych związków cynku układ cieszy się dużym zainteresowaniem , ponieważ jest najbardziej stabilną fazą stałą w wodach nasyconych powietrzem.

Cynk jest pierwiastkiem niezbędnym dla ssaków. Wchodzi w skład wielu enzymów i odgrywa ważną rolę w syntezie kwasów nukleinowych – DNA i RNA. Cynk jest szeroko stosowany w technologii. Pod względem skali produkcji (63 245 tys. ton w ciągu dziesięciu lat – od 1971 do 1981 r.) cynk zajmuje zdecydowanie czwarte miejsce po stali, aluminium i miedzi.

Pod względem zawartości w wodach powierzchniowych cynk zajmuje drugie miejsce wśród mikroelementów po manganie. W wodach rzek jego stężenie jest bardzo zróżnicowane – od kilku mikrogramów do kilkudziesięciu, rzadziej kilkuset mikrogramów/l. W wodach zanieczyszczonych metalami ciężkimi stężenie cynku może sięgać setek µg/l. Przykładowo w jeziorach znajdujących się w strefie oddziaływania hut ołowiu i cynku stężenia rozpuszczonego cynku przekraczają 100 mg/l. W rzekach znajdujących się w strefie oddziaływania kopalń zawartość cynku przekracza 3000 µg/l. Według dostępnych danych antropogeniczny dopływ cynku do środowiska jest o 700% większy niż naturalny.

Do procesów mających największy wpływ na zachowanie cynku (II) w roztworach wodnych zalicza się hydroliza i kompleksowanie. W wyniku hydrolizy powstają wielojądrowe kompleksy hydroksylowe. Jednakże wielopierścieniowe kompleksy hydroksylowe tego typu stanowią niewielką frakcję (<2%) даже при его концентрации, равной моль/л. Таким образом, для природных вод более характерен гидроксид , обладающий амфотерными свойствами. Токсичность цинка во многом определяется присутствием других тяжелых металлов, особенно кадмия. Повышенная аккумуляция этих металлов может приводить к недостатку цинка в организме, что проявляется в подавлении ферментативных реакций. Избыток цинка также небезразличен для человека, так как он приводит к повышению выработки молочной кислоты и, как следствие, к повышению рН крови и нарушению функции почек.

Rtęć (Hg). Rtęć występuje w przyrodzie głównie w postaci rozproszonej. Pomimo niewielkiej zawartości w skorupie ziemskiej (%) wchodzi w skład wielu minerałów, często tworząc osady. Całkowita produkcja rtęci w obecnym stuleciu wyniosła około ton, z czego w samym 1979 r. produkcja rtęci wyniosła zaledwie nieco niecałe 6 tysięcy ton. Połączenie unikalnych właściwości fizykochemicznych (jedyny ciekły metal w temperaturze 20°C i ciśnieniu atmosferycznym) sprawia, że rtęć jest praktycznie jedyną substancją naturalną, nadającą się do stosowania w przyrządach pomiarowych. Wysoka przewodność cieplna i elektryczna sprawia, że rtęć jest doskonałym przewodnikiem i czynnikiem chłodniczym. Ze względu na zdolność do adsorbowania neutronów rtęć jest wykorzystywana do wytwarzania „pancerza” przeciw promieniowaniu. Związki rtęci są szeroko stosowane w środkach owadobójczych i innych chemikaliach. Ilość rtęci antropogenicznej przedostającej się do słodkich wód powierzchniowych wynosi około 57 tys. ton, co stanowi 10-krotność ilości rtęci pochodzącej ze źródeł naturalnych. Głównym źródłem rtęci przedostającej się do środowiska jest używanie i późniejsza utylizacja urządzeń zawierających rtęć. Na drugim miejscu znajduje się obróbka różnych metali i spalanie paliw kopalnych.

