Тяжелые металлы в донных отложениях

Рисунок 4.5 Схематическая диаграмма биогеохимических процессов в системе вода-ДО.

1 - фотосинтез, 2 - окислительный метаболизм, 3 - денитрификация, 4 - марганецредукция, 5 - железоредукция, 6 - сульфатредукция, 7 - метаногенез.



При участии железобактерий образуются железистые конкреции преимущественно шарообразной формы (в Карелии известно более 150 рудоносных озер). Известковые отложения образуются в озерах с жесткой водой в результате кристаллизации и биоседиментации СаСО3.

4.3 ВЛИЯНИЕ ГРАНУЛОМЕТРИЧЕСКОГО СОСТАВА

Взвешенные вещества и донные отложения водоёмов и водотоков - чрезвычайно сложная сорбционная система, поскольку включает в себя большое количество минеральных и органических соединений, способных сорбировать ионы и соединения тяжелых металлов.

При прочих равных условиях процесс сорбции металлов на природных сорбентах определяется физико-химическими свойствами взвешенных везеств (или донных отложений), где наиболее важное значение имеют дисперсность частиц.

Одним из наиболее важных параметров, влияющих на адсорбционную способность донных отложений относительно ионов тяжелых металлов, являются размеры частиц, определяющие площадь удельной поверхности частиц. Так, корреляционный анализ связи концентраций тяжелых металлов с размерами частиц донных отложений р. Белая показал, что коэффициенты корреляции имеют положительные значения для частиц < 0,25 мм.

Хорошо адсорбируются: Fe (r = 0,99), Cu (r = 0,69), Zn (r = 0,93), Mn (r = 0,45), что означает что частицы ила и глинистых веществ - основной коагулирующий и осаждающий материал для этих тяжелых металлов.

Гранулометрический состав, характеризующий степень дисперсности осадков, служит надежным индикатором среды осадконакопления и поэтому изучения его во многом способствует проведению ландшафтно-динамического районирования.

По размеру слагающих частиц донных отложений делятся на несколько типов. При описании донных отложений озер используют преимущественно классификацию осадков Н.М. Страхова, водохранилищ - классификацию осадков М.В. Кленовой, Таблица 4.3.

Таблица 4.3 Классификации осадков в водоемах

по М. В. Кленовой	по Н. М. Страхову
ДО	Количество частиц размером< 0,01 мм, %	Тип отложений терригенных осадков	Ср. диаметр частиц, мм
Песок	< 5	Пески	> 0,1
Илистый песок	5--10	Крупноалевритовые илы	0,1--0,05
Песчанистый ил	10--30	Мелкоалевритовые илы	0,05--0,01
Ил	30--50	Глинистые илы	< 0,01
Глинистый ил	> 50

Помимо терригенных алевритовых илов и глинистых илов в классификации Н.М.Страхова выделяются осадки хемогенные: карбонатные, кремнистые и биогенные, обогащенные органические вещества (если в химическом составе осадков содержится соответственно СаСО3, SiО2 и ОВ 10% и более).

Крупность донных отложений благодаря их трансседиментации убывает от берегов к центральной части озера или водохранилища: галечниково-песчаные, нередко с валунами, на глубине 2-3 м сменяются илисто-песчаными и ракушечником, а в профундали залегают илы.

Эта зональность озерных отложений может нарушаться местными условиями осадконакопления. По мере заиления водоема рельеф его ложа выравнивается из-за сползания полужидкого верхнего слоя ила в донные понижения.

Распределение тяжелых металлов в системе вода - взвешенные вещества определяется процессами сорбции (десорбции), контролирующими массообмен между компонентами этой системы. Поверхностная адсорбция тяжелых металлов в значительной степени зависит от гранулометрического и композиционного состава донных отложений.

Многими авторами было показано, что на содержание тяжелых металлов в донных отложених и взвешенных веществах решающее значение оказывает дисперсность последних. Как правило, содержание металлов в различных гранулометрических фракциях донных отложений и взвешенных веществ увеличивается с уменьшением размера фракций. Эту закономерность объясняют увеличением удельной площади поверхности частиц с уменьшением размера фракций. Тем самым удельное увеличение в составе взвешенных веществ реки мелких фракций будет способствовать выведению тяжелых металлов из водного раствора и увеличению их сорбции на поверхности материала взвеси.

Наибольшую опасность, с точки зрения переноса, представляют донные отложения с размером частиц < 0,25 мм.

При изменении гидродинамических условий они могут вовлекаться в поток воды и транспортироваться, в виде взвешенных частиц, на значительные расстояния.

Влияние композиционного состава взвешенных частиц (донных отложений ) на извлечение тяжелых металлов из водного раствора определяется его влиянием на глубину протекания сорбционных процессов. Повышенная, относительно карбонатов и алюмосиликатов, способность гидроксидов Fe и Mn сорбировать на себе другие металлы является важным фактором, определяющим переход тяжелых металлов из растворенных форм во взвешенные или осажденные в теле донных отложений.

Удельная концентрация гидроксида Fe в составе взвешенныхчастмц и донных отложений может изменяться в широких пределах и достигать достаточно высоких значений: 0,3-3,5% для донных отложений и 2-10% для взвесей.

Соответственно, в зависимости от концентрации Fe, в широких пределах могут изменяться и концентрации других, адсорбированных на оксидах Fe, металлов.

Например, было показано, что при аэробных условиях в донных отложениях Средней и Нижней Оби, распределение As, Cd, Co, Hg, Mn, Pb и Zn между мелкой и крупной фракциями контролируется содержанием в них Fe.

При этом, обычно наблюдаемая обратная корреляция между гранулометрическим составом донных отложений и концентрацией металлов может быть нарушена. Повышенные содержания металлов на крупной фракции донных отложений авторы объясняют их объемной абсорбцией в рыхлой, с развитой, как у губки, поверхностью структуре Fe(OH)3, которая тонким слоем может покрывать поверхность крупных фракций твердого осадка.

4.4 Влияние содержания общего азота

Важным моментом в функционировании любой водной системы является присутствие в ней азота. Азот служат одной из основных причин эвтрофирования водоемов.

Биогенная нагрузка и процессы эвтрофирования связаны с количественными характеристиками потоков биогенных веществ (в первую очередь фосфора и азота), которые изменяются под влиянием хозяйственной деятельности. Основными составляющими приходной части баланса азота в водохранилищах являются поступления от размыва пород береговой зоны, вынос с земель сельскохозяйственного назначения, поступление в составе речного стока и из вышерасположенного водоема, с промышленными и хозяйственно-бытовыми стоками, сбрасываемыми непосредственно в водохранилища, с атмосферными осадками, выпадающими на зеркало водохранилищ.

По данным основной вклад в окислительную способность донных отложений вносят гидроксид Fe (III), органические вещества (способное к восстановлению) и, в меньшей степени, оксид Mn (IV). Основными акцепторами электронов, определяющими восстановительную способность донных отложений, являются азот, сера, органический углерод и кислород.

