Domov Zubní lékařství Znečištění prostředí těžkými kovy krátce. Znečištění těžkými kovy

Zubní lékařství

Znečištění prostředí těžkými kovy krátce. Znečištění těžkými kovy

6. Znečištění životního prostředí těžkými kovy

Těžké kovy (rtuť, olovo, kadmium, zinek, měď, arsen) jsou běžné a vysoce toxické znečišťující látky. Jsou široce používány v různých průmyslových procesech, proto i přes opatření na úpravu je obsah sloučenin těžkých kovů v průmyslových odpadních vodách poměrně vysoký. Velké množství těchto sloučenin vstupuje do oceánu přes atmosféru. Pro mořské biocenózy jsou nejnebezpečnější rtuť, olovo a kadmium. Merkur je transportován do oceánu kontinentálním odtokem a atmosférou. Atmosférický prach obsahuje asi 12 tisíc tun rtuti, z toho značná část je antropogenního původu. Asi polovina roční průmyslové produkce tohoto kovu (910 tis. tun/rok) končí různými způsoby v oceánu. V oblastech znečištěných průmyslovými vodami se koncentrace rtuti v roztoku a suspendovaných látkách výrazně zvyšuje. Některé bakterie přitom přeměňují chloridy na vysoce toxickou methylrtuť. Kontaminace mořských plodů opakovaně vedla k otravě pobřežních populací rtutí. Olovo je typickým stopovým prvkem, který se nachází ve všech složkách prostředí: v horninách, půdách, přírodních vodách, atmosféře, živých organismech.

Znečištění životního prostředí olovem a jeho sloučeninami podniky hutního průmyslu je dáno specifiky jejich výrobní činnosti: přímá výroba olova a jeho sloučenin; související těžba olova z jiných druhů surovin obsahujících olovo jako příměs; čištění výsledných produktů od olověných nečistot atd.

V roce 1995 pocházelo z celkových emisí olova z hutního průmyslu do ovzduší (671 tun) cca 98,4 % z podniků neželezné metalurgie. Z 640 kg olova ročně vypouštěného do vodních útvarů s odpadními vodami připadalo 570 kg (89 %) na podniky vyrábějící neželezné kovy. Relativně malé emise olova z podniků hutnictví železa Ruská federace jsou určovány absencí jakéhokoli významného obsahu olova v surovinách, ačkoli v řadě vyspělých zemí světa přítomnost olova v rudných surovinách a šrotu vytváří vážné ekologické problémy ve vysokých pecích, v otevřených ohništích a elektrických hutích .

99,86 % olova emitovaného do atmosféry pochází z 11 ze 30 podniků metalurgie neželezných kovů, včetně asi 94 % tohoto kovu emitovaného 5 podniky: Sredneuralsky Copper Hutting (291 t/rok); JSC "Svyatogor" - tavírna mědi Krasnouralsk (170 tun/rok); Tavírna mědi Kirovgrad (114 t/rok); JSC Dalpolimetal (28 t/rok); Elektrozinkovna (16 tun/rok).

Analýza zdrojů uvolňování olova ukázala:

57 % olova je vypouštěno do atmosféry s velkými objemy prašných plynů z reflexního tavení měděných (olovo obsahujících) surovin, které jsou ve všech provozech využívajících tuto technologii odváděny do komínů bez čištění prachu;

37 % olova je emitováno s obalovými plyny v důsledku absence nebo nedostatečného stupně čištění od sublimovaného prachu bohatého na obsah olova;

Významným faktorem je nedostatečná účinnost odprašovacích prostředků existujících v podnicích neželezné metalurgie.

Znečištění půdy zinkem a fluorem způsobuje pokles výnosu nejen přímým toxickým působením, ale také změnou poměru živin v půdě. Rozpustné sloučeniny se pohybují podél půdního profilu se sestupným tokem půdních roztoků a mohou vstupovat do podzemních vod. Znečištění půdy ničí strukturu půdy, snižuje propustnost půdy a inhibuje růst mikroorganismů, snižuje enzymatickou aktivitu půd a snižuje výnos rostlin.

Je třeba poznamenat, že toxicita těžkých kovů se zvyšuje, když působí společně na živé organismy v půdě. Kombinovaný účinek zinku a kadmia má několikanásobně silnější inhibiční účinek na mikroorganismy než při stejné koncentraci každého prvku zvlášť. Vzhledem k tomu, že se těžké kovy obvykle vyskytují v různých kombinacích jak ve spalinách paliv, tak v emisích z hutního průmyslu, je jejich vliv na přírodu okolních zdrojů znečištění silnější, než se na základě koncentrace jednotlivých prvků očekává.

V blízkosti podniků se přírodní fytocenózy podniků stávají druhově pestřejšími, neboť mnohé druhy nesnesou zvýšenou koncentraci těžkých kovů v půdě. Počet druhů může být redukován na 2-3, někdy až na tvorbu monocenóz. V lesních fytocenózách reagují na znečištění jako první lišejníky a mechy. Stromové patro je nejstabilnější. Dlouhodobá nebo vysoce intenzivní expozice v ní však způsobuje jevy odolnosti proti suchu.

Zjišťování kontaminace půd těžkými kovy je prováděno přímými metodami odběru vzorků půd ve studovaných oblastech a jejich chemickým rozborem na obsah těžkých kovů. Pro tyto účely je také efektivní využít řadu nepřímých metod: vizuální hodnocení stavu fytogeneze, analýza rozšíření a chování indikátorových druhů mezi rostlinami, bezobratlými a mikroorganismy.

K identifikaci prostorových vzorců znečištění půd se využívá srovnávací geografická metoda a metody mapování strukturních složek biogeocenóz včetně půd. Tyto mapy nejen zaznamenávají úroveň kontaminace půdy těžkými kovy a odpovídající změny půdního pokryvu, ale umožňují také předvídat změny stavu přírodního prostředí.

Odhalit toxické hladiny těžkých kovů není snadné. U půd s různým mechanickým složením a obsahem organické hmoty bude tato úroveň odlišná. V současné době se pracovníci hygienických ústavů pokoušeli stanovit maximální přípustné koncentrace kovů v půdě. Jako testovací rostliny se doporučují ječmen, oves a brambory. Toxická hladina byla považována za 5-10% snížení výtěžku. Navrhované maximální přípustné koncentrace pro rtuť jsou 25 mg/kg, arsen 12–15 a kadmium 20 mg/kg. Byly stanoveny některé škodlivé koncentrace řady těžkých kovů v rostlinách (g/mil.): olovo – 10, rtuť – 0,04, chrom – 2, kadmium – 3, zinek a mangan – 300, měď – 150, kobalt – 5, molybden a nikl – 3, vanad – 2.

Ochrana půdy před znečištěním těžkými kovy je založena na zlepšené produkci. Například k výrobě 1 tuny chloru jedna technologie spotřebuje 45 kg rtuti a jiná 14–18 kg. Do budoucna se uvažuje o snížení této hodnoty na 0,1 kg. Nová strategie ochrany půd před znečištěním těžkými kovy zahrnuje také vytvoření uzavřených technologických systémů a organizaci bezodpadové výroby.

7. Klasifikace pevných odpadů z metalurgie železa, jejich charakteristika

Klasifikace průmyslového odpadu je možná podle různých kritérií, z nichž za hlavní lze považovat následující:

podle odvětví - metalurgie železných a neželezných kovů, těžba rud a uhlí, ropa a plyn atd.;

podle fázového složení - pevné (prach, kal, struska), kapalné (roztoky, emulze, suspenze), plynné (oxidy uhlíku, oxidy dusíku, sloučeniny síry atd.);

výrobními cykly - při těžbě surovin (skrývky a oválné horniny), při obohacování (hlušina, kaly, odpady), v pyrometalurgii (struska, kaly, prachy, plyny), v hydrometalurgii (roztoky, sedimenty, plyny).

V hutnickém závodě s uzavřeným cyklem (železo-ocel-válce) může být pevný odpad dvojího druhu - prach a struska. Poměrně často se používá mokré čištění plynu, pak místo prachu je odpadem kal. Nejcennější pro hutnictví železa jsou odpady s obsahem železa (prach, kaly, okuje), v jiných průmyslových odvětvích se využívá především struska.

Při provozu hlavních metalurgických celků vzniká velké množství jemného prachu, tvořeného oxidy různých prvků. Ten je zachycován zařízeními na úpravu plynu a poté buď přiváděn do skladovací nádrže kalu, nebo odeslán k dalšímu zpracování.

Kal lze rozdělit na:

kaly z aglomeračních závodů;

vysokopecní kal:

čištění vysokopecního plynu;

b) prostory bunkrů vysokých pecí;

kaly z čištění plynu z otevřených nístějových pecí;

kal z čištění konvertorového plynu;

kal z čištění plynu z elektrických pecí.

bohaté (55-67 %) – prach a kaly z čištění plynu otevřených nístějových pecí a konvertorů;

b) relativně bohaté (40-55 %) - kaly a prach z výroby aglomeračních vysokých pecí;

c) špatné (30-40%) - kaly a prach z čištění plynu z výroby elektrické pece.

Hlavními charakteristikami kalů je chemické a granulometrické složení, nicméně při přípravě kalu k likvidaci je nutné znát takové parametry, jako je hustota, vlhkost, měrná vydatnost atd. Je třeba si uvědomit, že prach (kal) hutních podniků se od sebe liší chemickým složením, takže tyto charakteristiky jsou níže uvedeny v průměrné formě.

Kal ze zařízení na zachycování vysokopecního prachu vzniká při čištění plynů, které z nich odcházejí. Před nimi jsou instalovány radiální nebo tangenciální lapače suchého prachu, ve kterých se zachycuje největší prach, který se jako složka vsázky vrací zpět do výroby aglomerátu. Chemické složení kal podle hlavních složek, %: Fetot 30-50 CaO 5,0-8,5; Si02 6,0-12 %; MgO 1,5-2,0; Commun 0,2-0,9; Comm 2,5-30; A1203 1,2-3,0; P 0,015-0,05; Zn 0,05-5,3. Jejich hustota se pohybuje v rozmezí 2,7-3,8 g/cm, měrný výnos je v průměru 2,75-3,84 %. Míra využití těchto kalů se (u různých podniků) poměrně výrazně liší - od 0,1 do 0,8. Jedná se o poměrně jemně dispergovaný materiál: frakce >0,063 mm až 10-13 %, 0,016-0,032 mm od 16 do 50 % a 1 %), což vyžaduje předběžné odzinkování kalu.

8. Perspektivy rozvoje

V dohledné době by mělo dojít k významným změnám v technickém stavu hutního areálu a v procesech environmentálního managementu, které významně vyřeší mnohé ekologické problémy. V samotné neželezné metalurgii se očekává snížení množství emisí škodlivých znečišťujících látek o 12–15 % a naprostá většina podniků dosáhne maximálně přípustných emisních norem. Zvýšení využívání těžebních systémů se zasypáváním vytěženého prostoru v oblastech těžby nerostných surovin o 20 %, které zajišťuje program rozvoje hutnictví v Rusku, umožní spolu se zlepšením technických ukazatelů v těžbě rud zajistit bezpečnost zemského povrchu v dobývacím prostoru a výrazně snížit spotřebu materiálů na upevnění, včetně velmi drahých kovů.

Obrovské rezervy a možnosti řešení ekologických problémů spočívají ve složitosti zpracování surovin, v plném využití užitečných složek v jejím složení a ložiskách.

Seznam použité literatury:

Státní zpráva „O stavu a ochraně životního prostředí Ruské federace v roce 2002“ // Ministerstvo přírodních zdrojů Ruské federace, Moskva, 2003.

Referenční kniha „Ochrana atmosféry před průmyslovým znečištěním“ // Edited by S. Calvert and G.M. Englund (překlad z angličtiny), Moskva „Metalurgie“, 1988

Referenční kniha o geografii „Geografie ruské ekonomiky“, „Fyzická geografie“ // Pashkang K.V.

Analýza výrobní a ekonomické činnosti podniků hutnictví železa // Yuzov O. V., Moskva „Metalurgie“, 1980.

Ze všech 104 chemických prvků, které dnes lidstvo zná, je 82 kovů. Zaujímá přední místo v životě lidí v průmyslové, biologické a environmentální sféře. Moderní věda dělí kovy na těžké, lehké a ušlechtilé. V tomto článku se podíváme na seznam těžkých kovů a jejich vlastnosti.

Stanovení těžkých kovů

Zpočátku bylo zvykem nazývat těžkými kovy ty zástupce, kteří mají atomovou hmotnost vyšší než 50. K používání tohoto termínu však dnes dochází častěji nikoli z chemického hlediska, ale v závislosti na jejich vlivu na znečištění životního prostředí. Seznam těžkých kovů tedy zahrnuje ty kovy a metaloidy (polokovy), které znečišťují prvky lidské biosféry (půda, voda). Pojďme se na ně podívat.

Kolik prvků obsahuje seznam těžkých kovů?

Dnes neexistuje konsenzus o počtu prvků v tomto seznamu, protože neexistují žádná obecná kritéria klasifikující kovy jako těžké. Seznam těžkých kovů však může být vytvořen v závislosti na různé vlastnosti kovy a jejich vlastnosti. Patří sem:

Atomová hmotnost. Na základě tohoto kritéria mezi ně patří více než 40 prvků s atomovou hmotností přesahující 50 amu (g/mol).
Hustota. Na základě tohoto kritéria jsou za těžké považovány ty kovy, jejichž hustota je stejná nebo vyšší než hustota železa.
Biologická toxicita kombinuje těžké kovy, které negativně ovlivňují život lidí a živých organismů. V jejich seznamu je asi 20 prvků.

Vliv na lidský organismus

Většina těchto látek působí negativně na všechny živé organismy. Vzhledem k jejich značné atomové hmotnosti se špatně transportují a hromadí se v lidských tkáních, což způsobuje různá onemocnění. Pro lidské tělo jsou tedy kadmium, rtuť a olovo považovány za nejnebezpečnější a nejtěžší kovy.