Rtęć w wodach naturalnych może występować w trzech stanach - pierwiastkowym (), jednowartościowym () i dwuwartościowym (). Formy występowania tego metalu w wodzie i ich rozmieszczenie zależą od pH środowiska. W układach wodnych rtęć tworzy dużą liczbę stabilnych związków kompleksowych z różnymi ligapami organicznymi i nieorganicznymi. W wodach zanieczyszczonych przemysłowo 66,4% rtęci wiąże się z cząsteczkami o masie cząsteczkowej 10 000. W wodach naturalnych rtęć jest intensywnie kojarzona z cząstkami stałymi zawieszonymi. Ogólnie rzecz biorąc, o losie metali w układach wodnych decydują procesy sorpcji i desorpcji. Sorpcja rtęci i późniejsza sedymentacja odgrywają ważną rolę w usuwaniu rtęci z mas wodnych. Rtęć przedostaje się do systemów wodnych z antropogenicznych źródeł zanieczyszczeń, głównie w postaci rtęci elementarnej, jonu dwuwartościowego i octanu fenylortęci . Ustalono, że dominującą formą jest rtęć metylowana. Występuje nawet w rybach z wód zanieczyszczonych, pomimo niskiego stężenia zanieczyszczeń. Stężenie rozpuszczonej rtęci w niezanieczyszczonych wodach słodkich waha się w granicach 0,02-0,1 µg/l. Poziomy rtęci całkowitej w opadzie wahają się od<0,01 до >1,0 µg/l. Maksymalna zawartość jest zwykle typowa dla obszarów przemysłowych. Rtęć znajdującą się w powietrzu można skutecznie usunąć podczas intensywnych opadów deszczu. Na świecie istnieje kilka „gorących punktów” o bardzo wysokim poziomie rtęci w osadach, które stanowią potencjalne zagrożenie dla środowiska wodnego nawet po usunięciu źródła skażenia. Tym samym zawartość rtęci w osadach dennych rzek Kumano i Jintsu w Japonii sięga 9000 mg/kg. Często wysokie stężenia rtęci w zbiornikach wód powierzchniowych można zaobserwować na skutek pośredniego wpływu antropogenicznego. Rzeki przepływające przez obszary występowania złóż rtęci (np. rzeka Kaltun) zawierają zwiększone ilości tego pierwiastka.

Rtęć jest jedną z najniebezpieczniejszych substancji zanieczyszczających wody naturalne. Łatwo reaguje z wieloma białkami krwi i tkanek, blokując w nich grupy aktywne, w wyniku czego tracą one swoje właściwości reakcyjne (choroba Minamaty). Metylortęć przedostająca się do organizmu jest transportowana przez krwioobieg i gromadzi się w nerkach, wątrobie i mózgu. Okres eliminacji rtęci jest dość długi, co przyczynia się do jej akumulacji w organizmach żywych. Związki rtęci nie mają działania rakotwórczego ani mutagennego, jednakże ze względu na zdolność rtęci do przenikania przez łożysko znane są liczne przypadki działania embriotoksycznego.

Ołów (Pb). Ołów jest jednym z mniej powszechnych pierwiastków. Jego zawartość (wagowo) w skorupie ziemskiej wynosi%. Produkcja i zużycie ołowiu w XX wieku. była wysoka i stabilna (t wyprodukowanych w 1970 r.) i prawdopodobnie utrzyma się na tym samym poziomie przez długi czas. Ołów jest szeroko stosowany w produkcji lutowia, farb, amunicji, stopów drukarskich itp. Ogromne ilości ołowiu zużywa się rocznie do produkcji akumulatorów kwasowych (w 1979 roku w USA na ich produkcję wydano 814,3 tys. ton Pb), tj. około 60% światowego zużycia.

Emisje ołowiu gwałtownie wzrosły w XX wieku. Podczas spalania ropy i benzyny co najmniej 50% wszystkich antropogenicznych emisji tego metalu przedostaje się do środowiska. Innym ważnym źródłem antropogenicznego ołowiu jest wytapianie i przetwarzanie metali. Istotnym źródłem ołowiu przedostającego się do środowiska jest przemysł wydobywczy. W odpadach kopalnianych stężenie ołowiu może sięgać 2000 mg/kg.

Specyfika obecności i migracji ołowiu w wodach naturalnych zależy od wytrącania i tworzenia kompleksów z ligandami organicznymi i nieorganicznymi. Dlatego też stężenie rozpuszczonego ołowiu w większości naturalnych systemów wodnych zwykle nie przekracza 10 µg/l. Intensywność tych procesów zależy od pH i Eh środowiska, obecności czynników tworzących ligandy i szeregu innych czynników. Badania schematu migracji ołowiu w jednej z australijskich rzek wykazały, że w wodach rzecznych około 45% całkowitej ilości ołowiu związane jest z formami zawieszonymi, czyli znacznie mniej niż obserwowano w przypadku innych badanych rzek, np. Renu , gdzie udział zawieszonego ołowiu sięga 72% (podobne dane dla rzeki Amur stanowią 64-75%). Obliczenia pokazują, że powstają jonowymienne formy ołowiu, a jego część jest rozliczana. Organiczne kompleksy ołowiu stają się istotne dopiero przy stężeniach czynników tworzących ligandy większych niż M.

