Забруднення біосфери

Забруднення істотно позначилось як на атмосфері, літосфері, так і на гідросфері. Будь-яке забруднення врешті-решт потрапляє до водойм, спри­чинюючи через гідрологічний цикл забруднення всього довкілля.

Водні екосистеми накопичуючи забруднення з усього водозбірного басейну, виявляються найбільш уразливими. З іншого боку, їх індикація може дати цінну інформацію про ступінь забруднення всього водозбірного басейну.

Із забруднюючих речовин найбільше значення для екосистем мають нафта і нафтопродукти, пестициди, солі важких металів, детергенти, анти­септики і радіонукліди.

10.2.1. Нафта і нафтопродукти

Нафта і нафтопродукти потрапляють до водойм при транспортуванні рідкого палива, при ушкодженнях нафтопроводів, підводних бурових ро­ботах, в результаті скидання стоків нафтопереробних підприємств, зми­вання нафтопродуктів з суходолу тощо.

Середній вміст нафти в пелагіалі Світового океану досягає 10-20 мкг/л. Забруднення нафтопродуктами континентальних водойм значно вище.

Утворюючи на поверхні води плівку, нафта порушує газообмін води з атмосферою, внаслідок чого виникають заморні явища. Розчинні у воді фракції гостро токсичні для переважної більшості водних організмів. При значному рівні забруднення життя майже відсутнє, натомість значного розвитку досягають нафтоокислюючі бактерії.

Вже за концентрацій нафтопродуктів 10^-3 - 10^-6 мг/л сповільнюється чи припиняється поділ клітин фітопланктону. Нижчі ракоподібні почина­ють гинути за концентрації нафтопродуктів 10^-6 мг/л.

10.2.2. Радіоактивне забруднення

У межах території Центральної України розміщена значна кількість техногенних об’єктів радіаційної небезпеки (НВО “Схід ГЗК”, уранові ша­хти, хвостосховища з відходами збагачення уранових руд тощо). Але голо­вним фактором потенційної небезпеки для здоров’я населення регіону є велика кількість радіоактивних елементів в гірських породах літосфери.

У геоструктурному відношенні ця територія є Кіровоградським бло­ком Українського кристалічного щита, породи якого мають максимальні для території України концентрації радіоактивних елементів. Тут зосере­джені всі найбільші родовища урану, які приурочені до вузлів розломних зон.

У геологічному середовищі постійно відбуваються процеси розпаду урану і торію з утворенням радіоактивних газів радону-222 та радону-220. Проведені протягом 90-х років обстеження території Кіровоградської об­ласті виявили значну загазованість радоном багатьох приміщень. Найбіль­ші концентрації спостерігаються в погрібах та підвалах (до 10000-50000 Бк/м³), а також у герметизованих житлових приміщеннях, що мають зв’язок з підвалами, ґрунтом, підґрунтям (до 400-500 Бк/м³) в межах міст Кіровограда та Знам’янки, сіл Зелене, Калинівка, Мар’ївка тощо). Зафіксо­вані перевищення санітарних норм для житлових приміщень в 5-10 разів (Вовк, 2002).

10.2.3. Пестициди

Пестициди - (від лат. pestis - зараза і caedo - вбиваю) - хімічні речо­вини, які використовують для боротьби зі шкідливими організмами. Часто як синоніми використовують терміни отрутохімікати і більш вузьке по­няття хімічні засоби захисту рослин (ХЗЗР). За впливом на певні групи ор­ганізмів розрізняють:

гербіциди - знищують сміттєву рослинність;

дефоліанти - пришвидшують опадання листя;

інсектициди - знищують комах;

фунгіциди - знищують грибів;

зооциди - знищують теплокровних тварин;

іхтіоциди - знищують риб;

нематоциди - знищують круглих червів (нематод) тощо.

Більша частина пестицидів - це отрути, що знищують організми- мішені, проте до них належать також стерилізатори (речовини, що викли­кають безплідність) та інгібітори росту.

У світовій практиці використовується близько 700 індивідуальних хі­мічних речовин, з яких виготовляють кілька тисяч препаратів. Широке поширення отримали не більше 200 пестицидів.

