Миграция химических загрязняющих веществ в биогеоценозе

ФЕДЕРАЛЬНОЕ АГЕНТСТВО ПО ОБРАЗОВАНИЮ И НАУКЕ

ЮГОРСКИЙ ГОСУДАРСТВЕННЫЙ УНИВЕРСИТЕТ

ДОКЛАД

По дисциплине: “Техногенные системы и экологический риск”

На тему: “МИГРАЦИЯ ХИМИЧЕСКИХ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ В БИОГЕОЦЕНОЗЕ “

Выполнила: студентка гр. 2152

Попович А. В.

Г. Ханты-Мансийск, 2009 г.

Содержание:

Миграция химических загрязняющих веществ в биогеоценозе……………..3

1. Миграция химических загрязняющих веществ в природных, грунтовых и лизиметрических водах, в почвенных растворах………………………………………5

2. Миграция химических элементов в почвенном профиле………………………10

Список используемой литературы………………………………………………..13

МИГРАЦИЯ ХИМИЧЕСКИХ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ В БИОГЕОЦЕНОЗЕ

Миграция химических загрязняющих веществ (ХЗВ) в биогеоцено­зе как наиболее геохимически активном блоке геосистемы тесно связана с их поведением в сопряженных с почвой природных водах.

Отдельной задачей является исследование миграции ХЗВ в геоси­стемах, испытывающих активное техногенное воздействие, поскольку, например, включение металлов в металлорганические соединения может иметь иные физиологические последствия для биоты, нежели присутствие элементов в обычных для геосистем формах. Техногенно аномальные геосистемы можно рассматривать как полигоны, в преде­лах которых особенности миграции техногенных продуктов проявля­ются наиболее ярко. Это имеет большое значение для разработки методики наблюдений в системе геохимического мониторинга, выяв­ления наиболее чувствительных звеньев миграционной цепи, сигнали­зирующих о переходе геосистемы из фонового состояния в аномальное.

В процессах миграции химических загрязняющих веществ особое место занимает комплексообразование. Многие органические вещест­ва, связывая ионы металлов в комплексы, способствуют их стабилиза­ции и переносу в растворенном состоянии. Путем прямых наблюдений с мечеными соединениями установлено, что миграционная способ­ность железа в форме, связанной с различными органическими ком­понентами почвенных растворов, на 1-2 порядка и более превосходит миграционную способность ионных форм железа.

Образование металлорганических комплексов иногда имеет поло­жительное биологическое значение, инактивируя избыточные количе­ства активных ионов тяжелых металлов или благоприятствуя растворению труднодоступных, но биологически важных элементов.

На растворимость соединений тяжелых металлов большое влияние оказывает концентрация их в растворе. При очень низкой концентра­ции микроэлементы не выпадают в осадок при соответствующем изменении реакции среды и при добавлении осадителей. Этот фактор играет важную роль в случае металлов, образующих труднорастворимые соединения при величинах рН и ЕА, характерных для природных вод. Миграционная способность микроэлементов в форме комплексных соединений не безгранична: она лимитируется устойчивостью самого соединения, возможностью конкуренции со стороны другого элемента, дающего более стойкий комплекс, выпадением в осадок самой комп­лексной соли.

Растворимые комплексы с органическими соединениями образует большинство металлов. К ним, прежде всего, необходимо отнести комплексы, образуемые гуминовыми веществами и другими органиче­скими кислотами с двух – и трехвалентными металлами. Роль гуминовых веществ в переносе металлов в растворенном состоянии велика. От 50 до 75 % марганца, никеля, кобальта переносят в составе органических соединений речные воды.

В настоящее время установлено (Г. М. Варшал и др., 1983, 1985):

– что низкомолекулярные соединения неспецифической природы играют небольшую роль в переносе ХЗВ, хотя их набор довольно широк – щавелевая, фумаровая, лимонная и другие кислоты, танины, сахара, аминокислоты и пр.;

– органические соединения типа фульвокислот образуют комплексы с поливалентными катионами;

– более высокомолекулярные фракции способны связывать больше поливалентных катионов.

В работах B. C. Аржановой и П. В. Елпатьевского (1981, 1985) показана важная роль гумусового горизонта как физико-химического барьера для поллютантов, а также как арены изменения форм мигра­ции. Специфику геохимических процессов в гумусовом горизонте почв обусловливают процессы превращения органических соединений, поэтому можно ожидать значительной роли последних в закреплении или, наоборот, в дальнейшей миграции ХЗВ.

В почвенных растворах и вытяжках обнаружены аминокислоты и кислоты жирного ряда, оксикислоты, полифенолы, фульвокислоты, т. е. весь набор органических соединений, свойственный многим типам природных вод. Все эти вещества содержат функциональные группы, которые участвуют в координационных связях и образовании комп­лексных и внутрикомплексных соединений. Таким образом, ведущая роль водорастворимых органических веществ в миграции ХЗВ выяв­лена многими исследователями.

Взаимодействие гумусовых веществ с ионами металлов и другими ХЗВ включает физические (адсорбция, пептизация, коагуляция) и химические (ионный обмен, солеобразование, образование комплек­сных соединений) процессы. Адсорбция катионов на гуминовых кис­лотах может быть в некоторых случаях описана уравнением Ленгмюра. Устойчивость образующихся комплексов зависит от ряда факторов и в первую очередь от рН и ионной силы.

Эти же условия определяют связывание тяжелых металлов почвой в целом и ее компонентами. Увеличение рН от 4 до 5,5 ведет к возрастанию сорбции цинка на гидрооксидах железа и алюминия. При рН 7,5 растворимость цинка увеличивается из-за образования комп­лексов с органическим веществом. Таким образом, с изменением рН меняется роль почвенных компонентов в сорбции тяжелых металлов. Медь (II) образует комплексы в более широком интервале рН. Добав­ление меди к почвенному раствору, содержащему цинк, ведет при рН 5 к снижению сорбции последнего, что является примером взаим­ного влияния ионов тяжелых металлов (Д. С. Орлов, 1985).

Кислые почвы поглощают тяжелые металлы из растворов в меньшей степени, чем нейтральные или содержащие карбонаты. В то же время в таких почвах значительное количество меди связывается в комплекс­ные соединения. Кислые почвы имеют меньшее число активных центров, занятых протонами, и ионами алюминия, что снижает воз­можность адсорбции Си2+ и Са+2 . Карбонатные, богатые кальцием почвы могут в большей степени сорбировать тяжелые металлы. Ион кадмия при этом образует малоустойчивые комплексы. В результате Са2+ более подвижен в почвенном профиле по сравнению с Си2+ .

Высокое содержание металлов, приходящееся на единицу органи­ческого вещества, в ряде случаев можно объяснить образованием многоядерных комплексов или наличием адсорбированных комплек­сов, в которых имеется неэквивалентное взаимодействие между орга­ническими лигандами и ионами металлов.

При высоком содержании гумуса интенсивно образуются органо-металлические комплексы в коллоидной и растворимой формах, что обусловливает высокую степень их подвижности. При интенсивно промывном режиме и низких значениях рН соединения тяжелых металлов растворяются и переходят в ионную форму. На территориях, где преобладают почвы с высокой степенью засоления, можно ожидать образования труднорастворимых соединений, содержащих тяжелые металлы. При рН 6 кадмий присутствует в двухвалентной форме и полностью растворяется в водной фазе при условии, что она не содержит таких связывающих анионов, как фосфат или сульфид.

