Реферат на тему:

Сезонна міграція міді, кобальту, кадмію та свинцю в екосистемі
тернопільського ставу

Як відомо важкі метали (ВМ) є одними з найбільш небезпечних хімічних
забруднювачів поверхневих вод. Їх поведінка в екосистемах є своєрідною,
оскільки вони на відміну від органічних речовин (ОР) не піддаються
деструкції, а постійно присутні у водних екосистемах, змінюючи форму
сполук, а, отже, реакційну здатність, біологічну активність та
екологічну небезпечність. Їх фізико-хімічний стан змінюється в
результаті процесів гідролізу, комплексоутворення, адсорбції, осадження.
Вказані процеси визначають міграційну рухливість ВМ, їх перерозподіл
між основними компонентами водної екосистеми (вода, прибережний мул,
грунти, водорості), біодоступність і токсичність для водних організмів.
Домінування тих чи інших процесів залежить значною мірою від типу
водойми, її гідрохімічного та гідрологічного режимів, біопродуктивності,
сезонності і деяких інших характеристик [6].

Метою нашого дослідження було вивчення вмісту та особливостей
перерозподілу Cu, Co, Pb, Cd у системі вода?прибережний
мул?грунти?водорості та їх сезонної міграції по складових ставової
екосистеми.

Вміст Cd, Co, Cu, Pb у воді, прибережному мулі, грунтах та водоростях
визначали, відбираючи їх зразки в 5 різних точках Тернопільського ставу:
1 – біля міського пляжу; 2 – поблизу автомобільної дороги; 3 – біля
заплави р. Серет; 4 – низинна ділянка ставу (надходження техногенних
викидів з стоком, з річкової води, з атмосферних опадів); 5 – ділянка
заболоченого схилу (постійне обводнення).

Воду відбирали з поверхневого горизонту озера. Проби прибережного мулу
та водної рослинності відбирали на глибині до 50 см. Зразки грунту
відбирали у приводних ділянках не далі 2 м від водного плеса. Проби
висушували в термостаті при температурі 50 0С, розтирали в ступці до
порошкоподібного стану. Згодом 0,25 г абсолютно сухого мулу чи грунту
поміщали в платиновий тигель, додавали 2,5 мл суміші HF і 2,5 мл HСlO4
та випарювали насухо. Після цього додавали 2,5 мл HF і 0,25 мл HСlО4 і
нагрівали до виділення білих парів, знову додавали 0,25 мл НСlО4.
Залишок розчиняли в 2,5 мл НNO3. Спалювання та підготовку зразка
водоростей (0,25 г висушеної маси) здійснювали аналогічно. Отримані
нітратні розчини використовували для визначення вмісту важких металів,
яке здійснювали методом атомно-адсорбційної спектрофотометрії на
спектрофотометрі С-115 при відповідних довжинах хвиль, які відповідали
максимуму поглинання кожного з досліджуваних металів.

Статичну обробку одержаних даних здійснювали за методом (4(.

Концентрацію металів виражали в мг на 1 кг сухої маси досліджуваних
зразків.

Відомо, що найбільш біодоступними є розчинені форми металів. При цьому
токсичний вплив на гідробіонти проявляють, головним чином, так звані
вільні (гідратовані) іони ВМ, деякі їх гідроксокомплекси і
метал-органічні сполуки [5].

До найбільш важливих процесів, що сприяють зниженню токсичності ВМ і
тих, що відіграють істотну роль в самоочищенні водної маси, відносять
адсорбцію іонів металів завислими частинами і комплексоутворення з
участю розчинених органічних речовин (РОР).

Концентрація комплексних сполук Cu, Co, Cd, Pb залежить від багатьох
факторів. Зниження їх зв’язування в комплекси (Cu, Co, Pb), як бачимо з
рис.1, 2, 4 спостерігається навесні. Це зумовлено, з одного боку,
розбавленням вод в час весняного повноводдя, а з другого — зміною
компонентного складу РОР в цей період. В кінці весни і в першій половині
літа, коли розпочинається активізація вегетаційних процесів, основну
масу РОР складають гумусові речовини, які принесенні у став з
поверхневим змивом. Незважаючи на високу комплексоутворюючу здатність
(КЗ) гумусових речовин в цілому, в кінці весни відмічена найнижча їх
здатність до зв’язування металів в комплекси [6]. До кінця літа ступінь
зв’язування металів в комплекси, як бачимо, зростає. Відповідно,
зменшується концентрація металів в поверхневих водах ставу. В цей період
разом з гумусовими речовинами в комплексоутворенні беруть участь ОР —
продукти метаболізму. Причому, концентрація ВМ у травні менша, ніж у
квітні, що пояснюється початком вегетації макрофітів, а у водній
товщі – розвитком фітопланктону (перше “цвітіння” води). Це призводить
до збільшення кількості ОР – лігандів для ВМ.