При этом все компоненты, определяющие окислительную способность системы (см. Таблицу 4.2), имеют свою редокс-пару из компонентов, определяющих ее восстановительную способность. Соотношение составляющих редокс-пары определяет буферность системы к изменению окислительно-восстановительных условий при внешнем воздействии.

Описанные тенденции подтверждает и типизация мелководных участков по проточности. Ее снижение или отсутствие создает особые условия, при которых преобладает нестойкое, преимущественно автохтонное органические вещества.

При этом, уменьшение соотношения N:P на закрытых участках мелководий свидетельствует об усилении эвтрофирующего эффекта, определяющую роль в котором играет фосфор.

Комплекс специальных экспериментов, проведенных на некоторых озерах Канады с искусственными добавками азота и фосфора убедительно доказал определяющую роль этих элементов в процессе эвтрофирования. В настоящее время среди лимнологов нет сомнений, что в большей части водных экосистем лимитирующим элементом является либо фосфор, либо азот.

4.5 Влияние содержания общего фосфора

Важным моментом в функционировании любой водной системы является присутствие в ней фосфора.

Фосфор во внутиводоёмных процессах присутствует в основном в виде солей ортофосфорной кислоты, которые, как правило, труднорастворимы, что ограничивает его водную миграцию.

Из водной фазы фосфор легко осаждается и входит в состав труднорастворимых минеральных фаз с металлами, включая тяжелые металлы, или захватывается организмами, использующими его в качестве питательного элемента.

Фосфор служит одной из основных причин наряду с азотом эвтрофирования водоемов.

Исследования показали, что фитопланктон, как живой, так и отмерший, активно способствует переходу тяжелых металлов из ионных форм в связанные, значительно понижая токсичность этих металлов.

Необходимо отметить, что высокая самоочистительная способность хорошо проявляется в слабоэвтрофных, т.е. остающихся сбалансированным в продукционно-деструкционном и трофическом отношении водоемах. При потере устойчивости экосистемы на стадии гипертрофии ее способность к самоочищению резко снижается.

Биогенная нагрузка и процессы эвтрофирования связаны с количественными характеристиками потоков биогенных веществ (в первую очередь фосфора и азота), которые изменяются под влиянием хозяйственной деятельности. Так, например, в водохранилищах Ангарского каскада основными составляющими приходной части баланса фосфора являются поступления от размыва пород береговой зоны, вынос с земель сельскохозяйственного назначения, поступление в составе речного стока и из вышерасположенного водоема, с промышленными и хозяйственно-бытовыми стоками, сбрасываемыми непосредственно в водохранилища, с атмосферными осадками, выпадающими на зеркало водохранилищ.

В связывают процесс накопления тяжелых металлов в донные отложения внутренних водоемов, рек и каналов с достаточно высоким содержанием фосфат-ионов в водах, которые, связывая тяжелые металлы в труднорастворимые соединения, приводят к их переходу в донные отложения.

Физико-химические показатели поверхностного слоя донных отложений успешно применяются и для оценки процессов эвтрофирования водоемов. Результаты исследований свидетельствуют о том, что в условиях олиготрофных озер Северо-Запада России значения рН осадков составляют от 5,8 до 7,0, Еh от +10 до +350 мВ.

Для зон эвтрофирования рН изменяются от 6,6 до 7,8, а Еh -250-+25 до мВ. Как известно, окислительные условия и нейтрально-слабокислая среда в осадках на границе вода - грунт обусловливают формирование окисных и гидроокисных комплексов металлов.

В свою очередь, подобные комплексы обладают высокой сорбционной способностью по отношению к ортофосфатам. Окислительный слой препятствует возврату фосфора в водные массы озера.

Однако в зимний период, когда большая часть озера покрыта льдом, на границе «вода- донные отложения» может возникнуть дефицит кислорода, что приведет к разрушению сорбционного барьера и произойдет возврат фосфора и подвижных форм металлов в водную массу.

Поэтому процессы поступления химических элементов из донных осадков в водные массы наиболее интенсивно будут проявляться в конце зимнего периода, когда содержание кислорода в поверхностном слое осадков минимальное.

Непосредственно в осадке донных отложений фосфор, например, может, во-первых, стимулировать биологические процессы.

Во-вторых, в результате процессов растворения и десорбции адсорбированных молекул адсорбционным материалом донных отложений или же вытеснением ионов фосфорной кислоты сульфидами из минеральных фаз вернуться обратно в воду и ускорить процессы эвтрофикации водного бассейна.

Часть фосфора, поступившего в донные отложения совместно с ОВ, при деструкции последнего может перейти в подвижное состояние. При этом какая-то часть фосфора отлагается в виде минералов группы вивианита и виде пленок вокруг обломочных зерен. Другая часть подвижного фосфора вследствие процессов концентрационной диффузии и конвективного переноса возвращается в водную массу озера.

Режим фосфора как биогенного элемента тесно связан с интенсивностью биохимических процессов в озерах. Это касается главным образом эвтрофных озер, так как в олиготрофных содержание биогенных элементов незначительно.

Источники поступления фосфора многообразны: часть его соединений вносится в водную толщу из организмов при их посмертном распаде, значительная доля поступает в водоем при выветривании пород, эрозии дна и хозяйственной деятельности человека. Загрязнению вод фосфором и связанному с этим явлением эвтрофированию водоема способствует применение на водосборах фосфорных удобрений.

Основная часть органического фосфора донных отложений представлена фосфопротеинами. Бактериальный фосфор может представлять свыше 20% от общего фосфора илистых отложений. В этом случае сезонная динамика бактериальной биомассы отложений может быть одним из регуляторов круговорота фосфора на дне водоема. Поглощение фосфора донными отложеними может доходить до 75 % его седиментации.

Основная часть фосфора сорбируется глинистой и металлогидроксидной составляющей донных отложений. Равновесие между сорбированным и растворенным минеральным фосфором в донных отложениях определяется их сорбционной емкостью. Для фосфатов большую роль играют окислительно-восстановительные условия среды - в анаэробных условиях большая доля фосфатов находится в растворе по сравнению с аэробной.

Некоторыми авторами указывается на то, что образование нерастворимых фосфатов тяжелых металлов в окислительных условиях речных вод и их последующая сорбция на взвешенном веществе, является причиной дополнительного перевода тяжелых металлов из растворенных форм во взвешенные.

Вследствие того, что концентрация растворенного неорганического фосфора, находящегося в водной фазе преимущественно в виде ионов H2PO4- и HPO42-, может изменяться в широких пределах - от 0,01 до 0,20 мг/л, в широких пределах может сказываться его влияние на процесс дополнительной сорбции металлов в виде их нерастворимых фосфатов на взвешенном веществе реки.

