что значит термин хроническая экотоксичность в водной среде
Будь умным!
Работа добавлена на сайт samzan.ru: 2016-03-30
;color:#000000″>Вопрос № 19. Экотоксичность хроническая или острая. Механизм экотоксичности. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Многие токсиканты способны оказывать как прямое, так и опосредованное, т.е. ;color:#000000;background:#ffffff»>смешанное ;color:#000000;background:#ffffff»>действие ;color:#000000;background:#ffffff»>. ;color:#000000;background:#ffffff»> ;color:#000000;background:#ffffff»>Примером веществ, обладающих смешанным механизмом экотоксического действия, являются, в частности, гербициды. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>По С.А. Куценко (2002), экотоксичность ;color:#000000;background:#ffffff»> ;color:#000000;background:#ffffff»>это способность данного ксенобиотического профиля среды вызывать неблагоприятные эффекты в соответствующем биоценозе. В тех случаях, когда нарушение естественного ксенобиотического профиля связано с избыточным накоплением в среде лишь одного поллютанта, можно условно говорить об экотоксичности только этого вещества. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Неблагоприятные экотоксические эффекты, как отмечает этот же автор, целесообразно рассматривать: ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»> на уровне организма (аутэкотоксические) проявляются снижением резистентности к другим действующим факторам среды, понижением активности, заболеваниями, гибелью организма, канцерогенезом, нарушениями репродуктивных функций и т.д.; ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»> на уровне популяции (демэкотоксические) проявляются гибелью популяции, ростом заболеваемости, смертности, уменьшением рождаемости, увеличением числа врожденных дефектов развития, нарушением демографических характеристик (соотношение возрастов, полов и т.д.), изменением средней продолжительности жизни, культурной деградацией; ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»> на уровне биогеоценоза (синэкотоксические) проявляются изменением популяционного спектра ценоза вплоть до исчезновения отдельных видов и появления новых, не свойственных данному биоценозу, нарушением межвидовых взаимоотношений. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>В случае оценки экотоксичности лишь одного вещества в отношении представителей только одного вида живых существ в полной мере могут быть использованы качественные и количественные характеристики, принятые в классической токсикологии (величины острой, подострой, хронической токсичности, дозы и концентрации, вызывающие мутагенный, канцерогенный и иные виды эффектов и т.д.). Однако в более сложных системах экотоксичность цифрами (количественно) не измеряется, она характеризуется целым рядом показателей качественно или полуколичественно через понятия «опасность» или «экологический риск». ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>В зависимости от продолжительности действия экотоксикантов на экосистему можно говорить об острой и хронической экотоксичности. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Острая экотоксичность. ;color:#000000;background:#ffffff»> ;color:#000000;background:#ffffff»>Острое токсическое действие веществ на биоценоз может явиться следствием аварий и катастроф, сопровождающихся выходом в окружающую среду большого количества относительно нестойкого токсиканта или неправильного использования химикатов. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Истории уже известны такие события. Так, в 1984 году в г. Бхопал (Индия) на заводе американской химической компании по производству пестицидов «Юнион Карбайд» произошла авария. В результате в атмосферу попало большое количество пульмонотропного вещества метилизоцианата. Будучи летучей жидкостью, вещество образовало нестойкий очаг заражения. Однако отравлению подверглись около 200 тыс. человек, из них 3 тысячи погибли. Основная причина смерти остро развившийся отек легких. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Другой известный случай острой токсикоэкологической катастрофы имел место в Ираке. Правительством этого государства была закуплена большая партия зерна в качестве посевного материала. Посевное зерно с целью борьбы с вредителями подвергалось обработке фунгицидом (метилртутью). Однако эта партия зерна случайно попала в продажу и была использована для выпечки хлеба. В результате этой экологической катастрофы отравление получили более 6,5 тыс. человек, из которых около 500 погибли. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>В 2000 году в Румынии на одном из предприятий по добыче драгоценных металлов в результате аварии произошла утечка синильной кислоты и цианид-содержащих продуктов. Токсиканты в огромном количестве поступили в воды Дуная, отравив все живое на протяжении сотен километров вниз по течению реки. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Величайшим экологическим бедствием является использование высокотоксичных химических веществ в военных целях. В годы первой мировой войны воюющими странами было использовано на полях сражений около 120 тыс. тонн отравляющих веществ. В результате отравление получили более 1,3 млн человек, это можно рассматривать как одну из крупнейших в истории человечества экологических катастроф. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Острое экотоксическое действие не всегда приводит к гибели или острым заболеваниям людей или представителей других биологических видов, подвергшихся воздействию. Так, среди отравляющих веществ, применявшихся в первую мировую войну, был и сернистый иприт. Это вещество, являясь канцерогеном, стало причиной поздней гибели пораженных от новообразований. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Хроническая экотоксичность. ;color:#000000;background:#ffffff»> ;color:#000000;background:#ffffff»>Хроническое поражение возникает при длительном воздействии небольших концентраций. С хронической токсичностью веществ, как правило, ассоциируются сублетальные эффекты. Часто при этом подразумевают нарушение репродуктивных функций, иммунные сдвиги, эндокринную патологию, пороки развития, аллергизацию и т.д. Однако хроническое воздействие токсиканта может приводить и к смертельным исходам среди особей отдельных видов. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Эффект долговременного воздействия диоксида серы может быть очень заметен. Исследования растительности в районе металлургических печей в Онтарио (Канада) показали, что на расстоянии 16 км от них произрастало в нормальном состоянии 25 видов растений, а по мере приближения к печам их количество уменьшалось. На расстоянии ближе 1,6 км не произрастало ни одного растения. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Механизмы экотоксичности. ;color:#000000;background:#ffffff»> ;color:#000000;background:#ffffff»>В современной литературе приводятся многочисленные примеры механизмов действия химических веществ на живую природу, позволяющие оценить их сложность и неожиданность: ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>1. Прямое действие токсикантов, приводящее к массовой гибели представителей чувствительных видов. ;color:#000000;background:#ffffff»>Применение эффективных пестицидов приводит к массовой гибели вредителей: насекомых (инсектициды) или сорняков (гербициды). На этом экотоксическом эффекте строится стратегия использования химикатов. Однако в ряде случаев отмечаются сопутствующие негативные явления. Так, в Швеции в 195060 гг. для обработки семян зерновых культур широко использовали метилртутьдицианамид. Концентрация ртути в зерне составляла более 10 мг/кг. Периодическое склевывание протравленного семенного зерна птицами привело к тому, что через несколько лет была отмечена массовая гибель фазанов, голубей, куропаток и других зерноядных пернатых от хронической интоксикации ртутью. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>При оценке экологической обстановки необходимо иметь в виду основной закон токсикологии: чувствительность различных видов живых организмов к химическим веществам всегда различна. Поэтому появление поллютанта в окружающей среде даже в малых количествах может быть пагубным для представителей наиболее чувствительного вида. Так, хлорид свинца убивает дафний в течение суток при содержании его в воде в концентрации около 0,01 мг/л, малоопасной для представителей других видов. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>2. Прямое действие ксенобиотика, приводящее к развитию аллобиотических состояний и специальных форм токсического процесса. ;color:#000000;background:#ffffff»>В конце 1980-х годов в результате вирусных инфекций в Балтийском, Северном и Ирландском морях погибло около 18 тысяч тюленей. В тканях погибших животных находили высокое содержание полихлорированных бифенилов (ПХБ). Известно, что ПХБ, как и другие хлорсодержащие соединения, такие как ДДТ, гексахлорбензол, диелдрин, обладают иммуносупрессивным действием на млекопитающих. Их накопление в организме и привело к снижению резистентности тюленей к инфекции. Таким образом, непосредственно не вызывая гибели животных, поллютант существенно повышал их чувствительность к действию других неблагоприятных экологических факторов. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Классическим примером данной формы экотоксического действия является увеличение числа новообразований, снижение репродуктивных возможностей в популяциях людей, проживающих в регионах, загрязненных экотоксикантами (территории Южного Вьетнама диоксин). ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>3. Эмбриотоксическое действие экополлютантов. ;color:#000000;background:#ffffff»>Хорошо установлено, что ДДТ, накапливаясь в тканях птиц, таких как кряква, скопа, белоголовый орлан и др., приводит к истончению скорлупы яиц. В итоге птенцы не могут быть высижены и погибают. Это сопровождается снижением численности популяции птиц. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Примеры токсического действия различных ксенобиотиков (в том числе лекарственных препаратов) на эмбрионы человека и млекопитающих широко известны. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>4. ;color:#000000;background:#ffffff»> ;color:#000000;background:#ffffff»>Прямое действие продукта биотрансформации поллютанта с необычным эффектом. ;color:#000000;background:#ffffff»>Полевые наблюдения за живородящими рыбами (карпозубые) в штате Флорида позволили выявить популяции с большим количеством самок с явными признаками маскулинизации (своеобразное поведение, модификация анального плавника и т.д.). Эти популяции были обнаружены в реке ниже стока завода по переработке орехов. Первоначально предположили, что стоки содержат маскулинизирующие вещества. Однако исследования показали, что такие вещества в выбросах отсутствуют: сточная вода не вызывала маскулинизацию. Далее было установлено, что в сточных водах содержался фитостерон, (образуется в процессе переработки сырья), который, попав в воду реки, подвергался воздействию обитающих здесь бактерий и превращался при их участии в андроген. Последний и вызывал неблагоприятный эффект. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Таким образом, взаимодействие ксенобиотика с биотическим компонентом среды (микроорганизмы) может стать причиной существенных популяционных эффектов в биоценозе. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>5. Опосредованное действие путем сокращения пищевых ресурсов среды обитания. ;color:#000000;background:#ffffff»>Для борьбы с вредителями лесного хозяйства, гусеницами елового листовертки-почкоеда, в одном из регионов Канады применили фосфорорганический пестицид, быстро деградирующий в среде. В результате резкого снижения числа гусениц от бескормицы погибло около 12 млн птиц. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>Нетрудно заметить, что приведенные в качестве примеров механизмы экотоксического действия веществ на животных при иных условиях вполне могут реализоваться и в отношении человека. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>По определению, ;color:#000000;background:#ffffff»> порог вредного действия (Harmful effect threshold) ;color:#000000;background:#ffffff»>минимальная концентрация (доза) вещества в объекте окружающей среды, при воздействии которой в организме (при конкретных условиях поступления вещества и стандартной статистической группе животных) возникают изменения, выходящие за пределы физиологических приспособительных реакций, или скрытая (временно компенсированная) патология. Порог однократного действия обозначается символом Lim(ac), порог хронического действия символом Lim(ch). ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>При оценке экотоксичности необходимо учитывать, что хотя практически все вещества могут вызывать острые токсические эффекты, хроническая токсичность выявляется далеко не у каждого соединения. Косвенной величиной, указывающей на степень опасности вещества при его хроническом действии, является соотношение концентраций, вызывающих острые и хронические эффекты. Если это соотношение менее 10, вещество рассматривается как малоопасное при хроническом воздействии. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>При оценке хронической экотоксичности вещества необходимо учитывать следующие обстоятельства: ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>1. Определение коэффициента опасности является лишь самым первым шагом определения экотоксического потенциала вещества. В условиях лаборатории пороговые концентрации хронического действия токсикантов определяют, оценивая показатели летальности, роста, репродуктивных способностей группы. Изучение других последствий хронического действия веществ порой может привести к иным числовым характеристикам. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>2. Исследования токсичности проводят на животных, пригодных для содержания в условиях лаборатории. Получаемые при этом результаты нельзя рассматривать как абсолютные. Токсиканты могут вызывать хронические эффекты у одних видов и не вызывать у других. ;color:#000000″>
;color:#000000;background:#ffffff»>3. Взаимодействие токсиканта с биотическими и абиотическими элементами окружающей среды может существенно сказаться на его токсичности в естественных условиях.