Seznam toxických prvků je seskupen podle stupně nebezpečnosti podle tzv. Mertzových pravidel, podle kterých mají nejtoxičtější kovy nejmenší rozsah expozice:

Kadmium, rtuť, thalium, olovo, arsen (skupina nejnebezpečnějších kovových jedů, nadm. přijatelné standardy což může vést k vážným psychofyziologickým poruchám a dokonce ke smrti).
Kobalt, chrom, molybden, nikl, antimon, skandium, zinek.
Baryum, mangan, stroncium, vanad, wolfram

To ovšem neznamená, že by se žádný z výše seskupených prvků podle Mertzových pravidel neměl v lidském těle vyskytovat. Naopak na seznamu těžkých kovů jsou tyto a více než 20 dalších prvků, jejichž malá koncentrace nejenže není nebezpečná pro lidský život, ale je nezbytná i v metabolických procesech, zejména železo, měď, kobalt, molybden a dokonce i zinek.

Znečištění životního prostředí těžkými kovy

Prvky biosféry, které jsou znečištěny těžkými kovy, jsou půda a voda. Nejčastěji jsou za to viníky hutní podniky, které zpracovávají lehké a těžké kovy. Na seznamu znečišťujících látek jsou také automobilové výfukové podniky, kotelny, chemická výroba, tiskárny a dokonce i elektrárny.

Nejběžnější toxiny jsou: olovo (automobilová výroba), rtuť (příklad distribuce: teploměry rozbité v běžném životě a zářivková svítidla), kadmium (vzniká v důsledku hoření odpadků). Navíc většina továren ve výrobě používá ten či onen prvek, který lze charakterizovat jako těžký. Kovová skupina, jejíž seznam byl uveden výše, se nejčastěji dostává do vodních útvarů ve formě odpadu a poté se dostává k lidem.

Kromě umělých faktorů znečištění přírody těžkými kovy existují i přírodní - jde o sopečné erupce, v jejichž lávě byl zjištěn zvýšený obsah kadmia.

Vlastnosti distribuce nejtoxičtějších kovů v přírodě

Rtuť v přírodě je nejvíce lokalizována ve vodě a vzduchu. Rtuť se do vod světových oceánů dostává z průmyslových odtoků; Toxické sloučeniny se hromadí v živých organismech, zejména v mořských plodech.

Olovo má širokou distribuční oblast. Hromadí se v horách, v půdě, ve vodě, v živých organismech a dokonce i ve vzduchu ve formě výfukových plynů z automobilů. Olovo se samozřejmě dostává do životního prostředí také v důsledku antropologického působení ve formě průmyslového odpadu a nerecyklovaného odpadu (akumulátory a baterie).

A zdrojem znečištění životního prostředí kadmiem jsou také přírodní faktory: zvětrávání měděných rud, vyplavování půdy a také výsledky sopečné činnosti.

Rozsah použití těžkých kovů

Navzdory toxicitě vytváří moderní průmysl obrovskou rozmanitost zdravé produkty zpracování těžkých slitin, mezi které patří slitiny mědi, zinku, olova, cínu, niklu, titanu, zirkonia, molybdenu atd.

Měď je vysoce plastický materiál, ze kterého se vyrábí různé dráty, trubky, kuchyňské náčiní, šperky, střešní krytina a mnohem více. Kromě toho je široce používán ve strojírenství a stavbě lodí.

Zinek má vysoké antikorozní vlastnosti, proto se hojně používá pro nátěry kovových výrobků (tzv. galvanizace). Oblasti použití zinkových výrobků: stavebnictví, strojírenství, tisk (výroba tištěných forem), raketová věda, chemický průmysl (výroba laků a barev) a dokonce i lékařství ( antiseptika atd.).

Olovo se snadno taví, proto se používá jako surovina v mnoha průmyslových odvětvích: barvy a laky, chemický, automobilový (součást baterií), radioelektronika, lékařství (výroba ochranných zástěrek pro pacienty při rentgenových vyšetřeních).

TĚŽKÉ KOVY V EKOLOGICKÉM MONITOROVÁNÍ VODNÍCH SYSTÉMŮ

TĚŽKÉ KOVY V EKOLOGICKÉM MONITOROVÁNÍ VODNÍCH SYSTÉMŮ

H. S. BUDNÍKOV

Některé aspekty znečištění životního prostředí, zejména povrchových vod těžkými kovy, jsou diskutovány na interdisciplinární úrovni. Je patrná dvojí biologická role kovů jako složek života a jako toxických látek. Pro pravidelné hodnocení stavu životního prostředí je nezbytná analytická práce.

G.K
Kazaňská státní univerzita

Mezi znečišťujícími látkami v biosféře, o které mají různé služby kontroly kvality největší zájem, patří kovy (především těžké, to znamená s atomovou hmotností vyšší než 40) k nejdůležitějším. To je z velké části způsobeno biologickou aktivitou mnoha z nich. Fyziologický účinek kovů na lidské tělo a zvířata je různý a závisí na povaze kovu, typu sloučeniny, ve které se v přirozeném prostředí vyskytuje, a také na jeho koncentraci. Mnoho těžkých kovů vykazuje výrazné komplexotvorné vlastnosti. Ve vodném prostředí jsou tedy ionty těchto kovů hydratované a jsou schopny tvořit různé hydroxokomplexy, jejichž složení závisí na kyselosti roztoku. Pokud jsou v roztoku přítomny nějaké anionty nebo molekuly organické sloučeniny, pak ionty těchto kovů tvoří řadu komplexů různé struktury a stability. Mezi těžkými kovy jsou některé mimořádně potřebné pro podporu života člověka a dalších živých organismů a patří mezi tzv. biogenní prvky. Jiné způsobují opačný účinek a při vstupu do živého organismu vedou k jeho otravě nebo smrti. Tyto kovy patří do třídy xenobiotik, to znamená, že jsou cizím organismům. Specialisté na ochranu životního prostředí určili prioritní skupinu mezi toxickými kovy. Zahrnuje kadmium, měď, arsen, nikl, rtuť, olovo, zinek a chrom jako nejnebezpečnější pro zdraví lidí a zvířat. Z nich jsou nejtoxičtější rtuť, olovo a kadmium. Mezi možné zdroje znečištění biosféry těžkými kovy patří podniky hutnictví železných a neželezných kovů (emise aerosolů znečišťujících atmosféru, průmyslové odpadní vody znečišťující povrchové vody), strojírenství (pokovovací lázně mědi, niklování, chromování, kadmiování), závody na zpracování baterií a automobilová doprava.

Kromě antropogenních zdrojů znečištění životního prostředí těžkými kovy existují další přírodní zdroje, jako jsou sopečné erupce: kadmium bylo objeveno relativně nedávno v produktech erupce Etny na ostrově Sicílie ve Středozemním moři. Zvýšené koncentrace toxických kovů v povrchových vodách některých jezer se mohou vyskytovat v důsledku kyselých dešťů, což vede k rozpouštění minerálů a hornin vymývaných těmito jezery. Všechny tyto zdroje znečištění způsobují nárůst obsahu kovových polutantů v biosféře nebo jejích složek (vzduch, voda, půda, živé organismy) oproti přirozené, tzv. pozaďové úrovni. I když, jak bylo uvedeno výše, ke vstupu toxických kovů může dojít i přenosem aerosolu, do živého organismu pronikají především vodou. Jakmile jsou toxické kovy v těle, většinou neprocházejí žádnými významnými přeměnami, jako je tomu u organických toxických látek, a po vstupu do biochemického cyklu jej opouštějí extrémně pomalu.

Pro sledování kvality povrchových vod byly vytvořeny různé hydrobiologické pozorovací služby. Sledují stav znečištění vodních ekosystémů pod vlivem antropogenního vlivu. Vzhledem k tomu, že takový ekosystém zahrnuje jak prostředí samotné (vodu), tak i další složky (dnové sedimenty a živé organismy – hydrobionty), jsou informace o rozložení těžkých kovů mezi jednotlivými složkami ekosystému velmi důležité. Spolehlivá data lze v tomto případě získat pomocí moderních metod analytická chemie, umožňující stanovit obsah těžkých kovů na úrovni pozaďových koncentrací.

Je třeba poznamenat, že pokroky ve vývoji analytických metod umožnily takové řešení globální problémy jak zjistit hlavní zdroje
znečištění biosféry, stanovení dynamiky znečištění a transformace polutantů, jejich přenos a migrace. Zároveň byly těžké kovy klasifikovány jako jeden z nejdůležitějších předmětů analýzy. Vzhledem k tomu, že jejich obsah v přírodních materiálech se může značně lišit, musí metody jejich stanovení poskytnout řešení problému. V důsledku úsilí analytických vědců v mnoha zemích byly vyvinuty metody, které umožňují stanovit těžké kovy na úrovni femtogramu (10 - 15 g) nebo v přítomnosti jednoho (!) atomu v analyzovaném objemu vzorku. například nikl v živé buňce. Nejen analytickí chemici, biologové a ekologové (jejich činnost je tradičně spojena s touto problematikou) projevují odborný zájem o komplexní a mnohostranný problém, který představuje chemické znečištění životního prostředí těžkými kovy a který pokrývá různé obory a stal se již samostatným interdisciplinárním oborem. oboru vědění, ale také lékařů. V toku vědeckých a populárně vědeckých informací i v médiích se stále častěji objevují materiály o vlivu těžkých kovů na lidské zdraví. Ve Spojených státech byla tedy věnována pozornost projevům agresivity u dětí kvůli zvýšenému obsahu olova v jejich těle. V jiných oblastech planety je nárůst počtu trestných činů a sebevražd spojen také s nárůstem obsahu těchto toxických látek v životním prostředí. Je zajímavé prodiskutovat některé chemické a ekologicko-chemické aspekty problému distribuce těžkých kovů v životním prostředí, zejména v povrchových vodách.

Poměrně dlouho panovalo přesvědčení, že důležité biologické funkce plní pouze sodík, draslík, hořčík, železo a vápník, které dohromady poskytují téměř 99 % všech atomů kovů v lidském těle a (kromě železa) také patří do skupiny makroprvků. Hydratované atomy čtyř z těchto kovů, konkrétně sodíku, draslíku, hořčíku a vápníku, se podílejí na procesech osmózy a přenosu nervových signálů a určují také pevnost kosterní kostní tkáně. Železo je součástí molekuly hemoglobinu – nejdůležitějšího proteinu, který se podílí na vazbě vzdušného kyslíku a jeho přenosu do buněk orgánů a tkání, tedy při dýchání. Zájem o funkce přechodných prvků, které (včetně železa) jsou řazeny mezi těžké kovy a nacházejí se ve stopovém množství v organismu, se objevil relativně nedávno. Vznikl nový vědní obor - bioanorganická chemie, která studuje strukturu, vlastnosti a reakce sloučenin biogenních prvků in vivo. Pro jejich nízký obsah v živém těle se jim začalo říkat mikroelementy.

Význam mikroprvků při realizaci životních funkcí člověka je již prokázán u mnoha prvků (mangan, zinek, molybden, fluor, jód a selen), u dalších (chróm, nikl, vanad, cín, arsen, křemík) je pravděpodobný. Hlavním kritériem, podle kterého se makroprvky odlišují od mikroprvků, je tělesná potřeba prvku, stanovená v mg/kg hmotnosti za den. Všechny tyto mikroelementy fungují v těle buď ve formě hydratovaných iontů, nebo jako železo ve formě koordinačních sloučenin.

Je také známo, že lidské tělo obsahuje většinu nepřechodných kovů a ve stopových množstvích, například: rtuť ze zubních výplní, olovo, antimon a arsen z tiskařských barev v novinách a knihách, měď, cín, mangan a hliník z kuchyně nádobí. Za prvé však nebudou uvažovány tyto kovy, ale životně důležité, tedy biogenní. V lidském těle a zvířatech v průběhu života dochází k mnoha enzymatickým chemickým reakcím doprovázeným prasknutím velmi silných vazeb, to znamená těch, které lze provádět pouze v laboratorních podmínkách za drsných podmínek, například při vysokých teplotách. tlak nebo teplota.

Přestože molekula enzymu obsahujícího kov může odolat mnoha tisícům katalytických cyklů, metabolické procesy probíhající v živém organismu mohou vést ke zničení některých enzymů a odstranění odpovídajícího množství kovů z těla. Proto je potřeba tyto ztráty kompenzovat, protože nedostatek mikroelementů povede k narušení životních funkcí těla, což může mít za následek různá onemocnění. Množství zaváděných mikroelementů lze regulovat dietou a v případě potřeby, například k prevenci onemocnění, užíváním speciálních léků, obvykle vyráběných ve formě potravinářských přídatných látek. Jako příklad můžeme uvést známé komplexy vitamínů a mikroprvků využívané ve výživě sportovců a profesní skupiny pracovat v extrémních podmínkách prostředí.

Je třeba si uvědomit, že síla chemických vazeb bílkovin a dalších biologicky důležitých krevních složek s ionty jakéhokoli kovu je dostatečná po značnou část doby, po kterou kov zůstává v těle ve formě komplexu s bílkovinami, amino kyseliny a další biologicky aktivní sloučeniny. Pokud se tedy do těla dostanou přebytečné kovy, mohou tyto způsobit narušení jeho funkcí, otravu nebo smrt. Míra takového účinku závisí nejen na koncentraci překračující určitou úroveň, ale také na povaze kovu, především na jeho komplexotvorné schopnosti. Pokud je tedy komplexotvorná schopnost toxického kovu dostatečně vysoká, může v důsledku kompetitivní interakce vytlačit biogenní kovový katalyzátor z aktivního centra nebo na sebe vázat převážnou většinu biologicky aktivních sloučenin používaných pro syntézu jeden nebo jiný životně důležitý enzym.