Образование Cd(OH)2 начинается при рН 9, достигая максимума при рН 11. Образование РЬ(ОН)2 О начинается при рН > 9. При рН 6-10 преобладает РЬ(ОН)+ . При рН 8,5 и концентрации хлорид-иона более 100,4 моль/л преобладают комплексы CdCl3 , CdCl4 , РЬС142- . В морской воде, содержащей 10″0 ’25 моль/л иона СГ при рН 8,1-8,2 форма РЬОН преобладает над его хлоридными комплексами, а кадмий при­сутствует в виде CdCl2 и CdCl3 . Такая закономерность, установленная на модельных системах, несомненно, может быть справедлива и в природных условиях. В почвенном растворе обнаружено незначитель­ное (< 10 мкг/л) содержание комплексов Cd2+ с органическими ком­понентами, а также хлоридными и сульфатными лигандами (CdCl2 , CdCl3 , CdCl4 , CdSO4 ). Все эти комплексы либо заряжены отрицательно, либо нейтральны, причем ион Cd2+ обнаруживается весьма редко. Отмечена возможность присутствия меди в гуминовых кислотах и фульвокислотах в форме комплекса медь-порфиринового типа.

Рис. 1. Формы миграции тяжелых металлов в природных и почвенных водах

Гуминовые вещества активно реагируют с катионами, оксидами и гидро-ксидами металлов, образуя химически разнообразные и биологически устойчивые соединения.

Формы миграции тяжелых металлов в природных водах и, в част­ности, в почвенных, многообразны, их основные виды представлены на рис. 1. Взвешенные и коллоидные формы соединений входят в состав почвенных гранулометрических фракций, а истинно растворен­ные извлекаются в составе водных вытяжек из почв.

Таким образом, для вещественного состава водных вытяжек харак­терно следующее:

1) водные вытяжки содержат большой набор органических соеди­нений различного состава;

2) вещества, содержащиеся в водных вытяжках, способны образо­вывать комплексы с тяжелыми металлами; эти комплексы могут иметь в природных условиях различный знак заряда;

3) на комплексообразование оказывает сильное влияние рН, конкурентное комплексообразование, ионная сила раствора, состав лигандов, наличие и состав неорганических анионов.

1 . Миграция химических загрязняющих веществ в природных, грунтовых и лизиметрических водах, в почвенных растворах

По химическому составу природные воды чрезвычайно разнооб­разны. Различия обусловлены не только качественным составом и общей концентрацией растворенных веществ, но и соотношением компонентов и различных форм их нахождения в воде. Растворенные газы находятся в природных водах в виде молекул и частично гидра-тированных соединений, минеральные и органические вещества встре­чаются в истинно растворенном, коллоидном и взвешенном состоянии.

Сложность химического состава природных вод обусловлена и тем, что один и тот же элемент может находиться в воде в разных формах в зависимости от степени растворимости его соединений, валентного состояния, способности и комплексообразованию и других химических свойств. Так, железо в зависимости от рН и окислительно-восстано­вительного потенциала встречается в природных водах в двух – и трехвалентном состояниях. Для каждого из валентных состояний ха­рактерны гидрологические моно – и полиядерные формы:

Для Fe(III) – это [Fe(OH)3 ]°; [Fe(OH)2 ]+ ; [Fe(OH)]2+ ; [Fe2 (OH)3 ]3+ ; [Fe2 (OH)2 r; [Fe2 (OH)]5+ ; [Fe3 (OH)2 ]7+ ;

Для Fe (II) – [Fe(OH)2 ]°; [Fe(OH)]+ ; [Fe2 (OH)3 ]\

Железо образует прочные комплексы с органическими веществами природных вод.

Принято совокупность компонентов, входящих в состав природных вод, условно делить на пять групп:

1) главные ионы, или макрокомпоненты, к которым относятся ионы СГ, SO2- 4 , НСО – з, СО2-3, Na+ , K+ , Mg2+ Ca2+ ;

2) растворенные газы (кислород, азот, диоксид углерода, сероводо­ род и др.);

3) биогенные элементы (соединения азота, фосфора, кремния);

4) органические вещества.

5) микроэлементы.

Такое деление химического состава природных вод условно, по­скольку многие элементы необходимы организмам, как упомянутые биогенные элементы. Ниже рассмотрены наиболее важные группы компонентов.

Главные ионы. К главным ионам, или макрокомпонентам природ­ных вод относятся элементы, характеризующиеся высокими значени­ями кларков и хорошей растворимостью их соединений в воде. В некоторых случаях (это характерно для морских и океанических вод) к группе главных ионов относятся также Вг – и HS – .

Макроэлементы в природные воды поступают при выщелачивании горных пород и почв, а также в результате производственной деятель­ности человека. Растворение горных пород значительно возрастает под воздействием кислых вод, особенно болотных с высоким содержанием органических веществ. При этом переход катионов из породы в раствор обусловлен не только обменными реакциями, но и комплексообразованием.

Почвы сильно влияют на химический состав фильтрующихся вод: повышается минерализация маломинерализованных атмосферных осадков, изменяется ионный состав воды, возрастает способность растворов растворять минералы. При взаимодействии природных вод с почвами катионы поглощающего комплекса почв обмениваются на эквивалентное количество других катионов, содержащихся в воде.

Хорошая растворимость многих природных соединений макроком­понентов обусловливает их миграцию преимущественно в ионной форме. Простые ионы, как правило, свойственны маломинерализован­ным водам. Так, в миллимолярном растворе гидрокарбоната кальция лишь около 3,65 % ионов Са и НСО3- связано в ионные пары, а остальные находятся в виде простых ионов. Комплексообразование для макрокомпонентов природных вод сравнительно мало характерно, поскольку все они – слабые комплексообразователи.

Биогенные элементы. В группу биогенных элементов кроме азота, фосфора и кремния часто включают железо и серу, поскольку они необходимы живым организмам, а их содержание в некоторых случаях достигает нескольких миллиграммов на 1 л воды.

Выделение биогенных элементов в отдельную группу до некоторой степени условно, поскольку множество других элементов также необ­ходимо для нормального функционирования организмов. Содержание их колеблется в очень широких пределах: от следов, часто не улавли­ваемых существующими методами определения, до единиц и десятков миллиграммов на 1 л. В наименьших количествах в природных водах встречается фосфор, содержание которого редко превышает 0,5 мг/л. Наибольшие уровни концентрации характерны для кремния, они достигают иногда 15 мг/л. Азот и железо занимают промежуточное положение, причем в морских и океанических водах они содержатся в меньших количествах, чем в речных.