Застосування пестицидів - потужній напрямок розвитку, вибраний цивілізацією 20-го століття.

Пестициди застосовують, головним чином, у сільському господарстві. Хоч їх використовують також для захисту продовольчих запасів, деревини та інших природних продуктів. У багатьох країнах за допомогою пестици­дів проводять хімічну боротьбу зі шкідниками лісів, переносниками захво­рювань людини і домашніх тварин (зокрема, з малярійним комарем).

Пестициди розрізняються за своєю специфічністю, тобто за діапазо­ном організмів, які вони уражають. ДДТ (дихлордифенілтрихлорметиле- тан), наприклад, має широкий спектр дії, знищуючи багато видів тварин. У пилимікарбу спектр дії набагато вужчий - він діє на тлю і двокрилих, але не впливає на жуків і багатьох інших комах. Діалон знищує однодольні ро­слини, майже не впливаючи на дводольні.

Застосування пестицидів широкого спектру дії небезпечне, оскільки знищує безліч різних видів, порушуючи численні взаємозв’язки в екосис-

темі. Відомий приклад такого роду - використання ДДТ для боротьби з гу­сінню.

Пестицидне отруєння шкідливо впливає на багатьох хижаків, зокрема, птахів. Наприклад, сокіл-сапсан повністю зник на сході США внаслідок застосування там ДДТ. Птахи особливо чутливі до цього отрутохімікату, оскільки він індукує гормональні зміни, які впливають на метаболізм каль­цію, а це призводить до зтоншання шкаралупи яєць, які у більшості випад­ків починають лускатися навіть при звичайному насиджуванні.

Багато пестицидів дуже стійкі і поширюються далеко від місць засто­сування. Наприклад, у середині 1960-х років ДДТ виявлений в печінці пін­гвінів у Антарктиді.

Використання ДДТ наразі заборонене в усіх розвинених країнах.

Довготривалі ефекти впливу пестицидів, навіть в малих дозах, і мож­ливий синергізм їхньої дії з іншими забруднювачами середовища і перено­сниками хвороб досліджені недостатньо.

Використання пестицидів почалося давно. Сірка і миш’як як інсекти­циди відомі з давніх часів. Дослідження препаратів сполук миш’яка при­звели до впровадження в 1867 р. препарата паризької зелені - неочищеного арсеніту міді. В США, наприклад, її використовували вже наприкінці 19 ст. для обмеження чисельності колорадського жука.

Розрізняють пестициди першого, другого і третього поколінь. Відлік поколінь пестицидів ведуть з часів першої світової війни, коли в Германії в 1913 р. почали протруювати насіння з використанням ртутьорганічних пе­стицидів. До пестицидів першого покоління зазвичай належать синтетичні інсектициди органічного походження, які з’явилися на ринку після першої світової війни. До них належать, наприклад і 4,6-динітро-о-креол (ДНОК), фенотиазин, які застосовуються ще й сьогодні тощо. ДНОК в 1920 рр. ви­користовували для боротьби із зимуючими стадіями деяких видів комах в плодових насадженнях, а пізніше - для боротьби з бур’янами злакових.

Перед другою світовою війною широкого застосування набули різні етери роданистоводневої кислоти.

Пошук органічних (включаючи синтетичні) речовин для масштабного контролю комах, бур’янів та інших мішеней особливо інтенсивно розпоча­вся після другої світової війни. Широке застосування знайшли хлороргані­чні пестициди (ХОП), фосфорорганічні пестициди (ФОП), карбамати. Ці групи склали основу пестицидів другого покоління.

Початок застосуванню ХОП поклав найвідоміший препарат ДДТ, си­нтезований австрійцем Отмаром Цайдлером ще в 1874 р. Інсектицидні вла­стивості ДДТ були виявлені в 1937 р. і в 1940 р. розпочалося його викорис­тання в якості пестицида.

лера, ініціатора застосування ДДТ, Нобелівською премією в галузі фізіоло­гії й медицини. Не менш відомим ХОП виявився інсектицид гексахлоран (ГХЦГ).

