Тяжёлые металлы в воде

ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В ЭКОЛОГИЧЕСКОМ МОНИТОРИНГЕ ВОДНЫХ СИСТЕМ 

HEAVY METALS  IN ECOLOGICAL MONITORING OF WATER SYSTEMS
 
H. C. BUDNIKOV
 
Some aspects of environmental pollution, especially that of surface waters by heavy metals, are discussed on interdisciplinary level. A dual biological role of metals as life components and as toxicants is marked. Analytical work is necessary for regular evaluation of environmental state.

Г.К.Будников
Казанский Государственный Университет

Среди загрязнителей биосферы, представляю-
щих наибольший интерес для различных служб
контроля ее качества, металлы (в первую очередь
тяжелые, то есть имеющие атомный вес больше 40)
относятся к числу важнейших. В значительной мере
это связано с биологической активностью многих
из них. На организм человека и животных физиоло-
гическое действие металлов различно и зависит от
природы металла, типа соединения, в котором он
существует в природной среде, а также его концен-
трации. Многие тяжелые металлы проявляют выра-
женные комплексообразующие свойства. Так, в
водных средах ионы этих металлов гидратированы
и способны образовывать различные гидроксо-
комплексы, состав которых зависит от кислотности
раствора. Если в растворе присутствуют какие-либо
анионы или молекулы органических соединений,
то ионы этих металлов образуют разнообразные
комплексы различного строения и устойчивости.
В ряду тяжелых металлов одни крайне необходи-
мы для жизнеобеспечения человека и других живых
организмов и относятся к так называемым биоген-
ным элементам. Другие вызывают противополож-
ный эффект и, попадая в живой организм, приводят
к его отравлению или гибели. Эти металлы относят
к классу ксенобиотиков, то есть чуждых живому.
Специалистами по охране окружающей среды сре-
ди металлов-токсикантов выделена приоритетная
группа. В нее входят кадмий, медь, мышьяк, ни-
кель, ртуть, свинец, цинк и хром как наиболее опас-
ные для здоровья человека и животных. Из них
ртуть, свинец и кадмий наиболее токсичны.
К возможным источникам загрязнения биосфе-
ры тяжелыми металлами относят предприятия чер-
ной и цветной металлургии (аэрозольные выбросы,
загрязняющие атмосферу, промышленные стоки,
загрязняющие поверхностные воды), машинострое-
ния (гальванические ванны меднения, никелирова-
ния, хромирования, кадмирования), заводы по пе-
реработке аккумуляторных батарей, автомобильный
транспорт. 

Кроме антропогенных источников загрязнения
среды обитания тяжелыми металлами существуют
и другие, естественные, например вулканические
извержения: кадмий обнаружили сравнительно не-
давно в продуктах извержения вулкана Этна на ост-
рове Сицилия в Средиземном море. Увеличение
концентрации металлов-токсикантов в поверхно-
стных водах некоторых озер может происходить в
результате кислотных дождей, приводящих к рас-
творению минералов и пород, омываемых этими
озерами. Все эти источники загрязнения вызывают
в биосфере или ее составляющих (воздухе, воде,
почвах, живых организмах) увеличение содержания
металлов-загрязнителей по сравнению с естествен-
ным, так называемым фоновым уровнем.
Хотя, как было упомянуто выше, попадание ме-
талла-токсиканта может происходить и путем аэро-
зольного переноса, в основном они проникают в
живой организм через воду. Попав в организм, ме-
таллы-токсиканты чаще всего не подвергаются ка-
ким-либо существенным превращениям, как это
происходит с органическими токсикантами, и, вклю-
чившись в биохимический цикл, они крайне мед-
ленно покидают его. 