На интенсивность сорбции фосфатов существенное влияние оказывает рН среды. В условиях нейтральной и слабокислой реакции донных отложений озер фосфор прочно фиксируется, причем в анаэробных условиях профундали его поступление обычно на порядок выше, чем в хорошо аэрируемых отложениях мелководий. В восстановительных условиях профундали озер, при выпадении сульфидных соединений Fe фосфаты переходят в раствор, обусловливая увеличение содержания фосфат-инов в придонном слое воды.

Кроме того, при восстановлении трехвалентного Fe происходит освобождение фосфатов, адсорбированных гидратами окиси Fe. Бактериальный распад органических веществ в отсутствии кислорода также сопровождается выделением фосфатов в придонный слой.

Эвтрофирование поверхностных вод вызывает дефицит O2, и в водной толще у дна происходит восстановление и образование растворенных форм Fe и Mn, которые поднимаются до слоев, обогащенных O2, где окисляются и переходят в нерастворенную форму, и опять осаждаются на дно.

На распределение подвижных форм фосфора в донных отложениях оказывает влияние множество одновременно действующих факторов:

· кислотно-щелочные и оксислительно-восстановительные условия;

· направленность процессов фосфорного обмена между поверхностными слоями седиментов и водой;

· бионакопление и биотурбация водными организмами и др.

Ремобилизации фосфора из донных отложений и активному вовлечению в водную миграцию способствует кислая реакция среды осадков, при которой апатитовый фосфор переходит из твердой фазы в раствор.

Ионы d-переходных элементов (Fe, Сu, Zn, Мn, Ni, Со, V, Сr, Мо и др.), проявляют высокую способность к реакциям гидролиза и комплексообразования с ионами фосфорной кислоты, с которыми центральный ион металла легко образует донорно-акцепторные связи. Ионы Hg+2 образуют большое количество комплексных соединений с координационным числом 2, 3, 4, 5, 6 и 8. Во всех комплексных соединениях образующиеся связи Hg (II)--лиганд» имеют ковалентный характер и обладают весьма высокой прочностью. Наиболее устойчивы комплексы с лигандами, содержащими атомы галогенов, азота, фосфора, серы, углерода.

Суммируя результаты многочисленных исследований эвтрофирования природных вод, можно прийти к выводу, что в озерах приоритет отдается фосфору - по современным оценкам в более чем 80% исследованных водоемов первичное продуцирование лимитируется этим элементом.

Таким образом, влияние фосфора на процесс перераспределение тяжелых металлов в системе «донные отложения-поровая вода» двоякое, с одной стороны элемент способствует самоочищению - осаждаясь в виде малорастворимых фосфатов тяжелых металлов, с другой стороны, он может способствовать переходу тяжелых металлов в раствор, в процессе эвтрофикации.

4.6 Влияние общего содержания серы

В литературе отмечается, что существенную роль на формы нахождения и уровень содержания металлов оказывают pH среды и сульфат-сульфидное равновесие, которое, в свою очередь, определяется окислительно-восстановительными условиями донных отложений.

Окислительно-восстановительные процессы, протекающие при диагенезе донных отложений, обуславливают перераспределение химических элементов, поступающих со взвешенным веществом в процессе седиментации. Это, в первую очередь, касается элементов с переменной валентностью, таких как C, N, O, S, H, Fe, Mn. Способность водных экосистем противостоять изменению окислительно-восстановительных условий определяется наличием и соотношением в системе окислителей и восстановителей. Окислительно-восстановительная буферность в системе «поровая вода- донные отложения» может быть оценена посредством измерения ее окислительно-восстановительной емкости, которая определяется всей совокупностью протекающих в различных фазах этой гетерогенной системы окислительно-восстановительных реакций. Отмечается, что окислительно-восстановительная буферность системы "поровая вода - донные отложения " поверхностных водоёмов намного ниже буферности аналогичной системы порода (почва) - поровая вода подземных вод, болот и почв.

Присутствие серы в материале донных отложений является критически важным параметром для раcпределения тяжелых металлов в системе «донные отложения -поровая вода». Накоплению тяжелых металлов в донных отложениях пресноводных водоемов способствует образование их малорастворимых соединений. Необходимо указать, что сульфиды (MeS) тяжелых металлов обладают, как правило, наименьшей растворимостью среди минеральных фаз.

В силу этого, в ряду биохимических процессов, протекающих в донных отложений, особое значение для тяжелых металлов приобретают те, конечным продуктом которых является образование сульфид-ионов. В донных отложений поверхностных водоёмов таким процессом является сульфатредукция.

В целом схема сульфатредукции и образования малорастворимых сульфидов сводится к следующему - при анаэробных условиях сульфатредуцирующие бактерии, используя сульфат-ионы, в качестве акцепторов электронов восстанавливают их до сульфид-ионов, которые осаждают присутствующие в поровой воде донных отложений ионы тяжелых металлов в донных отложениях в виде прочных малорастворимых сульфидов.

Схематическая диаграмма образования сульфидов металлов в природных донных отложений представлена на рисунке 4.6.

Общее уравнение сульфатредукции имеет вид:

(СН2О)106(NH3)16(H3PO4) + 106 H+ + 53 SO42- > 106 CO2 + 16 NH3+ + 53 УH2S + H3PO4 + 106 H2O

Первый член левой части уравнения отражает соотношения между наиболее распространенными химическими элементами в совокупном живом веществе донных отложений.

В более упрощенном виде уравнение сульфатредукции может быть представлено в следующей форме:

СН2О + SO42- > 2 CO2 + S-2 + 2 H2OРисунок 4.6 Схема образования сульфидов тяжелых металлов в донных осадках



Сульфатвосстанавливающие бактерии получают энергию в процессе анаэробного дыхания, при котором акцепторами электронов служат SO42-, SO32-, S2O32- или S0, восстанавливаемые до сульфидных форм - H2S, HS-, S2-.

Если в качестве доноров электронов выступают различные органические соединения: лактат, пируват, малат, фумерат или спирты (этанол, бутанол, пропанол), то говорят о гетеротрофной сульфатредукции, если молекулярный водород - об автотрофной. Необходимо указать, что возможность использования ФК и ГК сульфатредуцирующими бактериями зачастую ограничена: они достаточны сложны для переработки ферментными системами клеток.

Изучение процессов сульфатредукции в водах различной степени трофности, солености, обогащенности сульфатами показало, что сульфатредуцирующие бактерии широко распространены и сосредоточены, в основном, в поверхностном слое донных отложений, а также на взвешенных частицах или на содержащимся в донных отложений сульфиде Fe.

Жизнедеятельность сульфатредуцирующих бактерий зависит от ряда факторов: концентрации растворенного орагнического вещества, наличия сульфат-ионов, рН и Eh среды. Сульфатредуцирующие бактерии развиваются в широком интервале рН (4,1-9,9), Eh (-400-115 мВ), температуры (+2-80С) и солености воды (0-260 г/л). При температурах 5 - 10С основная часть сульфидов образуется из серосодержащих органических веществ, тогда как восстановление сульфатов доминирует при температурах выше 20С.