Je třeba také poznamenat, že biologickou hodnotu mají pouze dostupné biogenní prvky obsažené v potravinářských výrobcích ve formě solí organických kyselin a dalších rozpustných chemických sloučenin, nejčastěji komplexních. V literatuře hodnocení kvality potravinářské výrobky, poskytuje informace o obsahu některých mikroprvků v ovoci, zelenině, mase, mléce atp.

Pojmy makro a mikroprvky nejsou vždy jasně rozlišitelné, pokud je toto rozdělení aplikováno na různé skupiny organismů. Například u rostlin je soubor životně důležitých mikroelementů zřetelně odlišný od souboru vyšších živočichů. Rostliny však vyžadují i určitou hladinu mikroprvků v půdě, čehož se obvykle dosahuje aplikací tzv. mikrohnojiv, což je v podstatě soubor biogenních mikroprvků: zinek, vanad, molybden, měď, kobalt, železo, mangan.

Nejdůležitějším ukazatelem kvality stanoviště je stupeň čistoty povrchových vod. Toxický kov, jakmile je v nádrži nebo řece, je distribuován mezi složky tohoto vodního ekosystému. Ne každé množství kovu však způsobuje narušení tohoto systému. Při posuzování schopnosti ekosystému odolávat vnějším toxickým vlivům je zvykem hovořit o nárazníkové kapacitě ekosystému. Pufrovací kapacita sladkovodních ekosystémů ve vztahu k těžkým kovům je tedy chápána jako takové množství toxického kovu, jehož přísun výrazně nenaruší přirozené fungování celého zkoumaného ekosystému. V tomto případě je samotný toxický kov rozdělen do následujících složek: 1) kov v rozpuštěné formě; 2) sorbován a akumulován fytoplanktonem, tj. rostlinnými mikroorganismy; 3) zadržené spodními sedimenty v důsledku sedimentace suspendovaných organických a minerálních částic z vodního prostředí; 4) adsorbované na povrchu spodní sedimenty přímo z vodního prostředí v rozpustné formě; 5) umístěné v adsorbované formě na suspendovaných částicích. Na Obr. Obrázek 1 schematicky ukazuje distribuci toxických kovů (M) ve vodním ekosystému.

Formy výskytu kovů ve vodách ovlivňují hydrobionti (například měkkýši). Při studiu chování mědi v povrchových vodách jsou tedy pozorovány sezónní výkyvy její koncentrace: v zimě jsou maximální a v létě se snižují v důsledku aktivního růstu biomasy. Při usazování suspendovaných organických částic, které mají schopnost adsorbovat ionty mědi, tyto přecházejí do spodních sedimentů, což vede k pozorovanému efektu. Je třeba také poznamenat, že intenzita tohoto procesu závisí na rychlosti sedimentace suspenzí, tedy nepřímo na faktorech, jako je velikost a náboj částic adsorbujících ionty mědi.

Kromě akumulace kovů v důsledku adsorpce a následné sedimentace dochází v povrchových vodách k dalším procesům, které odrážejí odolnost ekosystémů vůči toxickým účinkům těchto znečišťujících látek. Nejdůležitější z nich je vazba kovových iontů ve vodném prostředí rozpuštěnými organickými látkami. V tomto případě se celková koncentrace toxické látky ve vodě nemění. Přesto se obecně uznává, že hydratované kovové ionty jsou nejtoxičtější, zatímco ty vázané v komplexech jsou méně nebezpečné nebo dokonce téměř neškodné. Speciální studie ukázaly, že neexistuje jasný vztah mezi celkovou koncentrací toxického kovu v přírodních povrchových vodách a jejich toxicitou.

Přírodní povrchové vody obsahují mnoho organických látek, z nichž 80 % jsou vysoce oxidované polymery, jako jsou huminové látky, které do vody pronikají z půd. Zbytek organických látek rozpustných ve vodě jsou odpadní produkty organismů (polypeptidy, polysacharidy, mastné kyseliny a aminokyseliny) nebo nečistoty antropogenního původu podobné chemickými vlastnostmi. Všechny samozřejmě procházejí ve vodním prostředí různými proměnami. Všechny jsou ale zároveň druhem komplexotvorných činidel, která vážou kovové ionty do komplexů a tím snižují toxicitu vody.

Způsoby, kterými se toxické kovy M dostávají do vodních ekosystémů a formy jejich výskytu, spočívají nejen v přítomnosti rozpuštěných organických látek a suspendovaných látek, ale také v akumulační schopnosti hydrobiontů, jakož i v kinetice absorpce kovových iontů všemi složkami. ekosystému, včetně tvorby komplexů s rozpuštěnými organickými látkami. To vše ukazuje na složitost procesů probíhajících v povrchových vodách, když se do nich dostávají kovové znečišťující látky. Na Obr. Obrázek 2 ukazuje schéma distribuce toxických kovů v přírodních povrchových vodách, odrážející obecně chemické a fyzikálně-chemické procesy jejich vazby do různých forem. Zajímavé je, že huminové kyseliny, tyto specifické přírodní vysokomolekulární sloučeniny vznikající při přeměně rostlinných zbytků v půdě působením mikroorganismů, jsou zřejmě v největší míře schopny vázat ionty těžkých kovů do stabilních komplexů. Konstanty stability odpovídajících humátů (komplexů iontů těžkých kovů s huminovými kyselinami) mají tedy hodnoty v rozmezí 10 5 – 10 12 v závislosti na povaze kovu. Stabilita humátů závisí na kyselosti vodního prostředí.

Přestože chemicko-analytický aspekt problému určování forem existence kovů v přírodních vodách byl formulován asi před 20 lety, teprve s příchodem nejnovějších metod analýzy se tento problém stal přístupným řešením. Dříve se zjišťoval pouze hrubý obsah těžkých kovů ve vodě a stanovilo se rozdělení mezi suspendované a rozpuštěné formy. Kvalita vody kontaminované kovy byla posuzována na základě srovnání údajů o jejich hrubém obsahu s hodnotami MPC. Nyní je takové hodnocení považováno za neúplné a neopodstatněné, neboť biologický účinek kovu je dán jeho stavem ve vodách a jedná se zpravidla o komplexy s různými složkami (obr. 2). Jak je uvedeno výše, v některých případech, například při komplexaci s organickými sloučeninami přírodního původu, jsou tyto komplexy nejen málo toxické, ale často mají stimulační účinek na vývoj vodních organismů, protože v tomto případě se stávají biologicky dostupnými. k organismům.

Při vývoji stávajících MPC nebyly brány v úvahu komplexační procesy a byl hodnocen vliv anorganických solí těžkých kovů na živé organismy v čistých vodných roztocích za nepřítomnosti rozpuštěných organických látek přírodního původu. Přesně řečeno, takové hodnocení je obtížné a někdy nemožné.

Toxicita vody při znečištění těžkými kovy je tedy určována především koncentrací buď kovových aqua iontů, nebo jednoduchých komplexů s anorganickými ionty. Přítomnost dalších komplexotvorných látek, především organických, snižuje toxicitu. Výše zmíněný jev akumulace toxických látek ve spodních sedimentech může způsobit sekundární toxicitu vod. I když se odstraní zdroj znečištění a jak se říká „voda je normální“, v budoucnu bude možná zpětná migrace kovu ze spodních sedimentů do vody. Předpovídání stavu vodních systémů by proto mělo být založeno na datech z analýzy všech jejich složek, prováděné v určitých intervalech.

Kuriózním případem byl nález ložisek rumělky (sulfidu rtuti) v jedné z oblastí Karpat. Pro geology byl tento nález překvapením. Ukázalo se, že ve středověku se ve vesnicích nacházejících se v horách proti proudu řeky systematicky používala rtuť k léčbě některých nemocí. Jak roky plynuly, řeka tento kov sbírala, unášela po proudu a hromadila v jedné z přírodních pastí v podobě dnových sedimentů. Jeho další proměny nakonec dosáhla rumělka. Tento příklad ukazuje, že v přírodě dochází k neustálému pohybu, migraci a hromadění toxických látek antropogenního původu, přičemž také podléhají chemické přeměně na stabilnější formy.

Ze seznamu prioritních kovových polutantů považujeme rtuť, olovo a kadmium za největší nebezpečí pro zdraví lidí a zvířat.

Rtuť.

V životním prostředí se sloučeniny rtuti s různé míry oxidace kovu, tj. Hg(0), Hg(I), Hg(II), mohou vzájemně reagovat. Největší nebezpečí představují organické, především alkylové, sloučeniny.

Formy existence kovů v povrchových vodách

Snížená toxicita (až o 97 %) – povrchové vody oceánů. Přibližně polovina veškeré rtuti se do přírodního prostředí dostává z příčin způsobených člověkem.

Kyselost prostředí a jeho oxidační potenciál ovlivňují přítomnost té či oné formy rtuti ve vodním prostředí. V dobře provzdušněných nádržích tedy převažují sloučeniny Hg(II). Ionty rtuti se snadno vážou do stabilních komplexů s různými organickými látkami, které se nacházejí ve vodách a působí jako ligandy. Zvláště silné komplexy se tvoří se sloučeninami obsahujícími síru. Rtuť se snadno adsorbuje na suspendované částice vody. V tomto případě někdy dosahuje tzv. koncentrační faktor 10 5, to znamená, že na těchto částicích je koncentrováno stotisíckrát více rtuti, než je v rovnováze ve vodním prostředí. Z toho vyplývá, že osud kovu bude dán sorpcí suspendovanými částicemi s následnou sedimentací, tedy v podstatě dojde k odstranění rtuti z vodního systému, jak již bylo popsáno na příkladu tvorby usazenin rumělky v karpatské oblasti. Je třeba poznamenat, že k desorpci rtuti ze spodních sedimentů dochází pomalu, takže opětovná kontaminace povrchových vod poté, co byl identifikován a odstraněn zdroj znečištění, také inhibovala kinetiku. Ve vodném prostředí tvoří rtuť organokovové sloučeniny typu R–Hg–X a R–Hg–R, kde R je methylový nebo ethylový radikál. Z antropogenních zdrojů se rtuť dostává do vodních systémů ve formě převážně kovové rtuti, Hg(II) iontů a fenylrtuťnatého acetátu. Převládající formou rtuti nacházející se v rybách je methylrtuť, která je tvořena biologicky enzymy z mikroorganismů. V neznečištěných povrchových vodách se obsah rtuti pohybuje v rozmezí 0,2–0,1 μg/l, v mořských vodách je to třikrát méně. Vodní rostliny absorbují rtuť. Organické sloučeniny R–Hg–R" se ve sladkovodním planktonu nacházejí ve vyšších koncentracích než v mořském planktonu. Organické sloučeniny rtuti se z těla vylučují pomaleji než anorganické. Stávající norma pro maximální obsah této toxické látky (0,5 μg/kg ) se používá pro kontrolu kvality potravinářských výrobků. Předpokládá se, že rtuť je přítomna ve formě methylovaných sloučenin, pokud se dostanou do lidského těla, může dojít k onemocnění Minimata.

Vést.

Polovina celkového množství této toxické látky se dostává do životního prostředí v důsledku spalování olovnatého benzínu. Ve vodních systémech je olovo spojeno především adsorpcí se suspendovanými částicemi nebo je ve formě rozpustných komplexů s huminovými kyselinami. Při biomethylaci, stejně jako u rtuti, olovo nakonec tvoří tetramethyl olovo. V neznečištěných povrchových vodách země obsah olova obvykle nepřesahuje 3 µg/l. Řeky v průmyslových oblastech mají vyšší hladiny olova. Sníh může tuto jedovatou látku akumulovat ve značné míře: v okolí velká města jeho obsah může dosáhnout téměř 1 milionu μg/l a v určité vzdálenosti od nich ~ 1–100 μg/l.

Vodní rostliny dobře akumulují olovo, ale různými způsoby. Někdy jej fytoplankton zadržuje s koncentračním faktorem až 10 5, jako je rtuť. Olovo se v rybách mírně hromadí, takže je pro člověka v tomto článku trofického řetězce relativně méně nebezpečné. Methylované sloučeniny se za normálních vodních podmínek vyskytují v rybách poměrně zřídka. V oblastech s průmyslovými emisemi dochází k akumulaci tetramethylolova v rybích tkáních efektivně a rychle - akutní a chronická expozice olovo se vyskytuje při úrovni kontaminace 0,1–0,5 μg/l. V lidském těle se olovo může hromadit v kostře a nahrazuje vápník.

Kadmium.

Chemické vlastnosti tohoto kovu jsou podobné zinku. Může nahradit posledně jmenované v aktivních centrech enzymů obsahujících kovy, což vede k prudkému narušení fungování enzymatických procesů. V rudných ložiskách je kadmium obvykle přítomno společně se zinkem. Ve vodných systémech se kadmium váže na rozpuštěné organické látky, zejména pokud jsou v jejich struktuře přítomny sulfhydrylové SH skupiny. Kadmium také tvoří komplexy s aminokyselinami, polysacharidy a huminovými kyselinami. Má se však za to, že pouhá přítomnost vysokých koncentrací těchto ligandů schopných vázat kadmium ještě nestačí ke snížení koncentrace volných vodních iontů kadmia na úroveň bezpečnou pro živé organismy. Adsorpce kadmiových iontů sedimenty na dně silně závisí na kyselosti média. V neutrálním vodném prostředí je volný iont kadmia téměř úplně sorbován částicemi spodních sedimentů.

Ještě před několika lety se do životního prostředí dostávalo poměrně hodně zdrojů kadmia. Poté, co byla prokázána jeho vysoká toxicita, jejich počet prudce klesl (alespoň v průmyslových zemích). Nyní jsou hlavním zdrojem znečištění životního prostředí touto toxickou látkou pohřebiště nikl-kadmiových baterií. Jak již bylo uvedeno, kadmium bylo nalezeno v produktech erupce Etny. Koncentrace kadmia v dešťové vodě může překročit 50 µg/l.