Материалы собраны группой SamZan и находятся в свободном доступе
Что значит термин хроническая экотоксичность в водной среде
НАЦИОНАЛЬНЫЙ СТАНДАРТ РОССИЙСКОЙ ФЕДЕРАЦИИ
РУКОВОДСТВО ПО ПРИМЕНЕНИЮ КРИТЕРИЕВ КЛАССИФИКАЦИИ ОПАСНОСТИ ХИМИЧЕСКОЙ ПРОДУКЦИИ ПО ВОЗДЕЙСТВИЮ НА ОКРУЖАЮЩУЮ СРЕДУ
Острая токсичность для водной среды
Guidance on the application of the criteria of chemicals classification for environment. Acute aquatic toxicity
* Вероятно, ошибка оригинала. Следует читать
Примечание изготовителя базы данных.
Дата введения 2018-01-01
Предисловие
1 РАЗРАБОТАН Техническим комитетом по стандартизации ТК 339 «Химическая безопасность веществ и материалов»
2 ВНЕСЕН Федеральным агентством по техническому регулированию и метрологии
4 В настоящем стандарте реализованы положения международного документа «Руководство по применению критериев CLP. Руководство к Регламенту (ЕС) N 1272/2008* по классификации, маркировке и упаковке (CLP) веществ и смесей, версия 4.1, июнь 2015» (Guidance on the Application of the CLP Criteria, Guidance to Regulation (EC) No 1272/2008 on classification, labelling and packaging (CLP) of substances and mixtures, Version 4.1, June 2015).
6 ПЕРЕИЗДАНИЕ. Июль 2019 г.
1 Область применения
Настоящий стандарт содержит руководящие принципы по выбору наиболее подходящих данных и применению критериев классификации опасности химической продукции, обладающей острой токсичностью для водной среды.
2 Нормативные ссылки
В настоящем стандарте использованы нормативные ссылки на следующие стандарты:
ГОСТ 32293 Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Испытание водорослей и цианобактерий на задержку роста
ГОСТ 32424-2013 Классификация опасности химической продукции по воздействию на окружающую среду. Основные положения
ГОСТ 32425-2013 Классификация опасности смесевой химической продукции по воздействию на окружающую среду
ГОСТ 32473 Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Определение острой токсичности для рыб
ГОСТ 32536 Методы испытаний химической продукции, представляющей опасность для окружающей среды. Определение острой токсичности для дафний
ГОСТ 33044 Принципы надлежащей лабораторной практики
3 Термины и определения
В настоящем стандарте применены термины по ГОСТ 32424, ГОСТ 32425 и ГОСТ 33044, а также следующие термины с соответствующими определениями:
3.3 средняя летальная концентрация; (median lethal concentration): Концентрация токсиканта в воде, вызывающая гибель 50% тест-объектов при установленных условиях экспозиции в течение заданного срока наблюдений.
3.4 средняя эффективная концентрация; (median effective concentration): Концентрация токсиканта в воде, вызывающая изменение тест-реакции тест-объектов на 50% при установленных условиях экспозиции в течение заданного срока наблюдений.
3.7 тест-реакция: Изменение выбранного показателя жизнедеятельности тест-объекта под воздействием токсиканта, которое может выражаться в гибели тест-объектов (выживаемости), снижении интенсивности размножения, снижении подвижности или других поведенческих характеристик, типичных для данного тест-объекта, а также в подавлении некоторых биохимических процессов, протекающих в клетках и ферментных системах.
4 Классификация опасности химической продукции, обладающей острой токсичностью для водной среды
4.1 Острая токсичность для водной среды представляет собой ключевое свойство при определении краткосрочной опасности химической продукции, связанной с авариями и крупными разливами.
4.2 Критерии классификации опасности химической продукции, обладающей острой токсичностью для водной среды, установлены в ГОСТ 32424 и ГОСТ 32425.
4.3 Химическую продукцию, обладающую острой токсичностью для водной среды, относят к одному из трех классов опасности в соответствии с таблицей 1.
Экотоксикология
Онлайн-конференция
«Современная профориентация педагогов
и родителей, перспективы рынка труда
и особенности личности подростка»
Свидетельство и скидка на обучение каждому участнику
Описание презентации по отдельным слайдам:
Описание слайда:
Описание слайда:
2
ПРЕДМЕТ И ЗАДАЧИ ЭКОТОКСИКОЛОГИИ
Экотоксикология (экологическая токсикология ) — наука, изучающая эффекты воздействия токсичных веществ на экосистемы и их круговорот в биосфере.
Описание слайда:
3
ПРЕДМЕТ И ЗАДАЧИ ЭКОТОКСИКОЛОГИИ
Объект исследований:
механизмы,
динамика развития,
проявления неблагоприятных эффектов действия токсикантов и продуктов их превращения в окружающей среде на живые организмы.
Основные рассматриваемые вопросы:
характеристика ксенобиотического профиля среды обитания,
проблемы экотоксикокинетики (судьба поллютантов в окружающей среде),
экотоксикодинамика (механизмы развития и формы токсического процесса, вызванного действием экотоксикантов на биоценоз и/или отдельные виды, его составляющие),
экотоксикометрия.
Описание слайда:
Задачи экотоксикологии
Исследование распространения и превращения токсикантов в окружающей среде и ее компонентах
Прогнозирование опасности загрязнения окружающей среды
Исследование механизмов токсичности веществ
Разработка критериев оценки вредного воздействия
Описание слайда:
Задачи экотоксикологии
Разработка гигиенических основ регламентации поступления экотоксикантов в окружающую среду
Разработка методов анализа и диагностики экотоксикантов в объектах окружающей среды
Описание слайда:
Описание слайда:
Описание слайда:
Описание слайда:
Описание слайда:
10
СТОЙКОСТЬ В ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЕ
(согласно Стокгольмской конвенции)
T1/2 в воде> 2 месяцев
T1/2 в почве и седиментах> 6 месяцев
T1/2 в воздухе> 2 дней
Описание слайда:
процесс накопления токсикантов, извлекаемых из абиотической фазы (воды, почвы, воздуха) и из пищи (трофическая передача).