Третє покоління пестицидів склали, головним чином, синтетичні пи- ретроїди і гормональні препарати. Принциповою особливістю пестицидів третього покоління, що мають високу інсектицидну активність і незначну стійкість в оточуючому середовищі, є різке зниження норм витрат від кіль­кох до 200-300 г/га (при ЛД₅₀ = 40-2000 мг/кг). Вони малотоксичні для сса­вців, проте високотоксичні для риб. Ці пестициди почали застосовуватися з середини 1970-х рр.

До пестицидів належать десятки тисяч хімічних препаратів, синтезо­ваних для боротьби зі шкідливими тваринами і рослинами. За призначен­ням їх поділяють на інсектициди, акарициди, нематоциди, малакоциди, іх- тіоциди, альгіциди, гербіциди та інші.

За хімічним складом розрізняють хлорорганічні (ДДТ, гексахлоран, альдрин, ендрин тощо) і фосфорорганічні (метафос, хлорофос, карбофос), сполуки - похідні карбонових кислот, сечовини тощо. Хлорорганічні пес­тициди малорозчинні у воді, але добре розчиняються в ліпідах. Період на­піврозпаду багатьох з них - понад 10 років.

Пестициди потрапляють до водойм з поверхневим стоком, з атмосфе­ри, особливо при опилені полів авіацією. Середній вміст пестицидів у пе- лагіалі океану складає 10-20 нг/л. У континентальних водоймах їх концен­трація значно вища. За концентрацій пестицидів 1-10 мкг/л інтенсивність фотосинтезу фітопланктону зменшується на 70-95%. Загальний ефект від застосування пестицидів - зниження видового різноманіття.

Особливо небезпечні пестициди у зв’язку зі здатністю багатьох із них накопичуватися в трофічних ланцюгах (варто згадати історію застосування ДДТ). Детальніше про пестициди варто почитати: Л.А. Федоров, А.В. Яб­локов. Пестициды - токсический удар по биосфере и человеку [89].

10.2.4.

Із численних токсикантів, поширених у водному середовищі, найбі­льшу тенденцію до накопичення в живих організмах виявляють важкі ме­тали (які в малих концентраціях є біоелементами, необхідними для життя) (Брагінський, 1995).

Сам термін «важкі метали» має деякі відмінності у тлумаченні різни­ми авторами. Зокрема, у технічній літературі, де метали поділяються на ле­гкі та важкі, важкими називають метали зі щільністю понад 5 г/см³ (Мор­ковкин, Панова, 2002); Для біологічної класифікації доцільніше керувати­ся не щільністю, а відносною атомною масою. До важких металів нале­жить понад 40 хімічних елементів, маса атомів яких складає понад 40 атомних одиниць (Алексеев, 1987), а за іншими джерелами - понад 50 атомних одиниць (Морковкин, Панова, 2002). У екологічній літературі найчастіше використовують саме останнє визначення.

Джерела надходжень токсикантів, у тому числі важких металів, у на­вколишнє середовище поділяються на природні та антропогенні. До при­родних джерел належать продукти вивітрювання гірських порід, вулканіч­на діяльність, родовища копалин тощо. Найбільша кількість важких мета­лів (до 95%) потрапляє в атмосферу і включається в глобальне перенесення завдяки діяльності підприємств чорної і кольорової металургії, машинобу­дування, радіо- і електротехніки, різних галузей хімічної промисловості, ТЕЦ тощо (Перевозников, Богданова, 1999).

Встановлено, що антропогенне надходження ВМ значно перевищує природнє. Зокрема для ртуті - майже вдвічі, для міді, цинку, свинцю - бі­льше, ніж на порядок. Якщо раніше фонові значення металів у переважній більшості випадків були досить низькими, то зараз в окремих водоймах Росії середній їх вміст суттєво зріс. Так, у воді Волги концентрація міді зросла в 11,5 рази, цинку - в 9,8, свинцю - в 5,6, кадмію - в 4,9 рази. Фо­новий рівень вмісту важких металів прямо пропорційний ступеню техно­генного навантаження. Детально розглянуто проблему забруднення ВМ рі­зноманітних рибогосподарських водойм європейської частини Росії (Пере- возников, Богданова, 1999).