Наиболее важные источники поступления биогенных элементов в природные воды разделяют на две большие группы: внешние и внут­ренние:

1) внешние источники обеспечивают поступление биогенных ве­ществ в водоемы с речным стоком, атмосферными осадками, промыш­ленными, хозяйственно-бытовыми и сельскохозяйственнымисточными водами;

2) внутренние источники обеспечивают накопление биогенных элементов в результате процессов, протекающих в самих водоемах; значительная роль в этом принадлежит первичной продукции органи­ческого вещества: поступлению из залитого ложа водохранилищ в первые годы их существования, минерализации древесной, луговой и высшей водной растительности и отмершего планктона, а также дон­ным отложениям.

Азот. В природных водах азот находится в виде ряда неорганических и разнообразных органических соединений. К неорганическим формам этого элемента относятся аммоний, нитриты и нитраты – все хорошо растворимые. Белковоподобные соединения, полипептиды, гумусовые вещества, аминокислоты, амины, мочевина – далеко не полный пере­чень азотсодержащих органических веществ, которые присутствуют в воде во взвешенном состоянии (остатки организмов), в виде коллоид­ных и истинных растворов. Между неорганическими и органическими соединениями азота постоянно осуществляются взаимные переходы. Повышение содержания нитратов и нитритов в воде свидетельствует о загрязнении воды. В чистых водах нитрит-ионы аналитически не обнаруживаются.

Фосфор. Фосфор встречается в природных водах в форме органи­ческих и неорганических соединений, мигрируя в виде истинных коллоидных растворов и во взвешенном состоянии. Неорганический фосфор представлен соединениями ортофосфорной кислоты Н3 РО4 ; соотношение различных ортофосфатов зависит от рН воды. При рН в диапазоне от 2 до 8 подавляющая часть неорганического фосфора существует в виде Н2 РО4 . При рН от 8 до 11-12 преобладает НРО42- .

Значительная часть поступающих в водоем фосфат-ионов сорби­руются взвешенными в воде частицами, ибо фосфат-ионы образуют малорастворимые соединения с ионами железа, кальция, алюминия, вследствие чего их миграционная способность уменьшается. Повыша­ется она вследствие процессов комплексообразования (например, сме-шанно-лигандного), в которых большую роль играют гумусовые вещества.

Органические соединения фосфора представлены нуклеиновыми кислотами, нуклеопротеидами, фосфорилированными сахарами, фосфолипидами.

Кремний – один из наиболее распространенных элементов. Формы соединений, в которых он встречается в природных водах, довольно многообразны и зависят от минерализации, состава воды и рН среды. Часть кремния находится в истинно растворенном состоянии в виде кремниевой и поликремниевых кислот. Содержание кремния умень­шается в природных водах при потреблении его водными организмами (например, диатомовыми водорослями), переходе кремниевой кислоты при определенных условиях в гель, при сорбции и дегидратации.

Железо – непременный компонент поверхностных вод. В зависи­мости от окислительно-восстановительного потенциала, железо про­являет характерные для него степени окисления 2+ и 3+. Соединения трехвалентного железа наиболее распространены, двухвалентное желе­зо обнаруживается в водах с низкими окислительными потенциалами. Кроме растворенного ионного железа (Fe2+ , Fe3+ ) в природных водах присутствуют, как отмечалось выше, гидроксокомплексы, коллоидные неорганические и органические формы. Значительная часть железа мигрирует в поверхностных водах в форме взвешенных частиц. В природных водах многие соединения железа малоустойчивы, посколь­ку подвергаются гидролизу с последующим осаждением гидроксидов. Важным фактором в стабилизации двух – и трехвалентного железа в растворенном виде являются органические вещества природных вод, которые образуют с железом прочные комплексы.

Формы миграции железа в почвенно-грунтовых водах меняются посезонно: в период весеннего половодья при большом количестве взвешенного материала преобладают взвешенные формы, в межень большую роль в переносе железа играет органическое вещество.

Органические вещества – одна из самых сложных по качественно­му составу групп соединений, содержащихся в природных водах, она включает органические кислоты, фенолы, гумусовые вещества, азот­содержащие соединения, углеводы и т. д.

Природные воды содержат органические вещества в сравнительно невысоких концентрациях. Средняя концентрация органического уг­лерода в речных и озерных водах редко превышает 20 мг/л. В морских и океанических водах содержание Сорг еще более низкое. Содержание белковоподобных веществ, свободных аминокислот и аминов колеб­лется в поеделах 20-340, 2-25 и 6-200 мкг азота на 1 л соответственно.

Рис. 2. Органические вещества природных вод

Концентрация органических кислот и сложных эфиров редко превы­шает пределы 40-200 и 50-100 мкг/л. Содержание углеводов несколь­ко выше и нередко достигает единиц миллиграммов в 1 л. Значительную часть органического вещества природных вод составляют гумусовые вещества: гуминовые кислоты и фульвокислоты. Особенно богаты гуминовыми веществами воды северных районов страны, где концен­трация их часто составляет единицы и десятки миллиграммов на 1 л. В морских и океанических водах среднее содержание гумусовых ве­ществ ниже и редко превышает 3 мг/л.

По происхождению органические вещества природных вод делят на две большие группы (рис. 2):

1) продукты биохимического распада остатков организмов, насе­ляющих водоем (главным образом планктон),- это вещества авто хтонного происхождения;

2) органические вещества, поступающие в водоемы извне с речным стоком, атмосферными осадками, промышленными, хозяйственно-бытовыми и сельскохозяйственными сточными водами – аллохтонные вещества. Особое место в этой группе занимают гумусовые вещества почв, торфяников, лесных подстилок и других видов природных обра­зований, включающих остатки растений. Нередко в водах рек с бо­лотным питанием гумусовые вещества доминируют среди других соединений.

Органические вещества природных вод могут находиться в состо­янии истинных растворов, коллоидов и взвешенных грубых частиц (суспензий). Коллоидная форма миграции наиболее характерна для природных вод зоны гипергенеза, богатых высокомолекулярными гу­мусовыми веществами. Однако часть окрашенных органических сое­динений – фульвокислоты и некоторые формы гуминовых кислот – могут быть в состоянии истинных растворов.

Для природных вод характерна миграция органического вещества в виде взвесей, например детрита, состоящего из мельчайших органи­ческих и неорганических остатков, образующихся при распаде погиб­ших организмов. Несмотря на относительно невысокое содержание органических соединений, они играют важную роль в физико-хими­ческих и биохимических процессах, протекающих в природных водах и в значительной степени определяющих особенности химического состава вод и биологическую продуктивность водоемов.

Особое место среди этих явлений занимает комплексообразование. Многие органические вещества, связывая ионы металлов в комплексы, способствуют их стабилизации и переносу в растворенном состоянии. Образование органо-металлических комплексов имеет положительное биологическое значение, инактивируя избыточные количества ионов тяжелых металлов или благоприятствуя растворению труднодоступных, но биологически важных элементов. Благодаря наличию в составе макромолекул гумусовых веществ большого набора функциональных групп вполне закономерна возможность связывания ими в комплексы ионов различных металлов.

Микроэлементы представляют собой самую большую по численно­сти группу в составе природных вод. Как правило, к микроэлементам относятся компоненты или с высоким кларком, но низкой раствори­мостью природных соединений, или с небольшим кларком, но срав­нительно хорошей растворимостью солей.