Intensywność sorpcji-desorpcji ołowiu przez osady rzeczne zależy od charakterystyki ich składu litologicznego oraz zawartości substancji organicznych. W przypadku braku rozpuszczalnych form kompleksujących ołów jest prawie całkowicie absorbowany przy pH>6,0. Poziom ołowiu całkowitego w opadzie atmosferycznym zwykle waha się od 1 do 50 µg/l. Na obszarach przemysłowych może osiągnąć 1000 µg/l, co prowadzi do poważnego skażenia pokrywy śnieżnej i gleb. Na przykład stężenie ołowiu w pokrywie śnieżnej w pobliżu kanadyjskiego miasta Toronto wynosi 828 000 μg/l, podczas gdy w pokrywie śnieżnej w bardziej odległych obszarach jego stężenie spada do 100 μg/l lub mniej.

Górnictwo jest najważniejszym źródłem ołowiu w osadach w systemach słodkowodnych. W niektórych przypadkach zawartość ołowiu sięga 6000 mg/kg suchej masy osadu, a nawet więcej. Na terenach zanieczyszczonych zawartość ołowiu w osadach dennych nie przekracza 2-50 µg/kg, w zależności od charakteru skał leżących pod nimi.

Ołów jest wysoce toksyczny dla organizmów żywych. Ustalono, że związki nieorganiczne zaburzają metabolizm i działają jako inhibitory enzymów. Długotrwałe spożywanie wody, nawet przy niskiej zawartości tego metalu, jest jedną z przyczyn chorób ostrych i przewlekłych. Zdolność do zastępowania wapnia w kościach prowadzi do zwiększonej łamliwości i skrzywienia. Ołów nie ma działania mutagennego, jednak jego zwiększona zawartość w organizmie prowadzi do poważnych nieprawidłowości w rozwoju płodu u samic ssaków, powodując deformację szkieletu. Ponadto ołów ma działanie wielokrotnego ładowania i długi okres półtrwania.

Nikiel (Ni). Nikiel jest mniej powszechnym pierwiastkiem; jego zawartość w skorupie ziemskiej nie przekracza %. Zachowanie się niklu (II) w wodach naturalnych zostało zbadane wyjątkowo niedostatecznie. Mobilność tego pierwiastka, podobnie jak wielu innych metali, w dużej mierze zależy od ilości materii organicznej w wodzie, jej charakteru, a także od pH i Eh środowiska. Nikiel (II) tworzy wiele związków kompleksowych (najsilniejsze kompleksy powstają z ligandami zawierającymi donorowe atomy azotu). Jony w roztworach wodnych w mniejszym stopniu ulegają hydrolizie niż kationy innych metali. Wyraźną hydrolizę niklu obserwuje się dopiero przy pH >9,0.

Światowe zużycie niklu w dekadzie 1971-1980 wyniosło 740 tys. ton, ale obecnie jego dynamika spadła. Głównymi źródłami przedostawania się niklu do środowiska naturalnego jest spalanie paliw kopalnych i stosowanie stopów zawierających nikiel.

Zawartość niklu w wodach niezanieczyszczonych zwykle waha się w granicach 1-3 µg/l. Pod wpływem różnych źródeł przemysłowych może wzrosnąć do 10-15 μg/l. W jeziorach położonych w pobliżu hut niklu wpływy atmosferyczne powodują, że zawartość rozpuszczonego niklu waha się od 1 do 183 µg/l. Opady atmosferyczne w odległych rejonach świata charakteryzują się niskim poziomem niklu (do 5 μg/l), jednak jego stężenie znacznie wzrasta na obszarach miejskich i przemysłowych i w zależności od rodzaju zanieczyszczeń przemysłowych waha się od 3 do 110 μg /l. Nikiel nie jest ważnym ani powszechnym zanieczyszczeniem osadów systemów wodnych. W większości przemysłowych obszarów świata jego zawartość rzadko przekracza 50-100 μg/kg, co często jest porównywalne z tłem naturalnym, jednak w niektórych obszarach jego zawartość przekracza 500 μg/l. Nikiel w śladowych ilościach jest niezbędny dla ludzi. Jednocześnie jego nadmiar jest bardzo niebezpieczny, chociaż w porównaniu z innymi metalami ciężkimi jest najmniej toksyczny. Badania epidemiologiczne pokazują, że związki niklu mogą powodować zwiększoną łamliwość kości, nowotwory nowotworowe i szereg innych chorób.