Вопрос о том, какой фактор определяет интенсивность процессов сульфатредукции - содержание SO42- или органическое вещество - остается до сих пор открытым. Большинство исследователей признает доминирующую роль оргнических веществ. Так, в работах показано, что в пресных водах интенсивность сульфатредукции зависит не столько от концентрации растворенных сульфат-ионов, сколько от их наличия вообще, так как уже при их содержании 30 мкмоль/л процесс протекает с максимальной скоростью. В пресных водоемах и реках, где содержание SO42- колеблется от 20 - 50 мг/л и ниже, процесс сульфатредукции может сильно интенсифицироваться сбросом биогенных веществ промышленного и бытового происхождения. В указывалось, что со временем концентрация неорганического фосфора была выше в 2-3.5 раза в осадках, содержащих сульфаты, что приводило к образованию сульфидов и вытеснению фосфора в раствор.

Существование в поверхностном слое донных отложений внутригодового изменения окислительно-восстановительных условий влечет за собой смещение в ту или другую сторону сульфат-сульфидного равновесия. В свою очередь, эти смещения сульфат-сульфидного равновесия, связанные с трансформацией форм серы посредством сульфатредукции при анаэробных и окисления при аэробных условиях, определяют внутригодовые колебания концентрации тяжелых металлов в поверхностном слое донных отложений и их круговорот в системе «донные отложения-поровая вода - придонный водный слой».

Внутригодовые изменения концентрации тяжелых металллов в поверхностном слое донных отложений сводятся к накоплению металлов в виде нерастворимых сульфидов при анаэробных условиях летне-осеннего сезона и высвобождению в поровую воду при их окислении в зимне-весеннее время года.

Образование связи между ионами металлов и сульфид-ионами в донных отложений происходит в соответствии с химическими законами. В равновесной системе «донные отложения-порорвая вода» происходит поступенчатое осаждение сульфидов металлов.

Первыми в донных отложениях осаждаются ионы металлов, имеющие наиболее низкие произведения растворимости MeS, а последними - ионы металлов, имеющие наиболее высокое значение произведения растворимости.

Отсюда, последовательность осаждения металлов из порового раствора при смене в слое донных отложений окислительных условий на восстановительные можно представить в виде убывающего ряда р-функции произведения растворимости их сульфидов (рПР = -lg ПР):

Ag2S (49,2) > Сu2S (47,6) > Hg2S (47,0) > CdS (27,8) > PbS (27,2) > >ZnS (23,8) > CoS (20,4) > FeS (17,2) > MnS (9,6).

В обратной последовательности эти металлы будут поступать в поровый раствор при смене восстановительных условий на окислительные.

Для оценки, какие из присутствующих в донных отложениях металлов на определяемый момент времени связаны в виде MeS, используется один из четырех критериев качества «донные отложения - критерии подвижности сульфидов».

Рассмотрим условие:

> 1,

где:

(мкмоль/г) - сумма сульфидных форм (S2-, HS-);

(мкмоль/г) - сумма тяжелых металлов в донных отложениях, имеющих ПР сульфидов меньше или равное ПР сульфида Mn, MnS, или Fe, FeS.

Если условие выполняется, то все тяжелые металлы в анализируемом слое ДО, включая Fe и Mn, полностью связаны в сульфиды - MeS.

Если это условие не выполняется, то с учетом ряда рПР сульфидов рассчитывается, какие металлы и в каком количестве могут быть связаны с другими лигандами.

При этом многие исследователи считают, что биодоступность тяжелых металлов в водоеме напрямую связана с их подвижностью и контролируется процессами, происхо-дящими в системе «донные отложения - поровая вода».

Биодоступность является определяющим фактором токсикологического воздействия тяжелых металлов на водные организмы: токсикологический эффект проявляется лишь в том случае, если тяжелых металлов для них доступны независимо от уровня содержания этих металлов в водных экосистема.

Интенсивность обменного процесса металлов между донными отложеними и поровой водой в наиболее активном поверхностном слое донных отложений определяется сульфат-сульфидным равновесием.

В анаэробных (восстановительных) условиях регулятором подвижности металлов в донных отложениях выступает сульфидная фракция, так как произведение растворимости (ПР) MeS значительно ниже, чем ПР других форм нахождения металлов, таких как гидроксиды, карбонаты, фосфаты или гуматы.

На основе модельных и натурных экспериментов было показано, что MeS в донных отложениях является регулирующим фактором в накоплении тяжелых металлов гидробионтами - аккумуляция тяжелых металлов донными организмами тем ниже, чем выше содержание S-2 в ДО.

Это объясняется тем, что при анаэробных условиях вследствие образования нерастворимых сульфидов концентрация металлов в поровых водах значительно снижается, и они становятся менее доступными для бентосных организмов.

Таким образом, подход малой подвижности тяжелых металлов в случае их наличия в виде сульфидов в донных отложениях широко принят в мире в качестве руководящего стандарта, например, принят ЕРА.

В работе изучалось влияния сульфидной фракции донных отложений на процессы накопления и перераспределения тяжелых металлов в системе «донные отложения-поровая вода» в поверхностных водах бассейна р. Обь.

Объектами исследований были выбраны поверхностные воды бассейна р. Обь с различным типом минерализации. В качестве вод малой минерализации изучались Чемальское водохранилище и озеро Ая; вод средней минерализации - реки Обь и Барнаулка; вод повышенной минерализации - водные объекты Кулундинской зоны.

Сделанные авторами статьи расчеты показывают, что, независимо от величины минерализации, для донных отложений с анаэробными условиями (озера Ая, Кулундинское, Кучук; р. Кулунда, Кучук) условие критерия легкоподвижных сульфидов выполняется.

Это указывает на присутствие в водах элементов Cu, Pb, Cd и Zn в донных отложениях в виде сульфидов.

Об образовании сульфидов металлов в донных отложениях свидетельствуют высокие значения коэффициентов корреляции между концентрациями тяжелых металлов и сульфид-ионами, Таблица 4.4.

В качестве меры подвижности тяжелых металлов в донных отложениях может использоваться коэффициент накопления металлов в поровых водах (Кпв).

Его расчет проводился по формуле:

Кпв = Спв/Сдо х 100 (%),

где:

Спв - концентрации тяжелых металлов в поровых водах (мкг/г);

Сдо - концентрации тяжелых металлов в донных отложениях (мкг/г).

Таблица 4.4 Коэффициенты корреляции между содержанием тяжелых металлов и растворенного сульфида в донных отложениях.