Ve sladkovodních nádržích a řekách se obsah kadmia pohybuje v rozmezí 20–400 ng/l. Jeho nejnižší obsah v oceánu byl zaznamenán v Tichém oceánu, východně od Japonských ostrovů (∼ 0,8–9,6 ng/l v hloubce 8–5500 m). Tento kov se hromadí ve vodních rostlinách a v tkáních vnitřních orgánů ryb (nikoli však v kosterním svalstvu).

Kadmium je obecně méně toxické pro rostliny než methylrtuť a jeho toxicita je srovnatelná s olovem. Při obsahu kadmia ∼ 0,2–1 mg/l se zpomaluje fotosyntéza a růst rostlin. Zajímavý je následující zaznamenaný efekt: toxicita kadmia se znatelně snižuje v přítomnosti určitého množství zinku, což opět potvrzuje předpoklad, že ionty těchto kovů mohou v těle soutěžit o účast v enzymatickém procesu.

Práh akutní toxicity pro kadmium se pohybuje od 0,09 do 105 μg/l pro sladkovodní ryby. Zvyšující se tvrdost vody zvyšuje stupeň ochrany organismu před otravou kadmiem. Jsou známy případy těžkých otrav lidí kadmiem, které se dostalo do těla trofickými řetězci (nemoc Itai-Itai). Kadmium se z těla vylučuje uvnitř dlouhé období(cca 30 let).

Biosféru lze považovat za obecný objekt analýzy. V praxi se specialista v určité oblasti vědy zabývá kteroukoli z jejích složek. Každý konkrétní objekt je však v neustálé dynamice, ve vzájemném propojení s jinými objekty a mění tedy nejen své složení, ale i vlastnosti. Někdy jsou tyto změny malé, takže je lze zaznamenat, trvá to určitou dobu, během které k těmto změnám dojde. Použité pozorovací metody, tedy biomonitoring, však musí být citlivé a přesné. Složitost prostředí jako objektu analýzy a jeho variabilita vyžaduje periodické přezkoumávání dat a zdokonalování jak metod stanovení, tak jednotlivých fází analýzy. Nedávno byla taková revize provedena v souvislosti s údaji o prevalenci rtuti a mědi v životním prostředí. Ukázalo se, že předchozí fáze odběru vzorků, výběru a přípravy vzorků nebyly dostatečně dokonalé a zahrnovaly systematickou chybu. Její účtování nakonec vedlo k tomu, že údaje o obsahu rtuti v jednotlivých objektech životního prostředí byly někdy až řádově nadhodnoceny. Přestože prognóza obsahu rtuti v atmosférických emisích pro období do roku 2025 předpokládá zdvojnásobení množství této toxické látky, již nyní bylo zjištěno, že ve skutečnosti je její koncentrace téměř o řád nižší. Podobný kritická analýza Očekává se také, že údaje odhadnou obsah mědi. Informace o distribuci kovů jako polutantů získávají především analytici životního prostředí, kteří dostávají primární informace, i když na řešení problematiky ochrany životního prostředí se podílejí specialisté z příbuzných vědních oborů. Jedním ze směrů moderní reformy vysokého školství je příprava vysoce kvalifikovaných odborníků ve vědě
testery s širokou erudicí v příbuzných oborech chemie, biologie, fyziky, ekologie, schopné řešit složité a životně důležité problémy, z nichž některým se tento článek dotýká.

1. Mirkin B.M., Naumova L.G. Ekologie Ruska. M.: 1995. 232 s.

2. Nikanorov A.M., Zhulidov A.V. Biomonitoring kovů ve sladkovodních ekosystémech. Petrohrad: Gidrometeoizdat, 1991. 312 s.

3. Moore J., Ramamurthy S. Těžké kovy v přírodních vodách. M.: Mir, 1987. 286 s.

4. Williams D. Kovy života. M.: Mir, 1975. 236 s.

5. Materiály z konferencí o analýze přírodních a odpadních vod v SSSR (Rusko) za posledních 5–10 let.

6. Shustov S.B., Shustova L.V. Chemické základy ekologie. M.: Vzdělávání, 1995. 240 s.

7. Maistrenko V.N., Khamitov R.Z., Budnikov G.K. Ekologický monitoring supertoxických látek. M.: Khimiya, 1996. 320 s.

German Konstantinovič Budnikov, doktor chemických věd, profesor katedry analytické chemie Kazaňské státní univerzity, člen korespondent Akademie přírodních věd Ruské federace a Ruské ekologické akademie, akademik Mezinárodní akademie věd o vysokém školství.

Oblast vědeckého zájmu: elektroanalytická chemie, chemicky modifikované elektrody, biosenzory pro environmentální-analytický monitoring. Autor více než 550 publikací, z toho 12 knih o problematice elektroanalytiky a analytické chemie.

Odeslání vaší dobré práce do znalostní báze je snadné. Použijte níže uvedený formulář

Studenti, postgraduální studenti, mladí vědci, kteří využívají znalostní základnu ve svém studiu a práci, vám budou velmi vděční.

Publikováno dne http://www.allbest.ru/

Ministerstvo školství Běloruské republiky

Vzdělávací instituce

„Gomel State University pojmenovaná po Francis Skaryna“

Biologická fakulta

Katedra chemie

Projekt kurzu

na téma: Problémy znečištění životního prostředí těžkými kovy

Student skupiny BI-21 Chembergenova G.R.

Gomel 2015

OBSAHANE

ZAVEDENÍ

Těžké kovy v biosféře

Těžké kovy jako toxické látky v přírodních vodách

Těžké kovy v půdách

Vliv těžkých kovů na mikrobiální cenu půd

Těžké kovy v rostlinách

Čištění vodních ploch od alkalických a těžkých kovů pomocí vyšších vodních rostlin

ZÁVĚR

ZAVEDENÍ

Mezi těžkými kovy jsou některé mimořádně potřebné pro podporu života člověka a dalších živých organismů a patří mezi tzv. biogenní prvky. Jiné způsobují opačný účinek a při vstupu do živého organismu vedou k jeho otravě nebo smrti. Tyto kovy patří do třídy xenobiotik, to znamená, že jsou cizím organismům. Specialisté na ochranu životního prostředí určili prioritní skupinu mezi toxickými kovy. Zahrnuje kadmium, měď, arsen, nikl, rtuť, olovo, zinek a chrom jako nejnebezpečnější pro zdraví lidí a zvířat. Z nich jsou nejtoxičtější rtuť, olovo a kadmium.

Mezi možné zdroje znečištění biosféry těžkými kovy patří podniky hutnictví železných a neželezných kovů (emise aerosolů znečišťujících atmosféru, průmyslové odpadní vody znečišťující povrchové vody), strojírenství (pokovovací lázně mědi, niklování, chromování, kadmiování), závody na zpracování baterií a automobilová doprava.

I když, jak bylo uvedeno výše, ke vstupu toxických kovů může dojít i přenosem aerosolu, do živého organismu pronikají především vodou. Jakmile jsou toxické kovy v těle, většinou neprocházejí žádnými významnými přeměnami, jako je tomu u organických toxických látek, a po vstupu do biochemického cyklu jej opouštějí extrémně pomalu.

Pro sledování kvality povrchových vod byly vytvořeny různé hydrobiologické pozorovací služby. Sledují stav znečištění vodních ekosystémů pod vlivem antropogenního vlivu. Vzhledem k tomu, že takový ekosystém zahrnuje jak prostředí samotné (vodu), tak i další složky (dnové sedimenty a živé organismy – hydrobionty), jsou informace o rozložení těžkých kovů mezi jednotlivými složkami ekosystému velmi důležité. Spolehlivá data lze v tomto případě získat pomocí moderních metod analytické chemie, které umožňují stanovit obsah těžkých kovů na úrovni pozaďových koncentrací.

Je třeba poznamenat, že pokroky ve vývoji metod analýzy umožnily řešit takové globální problémy, jako je identifikace hlavních zdrojů znečištění v biosféře, stanovení dynamiky znečištění a transformace znečišťujících látek, jejich přenos a migrace. Zároveň byly těžké kovy klasifikovány jako jeden z nejdůležitějších předmětů analýzy. Vzhledem k tomu, že jejich obsah v přírodních materiálech se může značně lišit, musí metody jejich stanovení poskytnout řešení problému. V důsledku úsilí analytických vědců v mnoha zemích byly vyvinuty metody, které umožňují stanovit těžké kovy na úrovni femtogramu (10-15 g) nebo v přítomnosti jednoho (!) atomu v analyzovaném objemu vzorku. například nikl v živé buňce.

Nejen analytickí chemici, biologové a ekologové (jejich činnost je tradičně spojena s touto problematikou) projevují odborný zájem o komplexní a mnohostranný problém, který představuje chemické znečištění životního prostředí těžkými kovy a který pokrývá různé obory a stal se již samostatným interdisciplinárním oborem. oboru vědění, ale také lékařů. V toku vědeckých a populárně vědeckých informací i v médiích se stále častěji objevují materiály o vlivu těžkých kovů na lidské zdraví. Ve Spojených státech byla tedy věnována pozornost projevům agresivity u dětí kvůli zvýšenému obsahu olova v jejich těle. V jiných oblastech planety je nárůst počtu trestných činů a sebevražd spojen také s nárůstem obsahu těchto toxických látek v životním prostředí. Je zajímavé diskutovat o některých chemických a environmentálně-chemických aspektech problému distribuce těžkých kovů v životním prostředí.

Těžké kovy v biosféře

Mezi těžké kovy patří více než 40 chemických prvků periodické tabulky s atomovou hmotností nad 50 a. e.m. Někdy jsou těžké kovy prvky, které mají hustotu vyšší než 7 - 8 tisíc kg/m³ (kromě ušlechtilých a vzácných). Skupina prvků, označená jako TM, se aktivně účastní biologických procesů, mnohé z nich jsou součástí enzymů. Soubor těžkých kovů se do značné míry shoduje se seznamem mikroprvků. Většina mikroprvků plní funkce iniciátorů a aktivátorů biochemických procesů v živých organismech.

Oblasti, ve kterých je koncentrace chemických prvků z přírodních důvodů vyšší nebo nižší než úroveň pozadí, se nazývají biochemické provincie. Vznik biochemických provincií je způsoben vlastnostmi půdotvorných hornin, půdotvorným procesem a také přítomností rudných anomálií. Při znečištění biosféry se tvoří technogenní anomálie, ve kterých obsah prvků přesahuje 10krát i vícekrát úroveň pozadí.

Mezi těžké kovy patří chrom, mangan, železo, kobalt, nikl, měď, zinek, gallium, germanium, molybden, kadmium, cín, antimon, telur, wolfram, rtuť, thalium, olovo, vizmut. Hlavním přírodním zdrojem těžkých kovů jsou horniny (vyvřelé i sedimentární) a horninotvorné minerály. Mnoho minerálů ve formě vysoce rozptýlených částic je obsaženo jako mikronečistoty ve hmotě hornin. Například titanové minerály (brookit, ilmenit). Hornotvorné minerály obsahují také stopové prvky jako izomorfní nečistoty ve struktuře kovových mřížek, nahrazující makroprvky s podobnou velikostí poloměru. Například K na Sr, Pb, B; Na - Cd, Mn, Cr, Bi; Mg - Ni, Co, Zn, Sb, Sn, Pb, Mn; Fe - Cd, Mn, Sr, Bi.

Antropogenní aktivity lidstva se v posledních desetiletích intenzivně zapojují do procesů migrace těžkých kovů v přírodním prostředí. Množství chemických prvků vstupujících do prostředí v důsledku technogeneze v některých případech výrazně převyšuje úroveň jejich přirozeného příjmu. Například celosvětové uvolňování Pb z přírodních zdrojů za rok je 12 tisíc tun. a antropogenních emisí 332 tisíc tun. Na základě níže uvedených údajů lze posoudit velikost antropogenní aktivity lidstva: příspěvek technogenního olova je 94-97% (zbytek jsou přírodní zdroje), kadmium - 84-89%, měď - 56-87%, nikl - 66-75%, rtuť - 58% atd. Na Evropu přitom připadá 26–44 % celosvětového antropogenního toku těchto prvků a podíl evropského území bývalý SSSR- 28-42 % všech emisí v Evropě (Vronsky, 1996). Níže jsou uvedeny stručný popis vlastnosti kovů související s charakteristikou jejich chování v půdách.

Formy existence těžkých kovů vpovrchové vody

Nejdůležitějším ukazatelem kvality stanoviště je stupeň čistoty povrchových vod. Toxický kov, jakmile je v nádrži nebo řece, je distribuován mezi složky tohoto vodního ekosystému. Ne každé množství kovu však způsobuje narušení tohoto systému. Při posuzování schopnosti ekosystému odolávat vnějším toxickým vlivům je zvykem hovořit o nárazníkové kapacitě ekosystému. Pufrovací kapacita sladkovodních ekosystémů ve vztahu k těžkým kovům je tedy chápána jako takové množství toxického kovu, jehož přísun výrazně nenaruší přirozené fungování celého zkoumaného ekosystému. V tomto případě je samotný toxický kov rozdělen do následujících složek: 1) kov v rozpuštěné formě; 2) sorbován a akumulován fytoplanktonem, tj. rostlinnými mikroorganismy; 3) zadržené spodními sedimenty v důsledku sedimentace suspendovaných organických a minerálních částic z vodního prostředí; 4) adsorbované na povrch spodních sedimentů přímo z vodního prostředí v rozpustné formě; 5) umístěné v adsorbované formě na suspendovaných částicích.