отношение концентрации вещества в организме к концентрации вещества в окружающей среде или в предыдущем трофическом звене трофической цепи
Описание слайда:
Описание слайда:
Коэффициент биоаккумуляции ДДТ
Наземные экосистемы
Наземные растения 0.1
Насекомые 3
Черви 70
Грызуны 100
Водные экосистемы
планктон 10 000
кревеДки 1 000
устрицы 10 000
рыбы 100 000
Птицы – до 10 000 000
Описание слайда:
0,02 ppm ДДТ в воде
21000 ppm ДДТ
2700 ppm ДДТ
900 ppm ДДТ
10 ppm ДДТ в планктоне
Увеличение концентрации ДДТ
в 1 000 000 раз
Описание слайда:
15
ПРОЯВЛЕНИЯ ТОКСИЧЕСКОГО ВОЗДЕЙСТВИЯ на различных уровнях организации:
Описание слайда:
16
ОСТРАЯ ЭКОТОКСИЧНОСТЬ
— токсичность в результате краткосрочного воздействия токсиканта
острые токсические эффекты: гибель или острое отравление
острое экотоксическое действие не всегда приводит к гибели или острым отравлениям людей или представителей др. видов, подвергшихся воздействию
с целью профилактики острых отравлений установлены предельные сбросы для промышленных и хозяйственно-бытовых сточных вод и отходов
Описание слайда:
17
ХРОНИЧЕСКАЯ ЭКОТОКСИЧНОСТЬ
— токсичность в результате долгосрочного воздействия токсиканта
сублетальные эффекты: нарушение репродуктивных функций, иммунные сдвиги, эндокринная патология, пороки развития, аллергизация и т.д.,
хроническое воздействие может приводить к смертельным исходам среди особей отдельных видов,
проявления действия экотоксикантов могут быть самыми разнообразными и при определенных уровнях интенсивности воздействия оказываются достаточно специфичными для действующего фактора.
Описание слайда:
18
ЗАВИСИМОСТЬ «доза-эффект»
LC50 (EC50 ) – летальная (эффективная) концентрация для 50% популяции
LOEC (LOAEL ) – наименьшая концентрация (доза), при которой отмечается эффект
NOEC (NOAEL ) – наибольшая концентрация (доза), при которой не отмечается эффект
Описание слайда:
Показатели выживаемости
при воздействии токсиканта (Метод Беренса)
LD50 – полулетальная доза
Описание слайда:
20
Группы острой токсичности Ks для позвоночных животных
Описание слайда:
21
ОЦЕНКА ЭКОТОКСИЧНОСТИ
возрастает время ответа,
возрастает сложность с привязкой к действию специфических химических веществ,
возрастание экологической значимости
прагматичный выбор
возможность сравнения различных веществ,
малое расхождение с естественными условиями,
недлительные,
недорогие
Воздействие
поллютанта
Описание слайда:
22
ТЕСТЫ для ОЦЕНКИ ЭКОТОКСИЧНОСТИ
Описание слайда:
Описание слайда:
24
Механизмы экотоксичности
Прямое действие токсикантов, приводящее к массовой гибели представителей чувствительных видов как сопутствующий негативный эффект
применение эффективных пестицидов
приведенные механизмы экотоксического действия веществ на животных при иных условиях могут реализоваться и в отношении человека
Описание слайда:
Формы поражения
Канцерогенное действие
Мутагенное
Тератогенное
Эмбриотоксическое
Иммунодепрессивное
Специфическая видовая чувствительность
Талидомид
Описание слайда:
Почвенные лабораторные микрокосмы в экотоксикологии
Микрокосм – небольшая экспериментальная экосистема, создаваемая искусственно или являющаяся частью природной экосистемы, для изучения или моделирования экологических процессов.
ТМЕ – terrestrial model ecosystems
Описание слайда:
Типы микрокосмов
Вегетационные сосуды
ван Гельмонт
Пластиковые сосуды
Интактные монолиты
Биодоступность и экотоксичность металлов в водных системах: критические уровни загрязнения
Полный текст
Аннотация
Рассмотрена биодоступность и экотоксичность металлов в зависимости от геохимических условий водной среды. Показано, что для большинства металлов наибольшей проникающей способностью обладают свободные ионы за исключением некоторых металлорганических комплексов, например ртути. Проанализированы модели оценки опасности загрязнения водной среды металлами, в основе которых лежат термодинамические расчеты концентрации свободных ионов, способность биологических рецепторов их связывать и токсикологические свойства металлов. Сформировано представление об основных механизмах проникновения и выведения металлов, цитотоксичности неэссенциальных элементов. Предложен новый метод определения критических уровней полиметаллического загрязнения вод на основе измерений комплексообразующей способности вод и установления доза-эффектных зависимостей между интегральными показателями полиметаллического загрязнения вод и индикаторами «здоровья» экосистем (in situ) по результатам исследований на Кольском Севере.
Ключевые слова
Полный текст
ВВЕДЕНИЕ
Без глубокого изучения биогеохимической миграции элементов, их взаимодействия с абиотическими и биотическими факторами водной среды, биодоступности и механизмов проникновения металлов в живые организмы в природных условиях, без получения определенных данных о дозах воздействия полиметаллического загрязнения и его эффектах для конкретных организмов сложно предложить как адекватную программу мониторинга, так и определить допустимые воздействия.
Цель работы ― сформировать представление о биодоступности металлов в водных системах, их способности проникать в клетку и оказывать цитотоксичное действие (по литературным данным); предложить метод определения критических уровней полиметаллического загрязнения на основе исследования доза-эффектных зависимостей между интегральными показателями загрязнения вод и индикаторами «здоровья» экосистем ( in situ ) по результатам оригинальных исследований на Кольском Севере.