Для контроля качества поверхностных вод со-
зданы различные гидробиологические службы на-
блюдений. Они следят за состоянием загрязнения
водных экосистем под влиянием антропогенного
воздействия. Поскольку такая экосистема включает
в себя как саму среду (воду), так и другие компонен-
ты (донные отложения и живые организмы – гидро-
бионты), сведения о распределении тяжелых метал-
лов между отдельными компонентами экосистемы
имеют весьма важное значение. Надежные данные
в этом случае могут быть получены при использова-
нии современных методов аналитической химии,
позволяющих определить содержание тяжелых ме-
таллов на уровне фоновых концентраций. 

Нужно отметить, что успехи в развитии методов
анализа позволили решить такие глобальные про-
блемы, как обнаружение основных источников
загрязнения биосферы, установление динамики
загрязнения и трансформации загрязнителей, их
перенос и миграцию. При этом тяжелые металлы
были классифицированы как одни из важнейших
объектов анализа. Поскольку их содержание в при-
родных материалах может колебаться в широких
пределах, то и методы их определения должны обес-
печивать решение поставленной задачи. В результа-
те усилий ученых-аналитиков многих стран были
разработаны методы, позволяющие определять тя-
желые металлы на уровне фемтограммов (10  ?  15   г)
или в присутствии в анализируемом объеме пробы
одного (!) атома, например никеля в живой клетке.
К сложной и многогранной проблеме, которую
представляют собой химические загрязнения окру-
жающей среды тяжелыми металлами и которая охва-
тывает различные дисциплины и уже превратилась в
самостоятельную междисциплинарную область зна-
ний, профессиональный интерес проявляют не
только химики-аналитики, биологи и экологи (их
деятельность традиционно связана с этой пробле-
мой), но и медики. В потоке научной и научно-по-
пулярной информации, а также в средствах массо-
вой информации все чаще появляются материалы о
влиянии тяжелых металлов на состояние здоровья
человека. Так, в США обратили внимание на прояв-
ление агрессивности у детей в связи с повышенным
содержанием в их организме свинца. В других регио-
нах планеты рост числа правонарушений и само-
убийств также связывают с повышением содержания
этих токсикантов в окружающей среде. Представля-
ет интерес обсуждение некоторых химических и
эколого-химических аспектов проблемы распрост-
ранения тяжелых металлов в окружающей среде, в
частности в поверхностных водах.
 
В течение достаточно длительного времени су-
ществовало твердое убеждение, что важные биоло-
гические функции выполняют только натрий, ка-
лий, магний, железо и кальций, которые в целом
дают почти 99% всех атомов металла в организме
человека и (кроме железа) также относятся к группе
макроэлементов. Гидратированные атомы четырех
из этих металлов, а именно: натрия, калия, магния
и кальция, участвуют в процессах осмоса и переда-
чи нервных сигналов, а также обусловливают проч-
ность костной ткани скелета. Железо входит в со-
став молекулы гемоглобина – важнейшего белка,
участвующего в связывании кислорода атмосферы
и переносе его клеткам органов и тканей, то есть в
процессе дыхания. Интерес к функциям переходных
элементов, которые (в том числе железо) относятся
к тяжелым металлам и содержатся в организме в сле-
довых количествах, проявился сравнительно недав-
но. Сформировался новый раздел науки – бионеор-
ганическая химия, изучающая структуру, свойства и
реакции соединений биогенных элементов in vivo.
Из-за низкого содержания в живом организме их
стали называть микроэлементами. 

Важность микроэлементов в осуществлении
жизненных функций человека в отношении многих
элементов уже доказана (марганец, цинк, молиб-
ден, фтор, иод и селен), в отношении других (хром,
никель, ванадий, олово, мышьяк, кремний) вероят-
на. Главный критерий, по которому отличают мак-
роэлементы от микроэлементов – потребность ор-
ганизма в элементе, определяемая в мг/кг массы в
сутки. Все перечисленные микроэлементы в орга-
низме функционируют либо в форме гидратирован-
ных ионов, либо, подобно железу, в виде координа-
ционных соединений. 