Токсикологічні дослідження в різних географічних регіонах Росії до­зволили виявити досить істотні відмінності фонового вмісту важких мета­лів. Найбільш характерними у цьому відношенні є геохімічні провінції, які відрізняються аномальним вмістом різних хімічних елементів в корінних і осадових породах, грунтах і поверхневих водах. Так, багато біогеохімічних провінцій відрізняються за вмістом у поверхневих водах свинцю в 2000 ра­зів, нікелю - в 1350, цинку - в 500, міді - в 10000, хрому - в 17000 разів (Заличева, 1996).

В Україні серед різних типів токсичного забруднення екосистем все більше значення набувають важкі метали. Так, у 1998 році на притоках Дніпра спостерігалося 210 випадків високого забруднення. З них 193 випа­дки - забруднення важкими металами. Всього по каскаду дніпровських во­досховищ у 1998 році відмічено 192 випадки високого забруднення (понад 10 ГДК), із них 189 випадків - важкими металами (Колесник, 2000).

Аналіз рівня забруднення важкими металами атмосфери і грунтів міс­та Києва показав, що вміст свинцю в атмосфері за останні п’ять років істо­тно зріс. Якщо в 1995 році середня його концентрація у повітрі становила 0,07 мг/м³, то в 1999 р. - 0,20 мг/м³. Згідно з держстандартом середньодо­бова ГДК свинцю не повинна первищувати 0,30 мг/м³. У 1999 році в окре­мих ділянках міста спостерігалося перевищення ГДК у 3 рази. Результати досліджень показали поступове підвищення рівня важких металів у грун­тах і у рослинах. Дослідження стану грунтів у Києві в 2000 р. показали, що середній вміст свинцю становив 1,7 ГДК. Забруднення визначалося в ор­ному горизонті (на глибині до 20 см). За санітарними нормами концентра­ція свинцю у грунті не повинна перевищувати 30 мг/кг повітряно-сухого грунту. Максимальна концентрація свинцю відмічена в районі північно- західного регіонального орендного підприємства “Вторколірмет”, де вона досягла 89,4 ГДК (Мусієнко, Косик, 2002).

У дуже незначних кількостях важкі метали необхідні для життя. Вони проникають у живу клітину у вигляді катіонів і поглинання їх жорстко ре­гулюється, оскільки багато які важкі метали у великих кількостях токсичні (Альберт, 1971). Вищі тварини і рослини потребують такі метали (у вигля­ді катіонів) (більшість із них необхідна також для бактерій, грибів і, очеви­дно, взагалі для всіх живих клітин): а) важкі метали (мідь, залізо, марга­нець, молібден, кобальт, цинк та інш; б) легкі метали (зазвичай вони зу­стрічаються частіше і в більшій кількості): кальцій, магній, натрій і калій. Білок, що містить у своєму складі кадмій, виявлений у корковому шарі ни­рок коней. Хром, можливо, пов’язаний із синтезом інсуліну. До неметаліч- них мікроелементів належать бор, йод і фтор. До цієї групи можна віднес­ти і селен, який запобігає некрозу у мишей, білом’язову дистрофію у нор­ки, ексудативний діатез у курей та індиків тощо.

Багато хвороб рослин і тварин зумовлені порушенням балансу мета­лів. У сої, обробленої надлишком марганцю, швидко розвиваються ознаки недостатності заліза, яким можна запобігти шляхом додавання відповідної кількості заліза. Якщо ж, навпаки, рослини сої ростуть на грунті з надто високим вмістом заліза, то в них з’являються симптоми недостатності мар­ганцю.

Біогеохімічні аспекти поведінки заліза, кобальту і хрому детально ви­вчені в Дунаї і озері Джердап (Радосавльевич, Тасовац, Зарич, 1979). З’ясовано токсичність сполук нікелю (Нибоер, Россетто, Менон, 1993). Ні­кель, свинець, хром, мідь, цинк, миш’як і ртуть виділені Агенцією з охоро­ни навколишнього середовища США як пріоритетні при організації моні­торингу й оцінці шкідливого впливу їх на водні екосистеми (Мур, Рамаму- рти, 1987). Багато важких металів, потрапляючи в організм людини, вияв­ляють канцерогенну (хром, свинець, нікель, миш’як, кобальт, ртуть), мута­генну (хром) і тератогенну (свинець, миш’як, кобальт) дію.