ВЛИЯНИЕ ГЕОХИМИЧЕСКИХ ФАКТОРОВ НА БИОДОСТУПНОСТЬ МЕТАЛЛОВ
Таблица. Геохимические факторы водной среды, влияющие на формы миграции и биодоступность металлов в водной среде (Brezonic et al., 1991)
Основные факторы водной среды
Общие условия вод ― жесткость (Ca 2+ + Mg 2 + )
Ионная сила раствора, температура, рН, Eh
Специфические условия связывания металлов с лигандами:
• концентрация и природа органических лигандов: DOC, содержания гумусовых кислот, пептиды, полиаминокарбоксилы и др.;
• концентрация и природа взвешенных частиц, включая наноструктуры, на поверхности которых металлы могут адсорбироваться
• время реакции комплексообразования, которое зависит от pH, жесткости воды, природы лиганда и скорости миграции металлов в воде. Реакции протекают достаточно быстро, однако скорость обмена лигандами может быть и медленной;
• время протекания окислительно-восстановительных реакций, которое зависит от рН, температуры, освещения и других факторов: например, окисление Fe(II) и Mn(II) может не сохранять равновесные состояния под действием света
Ионы металлов находятся в равновесном состоянии в воде с различными неорганическими и органическими соединениями ( с аминами, гумусовыми кислотами и другой органикой), а также сорбированные на взвесях ( B jerregaard, A ndersen, 2014). Поверхности неорганических частиц (наночастицы глины, оксиды марганца и железа) и органических неклеточных микрообъектов (сифонниковые водоросли, плазмодии миксомицеты, фикомицеты и др.) имеют доминирующие O − фрагменты. В зависимости от сродства конкретных ионов металлов к концевым отрицательно заряженным ионам кислорода (карбоксильные, гидроксильные группы) на поверхности частиц, равновесие между свободными акваионами металлов будет нарушаться в сторону адсорбированных металлов. Общее представление о формах нахождения металлов в воде представлено на рис. 1.
Рис. 1. Схематическое представление о равновесии между ионами металлов и лигандами органической и неорганической природы в водной среде: растворенное и нерастворенное состояние компонентов относительно фильтра 0.45 μm (Bjerregaard, Andersen, 2014).
Исходя из изложенного, очевидно, что условия водной среды оказывают значительное влияние на биодоступность металлов для живых организмов. В отличие от экспериментальных работ, в естественных условиях многие сопутствующие факторы могут увеличивать или снижать проникающую способность опасных веществ в организм. В пресноводных системах биодоступность контролируется конкуренцией с другими катионами за центры комплексобразования на поверхности эпителия (Fortin et al., 2010; van Dam et al., 2010; Gandhi et al., 2011). Наиболее распространенный подход определения биодоступности свободных ионов металлов основан на принципе более активного их проникновения в живые организмы. Поэтому в основе ряда моделей заложен принцип расчета ионных форм металлов (Free Ion Activity Model, FIAM) в зависимости от параметров водной среды (Smith et al., 2015).
В работe Дину (2012, 2015) был предложен алгоритм вычисления форм нахождения металлов с учетом физико-химических параметров природной среды. Данный подход основан на математическом моделировании химических реакций, протекающих в природных водах, опирается на основные законы аналитической и физической химии: уравнения материального баланса; математическое выражение констант равновесий; уравнения электронейтральности; уравнения протонных равновесий; протекание конкурирующих реакций. Исходные данные ― это, с одной стороны, большое число физико-химических параметров водной среды (включая более 10 ионов металлов, рН, содержание анионов органической и неорганической природы и т.д.); с другой ― разносторонний математический аппарат, позволяющий последовательно рассчитать константы кислотности органических кислот, условные константы устойчивости комплексов с металлами, доли сильных и слабых кислот в системе и т.д. В ходе расчета возможно определить содержания свободных ионов в зависимости от условий водной среды. Предложенный алгоритм в работe был апробирован для исследования вод озер Кольского Севера в сравнении с натурными измерениями и показал высокий уровень совпадений ― более 97%.
Существует рад допущений о влиянии физико-химических особенностей конкретных ионов металлов на степень их биодоступности и токсичности (Голиков и др., 1986; Бингам и др., 2000; Brezonic et al., 1991). Тривиально сложилось мнение, что токсичность увеличивается: (1) с уменьшением радиуса элемента в периоде или группе Периодической таблицы Менделеева; (2) с уменьшением размера иона элемента (соединения); (3) с увеличением растворимости веществ, содержащих токсичный элемент. Однако доказательной базы прямого влияния положения элемента в Периодической системе на его токсичные свойства нет. Большинство авторов (Дабахов и др., 2005; Фрумин, 2013; Tekade et al., 2018) говорят о возможной роли только ионного радиуса (т.е. размера ионной формы вещества) в химической активности металла, что не является идентичным атомному весу элемента и его радиусу.
Влияние физико-химической природы иона металла на его токсичные свойства достаточно хорошо доказуемо на основе констант равновесия ― комплексобразования, окислительно-восстановительных процессов, растворения-осаждения. Считается, что прочность комплексов тем выше, чем меньше радиус центрального иона и аддентов (Vaananenа et al., 2018). Чем прочнее соответствующее соединение металла, тем более оно инертно к проникновению и разрушению. Немаловажное значение в оценке прочности соединений играют координационная структура и, соответственно, энергия Гиббса (Tekade, 2018). Таким образом, геохимические факторы оказывают влияние на биодоступность металлов через процессы комплексобразования в большей степени, чем природа иона. В низко минерализованных водах с малым содержанием органического вещества биодоступность металлов для водных организмов возрастает.
ПРОНИКНОВЕНИЕ, ВЫВЕДЕНИЕ И ЭКОТОКСИЧНОСТЬ МЕТАЛЛОВ
Клеточные мембраны играют ключевую роль в регуляции проникновения металлов в клетку и организм. (Simkiss, Taylor, 1989) на основе анализа результатов многочисленных исследований выделили возможные пути поглощения металлов водными организмами (рис. 2). Проникновение токсичных металлов в клетку может происходить по следующим каналам.
Липидный путь характерен преимущественно для гидрофобных и гидрофильных молекул. Проникновение определяется жирорастворимостью молекул и вязкостью клеточных мембран организма, которая в свою очередь может зависеть от многих факторов, в частности от характера питания и температуры. Этот путь проникновения характерен для металлорганических комплексов, таких как метилртуть.
Водный путь (поровый) селективен и его участие варьирует в зависимости от характера поглощающих клеток и конкретных ионов. Пример селективности представлен (Simkiss, 1996): клетка эритроцита поглощает элементы в следующем порядке ― Rb>Cs>K>Na>Li, тогда как клетки кожи ― Na>Li>K>Rb>Cs.
Эндокринный путь играет важную роль в поглощении элементов водными организмами. Многие элементы проникают внутрь клетки через мембрану (эндоцитоз) и связываются с клеточными органеллами (например, FeOH3, Hg(CH3)2). Это может происходить как в пищеварительной, так и в дыхательной системе и коже.