Известно также, что в теле человека содержится
большинство непереходных металлов, причем имен-
но в следовых количествах, например: ртуть из зуб-
ных пломб, свинец, сурьма и мышьяк из типограф-
ской краски газет и книг, медь, олово, марганец и
алюминий из кухонной посуды. Однако в первую
очередь будут рассмотрены не эти металлы, а жиз-
ненно важные, то есть биогенные. В организме чело-
века и животных в процессе осуществления жизне-
деятельности протекает множество ферментативных
химических реакций, сопровождающихся разры-
вом весьма прочных связей, то есть таких, которые
в лабораторных установках могут быть осуществле-
ны только в жестких условиях, например при высо-
ких давлении или температуре. 

Хотя молекула металлсодержащего фермента
способна выдержать многие тысячи каталитичес-
ких циклов, все-таки метаболические процессы,
происходящие в живом организме, могут привести
к разрушению части ферментов и выводу из организ-
ма соответствующего количества металлов. Поэтому
появляется необходимость возмещать эти потери,
поскольку недостаток микроэлементов приведет к
нарушению жизнедеятельности организма, что мо-
жет выразиться в различных заболеваниях. Вводи-
мое количество микроэлементов можно регулиро-
вать диетой, а в случае необходимости, например
для профилактики заболевания, приемом специ-
альных препаратов, выпускаемых, как правило, в
форме добавок к пищевым продуктам. В качестве
примера можно привести хорошо известные ком-
плексы витаминов и микроэлементов, применяе-
мые в питании спортсменов и профессиональных
групп, работающих в экстремальных условиях
внешней среды. 

Среднее содержание металлсодержащих соеди-
нений в организме человека сохраняется приблизи-
тельно постоянным. Например, концентрация цинк-
содержащих компонентов (этот элемент входит в
структуру активного центра важнейшего гормона
инсулина, регулирующего уровень сахара в крови)
составляет  138 мкМ. В сыворотке их содержание
больше и равно   226 мкМ, в плазме  ?  47 мкМ. 

Медьсодержащие соединения в крови присутству-
ют при концентрации  ?  15 мкМ, в сыворотке – 16–
18 мкМ, в плазме – 18 мкМ. Медь входит в состав
некоторых ферментов, например фенолазы и гемо-
цианина, способных, подобно гемоглобину, пере-
носить кислород. Кроме того, медь как химический
элемент необходима при биосинтезе самого гемо-
глобина. 

Следует отметить, что прочность химических
связей белков и других биологически важных ком-
понентов крови с ионами любого металла достаточ-
на для того, чтобы значительную часть времени сво-
его пребывания в организме металл находился в
виде комплекса с белками, аминокислотами и дру-
гими биологически активными соединениями. По-
этому при попадании в организм избытка металлов
последние могут вызвать нарушение его функций,
отравление или гибель. Степень такого воздействия
зависит не только от концентрации, превышающей
некоторый уровень, но и от природы металла,
прежде всего его комплексообразующей способно-
сти. Так, если комплексообразующая способность
металла-токсиканта достаточно велика, то он мо-
жет вытеснить биогенный металл-катализатор из
активного центра в результате конкурентного взаи-
модействия или же связать с собой подавляющую
часть биологически активных соединений, исполь-
зуемых для синтеза того или иного жизненно важ-
ного фермента. 

Следует обратить внимание и на то, что биоло-
гической ценностью обладают лишь доступные био-
генные элементы, содержащиеся в пищевых про-
дуктах в виде солей органических кислот и других
растворимых химических соединений, чаще всего
комплексных. В литературе, посвященной оценке
качества пищевых продуктов, приводятся сведения
о содержании тех или иных микроэлементов во
фруктах, овощах, мясе, молоке и т.д. 