Různé povrchové vody vážou toxické ionty kovů různými způsoby a vykazují různé pufrační kapacity. Vody jižních jezer, řek a nádrží, které mají velký soubor přírodních složek (huminové látky, huminové kyseliny a fulvokyseliny) a jejich vysoké koncentrace, jsou schopny účinnější přirozené detoxikace ve srovnání s vodami nádrží na severu. a mírné pásmo. Za jinak stejných okolností závisí toxicita vod obsahujících znečišťující látky také na klimatických podmínkách přírodní zóny. Je třeba poznamenat, že pufrační kapacita povrchových vod ve vztahu k toxickým kovům je dána nejen přítomností rozpuštěných organických látek a suspendovaných látek, ale také akumulační schopností hydrobiontů, jakož i kinetikou absorpce kovových iontů. všemi složkami ekosystému, včetně komplexace s rozpuštěnými organickými látkami. To vše ukazuje na složitost procesů probíhajících v povrchových vodách, když se do nich dostávají kovové znečišťující látky.

Zajímavé je, že huminové kyseliny, tyto specifické přírodní vysokomolekulární sloučeniny vznikající při přeměně rostlinných zbytků v půdě působením mikroorganismů, jsou zřejmě v největší míře schopny vázat ionty těžkých kovů do stabilních komplexů. Konstanty stability odpovídajících humátů (komplexů iontů těžkých kovů s huminovými kyselinami) mají tedy hodnoty v rozmezí 105-1012 v závislosti na povaze kovu. Stabilita humátů závisí na kyselosti vodního prostředí.

Přestože chemicko-analytický aspekt problému určování forem existence kovů v přírodních vodách byl formulován asi před 20 lety, teprve s příchodem nejnovějších metod analýzy se tento problém stal přístupným řešením. Dříve se zjišťoval pouze hrubý obsah těžkých kovů ve vodě a stanovilo se rozdělení mezi suspendované a rozpuštěné formy. Kvalita vody kontaminované kovy byla posuzována na základě srovnání údajů o jejich hrubém obsahu s hodnotami MPC. Nyní je takové hodnocení považováno za neúplné a neopodstatněné, protože biologický účinek kovu je dán jeho stavem ve vodách, a to jsou zpravidla komplexy s různými složkami. Jak je uvedeno výše, v některých případech, například při komplexaci s organickými sloučeninami přírodního původu, jsou tyto komplexy nejen málo toxické, ale často mají stimulační účinek na vývoj vodních organismů, protože v tomto případě se stávají biologicky dostupnými. k organismům.

Těžké kovy jako toxické látky v přírodních vodách

Ze seznamu prioritních kovových polutantů považujeme rtuť, olovo a kadmium za největší nebezpečí pro zdraví lidí a zvířat.

Rtuť. V prostředí mohou vzájemně reagovat sloučeniny rtuti s různým stupněm oxidace kovů, tedy Hg(0), Hg(I), Hg(II). Největší nebezpečí představují organické, především alkylové, sloučeniny. Nejobjemnějším akumulátorem sloučenin rtuti (až 97 %) jsou povrchové vody oceánů. Přibližně polovina veškeré rtuti se do přírodního prostředí dostává z příčin způsobených člověkem.

Ve vodném prostředí tvoří rtuť organokovové sloučeniny typu R-Hg-X a R-Hg-R, kde R je methylový nebo ethylový radikál. Z antropogenních zdrojů se rtuť dostává do vodních systémů ve formě převážně kovové rtuti, Hg(II) iontů a fenylrtuťnatého acetátu. Převládající formou rtuti nacházející se v rybách je methylrtuť, která je tvořena biologicky enzymy z mikroorganismů. V neznečištěných povrchových vodách se obsah rtuti pohybuje v rozmezí 0,2-0,1 μg/l, v mořských vodách je to třikrát méně. Vodní rostliny absorbují rtuť. Organické sloučeniny R-Hg-R" ve sladkovodním planktonu jsou obsaženy ve vyšších koncentracích než v mořském planktonu. Organické sloučeniny rtuti se z těla vylučují pomaleji než anorganické. Stávající norma pro maximální obsah této toxické látky (0,5 μg/kg ) se používá pro kontrolu kvality potravinářských výrobků. Předpokládá se, že rtuť je přítomna ve formě methylovaných sloučenin, pokud se dostanou do lidského těla, může dojít k onemocnění Minimata.

Vést. Polovina celkového množství této toxické látky se dostává do životního prostředí v důsledku spalování olovnatého benzínu. Ve vodních systémech je olovo spojeno především adsorpcí se suspendovanými částicemi nebo je ve formě rozpustných komplexů s huminovými kyselinami. Při biomethylaci, stejně jako u rtuti, olovo nakonec tvoří tetramethyl olovo. V neznečištěných povrchových vodách země obsah olova obvykle nepřesahuje 3 µg/l. Řeky v průmyslových oblastech mají vyšší hladiny olova. Sníh může tuto jedovatou látku akumulovat ve značné míře: v okolí velkých měst může její obsah dosahovat téměř 1 milionu μg/l a v určité vzdálenosti od nich ~1-100 μg/l.

Vodní rostliny dobře akumulují olovo, ale různými způsoby. Někdy jej fytoplankton zadrží s koncentračním faktorem až 105, stejně jako rtuť. Olovo se v rybách mírně hromadí, takže je pro člověka v tomto článku trofického řetězce relativně méně nebezpečné. Methylované sloučeniny se za normálních vodních podmínek vyskytují v rybách poměrně zřídka. V oblastech s průmyslovými emisemi dochází k akumulaci tetramethylolova v rybích tkáních efektivně a rychle - akutní a chronická expozice olovu nastává při úrovni kontaminace 0,1-0,5 μg/l. V lidském těle se olovo může hromadit v kostře a nahrazuje vápník.

Kadmium. Chemické vlastnosti tohoto kovu jsou podobné zinku. Může nahradit posledně jmenované v aktivních centrech enzymů obsahujících kovy, což vede k prudkému narušení fungování enzymatických procesů.

V rudných ložiskách je kadmium obvykle přítomno společně se zinkem. Ve vodných systémech se kadmium váže na rozpuštěné organické látky, zejména pokud jsou v jejich struktuře přítomny sulfhydrylové SH skupiny. Kadmium také tvoří komplexy s aminokyselinami, polysacharidy a huminovými kyselinami. Má se však za to, že pouhá přítomnost vysokých koncentrací těchto ligandů schopných vázat kadmium ještě nestačí ke snížení koncentrace volných vodních iontů kadmia na úroveň bezpečnou pro živé organismy. Adsorpce kadmiových iontů sedimenty na dně silně závisí na kyselosti média. V neutrálním vodném prostředí je volný iont kadmia téměř úplně sorbován částicemi spodních sedimentů.

Nyní jsou hlavním zdrojem znečištění životního prostředí touto toxickou látkou pohřebiště nikl-kadmiových baterií. Jak již bylo uvedeno, kadmium bylo nalezeno v produktech erupce Etny. Koncentrace kadmia v dešťové vodě může překročit 50 µg/l.

Ve sladkovodních nádržích a řekách se obsah kadmia pohybuje v rozmezí 20-400 ng/l.

Jeho nejnižší obsah v oceánu byl zaznamenán v Tichém oceánu, východně od Japonských ostrovů (~ 0,8-9,6 ng/l v hloubce 8-5500 m). Tento kov se hromadí ve vodních rostlinách a v tkáních vnitřních orgánů ryb (nikoli však v kosterním svalstvu).

Kadmium je obecně méně toxické pro rostliny než methylrtuť a jeho toxicita je srovnatelná s olovem.

Těžké kovy v půdách

Obsah těžkých kovů v půdách závisí, jak zjistili mnozí badatelé, na složení původních hornin, jejichž výrazná rozmanitost souvisí se složitou geologickou historií vývoje území. Chemické složení matečných hornin, reprezentovaných produkty zvětrávání hornin, je předurčeno chemickým složením původních hornin a závisí na podmínkách supergenní transformace. těžké kovové jezírkové půdy

První fází přeměny oxidů těžkých kovů v půdách je jejich interakce s půdním roztokem a jeho složkami. I v tak jednoduchém systému, jako je voda v rovnováze s CO2, atmosférický vzduch, podléhají HM oxidy změnám a výrazně se liší stabilitou.

Proces transformace HM vstupujících do půdy během technogeneze zahrnuje následující fáze:

1) přeměna oxidů těžkých kovů na hydroxidy (uhličitany, hydrogenuhličitany);

2) rozpouštění hydroxidů těžkých kovů a adsorpce odpovídajících HM kationtů pevnými fázemi půd;

3) tvorba fosforečnanů těžkých kovů a jejich sloučenin s půdní organickou hmotou.

Těžké kovy uvolněné na povrch půdy se hromadí v půdním sloupci, zejména v horním horizontu, a jsou pomalu odstraňovány vyplavováním, konzumací rostlin a erozí. První poločas rozpadu HM se u různých prvků výrazně liší: Zn - 70 - 510 let, Cd - 13 - 110 let, Cu - 310 - 1500 let, Pb - 740 - 5900 let.

Olovo (Pb). Atomová hmotnost 207,2. Prioritním prvkem je toxická látka. Všechny rozpustné sloučeniny olova jsou jedovaté. V přírodních podmínkách existuje převážně ve formě PbS. Clark Pb v zemské kůře 16,0 mg/kg. Ve srovnání s jinými HM je nejméně mobilní a při vápnění zemin se výrazně snižuje stupeň mobility prvku. Mobilní Pb je přítomno ve formě komplexů s organickou hmotou. Při vysokých hodnotách pH je olovo fixováno v půdě chemicky ve formě hydroxidových, fosforečnanových, uhličitanových a Pb-organických komplexů.

Přirozený obsah olova v půdách je zděděn z matečných hornin a úzce souvisí s jejich mineralogickým a chemickým složením. Průměrná koncentrace tohoto prvku v půdách světa dosahuje podle různých odhadů od 10 do 35 mg/kg. Maximální přípustná koncentrace olova pro půdy v Rusku odpovídá 30 mg / kg, v Německu - 100 mg / kg.

Vysoké koncentrace olova v půdách mohou být spojeny jak s přírodními geochemickými anomáliemi, tak s antropogenním vlivem. V případě technogenního znečištění se nejvyšší koncentrace prvku obvykle nachází v horní vrstvě půdy. V některých průmyslových oblastech dosahuje 1000 mg/kg a v povrchové vrstvě půd kolem podniků neželezné metalurgie v západní Evropě - 545 mg/kg.

Obsah olova v půdách v Rusku se výrazně liší v závislosti na typu půdy, blízkosti průmyslových podniků a přírodních geochemických anomáliích. V půdách obytných oblastí, zejména spojených s používáním a výrobou produktů s obsahem olova, je obsah tohoto prvku často desetinásobně i vícekrát vyšší než maximální přípustná koncentrace. Podle předběžných odhadů má až 28 % území země obsah Pb v půdě v průměru pod úrovní pozadí a 11 % lze klasifikovat jako rizikovou zónu. V Ruské federaci je přitom problém kontaminace půdy olovem především problémem v obytných oblastech.

Kadmium (Cd). Atomová hmotnost 112,4. Kadmium se chemickými vlastnostmi blíží zinku, ale liší se od něj větší mobilitou v kyselém prostředí a lepší dostupností pro rostliny. V půdním roztoku je kov přítomen ve formě Cd2+ a tvoří komplexní ionty a organické cheláty. Hlavním faktorem určujícím obsah prvků v půdách bez antropogenního vlivu jsou matečné horniny. Clarke kadmia v litosféře 0,13 mg/kg. V půdotvorných horninách je průměrný obsah kovů: v jílech a břidlicích - 0,15 mg/kg, spraších a spraším podobných hlínách - 0,08, píscích a písčitých hlínách - 0,03 mg/kg. V kvartérních sedimentech západní Sibiře se koncentrace kadmia pohybuje v rozmezí 0,01-0,08 mg/kg.

Pohyblivost kadmia v půdě závisí na prostředí a redoxním potenciálu.

Průměrný obsah kadmia ve světových půdách je 0,5 mg/kg. Jeho koncentrace v půdním pokryvu evropské části Ruska je 0,14 mg/kg v sodno-podzolové půdě, 0,24 mg/kg v černozemě, 0,07 mg/kg v hlavních typech půd západní Sibiře. Přibližný přípustný obsah (ATC) kadmia pro písčité a hlinitopísčité půdy v Rusku je 0,5 mg/kg, v Německu je MPC kadmia 3 mg/kg.

Kontaminace půdy kadmiem je považována za jeden z nejnebezpečnějších environmentálních jevů, protože se hromadí v rostlinách nad normu i při slabé kontaminaci půdy. Nejvyšší koncentrace kadmia v horní vrstvě půdy jsou pozorovány v těžebních oblastech - až 469 mg/kg v okolí zinkových hutí dosahují 1700 mg/kg;

Zinek (Zn). Atomová hmotnost 65,4. Jeho clarke v zemské kůře je 83 mg/kg. Zinek je koncentrován v jílovitých sedimentech a břidlicích v množství od 80 do 120 mg/kg, v deluviálních, sprašových a karbonátových hlinitých ložiskách Uralu, v hlínách západní Sibiře - od 60 do 80 mg/kg.

Důležitými faktory ovlivňujícími mobilitu Zn v půdách jsou obsah jílových minerálů a pH. Při zvýšení pH prvek přechází do organických komplexů a váže se na půdu. Zinkové ionty také ztrácejí pohyblivost a vstupují do mezipaketových prostorů krystalové mřížky montmorillonitu. Zn tvoří s organickou hmotou stabilní formy, proto se ve většině případů hromadí v půdních horizontech s vysokým obsahem humusu a v rašelině.

Důvody zvýšeného obsahu zinku v půdách mohou být jak přírodní geochemické anomálie, tak technogenní znečištění. Hlavním antropogenním zdrojem jeho příjmu jsou především podniky neželezné metalurgie. Kontaminace půdy tímto kovem vedla v některých oblastech k jeho extrémně vysoké akumulaci v horní vrstvě půdy – až 66 400 mg/kg. V zahradních půdách se akumuluje až 250 mg/kg zinku. MPC zinku pro písčité a hlinitopísčité půdy je 55 mg/kg němečtí vědci doporučují MPC 100 mg/kg.

