Добровольский В.В. Основы биогеохимии

Подождите немного. Документ загружается.

составлял 5,210

т/год. Примерно такое же количество возвращалось в

педосферу.

Большая часть цинка в растениях связана с легко разрушающимися

тканями и быстро удаляется из растительных остатков в отличие от свинца,

который прочно фиксирован в растительных остатках. Средняя концентрация

цинка в торфе и лесных подстилках около 20 мкг/г сухого вещества, в гумусе

почв несколько выше, около 30 мкг/г. Можно предполагать, что в органическом

веществе педосферы содержится около (100— 150)10

т цинка.

Общее содержание всех форм цинка в гумусовом горизонте почв

колеблется от 20 до 80 мкг/г. Средняя концентрация цинка в гумусовом

горизонте почв европейской территории России около 50 мкг/г. По данным

Х.Шаклетта (1984), близкое значение имеет среднее геометрическое

концентраций цинка в почвах США — 48 мкг/г. Более половины общей массы

цинка в почве входит в комплексы с органическим веществом и сорбировано

пленками гидроксидов железа. Отметим, что относительное содержание прочно

фиксированного свинца в почвах составляет 80 — 90 %.

Водорастворимые формы цинка составляют очень небольшую часть от

общей массы металла в почве, но активно вовлекаются в водную миграцию.

Глобальный коэффициент водной миграции К

цинка более 3, К

свинца —

всего 0,5. Средняя концентрация цинка в реках мира около 20 мкг/л, выносимая

масса — 82010

т/год. Средняя концентрация в речных взвесях значительно

выше — 143 мкг/л (Гордеев В. В., 1983), выносимая масса — 5,810

т/год.

Таким образом, вынос масс цинка в составе взвесей составляет 87 % от общей

массы выносимого реками металла, в то время как масса свинца — более 98 %.

Цинк активно участвует в массообмене между сушей и тропосферой.

Имеются сведения о том, что 1 м

листьев деревьев может выделять до 9 кг

цинка в год в составе терпенов (Бофор У. 1975). Значительное количество

летучих органических соединени| цинка выделяется в условиях морских

побережий и субаквалънь ландшафтов в результате бактериальной

биометилизации. К сожалению, количественно оценить участие масс цинка в

этих процессах пока невозможно.

В приземном слое воздуха над территорией, свободной от техногенного

воздействия, концентрация цинка колеблется от 2 до 70 мг/м

(Остромогильский А. X. и др., 1981). Следовательно, над площадью в 1 км

слое высотой 1 км находится от 2 до 70 г металла, а над всей сушей (за

исключением площади, покрытой ледниками и занятой внутренними

водоемами) в приземном слое находится от 270 до 9450 т, в среднем 500 —

5000 т.

Некоторое количество цинка поступает в атмосферу с минеральной

пылью. Средняя концентрация цинка в рыхлых покровных отложениях,

которые в основном подвергаются развеиванию, равна 50 мкг/г. В тропосферу с

пылью поступает (250 — 300) 10

т Zn в год, из них около 9010

т выносится

в океан, (160 — 210) 10

т осаждаются на поверхности суши.

Природные концентрации цинка в атмосферных осадках разных регионов

сильно отличаются. Наименьшие значения свойственны полярным и

211

высокогорным районам, воздух которых содержит незначительное количество

пыли. По данным американских и французских исследователей, в снеге

Антарктиды концентрация цинка составляет сотые доли микрограмма на 1

метр, в снеге Гренландии — на математический порядок выше. В снежном

покрове Шпицбергена концентрация цинка достигает 31 мкг/л (Евсеев А. В.,

1988). В снеге, выпадающем в высокогорных районах в центре Евразии,

концентрация цинка измеряется также десятками микрограммов на 1 метр

(Кулматов Р. А., 1988).