Понятия макро- и микроэлементов не всегда
четко различимы, если это разделение применять
по отношению к разным группам организмов. На-
пример, для растений набор жизненно необходи-
мых микроэлементов явно отличен от такового для
высших животных. Однако и для растений требует-
ся определенный уровень содержания микроэле-
ментов в почве, что обычно достигается внесением
так называемых микроудобрений, по сути дела
представляющих собой набор биогенных микро-
элементов: цинка, ванадия, молибдена, меди, ко-
бальта, железа, марганца.
 
Важнейшим показателем качества среды обита-
ния является степень чистоты поверхностных вод.
Металл-токсикант, попав в водоем или реку, рас-
пределяется между компонентами этой водной эко-
системы. Однако не всякое количество металла вы-
зывает расстройство данной системы. При оценке
способности экосистемы сопротивляться внешне-
му токсическому воздействию принято говорить о
буферной емкости экосистемы. Так, под буферной
емкостью пресноводных экосистем по отношению
к тяжелым металлам понимают такое количество
металла-токсиканта, поступление которого сущест-
венно не нарушает естественного характера функ-
ционирования всей изучаемой экосистемы. При
этом сам металл-токсикант распределяется на сле-
дующие составляющие: 1) металл в растворенной
форме; 2) сорбированный и аккумулированный фи-
топланктоном, то есть растительными микроорга-
низмами; 3) удерживаемый донными отложениями
в результате седиментации взвешенных органичес-
ких и минеральных частиц из водной среды; 4) ад-
сорбированный на поверхности донных отложений
непосредственно из водной среды в растворимой
форме; 5) находящийся в адсорбированной форме
на частицах взвеси. На рис. 1 схематически пред-
ставлено распределение металлов-токсикантов (M)
в водной экосистеме. 

На формы нахождения металлов в водах оказы-
вают влияние гидробионты (например, моллюски).
Так, при изучении поведения меди в поверхностных
водах наблюдают сезонные колебания ее концент-
рации: в зимний период они максимальны, а летом
вследствие активного роста биомассы снижаются.
При осаждении взвешенных органических частиц,
которые обладают способностью адсорбировать ио-
ны меди, последние переходят в донные отложения,
что и приводит к наблюдаемому эффекту. Следует
также отметить, что интенсивность этого процесса
зависит от скорости седиментации взвесей, то есть
косвенно от таких факторов, как размеры и заряд
адсорбирующих ионы меди частиц. 

Кроме аккумулирования металлов за счет адсорб-
ции и последующей седиментации в поверхностных
водах происходят другие процессы, отражающие ус-
тойчивость экосистем к токсическому воздействию
такого рода загрязнителей. Наиболее важный из
них состоит в связывании ионов металлов в водной
среде растворенными органическими веществами.
При этом общая концентрация токсиканта в воде не
меняется. Тем не менее принято считать, что наи-
большей токсичностью обладают гидратированные
ионы металлов, а связанные в комплексы опасны в
меньшей мере либо даже почти безвредны. Специ-
альные исследования показали, что между общей
концентрацией металла-токсиканта в природных
поверхностных водах и их токсичностью нет одно-
значной зависимости. 

В природных поверхностных водах содержится
множество органических веществ, 80% которых со-
ставляют высокоокисленные полимеры типа гуму-
совых веществ, проникающих в воду из почв. Ос-
тальная часть органических веществ, растворимых
в воде, представляет собой продукты жизнедеятель-
ности организмов (полипептиды, полисахариды,
жирные и аминокислоты) или же подобные по хи-
мическим свойствам примеси антропогенного про-
исхождения. Все они, конечно, претерпевают раз-
личные превращения в водной среде. Но все они в
то же время являются своего рода комплексообра-
зующими реагентами, связывающими ионы метал-
лов в комплексы и уменьшающими тем самым ток-
сичность вод. 