Měď (Cu). Atomová hmotnost 63,5. Clarka v zemské kůře je 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Chemicky je měď málo aktivní kov. Zásadním faktorem ovlivňujícím hodnotu obsahu Cu je jeho koncentrace v půdotvorných horninách. Z vyvřelých hornin se největší množství prvku hromadí v bazických horninách - čedičích (100-140 mg/kg) a andezitech (20-30 mg/kg). Krytina a spraši podobné hlíny (20-40 mg/kg) jsou méně bohaté na měď. Jeho nejnižší obsah je pozorován v pískovcích, vápencích a žulách (5-15 mg/kg). Koncentrace kovů v jílech evropské části bývalého SSSR dosahuje 25 mg/kg, ve sprašových hlínách - 18 mg/kg. Písčitá hlína a písčité půdotvorné horniny Gorny Altaj akumulují v průměru 31 mg/kg mědi, na jihu západní Sibiře - 19 mg/kg.

V půdách je měď slabě migračním prvkem, i když obsah mobilní formy může být poměrně vysoký. Množství mobilní mědi závisí na mnoha faktorech: na chemickém a mineralogickém složení matečné horniny, pH půdního roztoku, obsahu organické hmoty atd. Největší množství mědi v půdě je spojeno s oxidy železa, mj. mangan, hydroxidy železa a hliníku a zejména s montmorillonitem a vermikulitem. Huminové a fulvové kyseliny jsou schopny tvořit stabilní komplexy s mědí. Při pH 7-8 je rozpustnost mědi nejnižší.

Průměrný obsah mědi ve světových půdách je 30 mg/kg. V blízkosti průmyslových zdrojů znečištění lze v některých případech pozorovat kontaminaci půdy mědí až 3500 mg/kg. Průměrný obsah kovů v půdách středních a jižních oblastí bývalého SSSR je 4,5-10,0 mg/kg, jihu západní Sibiře - 30,6 mg/kg, Sibiře a Dálného východu - 27,8 mg/kg. Maximální přípustná koncentrace mědi v Rusku je 55 mg/kg, nejvyšší přípustná koncentrace pro písčité a hlinitopísčité půdy je 33 mg/kg, v Německu je to 100 mg/kg.

Nikl (Ni). Atomová hmotnost 58,7. V kontinentálních sedimentech je přítomen především ve formě sulfidů a arsenitů, dále je vázán na uhličitany, fosforečnany a silikáty. Clarke prvku v zemské kůře je 58 mg/kg. Ultrabazické (1400-2000 mg/kg) a bazické (200-1000 mg/kg) horniny akumulují největší množství kovu, sedimentární a kyselé horniny jej obsahují v mnohem nižších koncentracích - 5-90 a 5-15 mg/kg, respektive. Jejich granulometrické složení hraje velkou roli při akumulaci niklu v půdotvorných horninách. Na příkladu půdotvorných hornin západní Sibiře je vidět, že v lehčích horninách je její obsah nejnižší, v těžkých horninách nejvyšší: v píscích - 17, písčitých hlinitých a lehkých hlinitých -22, středních hlinitých - 36 , těžké hlíny a jíly -49.

Obsah niklu v půdách do značné míry závisí na přísunu tohoto prvku do půdotvorných hornin. Nejvyšší koncentrace niklu jsou obvykle pozorovány v jílovitých a hlinitých půdách, v půdách vytvořených na bazických a vulkanických horninách a bohatých na organickou hmotu. Rozložení Ni v půdním profilu je dáno obsahem organické hmoty, amorfních oxidů a množstvím jílové frakce.

Úroveň koncentrace niklu v horní vrstvě půdy závisí také na stupni technogenního znečištění. V oblastech s rozvinutým kovozpracujícím průmyslem je velmi vysoká akumulace niklu v půdách: v Kanadě jeho hrubý obsah dosahuje 206-26000 mg/kg a ve Velké Británii obsah mobilních forem dosahuje 506-600 mg/kg. V půdách Velké Británie, Holandska, Německa, ošetřených čistírenskými kaly, se nikl hromadí až 84-101 mg/kg. V Rusku (podle průzkumu 40-60 % půd na zemědělské půdě) je tímto prvkem kontaminováno 2,8 % půdního pokryvu. Podíl půd kontaminovaných Ni mezi ostatními HM (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As aj.) je skutečně nejvýznamnější a je na druhém místě za půdami kontaminovanými mědí (3,8 %). Podle údajů z monitorování půdy ze Státní stanice agrochemické služby „Buryatskaya“ za roky 1993-1997. na území Burjatské republiky bylo zaznamenáno překročení nejvyšší přípustné koncentrace niklu na 1,4 % pozemků ze zkoumané zemědělské oblasti, mezi nimiž jsou půdy Zakamenského (20 % půdy - 46 tis. kontaminované) a okresy Khorinsky (11 % půdy - 8 tisíc hektarů je kontaminováno).

Chrom (Cr). Atomová hmotnost 52. V přírodních sloučeninách má chrom mocenství +3 a +6. Většina Cr3+ je přítomna v chromitu FeCr2O4 nebo jiných spinelových minerálech, kde nahrazuje Fe a Al, kterým je velmi blízký svými geochemickými vlastnostmi a iontovým poloměrem.

Clarke chromu v zemské kůře - 83 mg/kg. Jeho nejvyšší koncentrace mezi magmatickými horninami jsou typické pro ultramafické a bazické horniny (1600-3400 a 170-200 mg/kg), nejnižší pro střední horniny (15-50 mg/kg) a nejnižší pro kyselé horniny (4- 25 mg/kg). Mezi sedimentárními horninami byl maximální obsah prvku zjištěn v jílovitých sedimentech a břidlicích (60-120 mg/kg), minimum v pískovcích a vápencích (5-40 mg/kg). Obsah kovů v půdotvorných horninách různých oblastí je velmi různorodý. V evropské části bývalého SSSR je jeho obsah v nejběžnějších půdotvorných horninách, jako jsou spraše, sprašovité uhličitany a pokryvné hlíny, průměrně 75-95 mg/kg. Půdotvorné horniny západní Sibiře obsahují v průměru 58 mg/kg Cr a jeho množství úzce souvisí s granulometrickým složením hornin: písčité a hlinitopísčité horniny - 16 mg/kg a středně hlinité a jílovité horniny - cca. 60 mg/kg.

V půdách je nejvíce chromu přítomno ve formě Cr3+. V kyselém prostředí je iont Cr3+ při pH 5,5 inertní, téměř úplně se vysráží. Iont Cr6+ je extrémně nestabilní a snadno se mobilizuje v kyselých i alkalických půdách. Adsorpce chrómu jíly závisí na pH prostředí: se zvyšujícím se pH adsorpce Cr6+ klesá a Cr3+ stoupá. Organická hmota v půdě stimuluje redukci Cr6+ na Cr3+.

Přirozený obsah chrómu v půdách závisí především na jeho koncentraci v půdotvorných horninách a jeho distribuce v půdním profilu závisí na charakteristikách tvorby půdy, zejména na granulometrickém složení genetických horizontů. Průměrný obsah chrómu v půdách je 70 mg/kg. Nejvyšší obsah prvku je pozorován v půdách vytvořených na bazických a vulkanických horninách bohatých na tento kov. Průměrný obsah Cr v půdách v USA je 54 mg/kg, v Číně - 150 mg/kg, na Ukrajině - 400 mg/kg. V Rusku jsou jeho vysoké koncentrace v půdě za přirozených podmínek způsobeny obohacením půdotvorných hornin. Černozemě Kursk obsahují 83 mg/kg chromu, sodno-podzolové půdy moskevské oblasti - 100 mg/kg. V půdách Uralu, vytvořených na serpentinitech, obsahuje kov až 10 000 mg / kg, na západní Sibiři - 86 - 115 mg / kg.

Podíl antropogenních zdrojů na zásobování chrómem je velmi významný. Kovový chrom se používá především pro chromování jako součást legovaných ocelí. Kontaminace půdy Cr je zaznamenána v důsledku emisí z cementáren, skládek železno-chromové strusky, ropných rafinérií, podniků hutnictví železa a neželezných kovů, používání kalů z průmyslových odpadních vod v zemědělství, zejména koželužen, a minerálních hnojiv. Nejvyšší koncentrace chrómu v technogenně kontaminovaných půdách dosahují 400 mg/kg i více, což je typické zejména pro velká města. V Burjatsku je podle údajů z monitorování půdy, které provedla Státní stanice agrochemické služby "Buryatskaya" v letech 1993-1997, 22 tisíc hektarů kontaminovaných chromem. Překročení MPC 1,6-1,8 krát bylo zaznamenáno v regionech Džidinsky (6,2 tisíc hektarů), Zakamensky (17,0 tisíc hektarů) a Tunkinsky (14,0 tisíc hektarů). Maximální přípustná koncentrace chrómu v půdě v Rusku dosud nebyla vyvinuta, ale v Německu je pro půdy zemědělské půdy 200-500, pro pozemky pro domácnost - 100 mg / kg.

Vliv těžkých kovů na půdní mikrobiální cenózu

Jedním z nejúčinnějších diagnostických ukazatelů znečištění půdy je její biologický stav, který lze hodnotit podle životaschopnosti půdních mikroorganismů, které ji obývají.

Je třeba také vzít v úvahu, že mikroorganismy hrají důležitou roli v migraci těžkých kovů v půdě. V procesu života působí jako producenti, konzumenti a transportní agenti v půdním ekosystému. Mnoho půdních hub vykazuje schopnost imobilizovat těžké kovy, fixovat je v myceliu a dočasně je vyloučit z cyklu. Navíc houby, sekret organické kyseliny neutralizují účinek těchto prvků a tvoří s nimi složky, které jsou méně toxické a dostupné pro rostliny než volné ionty.

Pod vlivem zvýšených koncentrací těžkých kovů je pozorován prudký pokles aktivity enzymů: amylázy, dehydrogenázy, ureázy, invertázy, katalázy a také počtu některých agronomicky cenných skupin mikroorganismů. HM inhibují procesy mineralizace a syntézy různých látek v půdách, potlačují dýchání půdních mikroorganismů, způsobují mikrobiostatický efekt, mohou působit jako mutagenní faktor. Při nadměrném obsahu těžkých kovů v půdě se snižuje aktivita metabolických procesů, dochází k morfologickým přeměnám ve struktuře reprodukčních orgánů a dalším změnám v půdní biotě. HM mohou výrazně potlačit biochemickou aktivitu a způsobit změny v celkovém počtu půdních mikroorganismů.

Kontaminace půdy těžkými kovy způsobuje určité změny v druhovém složení komplexu půdních mikroorganismů. Obecně platí, že v důsledku znečištění dochází k významnému snížení druhové bohatosti a diverzity komplexu půdních mikromycet. V mikrobiálním společenstvu kontaminované půdy se objevují druhy mikromycet, které jsou pro běžné podmínky neobvyklé a odolné vůči HM. Tolerance mikroorganismů vůči znečištění půdy závisí na jejich příslušnosti k různým systematickým skupinám. Druhy rodu Bacillus, nitrifikační mikroorganismy, jsou velmi citlivé na vysoké koncentrace těžkých kovů, o něco odolnější jsou pseudomonády, streptomycety a řada druhů mikroorganismů degradujících celulózu;

Při nízkých koncentracích těžkých kovů je pozorována určitá stimulace rozvoje mikrobiálního společenstva, pak při zvyšování koncentrací dochází k částečné inhibici a nakonec k jejímu úplnému potlačení. Spolehlivé změny v druhovém složení jsou zaznamenány při koncentracích HM 50-300krát vyšších než pozaďové.

Stupeň inhibice vitální aktivity mikrobiocenózy závisí také na fyziologických a biochemických vlastnostech konkrétních kovů, které znečišťují půdy. Olovo negativně ovlivňuje biotickou aktivitu v půdě, inhibuje aktivitu enzymů, snižuje intenzitu uvolňování oxidu uhličitého a počet mikroorganismů, způsobuje poruchy metabolismu mikroorganismů, zejména procesy dýchání a buněčného dělení. Kadmiové ionty v koncentraci 12 mg/kg narušují fixaci atmosférického dusíku a také procesy amonifikace, nitrifikace a denitrifikace. Nejnáchylnější na účinky kadmia jsou houby a některé druhy po vstupu kovu do půdy úplně vymizí. Nadbytek zinku v půdách brání fermentaci rozkladu celulózy, dýchání mikroorganismů, působení ureázy apod., v důsledku čehož dochází k narušení procesů přeměny organické hmoty v půdách. Toxický účinek těžkých kovů navíc závisí na souboru kovů a jejich vzájemných účincích (antagonistických, synergických nebo kumulativních) na mikrobiotu. Pod vlivem kontaminace půdy těžkými kovy tedy dochází ke změnám v komplexu půdních mikroorganismů. To se projevuje snížením druhové bohatosti a diverzity a zvýšením podílu mikroorganismů odolných vůči znečištění Intenzita samočištění půdy od polutantů závisí na aktivitě půdních procesů a životní aktivitě mikroorganismů, které ji obývají úroveň kontaminace půd těžkými kovy ovlivňuje ukazatele biochemické aktivity půd, druhovou strukturu a celkový počet mikrobiálních společenstev. V půdách, kde obsah těžkých kovů převyšuje pozadí 2-5x i vícekrát, se nejnápadněji mění jednotlivé ukazatele enzymatické aktivity, mírně se zvyšuje celková biomasa amylolytického mikrobiálního společenstva a mění se i další mikrobiologické ukazatele. Při dalším zvýšení obsahu HM na jeden řád se zjišťuje výrazný pokles některých ukazatelů biochemické aktivity půdních mikroorganismů. Dochází k redistribuci dominance amylolytického mikrobiálního společenství v půdě. V půdě obsahující těžké kovy v koncentracích o jeden až dva řády vyšších než jsou pozaďové hodnoty jsou významné změny v celé skupině mikrobiologických parametrů. Snižuje se počet druhů půdních mikromycet a začínají absolutně dominovat druhy nejodolnější. Když obsah těžkých kovů v půdě překročí pozadí o tři řády, jsou pozorovány prudké změny téměř všech mikrobiologických parametrů. Při uvedených koncentracích těžkých kovů v půdě je mikrobiota, která je normální pro nekontaminovanou půdu, inhibována a usmrcena. Současně se velmi omezený počet mikroorganismů odolných vůči HM, zejména mikromycetů, aktivně rozvíjí a dokonce zcela dominuje. Konečně, když koncentrace HM v půdách překročí pozaďové úrovně o čtyři nebo více řádů, je detekován katastrofální pokles mikrobiologické aktivity půd hraničící s úplnou smrtí mikroorganismů.