Chrom (Cr). Zasoby chromu w skorupie ziemskiej są niewielkie, jednak znajduje on bardzo szerokie zastosowanie w technologii, a problem emisji chromu do środowiska staje się coraz bardziej palący. Chrom w małych ilościach wchodzi w skład DNA, jednak brak chromu i niklu w innych strukturach organizmów żywych wynika prawdopodobnie z ich małej mobilności i małej stabilności ich kompleksów z białkami. Dlatego biorąc pod uwagę skalę produkcji, chrom jest jednym z najmniej toksycznych pierwiastków z grupy metali ciężkich. Na przykład ssaki są w stanie tolerować 100–200-krotny wzrost poziomu chromu w organizmie bez widocznych szkodliwych skutków.

Światowe zużycie rud chromu (chromitu) w latach 1971-1980. osiągnął poziom 86 200 tysięcy ton.W ciągu tych 10 lat produkcja wzrosła niemal dwukrotnie, co jest spowodowane wzrostem zużycia chromu przez światowy przemysł. Do produkcji żelazostopów wykorzystano 58% wydobytego chromu. Obecność chromu w odlewach z żeliwa zapewnia odporność na korozję i utlenianie, a także zwiększa udarność. Stopy żelazochromu dobrze wytrzymują agresywne środowisko i wysokie temperatury. Co najmniej 21% chromitów wykorzystuje się do produkcji materiałów ogniotrwałych. Pozostałą część zużywa przemysł chemiczny. Chromity wykorzystywane są do produkcji farb i utrwalaczy w przemyśle tekstylnym, garbników w przemyśle skórzanym, do chromowania, anodowania i trawienia.

Głównymi źródłami emisji zawierających chrom (w malejącym rzędzie wielkości) są produkcja i przetwarzanie żelazochromu, produkcja materiałów ogniotrwałych, spalanie węgla i produkcja stali chromowych. Poziom aerozoli zawierających chrom na terenie hut stali chromowej może osiągnąć poziom tła 1. Cząstki te mogą być przenoszone przez wiatr na duże odległości i opadać na powierzchnię Ziemi w wyniku opadów. Jednak głównym źródłem antropogenicznego chromu jest obróbka metali. Niekontrolowane emisje stwarzają duże ryzyko zanieczyszczenia wód powierzchniowych relatywnie toksyczną formą. Innymi źródłami są woda z obiegowych systemów chłodzenia i różne chemikalia. Źródłem zanieczyszczeń są płynne ścieki z garbarni (zawierają do kilku gramów na litr). i powoli - tlen.

Wiarygodnie stwierdzono wzrost zawartości chromu w osadach dennych na skutek źródeł antropogenicznych. Na przykład opady w dolnym biegu rzeki. Rzeka Garden River (Nowy Jork), która doświadcza dużego obciążenia antropogenicznego, jest wzbogacona w chrom o 510% w porównaniu z obszarami referencyjnymi.

Dla człowieka chrom nie jest silnie toksyczny, jednak wiele związków tego metalu ma działanie rakotwórcze. Rozważając zagadnienia związane ze skażeniem wód podziemnych metalami ciężkimi należy zauważyć, że w ostatnich dziesięcioleciach, w wyniku intensywnych oddziaływań antropogenicznych, zauważalnie zmienił się skład chemiczny nie tylko wód powierzchniowych, ale i podziemnych. Pomimo stosunkowo wysokiej ochrony (w porównaniu z wodami powierzchniowymi) przed zanieczyszczeniami, stwierdzono w nich Pb, Cr, Hg, Cu, Zn, izotopy promieniotwórcze itp. W dużych miastach i ośrodkach przemysłowych wzrasta stężenie metali ciężkich i innych substancji zanieczyszczających. Głównymi przyczynami tego procesu były: zanieczyszczenie jednolitych części wód podziemnych, zatłaczanie silnie toksycznych ścieków do głębokich warstw wodonośnych oraz wzmożony pobór wód podziemnych na potrzeby bytowe i przemysłowe. To ostatnie doprowadziło do infiltracji zanieczyszczonych wód ze zbiorników wód powierzchniowych. O stopniu zagrożenia skażenia warstwy wodonośnej decydują warunki hydrogeologiczne miejsca, czas pracy źródła, charakter zanieczyszczeń i ich stężenie, a także wielkość źródła. Wody zanieczyszczone są zwykle cięższe od niezanieczyszczonych wód słodkich warstwy wodonośnej, dlatego ich strumień ze źródła punktowego spływa przeważnie w dół, w obecności poziomego przepływu wód gruntowych jest przez nie unoszony, a w przypadku natrafienia na warstwę nieprzepuszczalną, jest po nim rozproszony. Wielkość obszaru zanieczyszczonych wód gruntowych zależy nie tylko od powierzchni, ale także od mocy źródła wycieku, od jego lokalizacji w związku z migracją wód gruntowych. Długość przepływu zanieczyszczonych wód podziemnych zależy od rzeczywistej szybkości filtracji wód podziemnych, czasu trwania źródeł oraz czynników prowadzących do zmniejszenia stężenia substancji zanieczyszczających (metale ciężkie itp.) – procesów filtracji, rozpuszczania, dyspersji, adsorpcji .