Микроэлементы условно делят на несколько подгрупп:

1) типичные катионы (Li, Rb, Cs, Be, Sr, Ba и др);

2) ионы тяжелых металлов (Си, Rb и др.);

3) амфотерные комплексообразователи (Cr, Mo, V, W);

4) типичные анионы (Br, F, I);

5) радиоактивные элементы.

По физиологическому действию относят к микроэлементам не те элементы, содержание которых мало, а элементы, играющие роль активаторов и инициаторов биохимических процессов, а потому необ­ходимые организмам в микроколичествах.

Содержание микроэлементов в природных водах обычно невысоко в пределах от единиц до десятков, реже сотен микрограммов на 1 л, а содержание многих микроэлементов часто недоступно определению обычными химическими или физико-химическими методами. Особен­но это характерно для морских и океанических вод.

Микроэлементы в природные воды могут поступать извне и накап­ливаться за счет внутриводоемных процессов. В последние годы во многих странах антропогенный фактор в формировании химического состава природных вод становится доминирующим и тенденция за­грязнения их микроэлементами (особенно тяжелыми металлами) зна­чительно усиливается.

Формы миграции. Имеющиеся сведения о формах миграции мик­роэлементов в природных водах свидетельствуют о весьма сложном их состоянии. Миграционная подвижность зависит от химических свойств элементов, а также от сложной совокупности реакций взаимодействия органических и неорганических компонентов природных вод, механи­ческого и минералогического составов взвешенных веществ.

Для речных вод наиболее характерна миграция микроэлементов во взвешенном состоянии. Они мигрируют в составе как обломочного материала, где входят в кристаллическую решетку мине­ралов, так и в составе глинистых минералов. Взвеси гидроксидов железа и марганца адсорбируют из воды и химически связывают многие редкие и рассеянные элементы. К довольно сложному минеральному комп­лексу следует добавить органические вещества, переносимые со взве­сью и удерживающие микроэлементы.

Содержание взвешенной формы микроэлемента зависит от общего количества взвеси в речной воде. Миграция во взвешенной форме является основной для свинца, кобальта, олова, серебра. Другие ме­таллы по увеличению доли растворенных форм располагаются ориен­тировочно в следующем порядке: ванадий, марганец, никель, цинк, медь. В наибольших количествах микроэлементы во взвешенном со­стоянии переносятся водами южных рек. В северных реках могут преобладать растворенные формы микроэлементов. В водах озер и водохранилищ, в отличие от речных, роль взвесей в миграции микро­элементов резко снижена, поскольку при замедленных скоростях потоков взвешенные частицы осаждаются и элементы накапливаются в донных отложениях.

Для микроэлементов характерна также миграция в коллоид­ной форме и в форме высокомолекулярных комплексных соединений, как правило, растворимых.

Особые трудности возникают при изучении соединений элемента в различных степенях окисления, поскольку отсутствуют надежные методы их разделения. Пока лишь для немногих элементов имеются сведения о существовании их в природных водах в различных степенях окисления (Сг, Мп, V). Для некоторых элементов выяснены условия превращения одних форм в другие. Важнейшими условиями являются рН и окислительно-восстановительный потенциал природных вод, а также присутствие органических соединений.

2. Миграция химических элементов в почвенном профиле

Почва – открытая подсистема в геохимическом ландшафте, потоки вещества и энергии в которой связаны с приземной атмосферой, растительностью, с поверхностными и почвенно-грунтовыми водами. Почвы регулируют процессы миграции веществ в ландшафтах, прояв­ляя буферность в отношении загрязняющих веществ; кислые почвы могут нейтрализовать щелочные соединения, карбонатные – нейтра­лизовать кислые выпадения (М. А. Глазовская, 1981).

Значительная часть элементов, поступающих на поверхность почв с техногенными потоками, задерживается в верхнем горизонте почвы. Состав и количество удерживаемых элементов зависят от содержания и состава гумуса, кислотно-основных и окислительно-восстановитель­ных условий, сорбционной способности, интенсивности биологиче­ского поглощения. Остальные элементы проникают внутрь почвенной толщи при нисходящем токе почвенной влаги, а также механическим путем за счет деятельности почвенной фауны.

В пределах почвенного профиля техногенный поток веществ встре­чает ряд почвенно-геохимических барьеров. К ним относятся карбо­натные, гипсовые, солонцовые, глеевые, иллювиальные горизонты (иллювиально-железисто-гумусовые, иллювиальные кольматирован-ные). Наличие барьерных функций в иллювиальных горизонтах дерно­во-подзолистых почв, или в глеевых горизонтах торфяно-глеевых почв подтверждается накоплением различных микроэлементов в условиях нормального геохимического фона в незагрязненных ландшафтах. Так, для иллювиальных горизонтов характерно накопление Сn, Ni, В, а для глеевых – также Сг и V.

Часть высокотоксичных элементов может переходить в труднодо­ступные для растений соединения, другие элементы, мобильные в данной почвенно-геохимической обстановке, могут мигрировать в почвенной толще, представляя потенциальную опасность для биоты. Часть элементов может выноситься за пределы почвенного профиля, хотя в почвах с водозастойным режимом такие биогеохимически активные, легкодоступные вещества могут представлять наибольшую опасность.

Подвижность элементов в значительной степени зависит от кис­лотно-основных и окислительно-восстановительных условий в почвах. В кислых почвах с преимущественно окислительными условиями (подзолистые с хорошим дренажом) такие элементы, как Hg и Cd образуют легкоподвижные соединения, но большая группа элементов в этих условиях слабоподвижна (Pb, As, Se). В кислых глеевых почвах (тундрово-глеевые, глеево-подзолистые) подвижность большинства элементов уменьшается. Если в составе загрязняющих веществ при­сутствуют соединения серы, то малоподвижные сульфиды могут обра­зовываться в восстановительных условиях.

В нейтральных почвах подвижны соединения цинка, ванадия, мышьяка, селена, которые могут выщелачиваться при сезонном про­мывании почв. Накоплению ряда элементов в неподвижных и слабо­подвижных соединениях способствуют процессы изоморфного замещения в кристаллических решетках, сорбция, соосаждение с по­луторными оксидами, образование слаборастворимых органомине-ральных комплексов. Присутствие в составе илистой фракции монтмориллонита, неокристаллизованных полуторных оксидов, гуми-новых кислот усиливает сорбционные барьеры.

Накопление подвижных, особо опасных для биоты соединений элементов зависит от водного и воздушного режимов почв: аккумуля­ция их, наименьшая в водопроницаемых почвах промывного режима, увеличивается в почвах с непромывным режимом и максимальна в почвах с выпотным режимом. При испарительной концентрации и щелочной реакции могут накапливаться селен, мышьяк, ванадий в легкодоступной форме, а в условиях восстановительной среды – ртуть в виде метилированных соединений.

Тяжелые металлы и другие потенциально токсичные элементы обладают разной подвижностью в зависимости от кислотно-щелочных и окислительно-восстановительных условий в почвах.

В кислых почвах с преобладанием окислительных условий (почвы подзолистого ряда, хорошо дренированные) такие тяжелые металлы, как Cd и Hg, образуют легкоподвижные формы. Напротив, Pb, As, Se образуют малоподвижные соединения, способные накапливаться в гумусовых и иллювиальных горизонтах и негативно влиять на состоя­ние почвенной биоты. Если в составе загрязняющих веществ присут­ствует сера, в восстановительных условиях создается вторичная сероводородная среда и многие металлы образуют нерастворимые или слаборастворимые сульфиды.