Различные поверхностные воды по-разному свя-
зывают ионы металлов-токсикантов, проявляя при
этом различную буферную емкость. Воды южных
озер, рек, водоемов, имеющих большой набор при-
родных компонентов (гумусовые вещества, гуми-
новые кислоты и фульвокислоты) и их высокую
концентрацию, способны к более эффективной при-
родной детоксикации по сравнению с водами водо-
емов Севера и умеренной полосы. Таким образом,
при прочих равных условиях токсичность вод, в ко-
торых оказались загрязнители, зависит и от клима-
тических условий природной зоны. Следует отме-
тить, что буферная емкость поверхностных вод по
отношению к металлам-токсикантам определяется 

 
Рис. 1.
 
Пути попадания металлов-токсикантов M в водные экосистемы и формы их нахождения
 
не только наличием растворенного органического
вещества и взвесей, но и аккумулирующей способно-
стью гидробионтов, а также кинетикой поглощения
ионов металлов всеми компонентами экосистемы,
включая комплексообразование с растворенными
органическими веществами. Все это говорит о слож-
ности процессов, протекающих в поверхностных во-
дах при попадании в них металлов-загрязнителей.
 На рис. 2 показана схема распределения метал-
лов-токсикантов в природных поверхностных водах,
отражающая в общих чертах химические и физико-
химические процессы их связывания в различные
формы. Интересно отметить, что гуминовые кисло-
ты, эти специфические природные высокомолеку-
лярные соединения, образующиеся при превраще-
нии растительных остатков в почвах под влиянием
микроорганизмов, способны, видимо, в наиболь-
шей степени связывать ионы тяжелых металлов в
прочные комплексы. Так, константы устойчивости
соответствующих гуматов (комплексов ионов тяже-
лых металлов с гуминовыми кислотами) имеют зна-
чения в пределах 10  5  –10  12   в зависимости от природы
металла. Устойчивость гуматов зависит от кислот-
ности водной среды. 

Химико-аналитический аспект проблемы опре-
деления форм существования металлов в природ-
ных водах хотя и был сформулирован около 20 лет
назад, однако лишь с появлением новейших мето-
дов анализа эта задача стала доступной для реше-
ния. Раньше определяли лишь валовое содержание
тяжелого металла в воде и устанавливали распреде-
ление между взвешенной и растворенной формами.
О качестве вод, загрязненных металлами, судили на
основе сопоставления данных по их валовому со-
держанию с величинами ПДК. Сейчас такая оценка
считается неполной и необоснованной, так как био-
логическое действие металла определяется его со-
стоянием в водах, а это, как правило, комплексы с
различными компонентами (рис. 2). Как уже отме-
чалось выше, в отдельных случаях, например при
комплексообразовании с органическими соедине-
ниями естественного происхождения, эти комплек-
сы не только малотоксичны, но нередко оказывают
стимулирующее действие на развитие гидробион-
тов, поскольку при этом они становятся биологиче-
ски доступны организмам. 

При разработке существующих ПДК процессы
комплексообразования не учитывали и оценку влия-
ния неорганических солей тяжелых металлов на
живые организмы проводили в чистых водных рас-
творах при отсутствии растворенных органических
веществ естественного происхождения. Строго го-
воря, провести такую оценку сложно, а порой и не-
возможно. 

Итак, токсичность вод при загрязнении их тяже-
лыми металлами в основном определяется концент-
рацией либо акваионов металлов, либо простейших
комплексов с неорганическими ионами. Присутст-
вие других комплексообразующих веществ, и преж-
де всего органических, понижает токсичность. От-
меченное выше явление накопления токсикантов в
донных отложениях может явиться причиной вто-
ричной токсичности вод. Действительно, даже если
источник загрязнения устранен и, как говорят, “во-
да пошла нормальная”, в дальнейшем становится
возможна обратная миграция металла из донных
отложений в воды. Прогнозирование состояния
водных систем должно опираться поэтому на дан-
ные анализа всех их составляющих, проводимого
через определенные промежутки времени. 

