Содержание химических элементов при антропогенном загрязнении природной среды

Приведенные и аналогичные им данные служат основой для анализа накопления отдельными компонентами биоты химических элементов, поступающих в окружающую среду в качестве токсикантов. Уровни последних должны рассматриваться как действующая доза.

Многочисленными исследованиями показано, что повышенное содержание токсических веществ во внешней среде, прежде всего в почвах, неизменно ведет к повышенным концентрациям этих веществ в живых организмах.

Казалось бы, дело обстоит предельно просто: достаточно знать содержание токсических веществ в объектах внешней среды (например, в почвах), чтобы прогнозировать их накопление в растительности, исходя из содержания в растительности — у животных-фитофагов и т.д., определяя тем самым токсическую нагрузку на отдельные компоненты биоценозов. Однако в реальных условиях на данные процессы влияет множество трудно учитываемых механизмов. Все многообразие этих проявлений можно условно разделить на следующие действующие факторы:

  • • физико-химические процессы фиксации и трансформации токсикантов в объектах внешней среды;
  • • пространственная мозаичность среды обитания живых организмов;
  • • особенности экологии растительных и животных организмов.

Роль абиотических факторов в формировании токсической нагрузки

Использование в экотоксикологических исследованиях в качестве аргумента дозовой зависимости расстояния от источников токсических выбросов не оправданно, поскольку не учитывает сложнейшие атмосферные, геофизические и экологические процессы, влияющие на пространственное распределение токсикантов и их накопление в живых организмах.

Даже общее содержание токсических веществ в почвах не всегда адекватно отражает меру токсического воздействия на компоненты природных популяций и биоценозы. Лишь подвижные формы химических элементов могут переходить в растения и далее по трофическим цепочкам. По этой причине рекомендуемые в настоящее время ориентировочно допустимые концентрации некоторых тяжелых металлов и мышьяка отличаются в 3—5 раз в почвах различного типа (Ориентировочные допустимые концентрации..., 1995).

Из-за того что растворимые формы токсических элементов физиологически более активны, особое значение приобретают некоторые абиотические факторы, включающие процессы осаждения, гидролиза и комплексообразования. Это в конечном счете определяет токсичность элементов для биоты.

В качестве примера можно привести влияние кислых осадков, обусловленных главным образом атмосферными выбросами сернистого газа и окислов азота. В результате наблюдается возросшая кислотность дождевой воды. Дренирование такой воды через почвенные горизонты приводит к снижению pH в почвенных водах и водоемах. Конечным звеном трансформации таких выбросов выступают водные экосистемы, аккумулирующие «кислотные» выбросы значительных территорий. В результате подкисления водоемов наблюдаются токсические проявления, связанные не только с прямым действием на гидробионты низких pH, но и с опосредованным влиянием других факторов, прежде всего высвобождением ионной, наиболее токсичной формы большинства металлов.

Вместе с тем биокосный компонент природных экосистем может выступать в качестве депонирующего фактора, ограничивающего подвижность химических элементов, снижая тем самым их токсичность для биоты. К таким процессам относятся следующие:

  • • адсорбция токсических элементов на взвешенных частицах или гидрооксидах железа, марганца и ряда других элементов, при почвенном загрязнении в процессах фиксации активно участвуют гуминовые и фульвокислоты;
  • • наличие в среде группы анионов, слаборастворимых неорганических соединений (сульфаты, фосфаты, карбонаты и др.), ведущее к активной сорбции этих веществ;
  • • при низких pH переход труднорастворимых соединений, главным образом большинства металлов, в ионную, наиболее подвижную форму.

Влияние этих и ряда других показателей на токсичность химических элементов широко обсуждается в научной литературе, однако до настоящего времени отсутствует четкая и однозначная картина механизмов трансформации токсикантов в биокосных системах. Такая неоднозначность реакции биоты, например на изменение pH водоема, иллюстрируется некоторыми данными.

Американские авторы показали, что возрастание pH с 6 до 8 снижает токсичность свинца для амфипод (Feedman et al.,1980).

Для радужной форели максимальная токсичность пятиокиси ванадия отмечена при pH = 7,7. При больших и меньших значениях этого показателя наблюдалось ее снижение (Stendahl et al., 1982). На том же объекте изучали влияние токсичности меди при различной жесткости воды в диапазоне pH от 5 до 9. Влияние кислотности наиболее существенно при высокой жесткости и при значениях pH от 6 до 7. При меньших (pH = 5) и больших (pH = 8) значениях токсичность снижалась и вновь возрастала при pH = 9. Имеются данные, свидетельствующие, что увеличение жесткости сопровождается снижением токсичности металла.

Пример опосредованного влияния кислотности — данные шведских авторов, которые на примере шведских озер показали, что концентрация свободной, наиболее токсичной формы алюминия в воде может возрастать в 5—6 раз при изменении pH озерной воды от 6,0 до 4,5 и ниже (Moriarty, 1983).

Многие авторы подчеркивают роль гумуса, в том числе гумуса донных отложений, влияние которого на устойчивость биоты объясняется его высокой комплексообразующей способностью к связыванию металлов.

Кроме чисто химических взаимодействий, в изменении метаболических свойств и токсичности ряда элементов может участвовать биота. Так, большое значение имеет комплекс бактерий в почвах или донных отложениях водоемов, который в анаэробных или аэробных условиях способствует изменению химической формы ряда токсических элементов и изменению связанной с этим токсичности. Показано, например, что в анаэробных условиях происходит восстановление мышьяка As5+ до As3+ (Freeman et al, 1986). Важнейшим процессом биотрансформации является метилирование металлов. Как правило, метилируются такие элементы, как хром, мышьяк, свинец.

Особенно опасно метилирование ртути с образованием наиболее подвижных и поэтому максимально токсичных ртутных соединений алкил- и фенилпроизводных (Лапердина, 2000). Известно, что переход ртути в органическую форму зависит от величины pH водной среды. В этих условиях накопление метаболически активной метил- и диметилртути в придонной фауне и планктоне, а вместе с этим и у животных следующих трофических уровней также зависит от pH. Это хорошо иллюстрируют данные некоторых авторов. Сравнение четырех озер, отличающихся pH воды, показало закономерное возрастание содержание ртути в организмах рака, хищных рыб (щука, окунь), хищных млекопитающих (выдра) по мере снижения pH в воде озер (Total and methylmercury levels..., 1986). Аналогичную зависимость накопления ртути в тканях нерпы Ладожского озера приводит Н. М. Медведев (1998).

 
Посмотреть оригинал
< Пред   СОДЕРЖАНИЕ   ОРИГИНАЛ     След >