Характеристики воздействия на ландшафтные комплексы

Отличительной чертой экологического нормирования качества компо-

нентов окружающей среды является учет следующих основных требований:

• необходимость защиты экологических систем, биологических со-

обществ в целом (при такой постановке вопроса потеря отдельных особей в популяциях не представляет опасности, если она не снижает потенциальной продуктивности, видового разнообразия, стабильности экосистемы);

• учет движения загрязняющих веществ по трофическим цепям с вы-

делением критического по чувствительности и последствиям звена с учетом трансформации загрязняющих веществ и их совместного действия.

Приведенный перечень требований для нормирования загрязняющих веществ обусловлен в первую очередь сложностью самих процессов взаимодействия в неравновесной физико-химической системе «загрязняющие вещества ↔ атмосфера, почвы, литосфера, гидросфера, биота».

Анализ опубликованных данных показывает, что наибольшая плотность техногенного давления для токсичных элементов проявляется лишь для железа и алюминия. В то же время считается, что чем больше технофильность элемента и меньше его биофильность (отношение среднего со держания элемента в живом веществе планеты к кларку этого элемента), тем на данном этапе он опаснее для живых организмов и тем больше его деструкционная способность.

В качестве характеристики последнего свойства используется отношение массы данного элемента в годовой добыче плюс поступление его в окружающую среду при сжигании горючих ископаемых к массе этого элемента в биологической продукции наземных растений за год. По этому  показателю наиболее токсичные элементы располагаются так: Hg (n·105 ÷ n·104); Cd, F (n·103); Sb, As, Pb (n·102); Se, Be, Ba, Sn (n·10). Приведенный ряд элементов наглядно демонстрирует их наибольшую опасность для биоты при сжиганииорганических веществ.

Существует множество понятий, характеризующих экогеохимические и геоэкологические особенности элементов: их литотоксичность, гидротоксичность и др. В своем большинстве они рассчитываются как отношение кларка (фона, ферсма) элемента к его предельно допустимой концентрации или к другому эколого-гигиеническому показателю в различных средах. С позиций приведенных оценок к классу супертоксичных в водной среде отнесены ртуть, бериллий, свинец, а также такие неорганические соединения, как бенз(а)пирен, формальдегиды, диоксины, дихлорэтан, трихлорбифенил и др.

Здесь перечислены наиболее распространенные токсиканты, поступающие от производств.

Однако перечисленные оценки носят сугубо эмпирический характер и лишь отчасти являются «экологическими», несмотря на придание им выше сказанного смысла. Это легко показать, если учесть поведение и формы миграции микроэлементов в ландшафтах. Высокую подвижность в окисляющей и кислых средах будут иметь такие элементы, как Cl, I, Br, S, В; в нейтраль-ной и восстановительной средах – Cl, I, Br, S, В, Mo, V, U, Se.

Очень низкая подвижность для первой разновидности сред свойственна таким элементам, как Fe, Mn, Ti, Та, Zr, Th; для второй категории (рН более 7) – Al, Sn, Та, Сr, Си, Zn, Co, Hg, Pb, Mo, V и др. Практически большинство токсичных элементов в нейтральной и слабовосстановительных средах являются малоподвижными. Таким образом, высокое валовое содержание химического элемента в водных растворах свидетельствует лишь о вероятности его токсического воздействия на организм, поэтому для реальной оценки экологической опасности того или иного элемента в конкретной ситуации необходима оценка форм их миграции.

Например, Mo, Se, U и V будут обладать высокой подвижностью, если эти элементы присутствуют в воде в виде оксидов, т.е. в высшем окисленном состоянии. Приведенные выше примеры иллюстрируют, что металлы в водных средах в зависимости от лигандного состава могут находиться, кроме разнообразных неорганических форм соединений, в металлоорганических формах, которые, в свою очередь, могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав органических и минеральных взвесей.

Считается, что переход металлов в металлокомплексную форму в водной среде может достаточно надежно свидетельствовать о направленности таких процессов, как увеличение суммарной концентрации некоторых ионов за счет их перехода из донных отложений (процессы вторичного загрязнения) в обратные процессы, приводящие к деконцентрации веществ за счет сорбции с донными отложениями и механическими и органическими взвесями и др. Это положение очень важно, поскольку комплексообразование металлов во многом обусловливает токсичность соединений. Например, отдельные хелатные формы кадмия, свинца, меди и др. более токсичны, чем свободные ионы. Детально особенности техногенной метаморфизации подземных вод для различных гидрогеологических условий рассмотрены в специальной литературе.

В настоящее время проблемы комплексообразования микроэлементов с органическими, особенно высокомолекулярными лигандами, в различных природных средах интенсивно изучаются в экологической химии. Это связано с тем, что формы их существования зависят от конкуренции между различными лигандами, и до тех пор, пока эти соединения надежно не идентифицированы, происходящие негативные процессы трудно объяснимы. В тоже время актуальна оценка «времени жизни» вновь образуемых соединений в различных средах и геохимических условиях.

На сегодня разработано большое количество показателей токсичности химических элементов, выражения форм их концентраций и миграции в компонентах ландшафтов (ОБУВ, патологичность, ЛД, ЛК, ПДК, превышение фона, кларк, технофильность, биологичность, ферсм, атмоэкофильность, гидроэкофильность, почвоэкофильность и др.). Приведенные оценки геоэкологичности химических элементов являются в большинстве полуколичественными и дают лишь общее представление о возможных миграционных способностях тех или иных ингредиентов в соответствующих средах. Кроме этого, они во многом зависят от методов аналитических определений (следовательно, и ошибок измерений) и подвержены значительным вариациям вовремени и пространстве.

Основная исходная методологическая предпосылка, о которой, к сожалению, технократы часто забывают, состоит в том, что биотой химические элементы усваиваются в форме органоминеральных соединений. Отсюда – токсичность выбросов предприятием загрязняющих веществ (следовательно, ПДВ, ПДС и экологические платежи), характер загрязнения окружающей среды, экологический и экономический ущербы, экологичность производств и мониторинг отдельных компонентов экосистем должны определяться наринципиально другой основе: с учетом взаимодействий минеральных химических элементов (в том числе и техногенной природы) с органическими веществами.

В частности, растворимость поливалентных металлов во многом зависит от процессов образования комплексов с органическими лигандами. Константы устойчивости комплексов с гуминовыми и фульвокислотами даютвозможность уже сегодня моделировать в водной среде и системе «вода – породы» процессы осаждения и ионообмена с учетом как качественного, таки количественного состава органических веществ в средах. Результаты моделирования на основе различных моделей комплексообразования позволяют определить устойчивость вновь образованных органоминеральных соединений и растворимость элементов-загрязнителей под воздействием органических веществ как природного, так и антропогенного генезиса. Наряду с анализом стабильности новообразованных соединений в средах (что является одним из новых важнейших параметров «жизни» соединений), возможна оценка их миграционной способности в атмосфере, водах, почве, биоте при различных изменениях ландшафтных условий. Таким образом, предлагаемый подход позволяет рассматривать эволюцию эколого-геохимических систем комплексно, прослеживая не только трансформацию органических компонентов, но и с учетом их влияния на растворимость и миграцию токсичных элементов, а также образования новых более токсичных комплексных соединений.