Těžké kovy v rostlinách

Rostlinná strava je hlavním zdrojem HM u lidí a zvířat. Podle různých zdrojů s ním přichází 40 až 80 % HM a pouze 20-40 % přichází se vzduchem a vodou. Veřejné zdraví proto do značné míry závisí na úrovni akumulace kovů v rostlinách používaných k výrobě potravin.

Chemické složení rostlin, jak známo, odráží elementární složení půd. Nadměrná akumulace HM rostlinami je proto primárně způsobena jejich vysokou koncentrací v půdách. Rostliny při své životní činnosti přicházejí do styku pouze s dostupnými formami těžkých kovů, jejichž množství zase úzce souvisí s pufrační schopností půdy. Schopnost půd vázat a inaktivovat HM má však své limity, a když již nezvládají příchozí tok kovů, nabývá na významu přítomnost fyziologických a biochemických mechanismů v samotných rostlinách, které brání jejich vstupu.

Mechanismy rezistence rostlin k nadbytku HM se mohou projevovat různými směry: některé druhy jsou schopny akumulovat vysoké koncentrace HM, ale vykazují k nim toleranci; jiní se snaží snížit svůj příjem tím, že maximalizují využití svého bariérové funkce. U většiny rostlin jsou první bariérovou úrovní kořeny, kde se zadržuje největší množství HM, další jsou stonky a listy a nakonec poslední jsou orgány a části rostlin odpovědné za reprodukční funkce (nejčastěji semena a ovoce, stejně jako kořeny a hlízy atd.)

Tyto vzory se však ne vždy opakují, což je pravděpodobně způsobeno podmínkami růstu rostlin a jejich genetickou specifičností. Existují případy, kdy různé odrůdy stejné plodiny rostoucí na stejně kontaminované půdě obsahovaly různá množství těžkých kovů. Tato skutečnost je zřejmě způsobena vnitrodruhovým polymorfismem vlastním všem živým organismům, který se může projevit i v případě technogenního znečištění přírodního prostředí. Tato vlastnost u rostlin se může stát základem pro výzkum genetického šlechtění s cílem vytvořit odrůdy se zvýšenou ochrannou schopností ve vztahu k nadměrným koncentracím HM.

Přes značnou variabilitu různých rostlin v akumulaci těžkých kovů má bioakumulace prvků určitou tendenci, která umožňuje jejich řazení do několika skupin: 1) Cd, Cs, Rb - prvky s intenzivní absorpcí; 2) Zn, Mo, Cu, Pb, As, Co - střední stupeň absorpce; 3) Mn, Ni, Cr - slabá absorpce a 4) Se, Fe, Ba, Te - prvky, které jsou pro rostliny obtížně dostupné.

Dalším způsobem, jak se těžké kovy dostávají do rostlin, je listová absorpce z proudů vzduchu. Dochází k němu při výrazném spadu kovů z atmosféry na listový aparát, nejčastěji v blízkosti velkých průmyslových podniků. Vstup prvků do rostlin listy (nebo listový příjem) probíhá primárně nemetabolickým pronikáním přes kutikulu. HM absorbované listy mohou být přeneseny do jiných orgánů a tkání a mohou být zahrnuty do metabolismu. Kovy usazené s prachovými emisemi na listech a stoncích nepředstavují pro člověka nebezpečí, pokud jsou rostliny před konzumací důkladně omyty. Zvířata, která takovou vegetaci požírají, však mohou získat velké množství těžkých kovů.

Jak rostliny rostou, prvky jsou redistribuovány v jejich orgánech. Současně je u mědi a zinku stanoven následující vzorec jejich obsahu: kořeny > zrno > sláma. Pro olovo, kadmium a stroncium má jinou formu: kořeny > sláma > obilí. Je známo, že spolu s druhovou specifičností rostlin ve vztahu k akumulaci těžkých kovů existují i určité obecné vzory. Například nejvyšší obsah HM byl zjištěn v listové zelenině a silážních plodinách a nejnižší v luštěninách, obilovinách a technických plodinách.

Čištění vodních ploch od alkalických a těžkých kovů pomocí vyšších vodních rostlin

Zhutov A.S., Lobkova G.V., Gubina T.I., Rogacheva S.M. Saratovská státní technická univerzita pojmenovaná po Gagarinovi Yu.A. Důležitá záležitost moderní ekologie je ochrana a reprodukce vodních zdrojů, které jsou vystaveny značnému antropogennímu tlaku v důsledku lidské hospodářské činnosti. V současné době jsou sloučeniny těžkých kovů (HM) nejčastějšími znečišťujícími látkami, které se dostávají do vodních útvarů s průmyslovým odpadem a představují významné nebezpečí pro biocenózy, když koncentrace HM ve vodě překračuje hygienické a hygienické normy. Další environmentální problém vytvořit uzavřené systémy využívání vody v energetických zařízeních. Voda se neustále odpařuje z hladiny umělých nádrží, což přispívá ke zvýšení obsahu soli v chladicích rybnících (CP). Jedná se především o chloridy a sírany alkalických kovů a kovů alkalických zemin. Zvýšená mineralizace vede ke změnám hydrochemických parametrů vodních útvarů a komplikuje další využití vody v průmyslu, zejména v recyklačním zásobování vodou, a vyžaduje dodatečné čištění. Salinita vodních útvarů má velký vliv na akumulaci živin, na druhovou rozmanitost rostlin a na adaptační mechanismy rostlin. V poslední době se používají k čištění vodních systémů. biologické metody , zejména fytoremediace, která využívá schopnosti vyšších vodních rostlin (HAP) akumulovat, využívat a přeměňovat látky různé chemické povahy. Během procesu fytoremediace jsou toxické látky absorbovány rostlinami, inaktivovány a poté odstraněny z vodních útvarů spolu s biomasou. Je popsáno, že VVR lze použít k čištění vodních útvarů od těžkých kovů, pesticidů, radionuklidů atd. Pokud jde o studie o schopnosti různých vodních rostlin snižovat slanost vodních útvarů, takové studie dosud nebyly provedeny. Na základě prací autorů o reakci různých látek reagujících na vodu na zasolení vodních útvarů by se však dalo předpokládat, že je možné využít vodní zbytky při fytodemineralizaci vodních útvarů. V této práci jsou studovány procesy fytoextrakce solí kovů různé povahy (alkalických i těžkých) pomocí VVR. Byla studována schopnost VVR: hornwort (Ceratophillum demersum L.), elodea (Elodea сanadensis Rich. et Michx.) a eichornia (Eichornia crassipes Mart.) absorbovat soli alkalických kovů ve vodě. Na příkladu chladicího rybníka JE Balakovo byla stanovena schopnost těchto typů vod a systémů úpravy vody snižovat salinitu vody. Bylo zjištěno, že všechna makrofyta jsou tolerantní vůči solím NaCl, Na2SO4 a KCl v koncentracích do 0,5-1 g/l. Eichornia má největší extrakční schopnost při koncentraci soli do 1 g/l. Obsah těchto solí v KP BalNPP je však mnohem nižší než uvedené hodnoty, což svědčí o možnosti pěstovat vybrané rostliny v této nádrži. U Elodea byla pozorována maximální absorpce solí při jejich počáteční koncentraci: 1,5 g/l Na2SO4; 1 g/l NaCl; 0,5 g/l KCl a činilo 6,9 %; 5,7 %; 2,4 %, resp. U rohovce je tento proces účinný při obsahu NaCl 1 g/l (7 %); Na2S04 - 2 g/l (14,3 %); KCI - 2 g/l (10,9 %). Intenzivní absorpce solí Eichornií byla zaznamenána při počátečních koncentracích NaCl 0,5 g/l (8,8 %); Na2S04 - 0,5 g/l (8,4 %); KCI - 1 g/l (9,5 %). Byl stanoven vliv abiotických faktorů na intenzitu odsolovacích procesů. Bylo prokázáno, že zvýšení teploty a délky dne zvyšuje intenzitu procesů vstřebávání soli. Optimálními hodnotami pro kultivaci elodea, hornwort a eichornia tedy byla teplota 24°C a délka dne 12 hodin Eichornia účinně snižovala koncentraci kationtů sodíku a vápníku. Zároveň s rostoucí teplotou rostlo procento absorpce těchto iontů. Tedy při teplotě 20 °C bylo procento absorpce sodných iontů 10,0 % a při teplotě 27 °C - 21,5 %. Pro ionty vápníku jsou podobná čísla 32,1 % a 36,3 %. Poprvé se ukázalo, že při poklesu teploty na 14°C se z elodey a rohovce uvolňovaly soli, které mohly způsobit sekundární znečištění nádrže. V tabulce Obrázek 1 uvádí data z experimentů absorpce různých iontů v důsledku 10denní kultivace rostlin v BalNPP CP, která ukazují, že Eichornia má také nejlepší schopnost absorbovat anionty.

...

Podobné dokumenty

Obecná charakteristika těžkých kovů, jejich formy v životním prostředí. Zdroje těžkých kovů vstupující do životního prostředí. Teorie a metody bioindikace. Biologické objekty jako indikátory znečištění životního prostředí těžkými kovy.

práce v kurzu, přidáno 27.09.2013

Zdroje těžkých kovů vstupujících do vodních ekosystémů. Toxický účinek těžkých kovů na člověka. Posouzení stupně kontaminace povrchových vod nádrží umístěných na území města Gomel olovem, mědí, chromem, zinkem a niklem.

práce, přidáno 06.08.2013

Studium hlavních environmentálních a chemických aspektů problému distribuce těžkých kovů v životním prostředí. Formy těžkých kovů v povrchových vodách a jejich toxicita. Těžké kovy v půdě a rostlinách. Mikrobiální cenóza půd.

abstrakt, přidáno 25.12.2010

Pojem těžkých kovů, jejich biogeochemické vlastnosti a formy výskytu v životním prostředí. Mobilita těžkých kovů v půdách. Typy regulace těžkých kovů v půdách a rostlinách. Aerogenní a hydrogenické metody znečištění městské půdy.

práce v kurzu, přidáno 07.10.2015

Zdroje, povaha a stupeň znečištění městských půd a půd. Oblasti Čeljabinsku podléhají nejintenzivnějšímu znečištění. Vliv kontaminace půdy těžkými kovy na vegetaci. Formy výskytu těžkých kovů v emisích a půdě.

práce, přidáno 10.2.2015

Seznámení s metodami detekce těžkých kovů ve vyšších vodních rostlinách vodních ploch města Gomel. Mangan jako katalyzátor v procesech dýchání a vstřebávání dusičnanů. Zvážení vlastností procesu absorpce kovů rostlinným organismem.

práce, přidáno 31.08.2013

Charakteristika těžkých kovů a jejich distribuce v životním prostředí. Klinická a environmentální toxikologie těžkých kovů. Atomová absorpční metoda pro stanovení obsahu těžkých kovů, příprava a odběr organických vzorků vodních organismů.

vědecká práce, přidáno 2.3.2016

Fyzikální a chemické vlastnosti těžkých kovů, standardizace jejich obsahu ve vodě. Znečištění přírodních vod v důsledku antropogenní činnosti, způsoby jejich čištění od přítomnosti těžkých kovů. Stanovení sorpčních charakteristik katexů.

práce v kurzu, přidáno 23.02.2014

Technické návrhy na snížení hladiny ekologická bezpečnost mořské prostředí. Čištění mořského prostředí od sloučenin těžkých kovů a ropných produktů. Desorpce těkavých nečistot. Čištění kontaminované vody pomocí reverzní osmózy a ultrafiltrace.

praktická práce, přidáno 2.9.2015

Těžké kovy ve vodním prostředí. Vliv oxidů těžkých kovů na organismus některých sladkovodních živočichů. Absorpce a distribuce těžkých kovů v hydrofytech. Vliv oxidů těžkých kovů v nanoformě na růst a úmrtnost guppies.

Jedním z nejsilnějších a nejběžnějších chemických znečištění je znečištění těžkými kovy.

Těžké kovy jsou prvky periodické tabulky chemických prvků s molekulovou hmotností přes 50 atomových jednotek. Tato skupina prvků se aktivně podílí na biologických procesech a je součástí mnoha enzymů. Skupina „těžkých kovů“ se do značné míry shoduje se skupinou mikroprvků. Na druhou stranu těžké kovy a jejich sloučeniny mají na organismus škodlivé účinky. Patří sem: olovo, zinek, kadmium, rtuť, molybden, chrom, mangan, nikl, cín, kobalt, titan, měď, vanad.