Wieloletnie badania wód podziemnych pokazują, że o intensywności procesów fizykochemicznych zmniejszających stężenie metali ciężkich decyduje skład ich form migrujących. Niestety, problem ten był bardzo mało zbadany. Wiadomo już jednak, że zdolność pierwiastków do migracji w wodzie w dużej mierze zależy od wartościowości. Im wyższa wartościowość składnika, tym mocniej jest on zatrzymywany w skałach lub odpadach stałych, tym słabiej przenika do wód naturalnych i tym mniejsza jest jego migracja wody. Przybliżona sekwencja migracji mikrokomponentów wygląda następująco: .

Zależność migracji wodnej pierwiastków zanieczyszczających od ciężarów jonowych określa następujące stwierdzenie: im większy ciężar jonowy składnika, tym silniej jest on związany ze skałą, tym gorzej przedostaje się do wód gruntowych i lepiej się wytrąca. . Na przykład migracja wody dwuwartościowego Ba o masie jonowej 137,34 jest mniejsza niż migracja wody dwuwartościowego Mn o masie jonowej 54,91.

Zależność wodnej migracji zanieczyszczeń od promienia jonowego jest bardziej złożona, ale generalnie obowiązuje zasada: im większy promień jonowy pierwiastka, tym łatwiej przedostaje się on do wód gruntowych i tym silniejszy jest jego udział w procesach rozpuszczania. W granicach składników o jednoznacznej wartościowości większą zdolność do tych procesów zaobserwowano w składnikach o dużym promieniu jonowym.

Ze względu na intensywność ruchliwości w wodach gruntowych w zależności od wielkości potencjałów jonowych można wyróżnić trzy grupy pierwiastków. Zespół o potencjale jonowym do +3 obejmuje. Pierwiastki te słabo migrują do wody, ale są przez nią dobrze tolerowane. Pierwiastki o potencjale jonowym większym niż +3 słabo przechodzą do wody, ale są w niej słabo rozpuszczalne: , Ga, Al, U, Zr, Ti, Nb, Ta, . Spośród składników mikrozanieczyszczeń najłatwiej rozpuszczalne i mobilne są związki halogenowe, węglowodorowe i siarczanowe; mniej rozpuszczalne i mniej mobilne SrSO4, SrCO3, BaCO3; Fe3+, Mn3+ oraz tlenki Ti4+, Zn4+, Th4+ są minimalnie mobilne.

Skład naturalnych wód gruntowych ma istotny wpływ na migrację zanieczyszczeń. W wodach o różnym składzie chemicznym zmienia się rozpuszczalność wielu związków mineralnych makro- i mikroskładników-zanieczyszczeń

(Tabela 12.2).

Rodzaj wód gruntowych

Tabela 12.2. Zakres zawartości Mn, Cu, Fe, Al, Ba w wodach podziemnych różnych przepływów

Rodzaj wód gruntowych	Mn	Cu	Fe	Glin	Ba
Mieszanka do 1 g/l	aż do pierwszych jednostek
Do 25 g/l HCO3ClNa	0,2-5,0	0,2-8,0	0,2-2,0	1,5-35,0	5,0-50,0
Do 150 g/l ClNa	3,7-20	5,2-10,7	2,0-15,0	15-25,0	9,0-12,0
25-250 g/l ClNaCa	4,5-18	5,0-97,0	3,4-40,0	12-32,0	2,4-11,6
70-300 g/l ClNaCa	2,3-28	0,2-29,0	3,4-214	13,5-32	8,1-200
300 g/l ClCaNa	0,0-5,0	0,8-18,0	0,5-6,2	1,0-2,0	s.-7.0