№ п/п	Водный объект	Коэффициент корреляции
		Cu	Pb	Cd	Zn
1	о. Ая	0,99	0,75	0,96	0,68
2	Чемал. вдхр	0,17	0,18	0,10	0,01
3	о. Кулундинское	0,90	0,98	0,99	0,61
4	о. Кучук	0,96	0,92	0,98	0,99
5	р. Барнаулка	0,71	0,69	0,77	0,61
6	р. Обь	0,26	0,24	0,02	0,05

Для донных отложений с восстановительными условиями (оз. Ая и р. Барнаулка) увеличение содержания тяжелых мкталлов в поровых водах согласовалась с величинами ПР сульфидов металлов. Так, наибольшая растворимость ZnS обеспечивает максимальное накопление Zn в поровых водах, малая растворимость сульфида Cu - минимальное.

В отличие от донных отложений, залегающих в анаэробных условиях, в окисленных донных отложений Чемальского водохранилища и рек Обь и Барнаулка подвижность тяжелых металлов контролируется другими связующими фракциями.

Влияние сульфидной фракции донных отложений на подвижность тяжелых металлов хорошо прослеживается на примере р. Барнаулка, рисунок 4.7.

Видно, что при увеличении концентраций сульфид-ионов значения коэффициентов накопления невелики, и, наоборот, при снижении концентраций S2- - значения коэффициентов накопления резко возрастают.

Таким образом, влияние содержания общей серы на распределение тяжелых металлов между поровой водой донных отложений и твердой фазой донных отложений можно охарактеризовать следующим образом:

1. Для ДО с анаэробными условиями, независимо от степени минерализации воды, процессы накопления и подвижность тяжелые металлы контролирует сульфидная фракция донных отложений. Образование сульфидов металлов в донных отложениях ограничивает подвижность металлов и обуславливает их минимальное поступление в поровый раствор.

2. Для ДО с аэробными условиями залегания накопление тяжелых металлов и их подвижность контролируется содержанием других компонентов: гидроксидов, органических веществ.

Необходимо указать, что не смотря на то, что по мнению большинства исследователей, считающих, что сульфидная фракция донных отложений контролирует подвижности тяжелых металлов при анаэробных условиях, решение этой прикладной для геохимии, но фундаментальной для водной экологии проблемы сталкивается с принципиальными трудностями, связанными с так называемым сульфидным парадоксом. Впервые о "сульфидном парадоксе" сообщалось в работе, где аномально высокие концентрации тяжелых металлов были обнаружены в иловых водах восстановленных донных отложений. Авторы предложили два варианта объяснений этого факта: существование неизвестной твердой фазы или образование комплексов металлов с растворенным органическим веществом. В работе при изучении динамики тяжелых веществ в сезонных изменениях окисленного слоя донных отложениях также были выявлены аномально высокие концентрации металлов над сульфидным осадком; расчеты показали, что наблюдаемые концентрации превосходили теоретические для Zn в 3 раза, для Pb и Cd в 6 раз, для Cu в 14 раз. Авторы предложили иную гипотезу: повышенные концентрации металлов связаны с крайне малой скоростью образования твердой фазы сульфидов в донных отложениях при низких температурах.



Рисунок 4.7 Измерение коэффициентов накопления тяжелых металлов - Cu, Cd, Pb.

А) Изменение коэффициентов накопления Cu в ПВ ДО р. Барнаулка в зависимости от содержания сульфида.

Б) Изменение коэффициентов накопления Pb в ПВ ДО р. Барнаулка в зависимости от содержания сульфида.

В) Изменение коэффициентов накопления Cd в ПВ ДО р. Барнаулка в зависимости от содержания сульфида.

По обобщенным литературным данным, доминирующими в составе пресноводных донных отложений, в порядке убывания являются: оксидные ? органические > карбонатные > обменные.

Однако представленная последовательность распространенности форм нахождения металлов справедлива только для донных отложений с окислительными условиями.

В летне-осенний период года, за счет понижения концентрации растворенного кислорода и его интенсивного расходования на биохимические процессы в поверхностном слое донных отложений, окислительные условия могут смениться на восстановительные.

В этом случае вследствие изменения сульфат-сульфидного равновесия доминирующими формами нахождения тяжелых металлов в составе донных отложений будут сульфидные формы.

Следствием сезонной изменчивости форм нахождения тяжелых металлов в составе донных отложений является сезонная изменчивость их биодоступности, которая определяется уровнем содержания металлов в поровом растворе.

Так, если при анаэробных условиях (Eh = -150 мВ) из донных отложений в поровый раствор может перейти только около 2% Cd, а в умеренно восстановительных условиях (Eh +50 мВ) - около 20%, то при окислительных условиях (Eh = +500 мВ) в поровый раствор переходит уже около 64% данного металла .

Таким образом, в одном и том же месте реки, при смене анаэробных условий донных отложений на аэробные, биодоступность Cd может возрасти более чем в 30 раз.

4.7 Влияние содержания органических веществ

В работе отмечается, что органические соединения естественного происхождения оказывают большое влияние на сорбционные характеристики донных отложений. Растворённые в воде органические вещества могут как ингибировать (ФК), так и ускорять (ГК) процесс адсорбции металлов минеральной взвесью. Существует мнение, что глины вообще не следует ставить в один ряд с перечисленными ранее природными сорбентами, поскольку в водоёме они являются только субстратами. покрытыми оксидами металлов или органические вещества.

Важным классом природных сорбентов являются органические вещества взвешенных веществ и донных отложений. Взвешенные вещества и донных отложений водоёмов замедленного стока, особенно высокопродуктивных, содержат значительные количества органических веществ разного состава и свойств, способных сорбировать металлы и удерживать их в осадках. Органическое вещество являются одним из главных факторов, контролирующих сорбцию тяжелых веществ донными отложениями. Об этом свидетельствует фракционный анализ донных отложений, а также высокая корреляционная связь между концентрациями тяжелых металлов и органических веществ в донных отложениях. Необходимо также отметить, что растворенное органическое вещество, взаимодействуя с ионами тяжелых металлов, определяют состав сосуществующих форм элементов в природных водах и во многом контролируют процессы межфазового распределения и фракционирования тяжелых металлов.

Среди органических веществ взвешенных веществ и донных отложений наибольшую роль в связывании металлов играют гуминовые кислоты (ГК) - продукт неполного распада органических остатков. Механизм образования комплексов ГК с металлами предполагает участие в этом процессе кислотных функциональных групп, находящихся на границе раздела «осадок - вода» и хелатирующих ионы металлов.

Количественно и качественно установлено, что гумусовые вещества содержат следующие функциональные группы: аминогруппы -NH2, амидные -CO-NH2 , спиртовые -СН2-ОН, альдегидные -СНО, карбоксильные -СООН, кетонные -СО-, метоксильные -ОСН3, фенольные -С4Н5-ОН, хинонные, гидрохинонные.

Гумусовые вещества являются полиэлектролитами, включающими карбоксильные, фенольные и другие функциональные группы, связанные с углеродным каркасом из ароматических и алифатических остатков. Причем, соотношения между ГК и ФК в растворённом органическом веществе, как правило, 3:7.