Многие металлы (Pb, Cd) могут проникать в организм аналогично эссенциальным элементам по кальциево-натриевым и кальциево-магниевым каналам. Некоторые металлы могут адсорбироваться из воды как гидратированные ионы, например Cu и Cd. Наряду с поглощением гидратированных металлов, неорганические и органические комплексы (например, CdCl2, HgCl2, Hg(CH3)2) могут быть поглощены прямой диффузией с увеличением их липофильности.
Рис. 2. Основные механизмы проникновения металлов в клетку водных организмов (по Simkiss, Taylor, 1989).
У водных организмов жабры являются основной функцией-мишенью, через которые происходит проникновение металлов в организм. На проницаемость жабр для ионов металлов большое влияние оказывает ионный состав и концентрация солей в воде, как отмечалось выше. Проникновение металлов через жабры определяется комплексной микросредой, создаваемой на поверхности жабр, поскольку она включает в себя мембраны клеток эпителия, а также слой слизи со смесью гликопротеидов, монополисахаридов, низкомолекулярных белков и воды. Слизь на поверхности жабр играет роль барьера, предотвращающего нарушение эпителия жаберных лепестков и снижающего токсичность металлов в результате связывания их со специфическими белками слизи и с обитающими здесь микроорганизмами (Health, 2002).
Изучение эпителиальных клеток жабр показывает, что внешняя поверхность их тканей имеет отрицательный заряд и будет связывать ионы металлов. Особенно это характерно для алюминия. Например, в закисленных условиях, для которых характерны высокие концентрации ионов алюминия, большая его часть осаждается на поверхности жабр в связи с повышением значений pH на их поверхности и отделяется слизью. Однако часть алюминия проникает внутрь клеток и попадает в организм рыбы (Phillips, 1995).
Критически высокие концентрации в воде нескольких различных металлов (например, кадмия, свинца, цинка, меди) стимулируют выделение слизи. Не все металлы одинаково соединяются с поверхностью жабр. В работе (Heath, 2002) показано, что интенсивность связывания металлов на поверхности жабр следующая: La>Ca = Cd>Cu. Соединение с внешней поверхностью эпителиальных тканей жабр не означает более быстрое проникновение металлов внутрь организма.
Наряду с проникновением металлов из воды через жаберный аппарат элементы поглощаются и с пищей. Как правило, беспозвоночные, обитая в загрязненных водах, концентрируют большие количества металлов, чем рыбы. В экспериментах с радужной форелью, которая получала метилированную ртуть через пищу и из воды, показано, что накопление токсичных элементов происходило линейно. Метилированная ртуть, полученная из одного источника, не оказывала никакого влияния на темп поглощения ртути из другого источника. Иными словами, они дополняли друг друга. Коэффициенты извлечения ртути, однако, были различными. Приблизительно 70% метилированной ртути было усвоено с проглоченной пищей, и лишь 10% поглощено через жабры (Heаth, 2002).
У водных организмов существует как минимум два механизма инактивации проникающих в организм металлов: первый из них, названный «регуляцией», основан на способности к связыванию и выведению микроэлементов; второй ― с процессами ограничения активности металлов в специфических внутриклеточных образованиях (Hudson, 1988; Phillips, Rainbow, 1989; Cornelis, Norberg, 2014).
Первый механизм связывания проникающих в организм металлов, направленный на регуляцию микроэлементного состава организмов, осуществляется посредством индукции синтеза специфических белков ― металлотионеинов (МТ). МТ ― это низкомолекулярные цистеинсодержащие белки (6000−7000 Da), которые характерны для живых организмов всех типов (Hudson, 1998). Белки локализуются на мембране аппарата Гольджи. Связывание металлов, как эссенциальных ― Zn и Cu, так и токсичных ― Cd и Hg, является их специфической функцией, направленной на защиту клетки от токсического действия металлов. Связывание тяжелых металлов обеспечивается наличием тиольных групп остатков цистеинов, которые составляют около 30% всего аминокислотного состава этих белков. Одна молекула МТ способна связать до 7−12 атомов металла (Rainbow, 1995).
Удаление металлов происходит путем экзoцитоза в мембранных везикулах, вторичных и третичных лизосомах, инклюзионных тельцах и минеральных конкрециях. МТ характеризуются полифункциональностью (транспорт ионов металлов, поддержание окислительно-восстановительных реакций, протекторная, сигнальная, модулирующая и регулирующая функции), оказывают влияние на такие базовые клеточные функции, как пролиферация, дифференцирование, программированная клеточная гибель. При высоких уровнях содержания металлов в окружающей среде в мышечной ткани рыб дополнительно активизируется синтез МТ, которые присоединяют металлы к своим молекулам с образованием –S-S-связи. Если концентрация проникающих металлов не превышает способность МТ их связывать, выведение микроэлементов будет соотноситься с темпами поглощения металлов (Depledge, Rainbow, 1990; Linde et al., 2001).
Детоксикация металлов может происходить также за счет уже имеющихся в белках сульфгидрильных групп (R-SH) во внутренних органах (печени и почках). Этот механизм детоксикации является более мобильным, чем синтез МТ в мышечной ткани. Металлотионеины внутренних органов являются резервом на случай проникновения в организм чрезмерно больших количеств металлов. При использовании данного резерва далее стимулируется биосинтез МТ в мышечной ткани (Hudson, 1998). Именно усилением синтеза МТ и других белков, способных связывать металлы, объясняется явление приобретенной толерантности рыб к сублетальным концентрациям металлов в воде (George, Olson,1994). В работах экспериментального характера и в природных условиях показано, что концентрация МТ в печени и почках тесно коррелирует с уровнем загрязнения вод металлами и их накоплением в организме. Примером могут служить данные (Linde еt al., 2001), полученные при изучении содержания ряда металлов в воде и в организме кумжи и угря. Показано, что в условиях загрязнения содержание в печени МТ увеличивается, поэтому концентрацию МТ в этом органе было предложено использовать для индикации загрязнения вод металлов с учетом их пролонгированного действия или последствий залпового поступления (Lindahl, Mokness, 1993; George, Olson,1994).
