Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ 8
ГЛАВА 2. МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ 23
ГЛАВА 3. ЭКОЛОГО-ГИГИЕНИЧЕС1САЯ ОЦЕНКА СОДЕРЖАНИЯ ТОКСИЧНЫХ ЭЛЕМЕНТОВ В ДЕПОНИРУЮЩИХ СРЕДАХ
3.1. Природно-геохимические особенности Оренбургской области и сравнительный анализ источников загрязнения
3.2. Качественная и количественная оценка загрязнения снегового покрова
3.3. Качественная и количественная оценка содержания токсичных микроэлементов в почве селитебных территорий
3.4. Качественная и количественная оценка загрязнения донных отложений
ГЛАВА 4. КАЧЕСТВЕННЫЙ И КОЛИЧЕСТВЕННЫЙ АНАЛИЗ ПИТЬЕВОЙ ВОДЫ
ГЛАВА 5. ОСОБЕННОСТИ БИОАККУМУЛЯЦИИ ЭЛЕМЕНТОВ В ОРГАНИЗМЕ ДЕТЕЙ
ГЛАВА 6. КОМПЛЕКСНАЯ ЭКОЛОГО-ГИГИЕНИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА МЕЖСРЕДОВОГО РАСПРЕДЕЛЕНИЯ ЭЛЕМЕНТОВ
ЗАКЛЮЧЕНИЕ 116
ВЫВОДЫ 125
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 128
- Природно-геохимические особенности Оренбургской области и сравнительный анализ источников загрязнения
- Качественная и количественная оценка загрязнения снегового покрова
- Качественная и количественная оценка содержания токсичных микроэлементов в почве селитебных территорий
Введение к работе
Актуальность проблемы
В последние годы во всем мире особое внимание уделяется ухудшению экологической обстановки. Причем темпы развития антропогенных изменений биосферы значительно опережают адаптационные возможности организма человека. Повышенный уровень содержания различных токсических веществ, в том числе микроэлементов в выбросах и стоках промышленных предприятий приводит к их накоплению в окружающей среде и в организме человека (Рахманин Ю.А., 2002, Маймулов В.Г., 2001 -2002 гг) .
По данным литературы последних лет четко выявляется зависимость состояния здоровья человека от экологический обстановки места проживания или его производственной деятельности (Измеров Н.Ф., Волкова З.А., 1990; Хаитов P.M. с соавт., 1995). Продолжительное загрязнение атмосферного воздуха, воды, почвы стойкими неорганическими соединениями, способными к межсредовым переходам и аккумуляции в организме человека, создают условия для формирования экологически опасных условий проживания не только в промышленно развитых городах, но и на сельских территориях. Наиболее чувствительным контингентом к действию неблагоприятных факторов окружающей среды являются дети (Аверьянова Н.И., 1994; Плотникова А.И., 1994; Ефимова А.А., 1995). Степень биоаккумуляции элементов в организме человека является важным маркером состояния среды обитания.
Региональные особенности воздействия окружающей среды в Оренбургской области на содержание МЭ в биосубстратах (волосы, кровь) детей достаточно полно отражены в работах Боева В.М., Быстрых В.В., Перепел-кина СВ. и др. (1995-2002). Вместе с тем, недостаточно внимания в исследованиях уделяется проблеме влияния элементов друг на друга в условиях полиэлементного загрязнения с учетом их физико-химических свойств, также недостаточно сведений о взаимовлиянии сопряженных сред (атмосфера -снег - почва - питьевая вода) на накопление элементов, о их миграционной способности в сопряженных средах и содержании в организме человека.
Перечисленный круг нерешенных вопросов определил актуальность работы, которая проводилась в соответствии с планом НИР Оренбургской государственной медицинской академии (№ государственной регистрации 01.9.80 008962).
Цель и задачи исследования
Основной целью работы является качественная и количественная оценка межсредового перехода элементов и их биоаккумуляция в организме человека с учетом физико-химических свойств.
Для решения данной цели поставлены следующие задачи:
Оценить качественное и количественное содержание микроэлементов (Pb, Со, Ni, Cd, Sr, Cr) в питьевой воде и депонирующих средах (снег, почва, донный осадок).
Провести в сравнительном аспекте качественный и количественный анализ содержания элементов в биосредах детей (волосы, кровь) и выявить корреляционные связи содержания элементов в объектах среды обитания и биосубстратах детей.
Оценить межсредовой переход элементов в сопряженных средах: снег - почва — питьевая вода — организм человека с учетом их физико - химических свойств, выявить основные факторы, влияющие на поступление элементов в организм человека.
Новизна исследования. Проанализировано качественное и количественное распределение токсичных МЭ в сопряженных средах (снег — почва -питьевая вода) с учетом их межсредового перехода на территории агропромышленного региона Южного Урала, на сельских и урбанизированных территориях.
Показано, что при полиэлементном загрязнении почвы уровень содержания МЭ обусловлен не только природным или техногенным загрязнением но и химическим взаимодействием металлов друг с другом и с почвенными реакционными центрами.
С использованием физико- химических характеристик элементов обоснован факт пониженного содержания МЭ в организме человека при их повышенной концентрации в объектах среды обитания.
Установлено, что содержание МЭ в биосубстратах определяется не только их количественным содержанием в объектах среды обитания, их миграционной способностью, а в большей степени химическим взаимодействием элементов.
Практическая значимость работы
Полученные результаты по способности высоких уровней антропогенной нагрузки приводить к дисбалансу микроэлементного состава волос и крови, в том числе и за счет антагонизма и синергизма ионов, расширяют знания в области экологии человека, способствуя пониманию механизмов формирования экологически обусловленной патологии организма. Практическая ценность работы характеризуется возможностью использования уровней содержания микроэлементов в волосах как критерия донозологической диагностики отклонений в состоянии здоровья населения, поскольку волосы в отличии от других биосубстратов являются более стабильной биосредой, характеризующей длительное поступление микроэлементов в организм.
Особенности миграционной способности элементов позволили выделить геохимически активную и геохимически инертную долю металлов с наиболее чувствительными звеньями миграционной цепи - «среда - человек».
Дана экологическая оценка ранжирования территорий по степени нагрузки окружающей среды и опасности накопления токсичными МЭ в организме человека.
Внедрение результатов работы в практику. Материалы исследований включены в ежегодные доклады «О санитарно-эпидемиологической обстановке в г. Оренбурге» (Оренбург, 2003). Материалы диссертации были использованы при составлении информационных писем «Комплексная эко-
лого-гигиеническая оценка опасности природных и антропогенных воздействий металлов на уровне населения Оренбургской области» (Оренбург, 2002).
Результаты работы используются Центром государственного надзора в г. Оренбурге (акт внедрения от 30.09.2004 г.) при проведении предупредительного и текущего санитарно-эпидемиологического надзора, формировании региональных систем социально-гигиенического мониторинга, в учебном процессе на кафедре медицинской и фармацевтической химии ОрГМА (акт внедрения от 07.09.2004 г.).