Карбоксильные группы гумусовых кислот могут связывать металлы в виде структур, отображенных на рисунке 4.8.

Для оргнических веществ природного и техногенного происхождения, а также продуцируемых микроорганизмами - аминокислот, белков, нуклеиновых кислот, ферментов, гидроксамовых кислот характерно образование с тяжелыми металлами соединений с участием амидных и аминных групп:

К самоочищению природных вод от соединений тяжелых металлов может приводить также и процесс комплексообразования последних с гуминовыми и ФК с образованием нерастворимых комплексных соединений. Причём осадок образуется только при достижении определённых величин соотношения между концентрациями металла и гуминовой или ФК. С помощью метода ЯМР показано, что с ФК Cu, в отличие от Mn, образует прочные внутрисферные комплексы.

В работе приведены результаты исследования сорбции ионов Cu и Zn природным илом в статических и динамических условиях. Сорбция Cu природными ДО при рН=7,0-7,2 происходит в соответствии с изотермой Лэнгмюра и описывается уравнением Фрейндлиха с коэффициентами К = 6,3 и 1/n = 0,93. Для Zn К = 4,57, 1/n = 0,9. Установлено наличие прямой зависимости между величиной проточности и количеством поглощённой меди (r = + 0,84).

Ряд, в который располагаются металлы по степени их связывания с ГК, совпадает с рядом произведений растворимости соответствующих гидроксидов. Чем ниже произведение растворимости, тем больше металла переходит в осадок вместе с гуминовыми кислотами.



Рисунок 4.8 Схемы взаимодействия ионов металлов с карбоксильными сорбционными участками ОВ и с азотистыми группами.

Эти данные подтверждают, что в образовании нерастворимых металл-гумусовых осадков большую (если не основную) роль играют явления адсорбции и коагуляции.

Это подтверждается и расчетом "эквивалентных масс", которые, особенно в реакциях с Fe (Ш), оказывается слишком низкими.

Массовое отношение C:Fe в Fe-гуматных соединениях достигает 4:1, а в Fe-фульватных - 2:1, что соответствует атомным отношениям 19:1 и 9:1, то есть один атом Fe приходится на 19 или 9 атомов углерода.

Состав органоминеральных соединений определяется количеством функциональных групп и величиной рН водной фазы: при увеличении рН в реакции взаимодействия вовлекается большее число кислотных групп, а продуктами взаимодействия все в большей мере становятся гидроксокомплексы или основные соли. В результате доля металла в составе соединения до начала образования гидроксидов должна повышаться.

Тяжелые металлы могут быть включены также в состав полифункциональных сорбентов, в качестве которых выступают взвеси и коллоиды.

Некоторые металлы активно адсорбируются на взвешенных в воде частицах: концентрация ионов Hg (II) в них могут быть в 105 раз больше, чем в воде.

Поскольку взвеси и коллоидные гидроксиды Fe и Mn (у-MnOOH) часто покрыты гумусовыми веществами, то в отношении тяжелых металлов имеет место и физическая и химическая сорбция .

В водной среде процессы комплексообразования выступают в качестве процессов, конкурирующих гидролизу и осаждению металла в составе взвесей. Если гидролиз приводит, как правило, к образованию малорастворимых соединений - гидрооксидов металлов и их основных солей, то комплексообразование, напротив, - к связыванию ионов металлов в растворимые соединения и удерживанию их в водной толще речного потока.

Многие металлы при связывании их в прочные комплексные соединения перестают осаждаться ионами, обычно образующими с ними трудно растворимые соединения.

Классическими примерами такого рода конкуренции являются переход и удерживание в растворе ионов алюминия в присутствии ионов фтора и ионов серебра в присутствии NH3 из осадков, в которых они находились в виде нерастворимых соединений Al(OH)3 и AgCl.

В природных поверхностных водах, содержащих разнообразные неорганические и органические растворенные вещества, самой природой созданы условия для формирования комплексных соединений металлов.

Основными неорганическими комплексообразователями тяжелых металлов в поверхностных водах являются ионы OH-, HCO3- и Cl-, а также встречающиеся в муниципальных стоках F-, NH3, SCN-.

Из органических комплексообразователей металлов, в первую очередь, выделяют алифатические, ароматические и аминокислоты, входящие в состав растворимых органических веществ природного происхождения - ФК.

Кроме того, выделяют встречающиеся в муниципальных стоках растворимые органические кислоты - карболовую, бензойную, уксусную, глутаминовую, фталевую, салициловую и винную.

Многими исследователями отмечается, что в пресноводных системах основным комплексообразователем тяжелых металлов выступает растворенное органическое вещество.

Влияние растворенных органических комплексообразователей заключается в следующем:

· в увеличении растворимости металлов при связывании их в комплекс;

· в изменении распределения между окисленными и восстановленными формами;

· в “смягчении” токсичности вследствие уменьшения доступности металлов для живых организмов;

· во влиянии на способность металлов сорбироваться взвешенными веществами;

· во влиянии на прочность металлсодержащих коллоидов.

В незагрязненных слабоминерализованных речных водах наиболее часто встречающимися растворенными формами тяжелых металлов являются:

· Me+naq.;

· MeL (где лигандом L является растворенное органическое вещество);

· гидроксокомплексы типа Me(OH)n-1, Me(OH)2n-2, Me(OH)3n-3;

· карбонаты MeCO3n-2 и гидрокарбонаты Me(HCO3)n-1.

При этом на количественное соотношение этих форм металлов в воде водоема оказывает pH воды и концентрация растворенного органического вещества.

Логарифмы констант устойчивостей комплексных соединений Fe типа Fe-ФК (ФК - фульфат-ион) при рН 3-7 для Fe (II) составляют 4-5, а для Fe (III) 7-9.

Выполненный в работе расчет распределения форм Fe с учетом комплексообразования с ФК показал, что в высокоцветных водах до 100% Fe(III) или до 90% Fe (II) связаны в фульватные и гидроксофульватные комплексные соединения.

При этом отмечается увеличение концентраций Fe (III) в воде с ростом содержаний ФК и уменьшением рН среды.

Реакции комплексообразования ионов Fe (II, III) с ФК, а также диссоциации ФК. приведены в Табл. 4.5.

Примером влияния ФК на процесс осаждения Fe является окисление раствора, содержащего Fe (II) в присутствии различных количеств ФК. Характеристики исходного раствора: рН-7, Т- 6С, SO4-2 -10 мг/дм3, Cl- - 20 мг/дм3, Fe(II) - 10 мг/дм3, Na+ - 23 мг/дм3, Са+2 - 40 мг/дм3, CO3-2(сумм.) - 200 мг/дм3. Содержание ФК варьировало от 0 до 10 мг/дм3. Результаты моделирования отображены на рисунке 4.9.