В заболоченных почвах Mo, V, As, Se присутствуют в малоподвиж­ных формах. Значительная часть элементов в кислых заболоченных почвах присутствует в относительно подвижных и опасных для живого вещества формах; таковы соединения Pb, Cr, Ni, Со, Сn, Zn, Cd и Hg.

В слабокислых и нейтральных почвах с хорошей аэрацией (дерно­во-подзолистые, серые, лесные, дерново-карбонатные) образуются труднорастворимые соединения свинца, особенно при известковании. В нейтральных почвах подвижны соединения Zn, V, As, Se, a Cd и Hg могут задерживаться в гумусовом и иллювиальных горизонтах. По мере уменьшения кислотности опасность загрязнения почв перечисленны­ми элементами увеличивается.

Рис. 3 . Центральное положение почвы в экосистеме и возможные пути поступления в нее химических загрязняющих веществ

В слабокислых и нейтральных глеевых почвах (дерново-глеевых и перегнойно-глеевых южной части таежной зоны и зоны широколист­венных лесов) значительная часть микроэлементов образует слабопод­вижные соединения (As, Se, Cr). Свинец в этих условиях менее опасен, так как малоподвижен и практически недоступен растениям и другим живым организмам. Накопление слабоподвижных соединений элемен­тов, присутствующих в малых количествах, свойственно нейтральным почвам с высоким содержанием гумуса, черноземам и лугово-черно-земным почвам. Этому накоплению способствуют процессы изомор­фного замещения в кристаллических решетках, сорбция, соосаждение с гидроксидами железа и марганца, которые обычно присутствуют в почвах, и образование слаборастворимых минеральных комплексов.

Присутствие в составе илистой фракции монтмориллонита, не-

Окристаллизованных гидроксидов, гуминовых кислот усиливает сорб-ционные свойства барьеров. Различна судьба попадающих на поверх­ность почв органических загрязнителей – нефтепродуктов, пести­цидов. Скорость их разложения также обусловлена окислительно-вос­становительными условиями, гидротермическим режимом, активно­стью микроорганизмов и рядом других условий.

Центральное положение почвы в экосистеме и возможные пути поступления в нее химических загрязняющих веществ хорошо иллю­стрирует рис. 3.

Список используемой литературы:

1. Орлов Д. С., Экология и охрана биосферы при химическом загрязнении / Д. С. Орлов, Л. К. Садовникова, И. Н. Лозановская. – М.: Высш. шк., – 2002 г. – 334 с.

3.10. НЕФТЬ И НЕФТЕПРОДУКТЫ В БИОСФЕРЕ

Самым распространенным загрязняющим веществом гидросферы является нефть и нефтепродукты. Если учесть, что в Мировой океан и поверхностные воды суши ежегодно привносится 15-17 млн, т нефти и нефтепродуктов, а 1 т нефти покрывает тонкой пленкой акваторию средней площадью 12 км2 , то потенциально 150-180 млакм2 поверх­ности Мирового океана каждый год покрывается нефтяной пленкой. Эта оценка условна, так как не учитывает скорости разложения от­дельных компонентов нефти, ее способности коагулировать, сбиваясь комками, но, тем не менее, многими исследователями отмечено, что нефтяные пятна на поверхности океанических вод между Европой и Северной Америкой уже смыкаются.

Мономолекулярный слой нефти на 50 % снижает газопропускание, и нефтяные загрязнения препятствуют нормальному газо – и теплооб­мену между атмосферой и гидросферой. Эти нарушения способны вызвать неконтролируемые изменения климата планеты, а массовая гибель фитопланктона, который, по некоторым оценкам, продуцирует около 70 % кислорода, может привести к серьезным нарушениям баланса кислорода на Земле. По меньшей мере 80 % проб природных вод в той или иной концентрации содержат нефтепродукты.

Влияние нефтяных загрязнений на жизнь океана изучено далеко не достаточно. Принято общее воздействие нефтепродуктов на состо­яние гидробионтов подразделять на пять основных категорий:

1) непосредственное отравление организмов с летальным исходом;

2) серьезные нарушения физиологической активности гидробион­ тов;

3) прямое обволакивание птиц и морских животных нефтепродук­ тами;

4) болезненные изменения в организме гидробионтов, вызванные внедрением углеводородов;

5) изменение химических, биологических и биохимических свойств среды обитания.

Летальное отравление морских организмов наступает в результате прямого воздействия нефтяных углеводородов на внутриклеточные процессы и особенно на процессы обмена между клетками.

В этом отношении парафиновые углеводороды с относительно короткими (С10 и менее) цепями менее опасны. Они проявляют наркотическое действие лишь в очень больших концентрациях, отсут­ствующих в нефтяных пятнах. Напротив, ароматические углеводороды, растворимые в воде, представляют большую опасность: смерть взрос­лых морских организмов может наступить после нескольких часов контакта с ними уже при концентрации 10″4 -10″2 %. Смертельные концентрации ароматических углеводородов для икринок и мальков еще ниже (табл. 52).

Массовая гибель морских организмов отмечается, как правило, в прибрежных районах, где их обитает особенно много. При загрязнении морской воды вдали от берегов, на больших глубинах, токсичные нефтяные фракции успевают частично испариться, частично раз­бавиться водой до менее опасных концентраций. Однако и в сравни­тельно невысоких концентрациях ароматические углеводороды нефти оказывают негативное воздействие на морские биоценозы.

Таблица 52. Чувствительность морских организмов к ароматическим углеводородам нефти (по Стокеру и Сигару)

Эффекты покрытия нефтепродуктами и гибели находящихся в зоне прилива планктона, низкорастущих растений и птиц хорошо известны. Нефтепродукты нарушают изолирующие свойства оперения, а при попытке очистить перья птицы заглатывают загрязнения и погибают. Только в Северном море и Северной Атлантике нефтяные загрязнения являются причиной гибели 150-450 тыс. птиц в год. В акваториях с замедленным водообменом (заливы, бухты) наблюдается почти полное уничтожение морской флоры и фауны. Нефтяные разливы в реках создают в межсезонный период непроходимый барьер для некоторых видов рыб, чувствительных к углеводородному загрязнению.

Поражение морских организмов в результате накопления аромати­ческих углеводородов в их тканях может происходить даже при очень низком содержании нефтепродуктов, если обитатели моря сравнитель­но долго пребывают в загрязненной ими среде. Присутствие полицик­лических ароматических углеводородов не только ухудшает вкус съедобных организмов, но и опасно, так как эти вещества являются канцерогенным. Так, концентрация канцерогенных многоядерных уг­леводородов в ткани мидий, выловленных в районе порта Тулон (Франция), достигала 1,3-3,4 мг/кг сухого вещества.