Апробация работы. Основные положения диссертации доложены и обсуждены на научно-практической конференции «Среда обитания и здоровье человека» (Оренбург 2001), на II Международном симпозиуме «Контроль и реабилитация окружающей среды» (Томск, 2000), на V Международной научной конференции «Биосфера и человек - проблемы взаимодействия» (Пенза, 2001), на Межрегиональной конференции биохимиков Урала, Западной Сибири и Поволжья (Оренбург, 2003) на региональной научно-практической конференции молодых ученых и специалистов (Оренбург, 2004).
Положения, выносимые на защиту:
Микроэлементный состав среды обитания на урбанизированных территориях и сельских населенных пунктах определяется антропогенными и природными факторами.
Приоритетные средовые факторы природно-антропогенного воздействия на содержание микроэлементов в биосубстратах.
На урбанизированных территориях природно - антропогенное воздействие на микроэлементный состав биосубстратов (волосы, кровь) обусловлено высоким уровнем химического загрязнения среды обитания, синергизмом и антагонизмом ионов, особенностями межсредового перехода элементов в системе : снег — почва - вода - человек.
Публикации. По теме диссертации опубликовано 10 научных работ.
7 Объем и структура работы. Диссертация изложена на 144 страницах машинописного текста и состоит из введения, обзора литературы, 5 глав собственных исследований, заключения, выводов и практических рекомендаций. Диссертация иллюстрирована 39 таблицами, 17 рисунками. Указатель литературы содержит 219 источников, из них 147 работы отечественных и 72 работы зарубежных авторов.
Обзор литературы
Значение проблемы охраны окружающей среды и здоровья населения от воздействия вредных факторов постоянно возрастает, о чем свидетельствует расширение научных публикаций, посвященных этому вопросу (Ревич Б.А., Любченко П.И., 1986; Seager J.R., 1992; Потапов А.И., Гильденскольд Р.С., Винокур И.Л. и др., 1993; Скальный А.В., 1995; Винокур И.Л., Гильденскольд Р.С., Гуськов Г.В., Кирьянова И.С. и др., 1997; Зайцева Н.В., Аверьянова Н.И., Корюкина И.П., 1997).
Одни факторы являются природными, другие антропогенными, причем последние постоянно пополняются новыми, до того неизвестными агентами (Будников Г.К., 1998).
Среди причин, оказывающих негативное влияние на состояние здоровья населения существенную роль играет экологическая составляющая.
Несмотря на прошедшее в последние 10 лет сокращение производства, уровни загрязнения природной среды в целом оставались высокими, не адекватными промышленному спаду.
Загрязнение атмосферного воздуха продолжает оставаться одним из главных факторов риска для здоровья населения. Масштабы антропогенного воздействия на атмосферный воздух значительны и приобрели актуальность с точки зрения изменений в среде обитания человека и экологических последствий не только для крупных промышленных городов, но и для малых. По мере интенсификации производственной и хозяйственной деятельности человека, роста городов, создания «мегаполисов» и крупных промышленных центров, техногенное действие на природу возросло настолько, что привело к созданию особой экологической среды с повышенной концентрацией антропогенных продуктов - к серьезному загрязнению атмосферы, почвы и водного бассейна. В сельской местности существуют свои экологические проблемы: загрязнение рек и водоемов сточными водами, поступление в атмосферу продуктов сгорания топлива.
Особое место в ухудшении качества среды обитания человека в сельских населенных пунктах занимает широкое использование минеральных удобрений и химических средств защиты растений. Анализ применения в сельском хозяйстве ядохимикатов, имеющих отдаленные последствия, убедительно показал, что пестициды влияют на здоровье человека в целом и репродуктивную функцию в частности. Исследования отечественных и зарубежных авторов (Tomkowa D., Hegner P., 1988; Василос Л.В., Василос А.Ф., Стратулат П.М. и др., 1993) показали, что нитраты, поступающие в больших дозах в организм человека в случае длительного поступления могут приводить к снижению окислительно-восстановительных процессов и гипоксии тканей. Этот вид отравления приобретает эпидемиологическое значение в связи с расширением применения нитратных удобрений и их миграцией в грунтовые воды, используемые для хозяйственно-питьевых целей (Донос Л.А., 1990; Restrepo М., 1990; Стратулат П.М., Горшков А.В., Щит СМ., 1991).
В настоящее время тяжелые металлы являются признанными приоритетными загрязнителями атмосферного воздуха, воды водоемов и почвы в глобальном и региональном масштабе (Василенко Н.В., Назаров И.М., Фридман Ш.Д., 1985; Hutten М., Symon С, 1986; Мур Дж., Рамамурти С, 1987; Сает Ю.Е., Ревич Б.А., 1988; Пестов Л.В., Надеенко В.Г., Кунгурова СИ., 1990;). Как правило, антропогенное загрязнение внешней среды металлами значительно превышает их поступление от природных источников: кадмия - почти в 9 раз, никеля - почти в 2 раза, свинца - более 18 раз (Дмитриев А.Б., 1979).
Многие, наиболее распространенные в окружающей среде металлы относятся к числу микроэлементов, необходимых для нормального функционирования организма. Известно, что при излишнем поступлении металлов организм способен до определенного предела мобилизовать внутренние резервы для сохранения гомеостаза, но через какое-то время неизбежно наступает нарушение их обмена. Особый интерес представляют токсичные микро-
10 элементы, превышение их допустимых концентраций вызывает токсическое действие на организм. Особой токсичностью отличаются ртуть, кадмий, мышьяк, стронций, свинец (Фортескью Дж., 1985; Ершов Ю.А., Плетнева Т.В., 1989; Profet Margie, 1991; Скальный А.В., Кудрин А.В., 2000). Эти элементы решением объединенной комиссии ФАО/ВОЗ включены в число подлежащих контролю при международной торговле пищевыми продуктами. Воздействие на население повышенных концентраций загрязняющих веществ, в том числе и химических элементов, сопровождается накоплением их в организме (Юдина Т.В., Гильденскольд Р.С., Егорова М.В., 1988; Авцын А.П., Жаворонков А.А., Риш М.А., Строчкова Л.С., 1991; Луковенко В.П., Подрушняк А.Е., 1991; Скальный А.В., 1995; Зайцева Н.В., Аверьянова Н.И., Корюкина И.П., 1997; Боев В.М., 1998; Сетко А.Г., 2002;).
Литературные данные свидетельствуют о крайнем разнообразии распространенности химических элементов в объектах окружающей среды (Lee D.H., 1972; Furrer O.J., 1984; Фортескью Дж., 1985; Сурин В.А., Баландина Т.В., Лобов А.И., Бадовская Н.Н., 1995; Будников Г.К., 1998).
Для Оренбургской области отличающейся исключительным разнообразием биогеохимической ситуации, важное практическое значение имеет комплексное обследование окружающей среды (Мудрый И.В., 1990; Бархатова Л.А., 1999; Перепелкин СВ., 2001; Боев В.М., Куксанов В.Ф., Быстрых В.В., 2002).