Любопытным оказался случай обнаружения зале-
жей киновари (сульфида ртути) в одном из районов
Карпат. Для геологов эта находка стала неожиданно-
стью. Оказалось, что в средние века в селениях, рас-
положенных в горах выше по течению реки, систе-
матически применяли препарат ртути для лечения
некоторых заболеваний. Шли годы, река собирала
этот металл, переносила его вниз по течению и ак-
кумулировала в одной из природных ловушек в виде
донных отложений. Дальнейшая его трансформа-
ция дала в итоге киноварь. Этот пример показывает,
что в природе происходят непрерывное перемеще-
ние, миграция и накопление токсикантов антропо-
генного происхождения, при этом они, кроме того,
подвергаются химическому превращению в более
устойчивые формы.
 
Из перечня приоритетных металлов-загрязните-
лей рассмотрим ртуть, свинец и кадмий как пред-
ставляющие наибольшую опасность для здоровья
человека и животных. 

Ртуть. 

 В окружающей среде соединения ртути с
различной степенью окисления металла, то есть
Hg(0), Hg(I), Hg(II), могут реагировать между со-
бой. Наибольшую опасность представляют собой
органические, прежде всего алкильные, соедине-
ния. 

Рис. 2.
 
Формы существования металлов в поверхностных водах
 
Понижение токсичности (до 97%) – поверхностные воды океанов. Около половины всей ртути в природную среду попадает по техногенным причинам. 

Кислотность среды и ее окислительный потен-
циал влияют на нахождение в водной среде той или
иной формы ртути. Так, в хорошо аэрированных во-
доемах преобладают соединения Hg(II). Ионы ртути
легко связываются в прочные комплексы с различ-
ными органическими веществами, находящимися в
водах и выступающими в качестве лигандов. Осо-
бенно прочные комплексы образуются с серосодер-
жащими соединениями. Ртуть легко адсорбируется
на взвешенных частицах вод. При этом так называ-
емый фактор концентрирования достигает порой 10  5  , то есть на этих частицах сконцентрировано рту-
ти в сто тысяч раз больше, чем находится в равнове-
сии в водной среде. Отсюда следует, что судьба ме-
талла будет определяться сорбцией взвешенными
частицами с последующей седиментацией, то есть
по существу будет происходить удаление ртути из
водной системы, как это уже было описано на при-
мере образования залежей киновари в регионе Кар-
пат. Следует отметить, что десорбция ртути из дон-
ных отложений происходит медленно, поэтому
повторное загрязнение поверхностных вод после
того, как источник загрязнения установлен и лик-
видирован, также имеет заторможенную кинетику.
В водных средах ртуть образует металлорганиче-
ские соединения типа R–Hg–X и R–Hg–R, где R –
метил- или этил-радикал. Из антропогенных источ-
ников в водные системы ртуть попадает в виде пре-
имущественно металлической ртути, ионов Hg(II) и
ацетата фенилртути. Преобладающей формой рту-
ти, обнаруживаемой в рыбе, является метилртуть,
образующаяся биологическим путем с участием
ферментов микроорганизмов. В незагрязненных
поверхностных водах содержание ртути колеблется
в пределах 0,2–0,1 мкг/л, в морских – в три раза
меньше. Водные растения поглощают ртуть. Орга-
нические соединения R–Hg–R' в пресноводном
планктоне содержатся в большей концентрации,
чем в морском. Из организма органические соеди-
нения ртути выводятся медленнее, чем неорганиче-
ские. Существующий стандарт на предельное со-
держание этого токсиканта (0,5 мкг/кг) используют
при контроле качества пищевых продуктов. При
этом предполагают, что ртуть присутствует в виде
метилированных соединений. При попадании в ор-
ганизм человека последних может проявиться бо-
лезнь Минимата. 

Свинец. 