Попадание нефтяных углеводородов в почву также вызывает нега­тивные последствия. В районах нефтедобычи и нефтепереработки наблюдается интенсивная трансформация морфологических и физи­ко-химических свойств почв. Глубина их изменения зависит от про­должительности загрязнения, состава и концентрации компонентов нефти, ландшафтно-геохимических особенностей территории и про­является в смещении рН почвенного раствора в щелочную сторону, повышения общего содержания углерода в почве в 2-10 раз, а коли­чества углеводородов в 10-100 раз.

Существенно меняются морфологические свойства почв: усилива­ется кутанообразование, происходит изменение цветовых характери­стик почвенного профиля в сторону преобладания серо – и темно-коричневых оттенков, ухудшается структура почвы. Конечным результатом нефтяного загрязнения является формирование почвен­ных ареалов с необычными для зональных условий чертами, зональные типы сменяются техногенными модификациями, снижается продук­тивность почв вплоть до необходимости вывода загрязненных земель из сельскохозяйственного оборота.

Несмотря на опасные последствия от загрязнения нефтью и неф­тепродуктами, в небольших количествах нефть и некоторые ее компо­ненты оказывают стимулирующее действие на почвенную биоту: она является энергетическим субстратом для микроорганизмов, стимули­рует рост некоторых почвенных грибов – Paecilomyces, Fusarium. Не­которые виды Scolecobasidium обнаружены в почве, насыщенной нефтепродуктами. Эти виды целесообразно использовать в качестве биоиндикаторов на нефтяное загрязнение.

Токсичность нефти объясняется присутствием летучих ароматиче­ских углеводородов (толуол, ксилол, бензол), нафталина и ряда других фракций нефти. Эти соединения легко разрушаются и удаляются из почвы. Поэтому период острого токсического действия нефти сравни­тельно короток. В составе нефти также содержатся метан и пропан, которые окисляются соответствующими видами микроорганизмов: представители группы аэробных грамотрицательных бактерий родов Pseudomonas, Methylococcus, Methylobacter, Methylosinus. Метаноокисля-ющие микроорганизмы широко распространены в почвах газоносных районов, а также там, где идет энергичный распад органических веществ в анаэробных условиях. Микроорганизмы, использующие высшие члены гомологического ряда алканов, являются обычными обитателями почв нефтеносных районов и служат индикаторами неф­тяных месторождений или нефтяных загрязнений.

Различным уровням нефтяного загрязнения почв соответствуют особые микробные системы (поД. Г. Звягинцеву, B. C. Гузеву). Низ­кому уровню загрязнения соответствуют флуктуационные из­менения микробной системы почв, затрагивающие интенсивность микробиологических процессов.

Средний уровень загрязнения приводит к возникновению сукцессионных изменений, которые выражаются в перераспределении степени доминирования микробных видов. Этот уровень загрязнения сопровождается устойчивыми нарушениями нормального функциони­рования почвенной микробиоты.

Высокий уровень загрязнения характеризуется нараста­нием сукцессионных изменений в микробной системе, полной сменой состава микроорганизмов. Доминирующее положение занимают мик­роорганизмы, резистентные к данному загрязняющему веществу. Очень высокому уровню загрязнения соответствует практически пол­ное подавление активности микроорганизмов.

Длительное воздействие нефти на почву приводит к изменениям микробиологических свойств почвы. Появляются специализирован­ные формы микроорганизмов, способные окислять твердые парафины, газообразные углеводороды, ароматические углеводороды; это – бак­терии родов Arthrobacter, Bacillus, Brevibacterium, Nocardia, Pseudomonas, Rhodococcus, спорогенные дрожжи родов Candida, Cryptococcus, Rhodo – torula, Rhodosporidium, Sporobolomyces, Totulopsis, Trichosporon. Нефтяное загрязнение влияет на изменение численности актиномицетов, грибов, причем наименее чувствительны грибы Rhizopus nigricans, Fusarium moniliforme, Aspergillus flavus и A. ustus. Чувствительными к воздействию нефти являются нитрифицирующие бактерии. В присутствии значи­тельных количеств нефти подавляется развитие целлюлозолитических микроорганизмов. Высокую чувствительность к нефти проявляют зе­леные и желтозеленые водоросли.

Токсическое действие нефти на высшие растения изучено в лабораторном эксперименте на примере кресс-салата и костреца безостого. Посев растений сразу после загрязнения сопровождался гибелью рас­тений. Даже через год после внесения нефти на этих участках не удалось получить урожая, так как всхожесть семян составила менее 50 %.

Почвенные беспозвоночные также угнетаются высокими дозами нефти. В лабораторном опыте это было показано на примере микро­скопических клещей Tyrophagus putvecsentiae.

В полевых экспериментах даже при дозе 8 л/м2 происходит полное угнетение всех зоологических групп, причем в первую оче­редь погибают крупные беспозвоночные, более устойчивы простейшие (по Э. А. Штине, 1985).

В биогеоценозах осуществляются процессы самоочищения от неф­ти, причем скорость процесса самоочищения зависит от биоклимати­ческой обстановки. Так, в серо-коричневых солонцеватых почвах в условиях недостаточного увлажнения содержание нефти за 12 мес. снизилось на 65 %. В подзолистых и дерново-подзолистых почвах в условиях переувлажнения содержание нефти снижалось быстрее. Са­мая низкая скорость самоочищения характерна для почв суперакваль-ных ландшафтов. Наложение вторичного оглеения в почвах автономных ландшафтов также снижает самоочищающие функции почв. Зная естественные механизмы и скорость самоочищения почв, можно разрабатывать методы очистки почв от загрязнения нефтью и нефтепродуктами.

3.11. ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ ПРОМЫШЛЕННОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ БИОЦЕНОЗОВ

Важная роль почвы в сохранении структуры биосферы требует прежде всего организации контроля за состоянием почвенного покро­ва. Экотоксикологические исследования воздействия предприятий цветной металлургии на почвенный и растительный покров за послед­ние годы позволили оценить изменения природной среды вблизи источников загрязнения, изучить степень неблагоприятного воздейст­вия на почвенную биоту и наметить пути преодоления опасных ток­сикологических ситуаций.

Предприятия цветной металлургии располагаются в различных почвенно-биоклиматических регионах. Воздействие выбросов этих предприятий на компоненты биосферы оказывается весьма различным в аридных и гумидных зонах, хотя существуют и некоторые общие закономерности, независимо от почвенного типа и природно-клима­тической обстановки. Несмотря на всю сложность движения воздуш­ных масс в различных почвенно-климатических регионах, потоки газопылевых выбросов и их выпадение на поверхность почвы соответ­ствуют в целом розе ветров в нижних слоях атмосферы с учетом особенностей рельефа и характера поверхности. Количество поллютантов убывает в степенной зависимости с расстоянием от источника выбросов. Вблизи импактного (точечного) источника загрязнения выделяют обычно от трех до пяти зон с повышенным (по сравнению с фоновым) в десятки и сотни раз уровнем содержания тяжелых металлов (табл. 53). На расстоянии 0,5-0,75 км от предприятий выделяется так называемая охранная зона, где содержание тяжелых металлов не контролируется. Аналогичные зоны загрязнения выделяют и для растительного покрова.