Těžké kovy, které se dostanou do těla, tam zůstanou navždy; mohou být odstraněny pouze pomocí mléčných bílkovin. Kromě toho, že samy otráví lidský organismus, také jej čistě mechanicky zanesou – ionty těžkých kovů se usazují na stěnách nejjemnějších tělesných systémů a ucpávají ledvinové a jaterní kanály, čímž snižují filtrační kapacitu těchto orgánů. V souladu s tím dochází k hromadění toxinů a odpadních produktů buněk našeho těla, tzn. sebeotrava těla, protože Právě játra jsou zodpovědná za zpracování toxických látek, které se dostávají do našeho těla a odpadních látek těla, a ledviny za jejich odvádění z těla.

Zdroje těžkých kovů se dělí na přírodní(zvětrávání hornin a minerálů, erozní procesy, vulkanická činnost) a umělý člověk(těžba a zpracování nerostů, spalování paliv, doprava, zemědělská činnost).

Některé z umělých emisí vstupujících do přírodního prostředí ve formě jemných aerosolů jsou transportovány na značné vzdálenosti a způsobují globální znečištění.

Další část vstupuje do bezodtokových nádrží, kde se hromadí těžké kovy a stávají se zdrojem sekundárního znečištění, tzn. vznik nebezpečných škodlivin při fyzikálních a chemických procesech probíhajících přímo v prostředí (např. vznik z netoxických).

Těžké kovy se obvykle dostávají do vodních útvarů s odpadními vodami z důlních a hutních podniků, ale i podniků chemického a lehkého průmyslu, kde se jejich sloučeniny využívají v různých technologických procesech. Například mnoho solí chrómu se vypouští z kožedělných továren; chrom a nikl se používají pro galvanické pokovování povrchů kovových výrobků. Jako barviva se používají sloučeniny mědi, zinku, kobaltu, titanu atd.

Mezi možné zdroje znečištění biosféry těžkými kovy patří: podniky hutnictví železných a neželezných kovů (emise aerosolů, strojírenství (pokovovací lázně mědi, niklování, chromování), továrny na zpracování baterií, silniční doprava.

Kromě antropogenních zdrojů znečištění životního prostředí těžkými kovy existují i další přírodní, jako jsou sopečné erupce. Všechny tyto zdroje znečištění způsobují nárůst obsahu kovových polutantů v biosféře nebo jejích složek (vzduch, voda, půda, živé organismy) oproti přirozené, tzv. pozaďové úrovni.

Doba polovičního odstranění nebo odstranění poloviny počáteční koncentrace je dlouhá: pro zinek - od 70 do 510 let, pro kadmium - od 13 do 110 let, pro měď - od 310 do 1500 let a pro olovo - od 740 až 5900 let.

Těžké kovy mají vysokou schopnost pro různé chemické, fyzikálně-chemické a biologické reakce. Mnohé z nich mají proměnnou valenci a účastní se redoxních procesů.

Jako toxické látky se ve vodních plochách obvykle vyskytují: rtuť, olovo, kadmium, cín, zinek, mangan, nikl, i když je známa vysoká toxicita dalších těžkých kovů - kobaltu, stříbra, zlata, uranu a dalších. Obecně je vysoká toxicita pro živé bytosti charakteristickou vlastností sloučenin těžkých kovů a iontů.

Mezi těžkými kovy jsou některé mimořádně potřebné pro podporu života člověka a dalších živých organismů a patří mezi tzv. biogenní prvky. Jiné způsobují opačný účinek a při vstupu do živého organismu vedou k jeho otravě nebo smrti. Tyto kovy patří do třídy xenobiotik, to znamená, že jsou cizím organismům. Mezi toxickými kovy byla identifikována prioritní skupina: kadmium, měď, arsen, nikl, rtuť, olovo, zinek a chrom jako nejnebezpečnější pro zdraví lidí a zvířat. Z nich jsou nejtoxičtější rtuť, olovo a kadmium.

Toxický účinek těžkých kovů na organismus je umocněn tím, že mnoho těžkých kovů vykazuje výrazné komplexotvorné vlastnosti. Ve vodném prostředí jsou tedy ionty těchto kovů hydratované a jsou schopny tvořit různé hydroxokomplexy, jejichž složení závisí na kyselosti roztoku. Pokud jsou v roztoku přítomny nějaké anionty nebo molekuly organických sloučenin, pak ionty těžkých kovů tvoří řadu komplexů různých struktur a stability.

Například rtuť snadno tvoří sloučeniny a komplexy s organickými látkami v roztocích i v těle, je dobře absorbována organismy z vody a je přenášena potravním řetězcem. Podle třídy nebezpečnosti patří rtuť do první třídy (extrémně nebezpečná chemická látka). Rtuť reaguje s SH skupinami proteinových molekul, mezi nimiž jsou enzymy, které jsou pro tělo nezbytné. Rtuť také reaguje s proteinovými skupinami - COOH a NH 2 za vzniku silných komplexů - metaloproteinů. A ionty rtuti cirkulující v krvi, které se tam dostávají z plic, také tvoří sloučeniny s molekulami bílkovin. Narušení normální funkce enzymových proteinů vede k hluboká porušení v těle a především v centrální nervový systém a také v ledvinách.

Zvláště nebezpečné jsou úniky rtuti do vody, protože v důsledku činnosti mikroorganismů obývajících dno vznikají toxické organické sloučeniny rtuti rozpustné ve vodě, které jsou mnohem toxičtější než anorganické. Tam žijící mikroorganismy je přeměňují na dimethylrtuť (CH 3) 2 Hg, což je jedna z nejtoxičtějších látek. Dimethylrtuť se pak snadno přemění na ve vodě rozpustný kationt HgCH 3 +. Obě látky jsou absorbovány vodními organismy a vstupují do potravního řetězce; nejprve se hromadí v rostlinách a malých organismech, poté v rybách. Methylovaná rtuť se z těla vylučuje velmi pomalu – měsíce u lidí a roky u ryb.

Těžké kovy pronikají do živých organismů především vodou (výjimkou je rtuť, jejíž páry jsou velmi nebezpečné). Jakmile jsou těžké kovy v těle, většinou neprocházejí žádnými významnými přeměnami, jako je tomu u organických toxických látek, a po vstupu do biochemického cyklu jej opouštějí extrémně pomalu.

Při posuzování schopnosti ekosystému odolávat vnějším toxickým vlivům je zvykem hovořit o nárazníkové kapacitě ekosystému. Pufrovací kapacita sladkovodních ekosystémů ve vztahu k těžkým kovům je tedy chápána jako takové množství toxického kovu, jehož přísun výrazně nenaruší přirozené fungování celého zkoumaného ekosystému.

V tomto případě je samotný toxický kov rozdělen do následujících složek:

Kov v rozpuštěné formě;

Sorbovaný a akumulovaný fytoplanktonem, tedy rostlinnými mikroorganismy;

Zadržené spodními sedimenty v důsledku sedimentace suspendovaných organických a minerálních částic z vodního prostředí;

Adsorbován na povrch spodních sedimentů přímo z vodního prostředí v rozpustné formě;

Nachází se v adsorbované formě na suspendovaných částicích.

Kromě akumulace kovů v důsledku adsorpce a následné sedimentace dochází v povrchových vodách k dalším procesům, které odrážejí odolnost ekosystémů vůči toxickým účinkům těchto znečišťujících látek. Nejdůležitější z nich je vazba kovových iontů ve vodném prostředí rozpuštěnými organickými látkami. V tomto případě se celková koncentrace toxické látky ve vodě nemění. Obecně se však uznává, že hydratované kovové ionty jsou nejtoxičtější, zatímco ty vázané v komplexech jsou méně nebezpečné nebo dokonce téměř neškodné. Speciální studie ukázaly, že neexistuje jasný vztah mezi celkovou koncentrací toxického kovu v přírodních povrchových vodách a jejich toxicitou.

Různé povrchové vody váží ionty těžkých kovů různými způsoby a vykazují různé pufrační kapacity. Vody jižních jezer, řek a nádrží, které mají velký soubor přírodních složek (huminové látky, huminové kyseliny a fulvokyseliny) a jejich vysoké koncentrace, jsou schopny účinnější přirozené detoxikace ve srovnání s vodami nádrží na severu. a mírné pásmo. Toxicita vod obsahujících škodliviny proto závisí také na klimatických podmínkách přírodní zóny. Je třeba poznamenat, že pufrační kapacita povrchových vod ve vztahu k toxickým kovům je dána nejen přítomností rozpuštěných organických látek a suspendovaných látek, ale také akumulační schopností hydrobiontů, jakož i kinetikou absorpce kovových iontů. všemi složkami ekosystému, včetně komplexace s rozpuštěnými organickými látkami. To vše ukazuje na složitost procesů probíhajících v povrchových vodách, když se do nich dostávají kovové znečišťující látky.

U olova se polovina celkového množství této toxické látky dostává do životního prostředí v důsledku spalování olovnatého benzínu. Ve vodních systémech je olovo spojeno především adsorpcí se suspendovanými částicemi nebo je ve formě rozpustných komplexů s huminovými kyselinami. Při biomethylaci, stejně jako u rtuti, olovo nakonec tvoří tetramethyl olovo. V neznečištěných povrchových vodách země obsah olova obvykle nepřesahuje 3 µg/l. Řeky v průmyslových oblastech mají vyšší hladiny olova. Sníh může tuto jedovatou látku akumulovat ve značné míře: v okolí velkých měst může její obsah dosahovat téměř 1 milionu μg/l a v určité vzdálenosti od nich ~1-100 μg/l.

Další významnou znečišťující látkou vodních ploch je kadmium. Chemické vlastnosti tohoto kovu jsou podobné zinku. Může nahradit posledně jmenované v aktivních centrech enzymů obsahujících kovy, což vede k prudkému narušení fungování enzymatických procesů.

Kadmium je obecně méně toxické pro rostliny než methylrtuť a jeho toxicita je srovnatelná s olovem. Když je obsah kadmia ~0,2-1 mg/l, fotosyntéza a růst rostlin se zpomalí. Zajímavý je následující zaznamenaný efekt: toxicita kadmia se znatelně snižuje v přítomnosti určitého množství zinku, což opět potvrzuje předpoklad, že ionty těchto kovů mohou v těle soutěžit o účast v enzymatickém procesu.

Ve vodných systémech se kadmium váže na rozpuštěné organické látky, zejména pokud jsou v jejich struktuře přítomny sulfhydrylové SH skupiny. Kadmium také tvoří komplexy s aminokyselinami, polysacharidy a huminovými kyselinami. Stejně jako v případě rtuti a dalších těžkých kovů je adsorpce kadmiových iontů spodními sedimenty silně závislá na kyselosti prostředí. V neutrálním vodném prostředí je volný iont kadmia téměř úplně sorbován částicemi spodních sedimentů.

Pro sledování kvality povrchových vod byly vytvořeny různé hydrobiologické pozorovací služby. Sledují stav znečištění vodních ekosystémů pod vlivem antropogenního vlivu.

TESTOVACÍ OTÁZKY PRO MODUL 3

1. Co určuje roli Světového oceánu jako klíčového článku v biosféře?

2. Popište složení hydrosféry.

3. Jak interaguje hydrosféra s jinými obaly Země?

4. Jaký význam mají vodné roztoky pro živé organismy?

5. Uveďte nejběžnější chemické prvky jako součást hydrosféry.

6. V jakých jednotkách se měří slanost mořské vody?

7. Na jakých principech je založena klasifikace přírodních vod?

8. Chemické složení přírodních vod.

9. Povrchově aktivní látky ve vodních útvarech.

10. Izotopové složení vody.

11. Vliv kyselých dešťů na hydrosférické objekty.

12. Vyrovnávací kapacita přírodních nádrží.

13. Bioakumulace těžkých kovů, pesticidů, radionuklidů v organismech žijících ve vodním prostředí.

14. Horizontální a vertikální pohyby vodních hmot.

15. Upwelling.

16. Přirozený koloběh vody.

17. Procesy oxidace a redukce v přírodních vodních plochách.

18. Znečištění přírodních vod ropnými látkami.

19. Antropogenní znečištění hydrosféry.

20. Fakta charakterizující zhoršování stavu povodí?

21. Uveďte charakteristiku ukazatelů jakosti vody.

22. Oxidovatelnost podzemních vod.

23. Základní fyzikální vlastnosti vody.

24. Anomálie fyzikální vlastnosti voda.

25. Vysvětlete schéma globálního koloběhu vody?

26. Uveďte hlavní typy kontaminovaných odpadních vod.

27. Zásady hodnocení kvality vody?

Znečištění prostředí těžkými kovy krátce. Znečištění těžkými kovy

6. Znečištění životního prostředí těžkými kovy

7. Klasifikace pevných odpadů z metalurgie železa, jejich charakteristika

8. Perspektivy rozvoje

Seznam použité literatury:

Stanovení těžkých kovů

Kolik prvků obsahuje seznam těžkých kovů?

Vliv na lidský organismus

Znečištění životního prostředí těžkými kovy

Vlastnosti distribuce nejtoxičtějších kovů v přírodě

Rozsah použití těžkých kovů

TĚŽKÉ KOVY V EKOLOGICKÉM MONITOROVÁNÍ VODNÍCH SYSTÉMŮ

Rtuť.

Vést.

Kadmium.

Odeslání vaší dobré práce do znalostní báze je snadné. Použijte níže uvedený formulář

Podobné dokumenty

Novinka na webu

Přechodná porucha osobnosti: neškodná diagnóza nebo závažná patologie?

Výklad vysněného bytu v Millerově knize snů

Recepty na líné ovesné vločky ve sklenici

Americká přísloví a rčení Americká rčení s překladem

Výklad snů. Proč sníte o chodbě?

Nejoblíbenější

Příprava bramborových polévek

Podívejte se, co je „TYUR“ v jiných slovnících God of Tyur ve skandinávské mytologii

Prezentace na téma "přírodní oblast - Ural" Prezentace o geografii na téma Ural

Umělá inteligence: co se nám slibuje a co riskujeme AI v umění

Výzkumná práce v astronomii

OBLÍBENÉ SEKCE