 Половина от общего количества этого
токсиканта поступает в окружающую среду в ре-
зультате сжигания этилированного бензина. В вод-
ных системах свинец в основном связан адсорбци-
онно со взвешенными частицами или находится в
виде растворимых комплексов с гуминовыми кис-
лотами. При биометилировании, как и в случае со
ртутью, свинец в итоге образует тетраметилсвинец.
В незагрязненных поверхностных водах суши со-
держание свинца обычно не превышает 3 мкг/л. В
реках промышленных регионов отмечается более
высокое содержание свинца. Снег способен в зна-
чительной степени аккумулировать этот токсикант:
в окрестностях крупных городов его содержание
может достигать почти 1 млн мкг/л, а на некотором
удалении от них  ?  1–100 мкг/л. 

Водные растения хорошо аккумулируют свинец,
но по-разному. Иногда фитопланктон удерживает
его с коэффициентом концентрирования до 10  5  , как
и ртуть. В рыбе свинец накапливается незначитель-
но, поэтому для человека в этом звене трофической
цепи он относительно мало опасен. Метилирован-
ные соединения в рыбе в обычных условиях содержа-
ния водоемов обнаруживаются относительно редко.
В регионах с промышленными выбросами накопле-
ние тетраметилсвинца в тканях рыб протекает эф-
фективно и быстро – острое и хроническое воздей-
ствие свинца наступает при уровне загрязненности
0,1–0,5 мкг/л. В организме человека свинец может
накапливаться в скелете, замещая кальций. 

Кадмий. 

По химическим свойствам этот металл
подобен цинку. Он может замещать последний в ак-
тивных центрах металлсодержащих ферментов, при-
водя к резкому нарушению в функционировании
ферментативных процессов. В рудных месторожде-
ниях кадмий, как правило, присутствует вместе с
цинком. В водных системах кадмий связывается с
растворенными органическими веществами, особен-
но если в их структуре присутствует сульфгидриль-
ные группы SH. Кадмий образует также комплексы
с аминокислотами, полисахаридами, гуминовыми
кислотами. Считают, однако, что само по себе при-
сутствие высоких концентраций этих лигандов,
способных связывать кадмий, еще недостаточно
для понижения концентрации свободных акваио-
нов кадмия до уровня, безопасного для живых орга-
низмов. Адсорбция ионов кадмия донными осадка-
ми сильно зависит от кислотности среды. В
нейтральных водных средах свободный ион кадмия
практически нацело сорбируется частицами дон-
ных отложений. 

Источников поступления кадмия в окружаю-
щую среду еще несколько лет назад было достаточ-
но много. После того как была доказана его высокая
токсичность, их число резко сократилось (по край-
ней мере в промышленно развитых странах). Сей-
час основной источник загрязнения окружающей
среды этим токсикантом – места захоронения ни-
кель-кадмиевых аккумуляторов. Как уже отмеча-
лось, кадмий обнаружен в продуктах извержения
вулкана Этна. В дождевой воде концентрация кад-
мия может превышать 50 мкг/л. 

В пресноводных водоемах и реках содержание
кадмия колеблется в пределах 20–400 нг/л. Наи-
меньшее его содержание в океане зарегистрировано
в акватории Тихого океана, к востоку от Японских 
островов (  ?  0,8–9,6 нг/л на глубине 8–5500 м). Этот
металл накапливается водными растениями и в тка-
нях внутренних органов рыб (но не в скелетной мус-
кулатуре). 

Кадмий обычно проявляет меньшую токсич-
ность по отношению к растениям в сравнении с ме-
тилртутью и сопоставим по токсичности со свинцом.
При содержании кадмия  ?  0,2–1 мг/л замедляются
фотосинтез и рост растений. Интересен следующий
зафиксированный эффект: токсичность кадмия
заметно снижается в присутствии некоторых коли-
честв цинка, что еще раз подтверждает предполо-
жение о возможности конкуренции ионов этих ме-
таллов в организме за участие в ферментативном
процессе. 