Акумуляція важких металів у водних екосистемах пригнічує не лише окремі організми та їх популяції, але і біопродукційні процеси в цілому. В останні десятиліття спостерігається тенденція до збільшення надходження в прісноводні екосистеми токсичних речовин різноманітної хімічної при­роди, що містять важкі метали (Брень, Домашлинец, 1998). У мікрограмо­вих концентраціях вони можуть входити до складу біологічно активних речовин: ферментів, вітамінів і т.п. За більш високих концентрацій ці еле­менти діють як токсиканти. Інтенсивний розвиток досліджень із застосу­вання біоелементів у рибництві вимагає проведення глибокого аналізу ін­тимних механізмів їхньої дії на різноманітні фізіолого-біохімічні процеси в організмі риб. Проведення таких досліджень в першу чергу пов'язано із встановленням біотичних доз життєво необхідних макро- і мікроелементів у кормі та їх концентрацій у воді, що забезпечує високу інтенсивність біо- синтетичних і біоенергетичних процесів у організмі. Існують такі межі

концентрацій речовин, із якими регулівні системи не можуть впоратися. Ці межі і є гранично припустимими концентраціями (Лукьяненко, 1972). Ток­сичність солей важких металів обумовлена аніонами, катіонами або фізи- ко-хімічними властивостями солі.

Деякі солі важких металів, зокрема міді, цинку, тривалентного хрому у слабколужному середовищі випадають в осад. Сполуки важких металів негативно впливають на процеси самоочищення водойм. Питанню впливу важких металів на живі організми присвячено багато праць, у тому числі й узагальнюючих (Голмиков, Саноцкий, Тиунов, 1986; Давыдов и др., 2001; Леонова и др., 1992; Филенко, 1988, 1990; Гандзюра, 2002 [47] та інші).

Неорганічні сполуки свинцю порушують обмін речовин і є інгібіто­рами ферментів (подібно більшості важких металів). Особливо небезпеч­ний вплив свинцю на маленьких дітей, що викликає хронічне захворюван­ня мозку та розумову відсталість. Свинець здатний замінювати кальцій у кістках (Трахтенберг, Луковенко, 1990). Органічні сполуки свинцю ще більш токсичні, ніж неорганічні. Ранні симптоми отруєння свинцем вияв­ляються у вигляді підвищеної збудливості, депресії та роздратування (Брукс, 1982).

Існує чотири головні шляхи надходження важких металів у організм риб:

- хемосорбція йонів слизовими оболонками;

- механічне захоплення завислих часток, які містять ВМ;

- надходження з їжею та водою;

- поглинаня зябрами при диханні (Перевозников, Богданова, 1999).

За біологічною роллю в живих організмах важкі метали включають в себе як типові мікроелементи (кобальт, мідь, цинк, молібден, хром, нікель, марганець, ванадій), біохімічні функції яких з’ясовані досить повно, так і метали та металоїди, біологічна роль яких у живих організмах не настільки багатогранна й важлива, або взагалі сумнівна (скандій, титан, срібло, кад­мій, золото, платина, ртуть, свинець та ін.). Разом з тим усі важкі метали мають одну загальну властивість: вони можуть бути біологічно активними (Никаноров, Жулидов, 1991).

Вивчення екологічних чинників, які визначають вміст металів у жи­вих організмах - один із напрямків, які активно розробляються, але це пи­тання ще недостатньо вивчене. Потреба в цій інформації гостро відчува­ється у зв’язку з розвитком системи спостережень і контролю за забруд­ненням природного середовища. Саме на цьому етапі було усвідомлено, що моніторинг рівнів умісту металів у абіогенних компонентах екосистем не дає повної картини про ступінь забруднення контрольованих екосистем. Це найбільш яскраво виявилося при здійсненні моніторингу початкових стадій забруднення прісноводних екосистем важкими металами (Жулидов, Емец, Шевцов, 1980; Никаноров, Жулидов, Покаржевский, 1985).

Завдання біологічного моніторингу полягає в спостереженні й оцінці стану екосистем, їх відгуку, реакції на антропогенний вплив, визначенні 20 7

функції стану та відхилення цієї функції від природного стану на різних рівнях, а також прогнозі екологічних наслідків антропогенного забруднен­ня (Израэль, 1984).