Для изучения миграции веществ в техногеосистемах важным показателем является степень и характер загрязнения снега, что наиболее полно характеризует пылевую составляющую атмосферных выпадений. (Осокин Н.М., 1963). Снежный покров обладает рядом свойств, делающих его удобным индикатором загрязнения не только атмосферных осадков, но и атмосферного воздуха, а также последующего загрязнения вод и почв. По загрязнению окружающей среды Оренбургская область находится в числе регионов России с наибольшими выбросами вредных веществ (более 500 тыс.тонн). Снеговой покров является не только хорошим индикатором содержания мик-
роэлементов в атмосферном воздухе, но и позволяет объективно определить источник их появления в атмосфере. В настоящее время хозяйственная деятельность человека рассматривается как один из важнейших факторов формирования химического состава атмосферы. Наблюдаемый в последние 30-40 лет рост концентраций загрязняющих веществ большинство исследователей связывает с увеличением мощности антропогенных источников этих загрязнений (Фельдман Ю.Г.,1975; Дмитриев А.Б.,1979; Зарубий Г.П., Новиков Ю.В.,1986; Сидоренко Г.И., Можаев Е.А., 1987; Пронин А.Г., Башорин В.Н., Зачернюк А.Г., 1994). Например, для свинца существуют неопровержимые доказательства преобладания его антропогенного происхождения в средах. Первое место по содержанию свинца занимает автотранспорт, после введения ограничений на использование этилированного бензина незамедлительно последовало снижение содержания свинца в снежном покрове Гренландии (Demmerle С, Araat А., 1990; Monastersky R.,1991; Graf I., Paffrath D., Rosier F.M., Mowle M.C., 1993). В большинстве городов России вклад выбросов автотранспорта составляет свыше 70% в суммарном загрязнении атмосферного воздуха (Буштуева К.А., Лифлянд Л.М., 1988). Донные отложения открытых водоемов также являются депо токсичных микроэлементов. Гидрохимические показатели, используемые для оценки санитарного и токсикологического состояния водоема, не всегда адекватно отражают его. В подобных ситуациях исследования химического состава донных отложений могут быть более информативными для оценки гигиенического состояния водоема. Накопление токсикантов в донных отложениях может явиться причиной вторичной токсичности вод. По современным представлениям, одним из наиболее важных критериев оценки качества воды открытых водоемов является отсутствия накопления химических элементов в донных отложениях, особенно вблизи возможных источников техногенного загрязнения.
Наиболее информативным объектом с точки зрения оценки степени и характера техногенной нагрузки тяжелыми металлами на ландшафт в целом является почва. Ее геохимическое состояние отражает кумулятивный эффект
12 многолетнего воздействия источников загрязнения. За последние десятилетия накопился большой экспериментальный материал о тяжелых металлах в почве (Сарршто J.V., 1980; Мудрый И.В., 1990; Ягодин Б.А., Говорина В.В., Виноградова СБ., 1991; Потатуева Ю.А., Косицкий Е.И., Хлыстовский А.Д. и др., 1994). Это связано в первую очередь с возросшей техногенной нагрузкой на биосферу и ее центральное звено - почву. Определены средние содержания химических элементов, относящихся к группе тяжелых металлов, в почвах разных типов, выяснена роль отдельных компонентов почвы в связывании тяжелых металлов, делаются попытки установить научно обоснованные предельные уровни содержания тяжелых металлов в почвах при техногенном загрязнении. Тем не менее, существуют проблемы, нерешенность которых не позволяет до сих пор делать достоверные прогнозы поведения и оценки вреда, который способны оказать токсичные микроэлементы при техногенном загрязнении почвы. При исследовании загрязнения почв тяжелыми металлами в большинстве случаев не принимается во внимание полиэлементный характер загрязнения территории.
Как показывают исследования различных авторов (Мудрый И.В., 1990; Водяницкий Ю.Н., Добровольский В.В., 1998) в крупных городах с развитыми промышленностью и транспортом происходит загрязнение почв и других компонентов экосистем сразу неким набором химических элементов. Накапливаясь в почве, они образуют техногенные ассоциации. Качественный состав ассоциаций тяжелых металлов остается стабильным и позволяет сделать вывод о том, какой вид производства вызвал то или иное загрязнение почвы. Вместе с тем, недостаточно изучено взаимоотношение ионов загрязняющих почву, т.е. синергизм и антагонизм элементов (Forlus Е.А., Posner A.M., Quirk J.P., 1988; Ладонин Д.В., 2000). При повышении концентрации одного элемента, которое сопровождается увеличением содержания другого элемента наблюдается синергизм, а при понижении содержания - антагонизм. Поведение тяжелых металлов в почве определяется ее составом и свойствами (Плеханова И.О; Савельева В.А, 1999;). Ранее проведенными иссле-
дованиями (Frank R., Ishida К., Suda К., 1988; Пинский Д.Л., 1997; Ладонин Д.В, 2000) установлено, что ионы меди и свинца как элементы, обладающие большим сродством к почвенным реакционным центрам, препятствует поглощению почвой ионов цинка и кадмия. Микроэлементное загрязнение окружающей среды представляет наибольшую опасность для индустриально развитых городов. Известно, что по соседству со многими промышленными предприятиями образуются постоянно расширяющиеся техногенные биогеохимические провинции с повышенным содержанием в биосфере свинца, мышьяка, ртути, кадмия, никеля и других элементов (Ревич Б.А, Сает Ю.Е, 1990; Иванов В.И, 1993; Боев В.М, Воляник М.НД995). По данным Б.А Реви-ча и соавт. вблизи промышленных предприятий черной, цветной металлургии и машиностроения максимальные концентрации свинца превышают фоновые значения в 14-15 раз, хрома в 11-46 и никеля в 8-63 раза. Однако, не только вблизи с промышленными предприятиями определяются микроэлементные загрязнения, но и на значительном отдалении, возникающее в результате трансгрессии загрязнителей воздушными и водными потоками (Ар-ский Ю.М, Данилов-Данильян В.И, Залиханов МЛ и др., 2001;). Кроме того, внесение промышленных или местных удобрений ведет к изменению состава почвы. Минеральные и органические удобрения содержат различные примеси, в том числе и тяжелые металлы. Рядом исследователей (Карпова Е.А., Потатуева Ю.А.,1990., Ягодин Б.А., Говорина В.В., Виноградова СБ., 1991; Потатуева Ю.А., Косицкий Ю.И., Хлыстовский А.Д и др., 1994) установлено, что помимо прямого влияния на валовое содержание токсичных элементов, удобрения, изменяя химические и физико-химические свойства почвы, способны воздействовать на подвижность металлов и их миграцию (Forlus Е. А., Posner A.M., Quirk Y.P., 1988; Степанюк В.В.,2000). Так, подкисление, которое вызывают многие минеральные удобрения, мобилизует тяжелые металлы, а внесение органических веществ, наоборот, способствует их иммобилизации (Горбатов B.C., 1988; Boekhold А.Е., 1999; Носовская И.И., Соловьев Г.А., Егоров B.C., 2001).Таким образом, содержание микроэлементов в поч-
14 ве, в концентрациях превышающих ПДК может при определенных условиях приводить к нежелательному накоплению тяжелых металлов в почве с последующей их миграцией в подпочвенные воды. Характерной особенностью подземных вод является их тесный контакт с почвой, где начинается основное формирование состава подземных вод. Антропогенное воздействие на окружающую среду приводит к нарушениям природного химического состава подземных вод (Красовский Г.Н., Надеенко В.Г., Кенесариев У.И., 1992; ЛутайГ.Ф., 1992).