Порог острой токсичности кадмия варьирует в
пределах от 0,09 до 105 мкг/л для пресноводных
рыб. Увеличение жесткости воды повышает степень
защиты организма от отравления кадмием. Извест-
ны случаи сильного отравления людей кадмием,
попавшим в организм по трофическим цепям (бо-
лезнь итай-итай). Из организма кадмий выводится
в течение длительного периода (около 30 лет). 

Биосферу можно рассматривать как обобщен-
ный объект анализа. На практике специалист той
или иной области науки имеет дело с какой-либо
одной составной его частью. Однако каждый кон-
кретный объект находится в постоянной динамике,
во взаимной связи с другими объектами и поэтому
меняет не только свой состав, но и свойства. Порой
эти изменения невелики, чтобы их можно было за-
метить, нужен некоторый период времени, в тече-
ние которого эти изменения произойдут. Однако
используемые методы наблюдения, то есть биомо-
ниторинг, должны быть и чувствительными, и точ-
ными. Сложность окружающей среды как объекта
анализа, ее изменчивость заставляют периодически
проводить ревизию данных, совершенствовать и
методы определения, и отдельные этапы анализа.
Недавно такую ревизию провели в отношение дан-
ных по распространенности ртути и меди в окружаю-
щей среде. Оказалось, что ранее этапы пробоотбора
и пробоподготовки были недостаточно совершенны
и включали в себя систематическую ошибку. Ее учет
в итоге привел к тому, что данные по содержанию
ртути в отдельных объектах окружающей среды бы-
ли завышены порой на порядок. Хотя прогноз по
содержанию ртути в атмосферных выбросах на пе-
риод до 2025 года предполагает удвоение количеств
этого токсиканта, уже сейчас установлено, что в
действительности ее концентрация меньше почти
на порядок. Подобный же критический анализ дан-
ных ожидается и по оценке содержания меди.
Сведения о распространении металлов как за-
грязнителей получают прежде всего экологи-анали-
тики, которые получают первичную информацию,
хотя в решении проблемы охраны окружающей сре-
ды участвуют специалисты из смежных областей
наук. Одним из направлений современного рефор-
мирования высшей школы является подготовка вы-
сококвалифицированных специалистов-естество-
испытателей с широкой эрудицией в смежных
областях химии, биологии, физики, экологии, спо-
собных решать сложнейшие и жизненно важные
проблемы, часть которых затронута в этой статье.
 
1.
 
Миркин Б.М
 
.,
 
Наумова Л.Г
 
. Экология России. М.:
1995. 232 с.
2.
 
Никаноров А.М
 
.,
 
Жулидов А.В
 
. Биомониторинг ме-
таллов в пресноводных экосистемах. СПб.: Гидроме-
теоиздат, 1991. 312 с.
3.
 
Мур Дж
 
.,
 
Рамамурти С
 
. Тяжелые металлы в природ-
ных водах. М.: Мир, 1987. 286 с.
4.
 
Уильямс Д
 
. Металлы жизни. М.: Мир, 1975. 236 с.
5. Материалы конференций по анализу природных и
сточных вод в СССР (России) за последние 5–10 лет.
6.
 
Шустов С.Б
 
.,
 
Шустова Л.В
 
. Химические основы
экологии. М.: Просвещение, 1995. 240 с.
7.
 
Майстренко В.Н
 
.,
 
Хамитов Р.З
 
.,
 
Будников Г.К
 
. Эко-
логический мониторинг суперэкотоксикантов. М.:
Химия, 1996. 320 с.
 
* * *
 
Герман Константинович Будников, доктор хими-
ческих наук, профессор кафедры аналитической
химии Казанского государственного университета,
член-корреспондент Академии естественных наук
РФ и Российской экологической академии, акаде-
мик Международной академии наук высшей школы.
Область научных интересов: электроаналитическая
химия, химически модифицированные электроды,
биосенсоры для эколого-аналитического контро-
ля. Автор более 550 публикаций, из которых 12 книг
по проблемам электроаналитики и аналитической
химии.