Аналіз літературних даних щодо вмісту важких металів у донних від­кладах та результатів експериментальних досліджень показав, що безхре­бетні адекватно реагують на зміну рівня металів у навколишньому середо­вищі. Це дозволяє використовувати бентонтів як моніторів поліметалічно- го забруднення, особливо у зонах водосховищ із значним антропогенним впливом (нижче таких промислових міст, як Запоріжжя, Марганець, Ніко­поль). Зростання концентрації важких металів у екосистемі Каховського водосховища призводить до зменшення видового розмаїття безхребетних. Чисельність кумових, мізид, гамарид істотно знижується, а при особливо високих рівнях забруднення вони зовсім зникають із складу біоценозів. Ре­зультати факторного аналізу показали достовірну залежність рівня вмісту важких металів у організмі тварин від ділянки водосховища, де вони меш­кають. При цьому вплив забруднюючих речовин обумовлений таксономіч­ною належністю бентонтів та хімічною природою металу. В найбільш за­бруднених ділянках водосховища домінували личинки хірономід і олігохе- ти, яких можна розглядати як моніторів поліметалічного забруднення вод­ного середовища. Аналогічну роль виконують молюски, накопичення важ­ких металів у тканинах яких вірогідно відображує ступінь забруднення окремих ділянок водойми (Брень, Домашлинец, 1998).

Встановлені рівні накопичення й ефекти від підвищеного рівня важ­ких металів для прісноводних безхребетних (Timmermans, 1993). Показано, що за період з 1993 по 1997 р. рівень свинцю в органах і тканинах гідробі­онтів вищих трофічних рівнів зріс у 1,3 - 2 рази, кадмію у 1,5-1,8 рази, хрому у 1,3-1,7 рази, нікелю в 1,4-2,6 рази в той час як накопичення інших важких металів істотно не зросло.

Дослідження водоростей Ulva fenestrata і морської трави Phyllospadix iwatensis (багаторічна квіткова рослина) у двох бухтах Японського моря показало, що вміст металів у тілі морської трави значно зріс у забрудненій металами бухті: свинцю й міді - в 10 разів, срібла - в 5, цинку - в 6 разів. В ульві це зростання складало відповідно 16,4, 1,2 і 20 разів. Проте для заліза і нікелю відмічена зворотна залежність: вміст заліза зменшився в 1,5 рази, а нікелю - в 2,7 і 3 рази відповідно. Це за умов, коли вміст свинцю, заліза і нікелю у воді був вищим від “контрольної” бухти в 5,4, 2,6 і 2,1 рази від­повідно (Христофорова и др., 1979).

Антропогенні потоки елементів, у тому числі таких важких металів як Cu, Zn, Cd, Pb, Cr, включаючись у природні біогеохімічні цикли, можуть призвести до істотних порушень екологічної рівноваги. Дослідження, про­ведені на р. Іртиш показують, що максимально концентрують мідь з води Ceratophillum orizetorum, Batrachium foeniculaceum, Sparganium simplex, Elodea canadensis; з донних відкладів - Sparganium simplex, Elodea canadensis, Alisma plantato-aquatica; свинець з води - Chara fragilis, Sparganium simplex; з донних відкладів - Sparganium simplex, Potamogeton zosterifolius; хром з води - не виявлено; з донних відкладів - Alisma plantato-aquatica, Potamogeton trichoides. Максимальною акумулюючою здатністю серед досліджених видів вищої водної рослинності відрізняють­ся Sparganium simplex по відношенню до міді, цинку і свинцю і Elodea canadensis - до міді, цинку і кадмію. Вони виявляють властивості групових концентраторів важких металів (Панин, Свидерский, 2002).

10.2.4.1. Забруднення харчових продуктів важкими металами

Організм людини містить у своєму складі багато металів, проте у не­значній кількості (близько 0,01%). Окремі елементи є складовою частиною ферментів, гормонів тощо. Для дорослої людини добова потреба складає (у мг): у міді - 2,0-2,5, марганцю - 5-6, кобальту - 0,1-0,2, цинку - 10-12, ні­келю - 0,6-0,8 (Габович, Припутина, 1987). Узагальнено відомості про хі­мічний склад харчових продуктів, зокрема вміст в них макро- і мікроеле­ментів (Химический состав пищевых продуктов, 1987).