Сельские населенные пункты и малые города для целей хозяйственно-питьевого водоснабжения используют в основном подземные воды. Качество питьевой воды стремительно ухудшается. Вода, как известно, является вторым важнейшим источником ежедневного воздействия элементов на популяции (Лутай Г.Ф., 1992; Крятов И.А., Можаев Е., 1993; Скальный А.В., 1995).
Значительный недостаток или избыток определенных элементов во внешней среде может существенно отразиться на жизнедеятельности организма. Как было сказано, в зависимости от особенностей распространения определенных МЭ во внешней среде выделяют биогеохимические провинции. Последние могут быть двух типов: вследствие определенных почвенно-климатических особенностей и вне связи с определенной почвенно-климатической зоной (например, залежи природных ископаемых). Несбалансированное, повышенное содержание определенных МЭ в данной области постоянного обитания популяций животных или групп людей ведет к развитию эндемических заболеваний, связанных с недостаточным или избыточным поступлением элементов в организм (Скальный А.В., Кудрин А.В., 2000). Избыточное поступление тяжелых металлов, дефицит жизненно необходимых элементов и неблагоприятные климатогеографические условия проживания большей части населения России способствуют ухудшению здоровья на индивидуальном и популяционном уровнях (Скальный А.В. с соавт., 2000).
В последние годы появилось много фактических данных о канцероген-
15 ной и генотоксической роли таких элементов, как хром, никель, мышьяк,
кадмий, ртуть и др. Генотоксичные свойства микроэлементов являются серьезной угрозой здоровью человеческой популяции (Галиков С.Н., Саноцкий И.В., Тиунов Л.А., 1986; Andersen О., Niesen Y.B., Profet Margie, 1991; Скальный А.В., Кудрин А.В., 2000;).
Воздействие токсичных элементов на человека нередко осуществляется в процессе естественной биосферной циркуляции. Химические формы элементов при этом подвергаются изменениям. Ключем к пониманию механизмов превращения неорганических веществ в биосфере служит Периодический закон Д.И. Менделеева. В соответствии с этим законом соединения элементов одинаковых групп Периодической системы элементы сопутствуют друг другу в природе (Ершов Ю.А., Плетнева Т.В. и др., 1983).
Сходство и различие биологического действия элементов связано с электронным строением атомов и ионов. Близкие значения атомных и ионных радиусов, энергий ионизации, координационных чисел, склонность к образованию связей с одними и теми же элементами в молекулах биолигандов обуславливает эффекты замещения элементов в биологических системах. Такое замещение ионов может происходить как с усилением (синергизм), так и с угнетением активности (антагонизм) замещаемого элемента.
В организме микроэлементы существуют в виде ионов и в виде комплексных соединений. Чаще всего в биохимических реакциях элементы участвуют в виде бионеорганических комплексов металлов. Уменьшение радиуса и увеличение заряда иона металла должно способствовать комплексообра-зованию. От валентности металла зависит устойчивость образовнных комплексных соединений. Валентность металла влияет на продолжительность накопления металла в организме, а также на его выведение. Вероятно, это в свою очередь связано с растворимостью или прочностью связывания металла с биокомплексами организма (Бигалиев В.Б., 1986). Элементы, проявляющие переменную валентность способны образовывать комплексные соединения. Комплексные соединения состоят из центрального атома (или иона) металла,
непосредственно связанного с определенным числом других молекул (или ионов), называемых лигандами. Лигандами могут выступать аминокислотные остатки, белки, гормоны. Если металл связывается с несколькими до-норными группами, то образуется хелатный комплекс. Токсические неорганические ионы конкурируют между собой и с ионами необходимых элементов за связывание с хелатирующим агентом. Образуя прочные и необратимые связи, они мешают нормальному функционированию этих хелатов. Реакция, описывающая это взаимодействие может быть записана в виде:
M8L + Мт <-» Мб + MtL, где M8L — комплекс иона биогенного металла с бионеорганическим лигандом L; Мт — ион тяжелого металла. Если константа устойчивости комплекса MtL больше, чем константа устойчивости M8L, то происходит смещение равновесия вправо и организм накапливает соединение MtL (Ершов Ю.А., Попков В.А., Берлянд B.C., Книжник А.З., 1993).
Расстройства, связанные с нарушением ионного баланса могут проявляться как в результате повышенного, так и пониженного по сравнению с нормой содержания ионов металлов.
Долгое время при болезненных состояниях изучался только баланс щелочных и щелочно-земельных металлов. Оказалось, однако, что большое число болезней связано именно с изменением концентраций микроэлементов. Такие элементы, как Fe, Си, Zn, Со, Мп и др. необходимы для ферментных систем, но их повышенная концентрация оказывает токсическое действие. Так, например, заболевание мозга у детей (синдром Менкеса) связано с дефицитом меди. Напротив, при болезни Вильсона содержание меди во многих тканях увеличено в сотни раз по сравнению с нормой.
Поэтому в медицине существует проблема поиска эффективных хела-тирующих агентов для использования в лекарственных целях, растет интерес медиков к использованию комплексов для поддержания метало-лигандного гомеостаза и выведения из организма ионов токсичных металлов (Зеленин К.Н.., 1997).
17 Токсичные элементы Cd, Cr, Со, Ni относятся к классу d-элементов. У d-элементов с увеличением порядкового номера радиус атома, энергия ионизации изменяются мало. Соответственно в химическом поведении однотипных соединений d-элементов много сходного. Кадмий представляет II Б группу (Zn, Cd, Hg). По-видимому, из-за близости ионных радиусов Hg , Cd2+ токсичное действие на организм вызывается еще и тем, что ионы этих металлов вступают во взаимодействие с серой сульфгидрильных белков, ферментов и некоторых аминокислот. Блокирование сульфгидрильных групп приводит к подавлению активности ферментов. По химическим свойствам кадмий подобен цинку. Он может замещать цинк в активных центрах металлсодержащих ферментов, приводя к нарушению в функционировании ферментативных процессов. Интересен следующий зафиксированных эффект, токсичность кадмия заметно снижается в присутствии некоторых количеств цинка, что еще раз подтверждает предположение о возможности конкуренции ионов этих металлов в организме за участие в ферментативном процессе (Мур Дж., Рамамурти С, 1987). Так, например, кадмий принадлежит к числу элементов, которые широко используются в промышленности, особенно в металлургии. Опасность загрязнения данным металлом окружающей среды возникла лишь за последние два-три десятилетия. Кадмий обладает высокими кумулятивными свойствами, так как скорость выведения его из организма очень мала. В наибольших концентрациях он накапливается в костной ткани, печени, почках. Наиболее массовое отравление людей водой с высоким содержанием кадмия наблюдались в Японии. Симптомы болезни Итай-Итай выражались в размягчении костей, кальцификации и пиелонефрите, что приводило к деформации скелета и прекращению функционирования почек (Masheter Y., Lorke D., 1981).Установлено, что число смертей от рака предстательной железы среди работающих завода кадмиевых сплавов значительно выше среднего уровня (Kjellstrom T.L., Friberg L., Raguster В., 1979). Такая же ситуация отмечается при заболевании раком носоглотки у работающих завода по выпуску Ni-, Cd-аккумуляторов (Klein S., Heinisch E.,
18 Lippold U., 1990). В последние годы внимание исследователей привлекает воздействие кадмия на иммунную систему (Луковенко В.П., Подрушняк А.Е., 1991; Скальный А.В., Кудрин А.В., 2000). В водных системах кадмий связывается с растворенными органическими веществами, особенно если в их структуре присутствуют сульфидные группы SH. Адсорбция ионов кадмия донными осадками сильно зависит от кислотности среды. В нейтральных водных средах свободный ион кадмия практически нацело сорбируется частицами донных отложений. По данным Овчаренко М.М (1995г) максимальное количество кадмия поступает в почву с осадками сточных вод, минеральными удобрениями, атмосферными осадками. Антропогенное загрязнение почвы может существенно влиять на подвижность кадмия в данном объекте окружающей среды. Так Степанюк В.В (2000г) в своей работе указывает на то, что комплексное загрязнение почвы тяжелыми металлами и нитратами приводит к увеличению их токсичности.