Винятком є тільки кадмій. Це можна пояснити слабкою комплексоутворюючою
здатністю кадмію порівняно з іншими металами (Сu, Pb, Со) та незначною
міцністю його комплексів з гуміновими і фульвокислотами, а також з
іншими органічними комплексоутворюючими сполуками природних вод. Також
слід відмітити, що одним із джерел надходження кадмію в поверхневі води
є грунт [7]. Оскільки у травні мали місце інтенсивні атмосферні опади,
то можна припустити, що концентрація у воді кадмію зросла за рахунок
змиву верхнього шару грунту.

Влітку концентрація ВМ у воді (рис.1, 2, 3), як правило, зменшується. В
другій половині літа при максимальній температурі води наступає новий
період бурхливого розвитку фітопланктону і друге “цвітіння” води. А
власне рослини і є основним джерелом ОР: вуглеводів, білків, жирів,
органічних кислот, вільних амінокислот, вітамінів та
фізіологічно-активних речовин, які частково виділяються у воду і є
лігандами для ВМ [1]. Фотосинтетична діяльність рослин проявляється в
тому, що вони засвоюють CO2, шкідливий для мешканців водойм, а іншу
частину цього газу переводять у бікарбонати та карбонатні іони внаслідок
підлуговування води. Підлуговування води та збагачення її O2 призводять
до окислення ВМ (Cu, Co, Cd, Pb) до гідроксидів, які разом з карбонатами
осідають на дно. Це значно очищує воду [1].

Тривожним фактом є різке збільшення концентрації свинцю влітку. Джерелом
забруднення поверхневих вод цим металом є тетраетил свинцю, що надходить
з автомобільної траси, яка пролягає по дамбі ставу. Велика концентрація
свинцю влітку пов’язана з процесом метилювання. В цей період, особливо у
серпні-липні спостерігається «цвітіння водойм», яке призводить до
збільшення кількості мікроорганізмів. Неорганічні сполуки свинцю в
донних відкладах водойм піддаються метилюванню з участю мікроорганізмів.
Мобілізація свинцю з донних відкладів за рахунок процесів метилювання
створює серйозну небезпеку для водної біоти.

Восени концентрація ВМ (окрім Co, Pb) дещо зростає (рис.1,3). Із
зниженням температури повітря і води восени починають відмирати
макрофіти, зменшується біомаса екосистеми. Рослини, поглинувши деяку
кількість ВМ, за течією води опускаються в нижні ділянки водойми і там,
відмираючи, викликають вторинне забруднення води, віддаючи їй ВМ,
біогенні елементи та органічні речовини. Концентрація Co і Pb восени
зменшилась. Свинець (рис.4) восени акумулювався в інших елементах
середовища (прибережний мул, грунти). Кобальт, як відомо, відноситься до
числа найбільш важливих біологічно-активних речовин. Тому можна
передбачити, що протягом весни, літа та осені сполуки кобальту
використались водною біотою.

Рис. 3. Сезонна динаміка вмісту кадмію у воді, прибережному мулі,
грунтах та водоростях Тернопільського ставу (2000 р.) Рис. 4. Сезонна
динаміка вмісту свинцю у воді, прибережному мулі, грунтах та водоростях
Тернопільського ставу (2000 р.)

Прибережний мул (донні відклади) — це найбільш стабільний компонент
водних екосистем, в якому відображаються основні фізико-хімічні і
біологічні внутрішньоводні процеси. Визначальну роль в процесах міграції
металів відіграє міцність зв’язування ВМ з твердими субстратами
прибережного мулу.

Загальновідомо, що мідь і кобальт утворюють досить міцні комплексні
сполуки з природними органічними лігандами. Також слід відмітити, що
поверхнева взаємодія таких комплексів з глинистими частинками (особливо
багато в післязимовий період), що складають основу глинистих мулів, є
досить значною. У донних відкладах весняного періоду також формуються
комплекси міді та кобальту з ОР природного походження — залишками
рослин, які утворилися ще у зимовий період. Цим пояснюються більші
весняні концентрації міді і кобальту порівняно з літніми (рис.1,2).
Влітку має місце надходження з донних відкладів у водне середовище та
акумуляція їх водною рослинністю внаслідок фізичного (хвилі, течії,
пониження та підвищення рівня води), чи антропічного (дноглибинні
роботи, рух катерів), впливів, які ведуть до збільшення концентрації
вільних іонів. Слід враховувати можливість виникнення анаеробних умов в
придонному горизонті, особливо в зонах накопичення водоростей, в
результаті чого вільні іони металів легко переходять у водне середовище
з донних відкладів.