Зоны высокой степени загрязнения почв, их размеры и протяжен­ность тесно связаны с векторами розы ветров. Рельеф, городские постройки изменяют направление и скорость движения приземного слоя воздуха. Долины рек, вытянутые депрессии служат коридорами, по которым устремляются потоки воздуха, тогда как повышения рельефа могут служить препятствием и приводить к инверсии воздуш­ного потока. Штили и туманы могут способствовать выпадениям осадков вблизи источника поллютантов на небольшой территории.

Таблица 53. Зоны загрязнения и уровень содержания тяжелых металлов в почве

Зона

Расстояние от источника, км

Отношение содержания

Тяжелых металлов в почвах

Зоны к их содержанию

В фоновых почвах

Охранная

Зона предприятия

0,5-0,75

> 100

I

0,75-1,5

200-500

II

2-4

50-10

III

4-8

5-2

IV

8-20

2-1,5

Фон

20-50

1

Площадь воздействия промышленных предприятий может дости­гать 1000 км2 для высокобуферных экосистем, возрастая в несколько раз в случае малобуферных, “расшатанных” экосистем, например в тундровой подзоне. Как правило, предприятия цветной металлургии расположены вблизи источников воды – рек и озер. При недостаточ­ной очистке сбросов в реки поступает большой набор поллютантов непосредственно от импактного источника. Кроме того, загрязняющие вещества могут поступать в виде взвесей и в растворимых формах. Как показано на примере промышленных районов, в которых применяется орошение полей водами с повышенным содержанием тяжелых метал­лов, содержание токсикантов в верхних пахотных горизонтах может достигать значительных величин на расстоянии до 20 км от источника.

Влияние оросительных вод на загрязнение почв и общую экологи­ческую ситуацию наглядно иллюстрируют результаты исследований Григоряна, проведенных в ряде районов Армении. Часть данных на примере коричневой лесной остепненной почвы приведена в табл. 54.

В почве, орошаемой загрязненными водами р. Дебед (в которую сбрасывают отходы металлургического предприятия Алаверди), содер­жится в верхних горизонтах примерно в 2 раза больше меди, в 1,2-3 раза больше никеля, в 1,5 раза – марганца, в 5-7 раз – молибдена, в 5-10 раз больше цинка, чем в почвах незагрязненных.

Таблица 54. Валовое содержание некоторых металлов в коричневой лесной остепненной почве (по Григоряну, 1990)

Почва

Гори-

Глубина, см

Валовое содержание

Металлов

Зонт

Г/кг

Мг/кг

Fe

Ti

Си

Мп

Мо

Ni

Zn

Pb

Незагрязненная, орошае-

А1

0-26

37

4,0

61

938

8

32

25

13

Мая водами р. Шнох

В1

26-50

38

3,8

74

902

6

29

32

15

В2

50-75

34

3,7

58

908

5

30

31

10

ВЗ

75-95

31

3,8

69

936

5

23

22

12

ВС

95-116

31

3,6

70

826

4

23

18

8

Загрязненная, орошаемая

А

0-26

46

6,1

162

1455

44

62

240

36

Водами р. Дебед

В1

25-46

42

6,4

144

1105

35

82

164

62

В2

46-62

41

6,2

90

1013

28

61

106

55

ВЗ

62-81

39

5,3

81

978

28

49

67

55

ВС

81-100

40

5,5

85

810

29

42

60

19

Характерно, что содержание таких элементов, как железо и титан, практически не изменилось, что понятно, поскольку они не входят в состав загрязняющих веществ оросительных вод. Второй характерный признак – наибольшее накопление загрязняющих элементов в верхних горизонтах почв, что однозначно указывает на их происхождение – привнос с оросительными водами.

Такие уровни загрязнения отразились и на содержании подвижных, доступных растениям форм соединений тяжелых металлов. Их коли­чество также увеличилось в 1,5-2 и даже в 5 раз. Эти изменения отразились на почвенной биоте, общих свойствах почв и почвенном плодородии. В частности, резко снизилась активность почвенных ферментов: инвертазы, фосфатазы, уреазы, каталазы; примерно в 2 раза снизилось продуцирование СО2 . Ферментативная активность – хоро­ший интегральный показатель экологической обстановки в системе “почва – растение”. На загрязненных почвах резко снизилась и уро­жайность различных культур. Так, урожай томатов (ц/га) в среднем снизился от 118,4 до 67,2; огурцов – от 68,3 до 34,2; капусты – от 445,7 до 209,0; картофеля – от 151,8 до 101,3; яблок – от 72,4 до 32,6 и персиков – от 123,6 до 60,6.

Аналогичные результаты получены и на других почвах. Таким образом, вопрос о загрязнении почв является комплексным: сама почва может загрязняться, а загрязненная почва также становится источником загрязнения. Почва одновременно служит акцептором загрязня­ющих веществ и их донором для других природных сред, так как является центральным звеном в биогеохимических циклах различных элементов и соединений.

В окружающую среду поступает большое число элементов с эма-нациями предприятий цветной металлургии: до 10-20 элементов, причем до 4-6 приоритетных, или главных. Поллютанты часто не связаны с основной продукцией предприятия, а входят в состав примесей. Так, вблизи свинцово-плавильного завода приоритетными загрязнителями кроме свинца и цинка являются кадмий, медь, ртуть, мышьяк, селен, а около предприятий, выплавляющих алюминий,- фтор, мышьяк, бериллий. Поэтому экологические последствия в ок­рестностях промышленных предприятий могут быть вызваны не ос­новной продукцией, а примесями или используемыми реагентами. Значительная часть выбросов предприятий попадает в глобальный круговорот: до 50-60 % свинца, цинка, меди и до 90 % ртути.

Интенсивное действие предприятий часто наблюдается на неболь­ших площадях. Это вызвано тем, что в воздухе вблизи предприятий содержание токсикантов – тяжелых металлов, соединений мышьяка, фтора, оксидов серы, серной кислоты, иногда соляной кислоты, циа­нидов – бывает столь велико, что иногда достигаются уровни ПДК. В этих случаях гибнет травяной покров, лесные насаждения. Начинается смыв почв, развиваются эрозионные процессы, образуются глубокие овраги, сильно загрязняются почвы террас и поймы. До 30-40 % поллютантов из почвы поступает в фунтовые воды.

В экстрааридной зоне значительная буферность почв способствует некоторому смягчению негативного воздействия, но лишь до извест­ного предела. Почва служит мощным барьером для потока поллютан­тов, что обусловлено высокой почвенной емкостью поглощения. Расчеты показывают, что черноземы способны только в пахотном горизонте прочно фиксировать до 100-150 т свинца, подзолистые – до 25-35 т/га. Почва способна с течением времени активно трансфор­мировать поступающие в нее соединения. В этих реакциях принимают участие минеральные и органические компоненты, возможна также трансформация биологическим путем. При этом водорастворимые соединения переходят в ионообменные, труднорастворимые (оксиды, гидроксиды, соли с низким произведением растворимости), органиче­ское вещество образует с ионами тяжелых металлов комплексные соединения. Взаимодействие с почвой происходит по типу реакций сорбции, осаждения – растворения, комплексообразования, образова­ния простых солей. Скорость процесса трансформации зависит от реакции среды, содержания тонкодисперсных частиц, количества гу­муса.