Кобальт - необходимый компонент жизнедеятельности и одновременно высокотоксичный элемент. По термодинамическим и многим другим характеристикам очень сходен с никелем. Кобальт и никель объединены в семейство железа. Кобальт, как и никель имеет переменную валентность, в природе в основном +2, отчасти +3, но оба этих состояния энергетически близки и мало различаются по кислотно-основным свойствам. Никель по термодинамическим характеристикам наиболее близок еще и к хрому. По устойчивости комплексов с органическими лигандами никель занимает одно из первых мест, что благоприятно для его биологической активности.
Никель является необходимым микроэлементом, но избыточное поступление никеля в организм приводит к развитию патологических состояний (Сидоренко Г.И, Ицков А.И.,1980; Ridel F., 1988; Кузмичев Ю.Г, Матвеева И.Л, и др., 1993). Никель включен в официальный список канцерогенных веществ. При ингаляционном поступлении никеля и его соединений в организм возможно развитие рака. (Канцерогенные вещества: Материалы международного агентства по изучению рака, 1987). Экспериментальные данные о
19 канцерогенности никеля и его соединений подтверждаются эпидемиологическими исследованиями, в результате которых был выявлен более высокий уровень смертности рабочих никелевых производств от онкологических заболеваний по сравнению с остальным населением (Сакнынь А.В., Шабанина Н.К., 1973; Липатов Г.Я., Домнин С.Г., Киселева А.А. и др., 1990). Никель, огромные выбросы которого сопровождают сжигание ископаемого топлива, выплавка цветных металлов, производство ядохимикатов воздействуют на многие органы. Хроническая интоксикация приводит к изменениям в сердечной и других тканях. Никель и его соединения сильные аллергены (Сливина Л.Г., Лопатина Г.В., 1994; Янушанец О.И., 1994; Costa М., Salnikow К., Cosentinos S., Klein С.В, Huang X.,ZhuangZ., 1994).
Хром все чаще называют мутагенным и канцерогенным фактором, поскольку Сг3+ и Сг6+ индуцируют повреждения ДНК. У шестивалентного хрома более выраженный, по сравнению с трехвалентным, мутагенный и канцерогенный эффект. Выявлены сенсибилизирующие свойства хрома, основанные на его способности образовывать комплексные соединения (Wiehelm М., Hatner D., Lomber У, Ohnesorge F.K., 1988; Ершов Ю.А., Попков В.А., Бер-лянд B.C., Книжник А.3.1993).
Свинец относится к р-элементам, это один из наиболее общеизвестных токсичных для человека элементов. Биологическое и медицинское значение свинца определяется его высокой токсичностью, способностью проникать в организм и накапливаться в нем, оказывая политропное действие (Авцын А.П., Жаворонков А.А., Риш М.А., Строчкова Л.С., 1991; Скальный А.В., 1995). При свинцовом токсикозе поражаются в первую очередь органы кроветворения, нервная система (Измеров Н.Ф., Волкова З.А., 1990; Sandra Blakes lee, 1993). Показано также, что избыток свинца в организме приводит к снижению содержания жизненно важных элементов (Са, Fe, Zn, Se) в органах и тканях (Скальный А.В.,1995). Свинец усиленно накапливается при недостатке кальция и цинка и усугубляет дефицит этих элементов. Особую тревогу вызывает большое количество населения, в том числе и детей, с высо-
20 ким содержанием в органах свинца, накопившегося в результате интенсивного загрязнения атмосферы отработанными газами автотранспорта, что также приводит к высоким концентрациям его в почве, водоисточниках, пищевых продуктах (Ревич Б.А., Гончарук Е.И., Шепотько А.О., Дульский В.А., Суту-рин А.И. и др., 1993; Nedleman U.L., Schell A., Bellinger D. et. al., 1990). Признан синергизм действия свинца и кадмия (Ferm.V.H., 1969; Schlipkoter H.W., Pott F., 1973).
Влияние S-элементов II-A группы (Sr) на живые организмы изучено мало. В живых организмах эти элементы находятся в степени окисления +2. Атомы этих элементов имеют два валентных электрона на S-подуровне внешнего энергетического уровня.
Ионы стронция являются для организма токсичными. При избытке ио-нов возникает эндемическая уровская болезнь. Это заболеванием было обнаружено у населения, проживающего у реки Уровы в Восточной Сибири (Ершов Ю.А., Попков В.А., Берлянд А.С., 1993). Характерными особенностями болезни является размягчение и искривление костей. Анализ почвы этой местности показал повышенное содержание в ней стронция. Вследствие этого в костной ткани происходит вытеснение ионов Са2+ ионами Sr2^ кото-рые не способны выполнять функции ионов Са . Результатом этого процесса является возникновение стронциевого рахита.