Відрізняється поведінка свинцю і кадмію в прибережному мулі. Виявлено
збільшення літніх концентрацій даних металів порівняно з весняними. Слід
відмітити, що свинець і кадмій мають велику спорідненість до утворення
комплексів з неорганічними лігандами та залізомарганцевими оксидами [2]
(кількість останніх у літній період значно зростає, а у серпні їх
концентрація становить 0,17 мг/л).

Значна участь оксидів заліза і марганцю в зв’язуванні свинцю і кадмію
дозволяє припустити, що у відновних умовах можливе їх часткове
вивільнення і перехід в інші фази [2], що спостерігається у серпні,
вересні та листопаді. Слід звернути увагу на збільшення концентрацій
міді і свинцю восени. Це пояснюється тим, що комплексні сполуки свинцю і
міді з гумусовими речовинами найбільш стійкі порівняно з іншими ВМ [2],
особливо при зниженні pH (восени pH =7,3).

Грунт є відкритою підсистемою геохімічного ландшафту, яка пов’язана
потоками речовин і енергії з приземною атмосферою, з сукупністю нижчих і
вищих рослин і тварин, поверхневими і підземними водами. Грунт
безпосередньо впливає на забруднення харчового ланцюга [3].

Як бачимо, на початку вегетації грунти характеризуються підвищеним
вмістом ВМ (особливо у квітні). Це обумовлено впливом весняної повені,
відкритості поверхні для надходження ВМ, інтенсифікацією
геохімічно-транформаційних процесів, що спричиняє утворення сполук між
ВМ, реакцією pH грунтів. Згідно даних інших дослідників [3] однозначно
зафіксовано залуження грунтів по вертикальному профілю весною у грунтах
зниженої ділянки поблизу водойм, що спричиняє утворення сполук ВМ зі
складовими грунту.

Як було зазначено раніше, свинець і мідь утворюють стабільніші комплекси
порівняно з кобальтом і кадмієм, що пояснює їх високу концентрацію в
грунтах (особливо в листопаді -рис.1,4). Встановлено, що вилуговування
свинцю з грунту майже не проходить. Він мігрує в основному в
бікарбонатній формі, а також в складі органічних комплексів. Зниження
концентрації свинцю у грунтах влітку можна пояснити вимиванням цього
металу у поверхневі води ставу та акумуляцією водною рослинністю. Також
слід нагадати про велику здатність іонів свинцю до утворення комплексів
з оксидами Fe і Mn, а при зниженні рН і зміні окисно-відновної ситуації
такі комплекси дуже нестійкі.

Зниження концентрацій кобальту влітку пояснюється вилуговуванням, зміною
рH та окисно-відновною ситуацією.

Концентрація міді і кадмію дещо зростає від квітня до травня, а потім
різко зменшується у літній період і зростає восени. Велика частина міді
у грунтах знаходиться у вигляді гуматних і фульватних комплексних
сполук. При цьому домінують останні. Відомо, що при значному забрудненні
(в нашому випадку кадмієм) гумінові кислоти перетворюються у
фульвокислоти, комплекси з якими характеризуються незначною міцністю.

В результаті зміни pH та окисно-відновної ситуації такі комплекси легко
розкладаються. Тільки цим і можливо пояснити міграцію міді і кадмію в
грунтах.

Інтенсивність надходження ВМ в клітини водоростей різноманітна і
залежить від багатьох факторів, в тому числі від біологічних
особливостей водорості і виду металу.

Весняні концентрації досліджуваних металів, окрім кадмію, значно
переважають літні та осінні. Деякі дослідники [6] вважають, що
фітопланктон протягом зими осідає на забруднені донні відклади, а весною
змулюється.

У другу фазу весни спостерігається бурхливий розвиток комплексу
діатомових водоростей – астеріонелла (Asterionella), табелярія
(Tabellaria). Деякі дослідники стверджують, що ці види водоростей мають
значну чутливість до міді. З одержаних нами результатів можна зробити
висновок, що діатомові водорості мають високу чутливість до кобальту та
свинцю. Також, сприяє акумуляції ВМ водоростями значна мінералізація
води (квітень – 556 мг/л). Слід зазначити позитивну кореляцію між
концентрацією ВМ у воді (навесні найвищі концентрації) та у водоростях.

За результатами наших досліджень, концентрація досліджуваних металів у
водоростях різко зменшується у липні, окрім кадмію. Це пов’язано з
зниженням pH (pH = 7,2), а адсорбція всіх металів знижується з
зростанням концентрації H+. У серпні концентрація металів підвищується.
У цей період відбувається активна вегетація синьо-зелених (Anabaena,
Microcystic, Oscillatoria) та зелених (Scenedesmus, Pediastrum)
водоростей, що приводить до “цвітіння води”. При цьому відбувається
підвищення pH (pH = 7,6). В таких умовах при зниженні редокс-потенціалу
метали виступають як активні комплексоутворювачі з органічними
речовинами, утворючи добре розчинні у воді хелати. Хелатні форми Cu, Co,
Pb найбільше засвоюються рослинами [9].