Для экологических исследований последствий загрязнения почв тяжелыми металлами существенное значение приобретают концентрация и формы нахождения тяжелых металлов в почвенном растворе, так как подвижность тяжелых металлов тесно связана с составом жидкой фазы. Низкая растворимость оксидов и гидроксидов тяжелых металлов наблюдается в почвах с нейтральной или щелочной реакцией. Мобиль­ность тяжелых металлов наиболее высока при сильнокислой реакции почвенного раствора, поэтому токсическое влияние тяжелых металлов в сильнокислых таежно-лесных ландшафтах может быть более суще­ственным по сравнению с почвами нейтральных или щелочных ланд­шафтов.

В общем виде, учитывая растворимость соединений различных тяжелых металлов, можно расположить их по токсичности в зави­симости от степени кислотности в следующий убывающий ряд: кадмий > никель > цинк > марганец > медь > свинец > ртуть.

На токсичность влияют состав и свойства почвы, от которых зависит прочность фиксации поступающих в нее соединений тяжелых металлов. Помимо перечисленных факторов на токсичность оказывает влияние совместное действие элементов: в каких соотношениях и в какой форме они поступают в почву.

Среди предприятий цветной металлургии наиболее сильное эколо­гическое воздействие на окружающую среду оказывают комбинаты, расположенные в тундровой подзоне. Специфические природно-кли­матические условия (суровая почвенно-гидрологическая обстановка при наличии вечной мерзлоты) резко сокращают продолжительность периода, в течение которого возможна водная миграция минеральных и органоминеральных соединений элементов-поллютантов. Глееобра-зование способствует переходу ряда элементов в закисные формы, образующие более легкорастворимые соединения.

Наблюдается также резко выраженное перераспределение загряз­няющих веществ между трансэлювиальными и аккумулятивными ланд­шафтами: содержание меди в аккумулятивных ландшафтах в 2-5 раз, иногда в 15-25 раз выше, чем в почвах трансэлювиальных ландшафтов. Для никеля эти соотношения также высоки и достигают 15-кратного уровня. Поэтому степень экологических нарушений в аккумулятивных ландшафтах нарастает. В тундровых почвах естественные уровни со­держания меди, никеля, кобальта находятся в пределах, близких клар-ковым значениям для фоновых территорий. Но уже вблизи комбината, на территории зоны влияния выбросов предприятий содержание тя­желых металлов достигает существенных величин. Уровни содержания элементов в таких почвах превышают фоновые для меди в 100 раз и более, для никеля – в 50 раз, для кобальта – в 4,5 раза.

Для чувствительных к техногенному воздействию тундровых био­ценозов такие масштабы загрязнения чрезвычайно опасны. Вследствие техногенного пресса при неоднородности почвенного покрова и диф­ференцированной чувствительности растений к поллютантам проис­ходят существенные изменения флористического состава: на площади до 500 км2 вокруг источника выбросов погибают лишайники – надеж­ный индикатор неблагоприятных воздействий, древесные породы; образуется пустынная территория с мертвыми деревьями.

Сильное воздействие на окружающую среду оказывают выбросы предприятий цветной металлургии, расположенных в подзоне кислых подзолистых и дерново-подзолистых почв. Низкобуферные, ненасы­щенные основаниями и малогумусные дерново-подзолистые почвы с преобладанием агрессивных органических соединений в условиях вы­сокой кислотности, так же, как и тундровые биоценозы, испытывают значительное воздействие загрязняющих веществ.

Накопление поллютантов в гумусовом горизонте в условиях кислой среды в два раза и более превышает таковое в материнской породе; в присутствии определенного количества органических и неорганиче­ских лигандов тяжелые металлы трансформируются в более подвиж­ные, миграционно-способные соединения, которые поступают в нижележащие слои, в почвенно-грунтовые воды и за пределыданного техногенного ландшафта, усиливая неблагоприятное экологическое воздействие. Негативное влияние. тяжелых металлов существенно ос­ложняется из-за присутствия оксидов серы в составе газопылевых выбросов.

В почвах, особенно расположенных в трансэлювиальных ландшаф­тах, развиваются процессы сноса верхних гумусовых и нижележащих горизонтов в результате водной эрозии, что приводит в конечном итоге к образованию техногенной пустыни. В низкобуферных ландшафтах тундровых и дерново-подзолистых почв неблагоприятные экологиче­ские последствия химического загрязнения прослеживаются визуаль­но: это проявляется в поражении древесного и кустарникового ярусов, частичном или полном отсутствии травяного покрова, смене отдельных растительных видов, развитии эрозионных процессов, образовании территорий техногенного происхождения.

Влияние предприятий, расположенных в высокобуферных ланд­шафтах аридного или семиаридного климата (черноземы, каштановые почвы, сероземы), во’ многих случаях визуально не прослеживается. Несмотря на высокое содержание тяжелых металлов в почвах и расте­ниях таких ландшафтов, даже вблизи источника выбросов существен­ных внешних изменений не происходит и ландшафт визуально не производит впечатления техногенно нарушенного. В условиях нейт­ральной или щелочной реакции почвенного раствора, присутствия значительного количества гумусовых соединений, преобладания фрак­ций тяжелого механического состава с большой удельной поверхностью тяжелые металлы находятся в неактивной, малодоступной форме и накапливаются преимущественно в верхней части почвенного профи­ля. Конечно, если объем выбросов в атмосферу не уменьшается со временем, то неизбежно буферные свойства почвы по отношению к загрязняющим веществам будут исчерпаны и начнут происходить необратимые нарушения.

Подводя общие итоги, можно выделить следующие основные этапы в реакции почв на техногенное воздействие, в эволюции их от естест­венного состояния до техногенно нарушенного:

1) накопление химических загрязняющих веществ до критического уровня;

2) значительное изменение физических и химических свойств почв – сдвиги в неблагоприятную сторону значений рН, емкости катионного обмена, потеря почвенной структуры;

3) неблагоприятное воздействие почвенных условий на раститель­ ный покров, угнетение почвенной биоты и высших растений;

4) развитие процессов эрозии, дефляции;

5) полное разрушение почвенных горизонтов, деградация почв;

6) образование техногенной пустыни.

Конечно, почва имеет значительную емкость поглощения и устой­чивость по отношению к загрязняющим веществам. В почве осущест­вляются процессы трансформации различных соединений, в том числе экологически опасных, причем могут происходить как процессы пре­вращения в малотоксичные, инертные или малодоступные растениям соединения, так и увеличение относительной токсичности химических соединений вследствие растворения в кислой среде.

Химические загрязняющие вещества задерживаются почвой на различных геохимических барьерах – карбонатном, окислительно-восстановительном и др. Несмотря на протекторные свойства почвы, существуют пределы и уровни техногенного воздействия на окружаю­щую среду, превышение которых приводит к необратимым последст­виям. В экстремальных случаях техногенное воздействие приводит к такому глубокому изменению свойств почвы, что рекультивация воз­можна только путем создания нового почвенного слоя, что требует длительного времени и очень высоких затрат труда и материалов.


1 Star2 Stars3 Stars4 Stars5 Stars (No Ratings Yet)
Loading...
Миграция химических загрязняющих веществ в биогеоценозе