Таблица 4.5 Реакции комплексообразования ФК с ионами Fe.

Реакция	lgk
Fe+2 + ФК-2 > FeФК	4,7
Fe+2 + 2 ФК-2 > Fe(ФК)2-2	8
Fe+3 + ФК-2 > FeФК+	7,1
Fe+3 + 2 ФК-2 > Fe(ФК)2-	12,5
Fe+3 + ФК-2 + OH- > FeФК(OH)	20,1
Fe+3 + ФК-2 + 2OH- > FeФК(OH)2-	30,5
H+ + ФК-2 > HФК-	4,27

В присутствии ионов ФК наблюдается повышенное содержание Fe в растворе в виде комплексов иона Fe+3 с ФК, причем, содержание выше ПДК будет наблюдаться при содержании ФК уже 5 мг/дм3.

Рисунок 4.9 Влияние ФК на процесс окисления Fe (II).

4.8 Влияние общего солесодержания

Минерализация раствора влияет непосредственно на активность реагирующих ионов, вследствие того, что активности ионов зависят от ионной силы раствора, I (уравнение 2.16).

Концентрация растворенных форм тяжелых металлов в поверхностных водах аридной зоны существенно выше, чем в водах с низкой минерализацией воды. По мнению большинства исследователей увеличение содержания растворенных форм металлов по мере повышения солености обусловлено образованием прочных комплексных соединений с минеральной составляющей вод, что приводит к удерживанию металлов в водной толще и активизации процессов десорбции их подвижных форм с поверхности частиц взвешенных веществ и донных отложений. Удерживанию тяжелых металлов в водной толще способствует также ослабление их сорбционного обмена со щелочноземельными металлами в составе взвешенных веществ. При этом отмечается, что увеличение в составе растворенных форм металлов доли ионных и неорганических форм связано с активизацией процессов диссоциации органических комплексов металлов, которые обычно преобладают в составе растворенных форм в слабоминерализованных водах.

Доминирующая роль минеральной составляющей вод в образовании комплексных соединений с тяжелыми металлами выявлена в природных рассолах.

Для примера в Таблице 4.6 приведены количественные соотношения форм нахождения тяжелых металлов в водах различной минерализации. Представленные данные хорошо отражают влияние величины минерализации воды на перераспределение форм нахождения тяжелых металлов. В водах слабой минерализации основными формами нахождения металлов являются ионная форма, гидроксокомплексы.

Таблица 4.6 Распределение форм тяжелых металов в водах разной минерализации.

№ п/п	Форма	Тяжелые металлы
		Mn	Pb	Cu	Fe	Zn
Минерализация 150 мг/л
1	Me+2 Me(OH)+ Me(OH)2	93	65,3	3,8	86,4	-
2	MeSO4	0,32	0,65	0,02	0,26	-
3	MeHCO3	3,43	2,25	1,8	5,31
4	Me(HCO3)2	0,02	0,01	0,02	0,04
5	MeCO3	0,16	0,10	1,7	0,59
6	MeCl+	0,03	0,70	-	0,05
7	MeФК	3,16	31,2	60,9	7,34
Минерализация 2300 мг/л
8	Me+2, Me(OH)+, Me(OH)2	67,8	42,1	16,9		-
9	MeSO4	22	39,1	6,43		-
10	MeHCO3	6,54	3,74	19,9
11	Me(HCO3)2	0,10	0,06	2,38
12	MeCO3	0,66	0,38	42,5
13	MeCl+	0,08	1,89	0,05
Минерализация 616000 мг/л
14	Me+2	3	0	0,8	1,5	0,7
15	MeCl+	39,8	5,2	25,6	40,4	27,1
16	MeCl2	57,2	94,8	73	58	72,1



5. АНАЛИЗ ЗАРУБЕЖНЫХ И РОССИЙСКИХ МЕТОДОВ ОЦЕНКИ ЗАГРЯЗНЕННОСТИ ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ

Одним из наиболее распространенных способов выявления степени загрязнения среды в Российской Федерации, как и в большинстве зарубежных стран, является определение количественных значений содержания загрязняющих веществ в рассматриваемой среде. Нормирование загрязняющих веществ в природных экосистемах базируется на санитарно-гигиенических принципах и нормах приоритетности защиты человека, в связи, с чем введено понятие предельно-допустимой концентрации (ПДК), которая должна устанавливаться с учетом безопасности для окружающей среды и здоровья человека. По существу ПДК является пороговой величиной, превышение которой может привести к необратимым изменениям.

До настоящего времени применение для определения количественных значений качества донных отложений проводиться либо с использованием соответствующих критериев для воды, либо ПДК загрязняющих веществ в почве.

Рассмотрим нормы, критерии и методики оценки загрязненности водных объектов.

5.1 Оценка загрязненности водной среды

Уровень (степень) химического загрязнения воды определяется абсолютными концентрациями загрязняющих (токсичных) веществ (или токсикантов, поллютантов) в оцениваемом водном объекте.

Концентрации загрязняющих веществ определяют интенсивность их воздействия на человека и объекты живой природы.

При химическом загрязнении основным агентом загрязнения водного объекта является то или иное химическое вещество.

Помимо этого в водном объекте выделяются иные виды загрязнений:

· физическое (в водной среде - это обычно тепловое воздействие);

· биологическое (в том числе, бактериальное);

· радиоактивное (этот особый вид образуется за счет совокупного действия физических и химических агентов).

По источнику происхождения загрязнение может быть природным и техногенным.

Принято считать, что наиболее опасные последствия для человека и окружающей среды связаны с загрязнением водных объектов.

Под загрязнением понимается привнесение в среду или возникновение в ней новых, обычно не характерных для нее физических, химических или биологических агентов или превышение естественного среднемноголетнего уровня их концентрации.

По источнику происхождения загрязнение может быть: природным и техногенным.

Уровень (степень) химического загрязнения воды определяется абсолютными концентрациями загрязняющих (токсичных) веществ в оцениваемом водном объекте.

Концентрации загрязняющих веществ определяют интенсивность их воздействия на человека и объекты живой природы (животные и растения).

Исходя из особенностей воздействия химического вещества на человека и живые организмы было разработано понятие предельно допустимой концентрации (ПДК).

Кроме ПДК в качестве критерия оценки загрязнения используется также ориентировочный допустимый уровень (ОДУ) - временный гигиенический норматив, разрабатываемый на основе расчетных и экспресс - экспериментальных методов прогноза

ПДК и ОДУ являются наиболее важными показателями, на основе которого производится экологическая оценка действующих и проектируемых хозяйственных, коммунальных и иных объектов.

Наряду с ПДК (ОДУ) в экологической оценке качества воды участвуют еще два показателя:

· класс опасности;

· лимитирующий показатель вредности (ЛПВ).