Токсичные металлы попав в организм чаще всего не подвергаются каким-либо существенным превращениям, как это происходит с органическими токсикантами, а, включившись в биохимический цикл, они крайне медленно покидают его. Доказано, что процесс накопления тяжелых металлов в организме объективно отражает микроэлементный состав волос. (Ревич Б.А., 1986; Черняева Т.К., Матвеева Н.А., Кузмичев Ю.Г., Грачева М.П., 1977; Скальный А.В., 1995; Луковенко В.П., Подрушняк А.Е., 1991; Tanton S.K., Khandewal S.,1982;). Как оказалось, волосы могут быть не только индикаторной тест - тканью для оценки экологической обстановки, но также количественным показателем содержания в органах и тканях тела человека некоторых
21 микроэлементов (Report of IAEA Coordinated Research Programme, NAHRES-18. —Vienna, 1993). Важной особенностью изменения микроэлементного состава волос является накопление элементов, специфичных для техногенной геохимической аномалии, возникшей вокруг загрязняющих предприятий. Этому вопросу посвящено достаточно много исследований (Юдина Т.В., Гильденскольд Р.С., Егорова М.В.,1988; Зайцева Н.В., Аверьянова Н.И., Корюкина И.Н., 1997). Исследования проводились и на территории Оренбургской области." Микроэлементозные состояния были описаны Боевым В.М и Воляник М.Н. (1995 г.) у здоровых и часто болеющих детей, проживающих в Восточном регионе области. Было выявлено пониженное содержание в волосах эссенциальных элементов и повышенная концентрация токсичных. Так в Восточной зоне области отмечается пониженная концентрация цинка в волосах детей (по сравнению с фоновым показателем) и повышенное содержание кадмия. Как отмечалось выше, сходства физико-химических характеристик ионов Zn(+2) и Cd(+2) обуславливает их взаимозаменяемость, т.е. Cd(+2) антагонист Zn(+2). Эти ионы имеют близкую электронную структуру: близкие радиусы ионов, координационные числа 4 и 6, близкие значения констант устойчивости к биолигандам.
Также в литературе встречаются многочисленные данные о взаимосвязи содержания металлов в окружающей и производственной средах и их содержанием в сыворотке крови. Так, имеются данные о положительной корреляции между содержанием кадмия в атмосферном воздухе, пище и его содержанием в крови (Гильденскольд Р.С., Новиков Ю.В., Хамидуллин Р.С. и др., 1992), содержанием свинца в атмосферном воздухе городов и его содержанием в крови (Ревич Б.А., 1990).
Позднее эти исследования были проведены на всей территории Оренбургского района. Анализировались биосубстраты детей, проживающих в населенных пунктах, расположенных вблизи газоперерабатывающего завода (Бархатова Л.А., 1999; Карпенко И.Л., 1999). В работе Перепелкина С.В (2001 г) была проведена оценка влияния природных и анротропогенных фак-
22 торов на содержание металлов в волосах и крови детей Оренбургской области. Тем не менее, существуют проблемы, нерешенность которых не позволяет делать достоверные прогнозы поведения и оценки вреда, который способны оказать токсичные элементы в результате комплексной нагрузки на организм человека. Недостаточно изученным остается вопрос синергизма и антагонизма микроэлементов.
В литературе были обнаружены сведения, что синергизм и антагонизм элементов зависит от их положения в периодической системе Д.И. Менделеева, от строения атома, валентности (Ершов Ю.А., Попков В.А., Берлянд А.С., Книжник А.З., Михайличенко Н.И., 1989).
Известно, что от валентности металла зависит образование комплексных соединений. Такая величина как Куст (константа устойчивости) комплексных соединений позволяет предположить, что металлы могут конкурировать друг с другом в ионообменных процессах. Например, такие тяжелые металлы как Ni , Со , Pb , Sr будут легко образовывать комплексы с органическим веществом и, следовательно, обладают большой способностью к накоплению. Исходя из этого мы в своей работе постарались рассмотреть си-нергические и антагонистические взаимоотношения ионов в организме детей с учетом физико-химических свойств элементов. Также синергические и конкурентные взаимодействия между ионами металлов существуют и в почве, но недостаточно изучено взаимоотношение ионов, загрязняющих почву при полиэлементном загрязнении. Несмотря на большое количество данных о микроэлементном загрязнении окружающей среды в доступной литературе не обнаружены сведения о миграционной способности микроэлементов в системе: снеговой покров - почва — питьевая вода - человек. Это послужило основанием для проведения исследования по изучению влияния загрязнения окружающей среды комплексом токсичных элементов, на содержание их в биосредах (волосы, кровь) детей с учетом миграционной способности элементов и их химических взаимодействий.
Природно-геохимические особенности Оренбургской области и сравнительный анализ источников загрязнения
Загрязнение окружающей среды - одна из наиболее актуальных проблем современного общества. Исследования, проведенные в различных регионах России свидетельствуют о значительном загрязнении воздуха населенных мест (Даутов Ф.Ф., Галямов А.Б., Хакимова Р.С., 1990; Боев В.М., Воляник М.Н., 1995; Авалиани С.Л., Андрианова М.М., Иванов Л.В., 1996). Загрязняющие вещества поступают из воздушного бассейна на земную поверхность и фиксируются в депонирующих средах - почве, снежном покрове, донных отложениях. Кроме того, при загрязнении почвы и близком расположении грунтовых вод к поверхности высока опасность загрязнения химическими веществами подземных водоисточников.
По уровню антропогенной нагрузки на природную среду Оренбургская область находится на IV месте среди территорий Уральского региона (Боев В.М., Воляник М.Н., 1995). Оренбургская область находится в глубине Евроазиатского материка, располагаясь в то же время в двух частях света, Европе и Азии.
Территория Оренбургской области охватывает юго-восточную окраину Русской равнины, южную часть Уральских гор и равнинную часть Зауралья, а также Западную окраину Тургайского плато. На ее территории сочетаются природные комплексы лесостепной зоны, степей юго-востока, песчаных и солончаковых пустынь Среднего Прикаспия и Тургая, лесистых низкогорий Южного Урала, сосново-березового лесостепья Зауралья и Западной Сибири. Все это и предопределяет большое геологическое, биологическое и ландшафтное разнообразие ее территории. Особенности геологического строения территории области обусловили многообразие и обилие различных видов полезных ископаемых. В Восточной части сосредоточены, главным образом, различные руды, возникновение которых связано с внедрением магматических пород. Здесь разработаны крупные месторождения медно-колчеданных и колчеданно-полиметаллических руд. В регионе выявлены месторождения железных, никелевых руд, хромитов. В Западной части полезные ископаемые образованы из отложений морей, органических материалов и представлены нефтью, газом, горючими сланцами, строительными материалами. В Центральной зоне особое значение придается Оренбургскому газоконденсатному месторождению, являющемуся крупнейшим в Европе.
Оренбургская область характеризуется довольно значительной плотностью речной сети. Формирование поверхностного стока рек находится в тесной зависимости от климата, рельефа и геологического строения территории. Почти все реки значительную часть воды получают за счет атмосферных осадков (60-95%) и незначительную — за счет дренирования подземных вод. Существенную роль в формировании поверхностного стока играет также почвенно-растительный покров.
Для почв Оренбургской области характерна широкая зональность. От луговых степей к опустыненным последовательно сменяются следующие типы почв: типичные, обыкновенные и южные черноземы, темно-каштановые и светло-каштановые почвы.
Оренбургская область располагается в пределах лесостепной и степной природной зоны, в зоне континентального климата. Наблюдается преобладание ветров восточного, юго-западного и западного направлений. Таким образом, географическое положение, рельеф местности и климатические условия в значительной мере способствуют тому, что высокие приземные концентрации загрязняющих веществ остаются длительное время. Уровень загрязнения атмосферы Оренбургской области характеризуется как очень высокий и область относится к числу наиболее загрязненных промышленных территорий. Важная роль в экономике области принадлежит топливно-энергетическому комплексу, который объединяет газовую, нефтеперерабатывающую, угольную промышленность и электроэнергетику.