Второй механизм направлен на снижение потенциальной токсичности металлов в тканях водных организмов путем ограничения активности элементов во внутриклеточных образованиях, в которых металлы связаны с аморфными полифосфатными остатками. Их называют полифосфатными гранулами, «пузырьками», базофильными включениями, а в случае накопления в этих гранулах железа ― гемосидериновыми гранулами. Помимо железа, в таких гранулах были обнаружены марганец и кобальт (Vijver et al., 2004). Однако для таких элементов, как Cu, Zn, Cd и Hg, более характерен механизм детоксикации с участием МТ (Phillips, Rainbow, 1989; Depledge, Rainbow, 1990; Rainbow, 1995).
В настоящее время существует большое количество научных обзоров о токсичных свойствах различных металлов, как для водных и наземных организмов, так и для человека (Голиков и др., 1986; Ермаков и др., 2018; Moiseenko et al., 2018; Handbook…, 2014). Неэссенциальные металлы могут мимикрировать под элементы, необходимые для нормальной жизнедеятельности организма, вызывая впоследствии нарушение многих биохимических функций в клетках. Например, Cd накапливается в митохондриях, лизосомах и ядре, вызывая их ультраструктурные изменения, вступает во многие химические реакции, основным из которых является взаимодействие с сульфгидрильными группами белков и ферментов. Избыток кадмия нарушает метаболизм эссенциальных металлов, особенно железа и кальция, нарушает действие цинковых и иных металлоферментов, блокирует сульфгидрильные группы ферментов, нарушает синтез ДНК. Кадмий легко замещает железо и молибден в металлфлавопротеиновых комплексах, что приводит к нарушению двухстадийного процесса окисления. Свинец препятствует одной из ступеней биосинтеза гена, считается сильнейшим нейротоксином. Токсичность свинца увеличивается при недостатке в организме кальция и железа. Свинец блокирует SH-группы белков, образуя комплексы с фосфатными группами рибозы у нуклеотидов, особенно у цитидина, и тем самым быстро разрушает РНК, ингибирует ферменты, в частности карбоксипептидазу. Ртуть блокирует активность ряда важнейших ферментов, в частности карбоангидразы, карбоксипептидазы, щелочной фосфатазы. Ртуть способна замещает кобальт в корриноидах, нарушая метаболические реакции, связанные с витамином В12 (Davidson, Costa, 2014).
Таким образом, металлы проникают в организм водных животных несколькими путями, которые определяются концентрацией металлов в воде и формами нахождения. Несмотря на многообразие механизмов проникновения металлов в организм водных животных, доказано, что металлы аккумулируются в организме в значительно больших концентрациях, чем в окружающей среде, оказывая негативное воздействие на живые организмы.
ОПРЕДЕЛЕНИЕ КРИТИЧЕСКИХ УРОВНЕЙ ПОЛИМЕТАЛЛИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ
Высокая актуальность проблемы комплексной оценки последствий загрязнения вод металлами привлекает к ее решению многих ученых, поэтому количество публикаций по уровням их содержания в воде, донных отложениях и биоте, а также по токсичным свойствам металлов (экспериментальные данные) очень высокое и продолжает увеличиваться. Принятые в России (как и в других странах) регламенты, как упоминалось выше, по лимитирующим значениям металлов в воде (ПДК или GL) не учитывают особенности формирования интегральной дозы полиметаллического загрязнения в зависимости от геохимических факторов водной среды.
Интегральная доза воздействия будет определяться: а) спектром металлов и свойствами их синергизма (или антагонизма); б) токсикологическими свойствами каждого из них; в) формами нахождения ― ионная, связанная или взвешенная; д) способностью к комплексообразованию и осаждению; е) скоростью биоаккумуляции и проявлениями скоротечных и отдаленных эффектов. Выполненный обзор исследований по биодоступности и токсичности металлов в зависимости от геохимических условий водной среды показал высокую вариабельность проявления токсичных свойств металлов, которая не рассматривается в системе нормативов качества вод и практике мониторинга. Разработанные модели BLM направлены на приближение оценок загрязнения вод металлами к реальным условиям с учетом их биодоступности, форм нахождения и токсикологических свойств (Smith et al., 2015; Vannanena et al., 2018). Они направлены на оценку воздействия одного металла. Однако металлы не поступают в окружающую среду в отдельности. Законченной методологии определения критических (допустимых) уровней опасного полиметаллического загрязнения вод металлами природных сред не предложено в данных моделях.
Концентрации микроэлементов (Sr, Al, Fe, Mn, Сr, Сu, Ni, Zn, Сd, Со, Рb, Аs) в подготовленных водных пробах определялись атомно-абсорбционным методом (GFAAS, model Perkin-Elmer-5000, Corp., Norwalk, США) методом с непламенной атомизацией (HGA-400). При определении физико-химических форм элементов в природных водах следовали методике (Родюшкин, 1995), позволяющей определять содержания металлов в формах, входящих в состав взвешенной и растворенной фракций с последующим разделением последней на удаляемые и не удаляемые ион-обменной смолой (Dowex 50W-X8, 50-100 mesh в Na+ форме), т.е. на лабильные и нелабильные относительно смолы.
Определение комплексообразующей способности вод (КСВ). Как показано выше, органическое вещество природных вод в наибольшей степени способно к инактивации металлов, поступающих в водную среду. По своему составу и происхождению органическое вещество природных вод разделяют на аллохтонное (гуминовые кислоты и фульвокислоты,) и автохтонное ― экзометаболиты водной биоты (полифенолы, белки, углеводы, полипептиды, аминокислоты и другие специфические органические вещества), которые в ощутимых концентрациях появляются в воде в периоды “цветения” вод. В природных водах содержание органического вещества варьирует в широких пределах (1−100 мг/л и более), его состав определяется различными пропорциями авто- и аллохтонных компонентов. (Варшал и др., 1979; Лапин, Красюков, 1986; Дину, 2017). В последние годы значимый вклад может вносить органическое вещество антропогенного происхождения (хозяйственно-бытовые и промышленные стоки).