Концентрація кадмію влітку вища, ніж навесні. Високі температури
посилюють поглинання кадмію. Крім того, оскільки різниця в температурі
води впливає на швидкість росту, у водоростях, які швидко ростуть, його
міститься менше, особливо навесні [8].

Восени (у вересні) з пониженням температури води з’являються
холодноводні види діатомових – Melosira, Diatoma; в цей час велику роль
відіграють також і синьо-зелені водорості.

Зрозуміло, що вегетація у осінній період не така активна, як влітку,
тому концентрація Co, Pb, Cd у вересні дещо знижується. Листопадове
збільшенні концентрації ВМ можна пояснити тим, що адсорбція
швидкоростучими молодими культурами в цілому слабша. ніж старими
культурами (найбільше таких у серпні та листопаді).

Винятком є лише мідь. Її концентрація зростає у вересні (чутливість до
діатомових водоростей) та спадає у листопаді.

Із літературних даних відомо, що мікроскопічні водорості мають
вирішальне значення в трансформації ВМ у водних екосистемах. Активно
накопичуючи ВМ, водорості можуть впливати на розподіл їх в харчовому
ланцюзі, на вертикальний і горизонтальний транспорт по акваторії.

1. Досліджено вміст та проаналізовано міграційну рухливість міді,
кобальту, кадмію та свинцю в складових водної екосистеми — вода,
прибережний мул, грунти, водорості в різні сезони року.

2. Встановлено наступну послідовність зростання вмісту ВМ у складових
водного середовища:

квітень для Co, Cu вода < прибережний мул > грунти < водорості; для Pb вода < прибережний мул < грунти > водорості;

для Cd вода < прибережний мул > грунти < водорості; травень для Co, Pb, Cd вода < прибережний мул < грунти < водорості; для Cu вода < прибережний мул < грунти > водорості;

липень для Cu вода < прибережний мул < грунти > водорості;

для Pb, Cd, Co вода < прибережний мул > грунти < водорості; серпень для Cu вода < прибережний мул < грунти < водорості; для Pb, Cd, Co вода < прибережний мул > грунти < водорості. вересень для Cu, Pb вода < прибережний мул < грунти > водорості;

для Co вода < прибережний мул > грунти > водорості;

для Cd вода < прибережний мул > грунти < водорості листопад для Co, Cd вода < прибережний мул > грунти < водорості; для Cu, Pb вода < прибережний мул < грунти > водорості.

3. Порівнюючи одержані дані з величинами ГДК можна зазначити, що
Тернопільський став є досить забрудненою водоймою, особливо свинцем і
к?дмієм.

Список літератури

Андрієннко Т.Л., Попович С.Ю., Головол О.Ф. Озер вода жива. – К.:
Урожай, 1990. – 132 с. 2. Белоконь В.М., Нахшина Е.П. Формы нахождения
тяжелых металлов в донных отложениях водохранилищ Днепра // Гидробиол.
журн.- 1990. – 26, 2. – С.83–89. 3. Козуля Г.В. Особливості поведінки
техногенних елементів у грунтах різних орацій долинних ландшафтів
середньої течії ріки Сів. Донець: Автореферат дис. канд.географ.наук. –
Харків. – 1999. – 8 с. 4. Лакин В.Т. Биометрия. – М.:Высшая школа, 1980.
– 343 с. 5. Линник П.Н. Тяжелые металлы в поверхностных водах Украины:
содержание и формы миграции // Гидробиол. журн. – 1999. – 35,1. – С.
22–41. 6. Линник П.Н., Искра И.В. Роль растворенных органических веществ
в миграции цинка, свинца и кадмия в водохранилищах Днепра // Водные
ресурсы. – 1997. – 24,4. – С. 494–502. 7. Линник П.Н., Набиванец Б.И.
Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах. – Л.:
Гидрометиоиздат, 1986. – 186 с. 8. Сафонова Г.А. Накопления ртути и
других тяжелых металлов водоростями и водными растениями // Поведения
ртути и других тяжелых металлов в экосистемах. – Ч.1. Новосибирск, 1989.
– С. 64–100. 9. Ялынская Н.С., Лопотун А.Г. Накопление микроэлементов и
тяжелых металлов в растениях рыбоводных прудов // Гидробиол. журн. —
1993. – 23, 2. – С.40–45.

Похожие записи