Классы опасности выделены на основе показателей, характеризующих различную степень опасности для человека химических соединений, загрязняющих воду - токсичности, аккумулятивности, способности вызвать различного рода негативные эффекты, лимитирующего показателя вредности.

Применительно к поверхностным водам не существует одинакового унитарного понимания термина предельно допустимой концентрации, что связано с многообразием использования воды, Таблица 5.1.

Таблица 5.1 Принципы определения различных ПДК в воде

Водохозяйственное	Санитарно-гигиеническое	Рыбохозяйственное
Предельно допустимая концентрация (ПДК) веществ в воде - концентрация веществ в воде, выше которой вода непригодна для одного или нескольких видов водопользования.	Предельно допустимая концентрация (ПДК) - максимальная концентрация вещества в воде, в которой вещество при ежедневном поступлении в организм в течение всей жизни не оказывает прямого или опосредованного влияния на здоровье населения в настоящем и последующих по калениях, а также не ухудшает гигиенические условия водопользования	Предельно допустимая концентрация) вещества в воде рыбохозяйственного водного объекта- экспериментально установленный рыбохозяйственный норматив максимально допустимого содержания загрязняющего вещества в воде водного объекта, при котором в нем не возникают последствия, снижающие его рыбохозяйственную ценность

Наряду с ПДК (ОДУ) в экологической оценке качества воды участвуют еще два показателя: класс опасности и лимитирующий показатель вредности (ЛПВ). По классу опасности выделяются:

· 1 класс - чрезвычайно опасные элементы - Hg;

· 2 класс - высокоопасные - Pb, Cd;

· 3 класс - опасные -As, Cu, Co, Ni, Cr, Zn;

· 4 класс - умеренно опасные.

Лимитирующий показатель вредности (ЛПВ) - признак, характеризующий токсические действие вещества в воде. Выделяют следующие ЛПВ:

· санитарно-токсикологический;

· органолептический (запах, мутность, окраска);

· общесанитарный (для рыбохозяйственных нормативов).

При обнаружении в питьевой воде нескольких веществ, относящихся к первому и второму классам опасности и нормируемых по санитарно-токсикологическому ЛПВ, сумма отношений обнаруженных в воде концентраций каждого из них к величине его ПДК не должна превышать единицу:

Исходя из общего, присущего для приведенных выше определений ПДК ясно, что экологическая оценка качества воды должна сообразоваться прежде всего с целями водопользования, Таблица 5.2- 5.3.

В настоящее время в нашей стране существует более двух десятков различных документов (ГОСТ, СанПиН и др.), регламентирующих содержания в воде различных веществ с различных позиций пользования водными объектами.

Таблица 5.2 Предельно допустимые концентрации тяжелых металлов в водных объектах

Тяжелые металлы	Водные объекты хозяйственно-питьевого и культурно- бытового назначения	Водные объекты рыбохозяйственного назначения
	ЛПВ	ПДК	ЛПВ	ПДК
Fe	Органолептический	0,5	-	-
Cu	Органолептический	1,0	-	-
As	Санитарно-токсикологический	0,05	токсикологический	0,05
Ni	Санитарно-токсикологический	0,1	токсикологический

Подобные документы

• Экологический мониторинг района города Алматы

  Исследование природной воды, донных отложений и поверхностного слоя почвы реки Большая Алматинка. Органолептические и химические показатели природной воды. Содержание нефтепродуктов и тяжелых металлов в донных отложениях. Анализ почвенного образца.
  
  презентация [2,2 M], добавлен 27.09.2013
  

• Особенности накопления тяжелых металлов высшими водными растениями водоемов и водотоков г. Гомеля и прилежащих территорий

  Порядок и правила отбора проб донных отложений, используемые при этом материалы и методы. Результаты обследования донных проб озера Дедно, анализ полученных результатов и оценка экологического состояния среды, накопление металлов в подводных растениях.
  
  курсовая работа [282,1 K], добавлен 05.01.2010
  

• Накопление хрома в донных отложениях водоёмов пригородной зоны отдыха

  Основные пути поступления загрязняющих веществ в водоемы и водотоки. Анализ факторов, определяющих степень накопления хрома в донных отложениях водоемов города Гомеля. Оценка миграционной способности хрома в различные компоненты водных экосистем.
  
  дипломная работа [191,4 K], добавлен 26.08.2013
  

• Физико-химические методы исследования природных вод

  Свойства природных вод. Антропогенное воздействие на гидросферу. Определение химических свойств природных вод. Химические показатели воды. Содержание тяжелых металлов в воде и донных отложениях озера "Яльчик". Обобщающие показатели качества воды.
  
  курсовая работа [406,1 K], добавлен 02.10.2014
  

• Геохимическая оценка уровня опасности загрязнения участка территории города

  Методы и правила проведения оценки загрязнения территории, с использованием геохимических данных относительно химических элементов в почвах, донных отложениях, в золе растений. Анализ размеров и интенсивности техногенных аномалий урбанизированного района.
  
  курсовая работа [741,5 K], добавлен 06.04.2011
  

• Отборы проб в разных средах

  Источники загрязнения природных сред территории. Отбор проб снега, воды, воздуха, донных отложений для оценки их качества. Характеристики технических средств, используемых для этого. Сущность методов абсорбции и адсорбции. Стабилизация и консервация проб.
  
  отчет по практике [165,2 K], добавлен 14.07.2015
  

• Полевые методы экологического мониторинга

  Изучение выбора места контроля загрязнения и поиска его источника с целью первичной оценки или отбора проб. Отбор проб объектов загрязненной среды (воды, воздуха, почвы, донных отложений, растительности, животного происхождения). Средства контроля почв.
  
  курсовая работа [53,1 K], добавлен 19.06.2010
  

• Определение степени и оценка загрязнения рек

  Физико-географическая характеристика буферной зоны г. Ноябрьска: геологическое строение, рельеф, климат; анализ состояния поверхностных вод и донных отложений. Оценка степени техногенного загрязнения рек, их пригодность для различного водопользования.
  
  дипломная работа [1,1 M], добавлен 17.06.2011
  

• Влияние солей тяжелых металлов на некоторых пресноводных гидробионтов

  Тяжелые металлы в водной среде. Действие оксидов тяжелых металлов на организм некоторых пресноводных животных. Поглощение и распределение тяжелых металлов в гидрофитах. Влияние оксидов тяжелых металлов в наноформе на показатели роста и смертности гуппи.
  
  дипломная работа [987,3 K], добавлен 09.10.2013
  

• Роль тяжелых металлов в экосфере

  Исследование основных экологических и химических аспектов проблемы распространения тяжелых металлов в окружающей среде. Формы содержания тяжелых металлов в поверхностных водах и их токсичность. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Микробный ценоз почв.
  
  реферат [33,2 K], добавлен 25.12.2010
  

• главная
• рубрики
• по алфавиту
• вернуться в начало страницы
• вернуться к началу текста
• вернуться к подобным работам