В Центральном регионе области основными загрязнителями среды обитания являются Оренбургский газоперерабатывающий и гелиевый заводы, Оренбургское газопромысловое управление, предприятия машиностроения и металлообработки, предприятия энергетики и автотранспорт. В Восточном регионе сосредоточены предприятия черной и цветной металлургии: АО «Носта», комбинат «Южуралникель», Гайский горно-обогатительный и Медногорский медносерный комбинаты, Южно-Уральский криолитовый завод, Орский и Гайский заводы по обработке цветных металлов. В Западном регионе основными загрязнителями среды обитания являются предприятия нефтедобывающей промышленности. В этом регионе ряд населенных пунктов Тоцкого, Грачевского, Сорочинского, Красногвардейского и Александровского районов расположены в зоне Тоцкого ядерного следа. Имея такую многоотраслевую промышленность Оренбургская область, как отмечалось выше, находится в числе регионов с наибольшими выбросами вредных веществ (более 500 тыс. тонн), поэтому большой интерес представляет анализ динамики валовых выбросов загрязняющих веществ в атмосферу населенных пунктов области (рис. 3.1). При анализе динамики выбросов загрязняющих веществ в атмосферу населенных пунктов области в целом отмечается тенденция к снижению их концентрации с начала 90-х годов, что связано с социально-экономическими условиями. С 1998 года отмечается увеличение объема выбросов, т.к. возрастает доля выбросов автотранспорта. Как видно из рисунка 3.2 по объемам суммарных выбросов вредных веществ, рассчитанных по данным формулы 2тп - «воздух» самая большая величина выброса была определена для Восточной зоны (р 0,001). Приоритетными металлами-загрязнителями атмосферного воздуха Восточной зоны являются хром, никель, кадмий, свинец.
Восточная зона Западная зона Центральная зона
На втором ранговом месте по объему суммарных выбросов стоит Центральная зона. Приоритетные загрязнители: хром, кадмий, свинец, никель. В Западной зоне наименьший уровень загрязнения атмосферного воздуха. Среди элементов - загрязнителей в валовых выбросах преобладают свинец, хром.
Несмотря на повсеместный спад объемов промышленного производства и связанное с ним снижение количества выбрасываемых в атмосферу вредных веществ, уровень загрязнения атмосферы ряда территорий, особенно городов Орска, Оренбурга, Новотроицка, Медногорска, Бузулука, Бугуруслана (рис. 3.3) остается высоким и превышает допустимые нормативы.
Ингредиентный состав выбросов зависит от специфики промышленных предприятий. Так, в г. Оренбурге, где в основном размещаются предприятия машиностроения с гальваническим производством, в воздушном бассейне города содержатся повышенные концентрации хрома, свинца, никеля, кадмия (табл. 3.1.1).
Качественная и количественная оценка загрязнения снегового покрова
На следующем этапе проведен анализ результатов исследований снегового покрова. Техногенные аномалии в депонирующих средах представляют собой своеобразный след потоков загрязняющих веществ. Снежный покров, обладающий высокой сорбционной способностью, захватывает часть загрязняющих атмосферный воздух веществ во время снегопада и аккумулирует пыль, оседающую между снегопадами. Загрязнение атмосферы как бы проецируется на снежный покров, накапливающий и сохраняющий геохимическую информацию до начала таяния снегов. Техногенные потоки загрязняющих веществ резко изменяют геохимию снегового покрова в районах с высокой антропогенной нагрузкой и влияют на экологическое состояние окружающей среды (Боев В.М., Воляник М.Н., 1995; Бархатова Л.А., 1999; Карпенко И.Л., 1999; Пере-пелкин СВ., 2001). Фильтрат талого снега отражает степень загрязнения воздушного бассейна наиболее растворимыми формами элементов.
Поскольку аномалии имеют полиэлементный состав, для них рассчитывали коэффициент концентрации химических элементов (Кс) и суммарный показатель загрязнения (Zc) в соответствии с методическими рекомендациями (Ревич Б.А., Сает Ю.Е., Смирнова Р.С., 1990).
Коэффициент концентрации (Кс) характеризует кратность превышения содержания элементов в точке апробирования над его фоновым содержанием. Фоновое значение химического состава снежного покрова - это устойчивый макромасштабный уровень состояния атмосферы, на который накладываются региональные и местные антропогенные воздействия. Фон является как бы начальным уровнем отсчета и превышение над ним свидетельствует о загрязнении окружающей среды.
Как видно из таблицы 3.2.1 содержание всех токсичных элементов во всех исследуемых зонах выше фонового значения. нового значения. В Восточной зоне концентрация стронция в 1,56 раза (р 0,05) выше фонового значения, в Западной выше в 2,07 (р 0,01) раза, а в Восточной в 1,1 (р 0,05) раза. В Западной зоне содержание стронция в 1,32 и в 1,8 раза выше, чем в Восточной и Центральной зонах. Достоверных различий между зонами обнаружено не было. Концентрация никеля в Восточной зоне в 2,76 раза (р 0,001) выше, чем в Западной ив 1,01 раза (р 0,05) выше, чем в Центральной. По сравнению с фоновым уровнем: в Восточной зоне выше в 6,6 раза (р 0,001), в Западной в 2,41 (р 0,001) раза , а в Центральной зоне в 6,53 раза (р 0,001). Содержание кобальта в Восточной зоне в 60 раз (р 0,001) выше фонового значения, в 6 раз выше (р 0,001), чем в Западной и в 1,8 раза (р 0,001) выше, чем в Центральной зоне. Во всех исследуемых зонах содержание кадмия выше, чем фоновый уровень. В снеговой воде Центральной зоны концентрация кадмия наиболее высокая: в 9,2 раза (р 0,001) выше, чем в Восточной ив 11,2 раза (р 0,001) выше, чем в Западной зоне.
Далее был рассчитан суммарный показатель загрязнения (табл. 3.2.1). В Восточной и Центральной зонах ZcyM соответствует умеренно опасному уровню загрязнения (Zc=64-128), в Западной зоне загрязнение снегового покрова отсутствует (Zc 32). В Восточной зоне суммарный уровень загрязнения в 3,5 и 1,4 раза выше, чем в Западной и Центральной зонах.
В Восточной зоне приоритетными загрязнителями являются, свинец, никель, кобальт, хром. Эти элементы вносят наибольший вклад в суммарное загрязнение (табл. 3.2.2). В Центральной зоне приоритетными загрязнителями снегового покрова являются кадмий, кобальт, свинец, хром.
В Западной зоне более низкий уровень загрязнения. Концентрация кобальта и хрома на уровне фона. Выше фона содержание свинца, никеля, кобальта, стронция.
Проводя анализ содержания тяжелых металлов в снеговом покрове городских и сельских населенных пунктов области было установлено, что в снеговой воде городов содержание всех токсичных элементов выше, чем в снеговой воде сельских населенных пунктов.
Из таблицы 3.2.3. видно, что в снеговой воде городов Центральной зоны, относительно сельской местности выше концентрация свинца в 3,4 раза, кадмия в 0,72 раза, кобальта в 3,6 раза, никеля в 2,04 раза, хрома в 1,86 раза, стронция в 3,3 раза.