Показано, що практично для кожного елемента слід розрізняти чоти­ри рівня концентрації: 1) дефіцит елемента, коли організм страждає від йо­го нестачі; 2) оптимальний вміст, який сприяє гарному стану організму; 3) терпимі концентрації, коли депресії організму лише починають проявляти­ся; 4) згубні для даного організму (Ягодин, 1995).

Свинець є одним з найбільш небезпечних токсикантів. Джерелами за­бруднення навколишнього середовища свинцем є енергетичні пристрої, що працюють на вугіллі й рідкому паливі, двигуни внутрішнього згорання, які використовують тетраетилсвинець, свинцемісні пестициди, трубопроводи тощо. Токсичний вплив свинцю при потраплянні в організм пов’язаний з взаємодією йонів свинцю з сульфгідрильними групами білків, зокрема, фе­рментів, з утворенням стійких сполук, які блокують ферментні системи. Поряд із порушенням електролітичної рівноваги свинець впливає на біоси­нтез гемоглобіну, нуклеїнових кислот, протеїнів і гормонів. Близько 90­95% накопиченого в організмі людини свинцю “депоновано” у кістках, що створює велику небезпеку хронічної інтоксикації. Така інтоксикація, що повільно розвивається, тяжко розпізнається. Однією з ранніх ознак хроніч­ного отруєння є підвищений вміст свинцю у крові (Кузубова, 1990).

Нормальний вміст свинцю в продуктах харчування складає 0,1-1,0 мг/кг. У багатьох країнах встановлені припустимі кількості свинцю в хар­чових продуктах: напоях - 0,3 мг/л; у воді - 0,1 мг/л; для твердих продук­тів - близько 2,5 мг/кг; для овочів і фруктів - близько 8 мг/кг (на суху ре­човину) (Росивал, Энгст, Соколай, 1982).

Згідно з чинними нормативами державних стандартів щодо вмісту важких металів у рибі, як харчовому продукті їх вміст не повинен переви­щувати такі ліміти: 1,0 мг/кг сирої маси для свинцю, 0,2 мг/кг для кадмію, 10,0 мг/кг для міді та 40,0 мг/кг для цинку в їстівній частині риби (або у організмі в цілому) (Кузубова, 1990). Гранично допустимі концентрації важких металів у продовольчій сировині та харчових продуктах регламен­товані відповідними документами Міністерства охорони здоров’я (Пред­ельно допустимые концентрации тяжелых металлов и мышьяка в продово­льственном сырье и пищевых продуктах. - М.: Минздав СССР, 1986).

При дуже незначних дозах впливу металів деякі ферменти здійсню­ють відкладення металів про запас “під контролем”, причому відкладають­ся ці метали у формі металоорганічних сполук, що містять сірку. Тіольні групи меркаптанів, наприклад, мають кислотні властивості й утворюють з іонами важких металів солі (меркаптиди). Ця реакція відповідає одному з найбільш відомих конкурентних шляхів гальмування активності фермен­тів, причому Au, Cd, Hg, Pb и Zn є пріоритетними реакційними партнера­ми. Такі металоорганічні сполуки, які містять сірку, звуться металотіоні- нами (Экологическая химия, 1997).

Багато важких металів, потрапляючи в організм людини, виявляють канцерогенну (хром, свинець, нікель, миш’як, кобальт, ртуть), мутагенну (хром) і тератогенну (свинець, миш’як, кобальт) дію. Акумуляція важких металів у водних екосистемах пригнічує не лише окремі організми і їх по­пуляції, але і біопродукційні процеси у водному середовищі в цілому. В останні десятиліття зростає надходження до прісноводних екосистем ток­сичних речовин різноманітної хімічної природи, що містять важкі метали. Тому однією з найважливіших проблем екотоксикології є з’ясування мож­ливостей адаптації різноманітних організмів, їх популяцій та угруповань до токсикантів.

10.3.