На территории всей гумидной зоны в России распространены «цветные» воды с высоким содержанием природного органического вещества гумусовой природы, которое потенциально, будет снижать экотоксичность металлов. Скорости реакции между свободными ионами металлов и органическими лигандами очень быстрые (Merrington et al., 2016). На основе исследования 64 водных проб из различных озер была получена зависимость между суммой металлов (в микроэквивалентах), связанных с органическими лигандами (ΣСнелаб) и содержанием органического вещества (DOC). Предполагалось, что все краевые центры органических лигандов связаны с металлами, поскольку в этих водных образцах присутствовали и свободные ионы металлов. Полученная зависимость аппроксимировалась степенным уравнением (рис. 3):
ΣСнелаб [мкэкв/л] = 0.059×DOC 2.5 [мг/л].
Согласно (Mantoura et al., 1978), каждый миллиграмм органического вещества связывает приблизительно 1 микроэквивалент металла. Наши данные указывают, что аналогичная комплексообразующая способность вод типична для естественных вод с концентрацией органического вещества 7 мг/л. Экспоненциальный характер этой зависимости свидетельствует, что с возрастанием содержания органического вещества гумусовой природы увеличивается количество функциональных групп, способных связывать металлы. В больших озерах с преобладающим автохтонным веществом (при концентрации DОС 2−5 мг/л) количество связывающих центров низко. Высокоцветные воды с высокой концентрацией аллохтонного вещества обладает более высокой способностью инактивировать металлы, что подтверждается литературными данными.
Рис. 3. Зависимость концентраций суммы связанных с органическими комплексами форм металлов (ΣМе комп., мкэвл./л) от содержания растворенного органического вещества (DOC, мг/л).
Исходя из реальных измерений способности металлов к комплексобразованию с органическими лигандами в поверхностных водах Кольского Севера, И.В. Родюшкиным (1995) для вод оз. Имандра был получен следующий ряд активности металлов:
Fe (99%)>Cu (65%) >Al (30%) >(Ni 25%) > Zn (10%) >Mn ( Sr (
Рис. 4. Схема определения интегрального индекса токсичности (Itox) полиметаллического загрязнения с учетом комплексообразующей способности вод и токсикологических свойств каждого металла (по данным (Перечень, 1999)).
Рис. 5. Визуализация распределения интегрального показателя индекса токсичности (Itox) полиметаллического загрязнения вод Кольского Севера, в основе которого лежит расчет нормированных к ПДК ионных форм металлов (за вычетом инактивированных форм металлов органическим веществом) согласно схеме 4.
Появление рыб в водоемах с патологическими отклонениями в той или иной степени регистрируется при I tox в 1 − 2 условных единицы (рис. 6). Таким образом, токсичные свойства от прямого и опосредованного загрязнения металлами водная среда приобретает уже при показателе индекса токсичности в 1 − 2 ед., которое может быть принято в качестве критического уровня. Если мы вернемся к обсуждению рис. 5, где представлена визуализация интегрального значения индекса токсичности для вод региона, можно сделать заключение, что в современных условиях почти на 1/3 территории создается риск заболеваемости рыб и, возможно, человека, вследствие образования техногенных гидрогеохимических провинций. Вокруг металлургических комплексов высокие значения I tox обусловливаются аэротехногенным загрязнением водосборов от плавильных цехов медно-никелевой индустрии, где вклад Ni и Cu в формирование дозы воздействия определяющий. В отдаленных восточных районах ― за счет опосредованного вымывания кислыми осадками металлов из геохимических провинций. Здесь критические уровни обусловлены прежде всего ионными формами Al, Zn, Cd, что подтверждается достоверной зависимостью индекса токсичности от рН воды для отдаленных восточных районов ( r =0.54; n =250).
Рис. 6. Доза-эффектная зависимость между показателем Itox, отражающим интегральную характеристику полиметаллического загрязнения, и заболеваемостью рыб (Pathfish, %) в водоемах различной степени загрязнения.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Возрастающее поступление металлов в окружающую среду, включая высокотоксичные, требует разработки методов оценки экологических рисков от загрязнения. Водные системы являются объектами конечного стока элементов, поступающих в окружающую среду. Биодоступность является одним их ключевых свойств элементов, определяющих их проникновение в организм и экотоксичность, зависит не только от концентрации металлов в воде, но и от многочисленных геохимических показателей. Ионные формы большинства металлов обладают наибольшей биодоступностью за исключением липофильных металлорганических комплексов (например, метилртути). Растворенное органическое вещество (DOC) вод способно инактивировать поступающие в водоем металлы путем их связывания с лигандами амино-, фульво- и гуминовых кислот, что снижает их биодоступность и, соответственно, токсичность для гидробионтов.
Для предсказания биодоступности металлов широкое применение находит сложная модель биотического лиганда (BLM), которая имеет три наиболее значимые составляющие: термодинамический расчет форм нахождения металла, способность биологических рецепторов связывать ионы металлов и их токсикологические свойства. На ее основе была дана оценка токсичности отдельных металлов. Однако металлы не поступают в водоем в отдельности: как правило, наблюдается полиметаллическое загрязнение большим спектром элементов.
Металлы проникают в организм водных животных несколькими путями, которые определяются концентрацией металлов в воде и формами нахождения. Несмотря на многообразие механизмов проникновения металлов в организм водных животных, металлы аккумулируются в организме в значительно больших концентрациях, чем в окружающей среде. Результат ― развитие микроэлементозов (замещение эссенциальных элементов, избыток токсичных) и потенциальный токсичный эффект.
Определение комплексообразующей способности вод (КСВ) основывается на выявлении связей между содержаниями органического вещества в воде и количеством инактивированных металлов (связанных с органическим веществом). Конкурентный ряд металлов за связывание с органическими лигандами определяется различиями сродства металлов за координационные центры. Наибольшей активностью обладает железо.
Разработанный нами подход к определению КСВ, вычислению концентраций свободных ионов (путем натурных исследований или физико-химических вычислений) и с учетом токсикологических свойств каждого элемента в некоторой степени созвучен с концепцией ВLM, однако в иностранных моделях не учитывается факт полиметаллического загрязнения и конкурентного ряда металлов за связывание с органическими лигандами. Очевидно, что в других регионах спектр металлов, их поведение и токсичные свойства будут видоизменяться, однако методологический подход, разработанный на примере Кольского Севера, может быть использован при обосновании критических уровней металлов в других регионах с развитой горно-рудной и металлургической индустрией.
Источник финансирования
Работа выполнена при финансовой поддержке гранта РНФ № 18-17-00184.