В снеговой воде городов Западной зоны, относительно сельской местности выше содержание свинца в 2,4 раза, кадмия в 0,2 раза, кобальта в 4,6 раза, никеля в 1,3 раза, хрома в 1,6 раза, стронция в 1,6 раза.
Для снегового покрова городов Восточной зоны, относительно сельской местности характерно более высокое содержание следующих элементов: евин 40 ца в 5,1 раза, кадмия в 20,6 раза, кобальта в 67,6 раза, никеля в 7,08 раза, хрома в 16 раз, стронция в 1,9 раза.
В Центральной зоне Zc на городских территориях соответствует умеренно-опасному уровню загрязнения. В городах Восточной зоны - опасный уровень загрязнения. На городских территориях Западной зоны низкий уровень загрязнения. Суммарное загрязнение городских территорий Восточной зоны в 11,4 раза выше, сельских. В Центральной и Западной зоне на городских территориях относительно сельских, суммарное загрязнение выше в 3,9 и 2,5 раза соответственно.
Далее было изучено содержание МЭ в снеговом покрове центральных городов Восточной, Западной и Центральной зон. Как видно из рисунка 3.4 более высокое содержание МЭ отмечено в г. Орске (Восточная зона), ниже в г. Оренбурге (Центральная зона) и еще меньше в г. Бузулуке (Западная зона).
Качественная и количественная оценка содержания токсичных микроэлементов в почве селитебных территорий
Почва, как неотъемлемая часть экологической системы является важнейшим компонентом среды обитания человека и животных. В связи с этим возрастает ее значение в изучении комплексной антропотехногенной нагрузки. Одним из распространенных видов антропогенного загрязнения является поступление в почву тяжелых металлов. Загрязнение почв тяжелыми металлами имеет различные источники: отходы металлообрабатывающей промышленности, продукты сгорания топлива, автомобильные выхлопы отработанных газов, применение пестицидов, использование удобрений (Виноградова СБ., 1991; Мудрый И.В., 1997; Ягодин Б.А., Говорина В.В., Носовская И.И., Соловьев Г.А., Егоров B.C., 2001). Почва, загрязненная химическими веществами может оказывать отрицательное влияние на контактирующие среды (воздух, вода, продукты питания) и на человека. По уровню ее загрязнения можно судить о состоянии водоемов и атмосферного воздуха, т.к. почва является депонирующей средой. Установлено, что загрязнение почв металлами носит локальный характер и наиболее сильно выражено вблизи стационарных источников загрязнения (Боев В.М., Воляник М.Н., 1995; Боев В.М., Куксанов В.Ф., Быстрых В.В., 2002).
Биологическое взаимодействие между почвой и человеком осуществляется главным образом посредством обмена веществ. Ухудшение качества почвы, понижение ее биологической ценности, способности к самоочищению вызывает цепную реакцию, которая в случае продолжительного неблагоприятного воздействия может привести к ухудшению здоровья населения. Оценка загрязнения проводилась по валовому содержанию (Pb, Ni, Sr, Со, Cr, Cd) и по подвижным формам элементов (Pb, Cd, Ni, Cr) в почве. Поскольку загрязненная почва может приводить к загрязнению сопредельных сред были прослежены корреляционные связи между загрязнением металлами почвы и снега. Из таблицы 3.3.1. видно, что содержание свинца в Центральной зоне в 1,4 раза (р 0,01) выше, чем в Восточной и Западной зонах, а в Западной зоне в 1,03 раза (р 0,05) выше, чем в Восточной. Концентрация никеля в Восточной зоне в 2,3 раза (р 0,001) выше, чем в Западной и в 2,7 раз (р 0,001) выше, чем в Центральной, а в Западной зоне в 1,17 (р 0,05) раза выше, чем в Центральной. В Западной зоне концентрация стронция выше, чем в других зонах: в 1,08 раз выше, чем в Восточной ив 1,06 раза выше, чем в Центральной зоне (р 0,05), а в Центральной зоне в 1,25 (р 0,05) раза выше, чем в Восточной. Содержание кобальта в Восточной зоне в 1,8 раза (р 0,001) выше, чем в Западной и в 2,3 раза (р 0,001) выше, чем в Центральной. В Западной зоне в 1,25 (р 0,05) раза выше, чем в Центральной зоне. Более высокая кон 44 центрация хрома обнаружена в почве Восточной зоны: в 1,2 раза (р 0,05) выше, чем в Западной и в 1,5 раза (р 0,001) выше, чем в Центральной. Содержание хрома в Западной зоне в 1,31 (р 0,001) раза выше, чем в Центральной. Кадмий был обнаружен только в почве Центральной зоны.
Основным критерием гигиенической оценки опасности загрязнения почвы металлами является предельно допустимая концентрация химических веществ в почве. В настоящее время утверждены ПДК для свинца, никеля, кобальта, хрома кадмия. Были рассчитаны коэффициенты концентраций (отношение фактического содержания вещества в почве к его ПДК) и суммарный показатель почвы — Кпочвы (сумма коэффициентов концентраций).
Проведенный анализ показал (таблица 3.3.2), что во всех исследуемых зонах наблюдается превышение ПДК по свинцу, никелю, хрому, кобальту, ниже ПДК было содержание кадмия.
Суммарный показатель загрязнения почвы в Восточной зоне составил -12,66, Западной - 8,37, Центральной - 7,39. Суммарный показатель загрязне 45 ния (Кпочвы) по веществам 1 и 2 классов опасности в Восточной зоне в 1,5 раза выше, чем в Западной зоне и в 1,7 раза выше, чем в Центральной зоне.
Дополнительно проводился сравнительный анализ загрязнения почвы с фоном. Проводился расчет коэффициентов концентрации (Кс=Сі/Сф) и суммарный показатель загрязнения (Zc). Содержание свинца, никеля, стронция, кобальта, хрома во всех исследуемых зонах намного выше (р 0,001) фонового уровня (таблица 3.3.1). В Восточной зоне содержание свинца выше фона в 2,9 раза, никеля в 6,3 раза, стронция в 4,6 раза, кобальта в 7,2 раза, хрома в 3,4 раза. В Западной зоне концентрация свинца выше фонового значения в 3,02 раза, никеля в 2,7 раза, стронция в 5,07 раза кобальта в 3,96 раза, хрома в 2,86 раза. В Центральной зоне концентрация всех элементов выше фона: содержание свинца выше фона в 4,3 раза, никеля в 2,3 раза, стронция в 4,78 раза, кобальта в 3,17 раза, хрома в 2,1 раза.
Суммарный показатель загрязнения (Zc) почвы токсичными металлами в сравнении с фоновым уровнем (таблица 3.3.3) составляет: Восточная зона-22,13 (опасный уровень загрязнения), Западная зона - 13,8 (умеренно-опасный уровень загрязнения), Центральная зона - 12,4 (умеренно-опасный уровень). В Восточной зоне суммарное загрязнение в 1,6 раза выше, чем в Западной и в 1,8 раза выше, чем в Центральной.