Концентрация цинка в дождевых осадках над районами суши, не

подвергающимися непосредственному техногенному загрязнению, составляет

10 — 40 мкг/л, но колебания весьма значительны и концентрации в отдельных

пунктах выходят за указанные пределы. Исходя из средней концентрации (20

мкг/л), можно считать, что на поверхность Мировой суши с атмосферными

осадками выпадает 2,2810

т цинка в год. Таким образом, на поверхность

суши выпадает водорастворимых форм цинка значительно больше, чем

захватывается ветром в атмосферу с минеральной пылью. По-видимому, это

обусловлено тем, что в атмосферу выделяются также газообразные соединения

цинка, которые конденсируются и сорбируются на аэрозолях, а затем

вымываются атмосферными осадками. По этой причине концентрация цинка в

твердой фазе аэрозолей из приземного слоя воздуха больше клар-ка цинка в

земной коре в 10 — 30 раз.

Газообразные соединения цинка поступают в атмосферу при

вулканических извержениях и в результате выделения летучих органических

соединений зелеными растениями и бактериями. С вулканическими

продуктами выбрасывается в атмосферу около 21610

т цинка в год. Из этого

количества около 15010

т фиксировано на поверхности дисперсных частиц

размером 0,001 — 0,05 мм, откуда металлы могут вымываться атмосферными

осадками. Как следует из приведенных данных, масса цинка вулканического

происхождения значительно меньше количества металла, поступающего с

атмосферными осадками. Очевидно, главным источником цинка в атмосфере

являются упоминающиеся процессы бактериальной биометилизации.

Важную информацию содержат данные о распределении масс цинка в

земной коре:

Показатель Породы

Глины песчаники карбонатные

и глинистые сланцы

Средняя концентрация, 95 16 20

мкг/г

Масса цинка, 10

т 108 6,9 14,2

Общая масса цинка в осадочной оболочке 129,110

т. Масса цинка в

гранитном слое континентального блока земной коры 41810

т. Общая масса

металла в гранитном слое и осадочной оболочке 54710

т. Таким образом, на

протяжении геологической истории было отложено в осадочной оболочке

212

более 23 % цинка от его общей массы. Это превышает массу цинка,

извлеченную при гипергенном преобразовании гранитного слоя. Вероятно,

некоторое количество цинка поступило в биосферу дополнительно благодаря

процессам дегазации.

Основная масса цинка в океане представлена водорастворимыми

неорганическими соединениями. Согласно данным А. П. Лиси-цина и др.

(1983), на контакте суша — океан ежегодно осаждается 90 % массы цинка,

связанного во взвешенном веществе речного стока, и 35 % растворенных форм.

В результате в пелагическую часть океана поступает не то количество цинка,

которое выносится реками, а около 0,6 10

т/год в составе высокодисперсной

взвеси и менее 0,510

т/год водорастворимых форм. Средняя концентрация

растворенных форм цинка в океане близка к 5 мкг/л, масса соответственно

равна 6,810

т. Масса металла, связанного в океанической взвеси, значительно

меньше, но количественная его оценка пока затруднительна.

Концентрация цинка в фотосинтезирующих организмах океана, как и в

наземных организмах колеблется от 38 до 850 мкг/г сухой массы (Демина Л.Л.

и др., 1983; Брайен Г., 1976). Если исходить из средней концентрации 50 мкг/г,

количество цинка в биомассе фотосинтетиков океана можно определить

равным 17010

т. Эта цифра очень мала по сравнению с количеством цинка,

содержащимся в растительности Мировой суши. Вместе с тем очень быстрые

жизненные циклы планктонных организмов обусловливают столь же быструю

воспроизводимость биомассы и большую годовую биологическую

продуктивность океана. По этой причине в состав фотосинтезируемого

органического вещества на протяжении года включается такое количество

цинка, которое в несколько раз превышает годовой захват металла

растительностью суши. Разумеется, благодаря очень быстрой оборачиваемости

планктона в этом количестве суммирована многократно обращающаяся одна и

та же масса цинка, соответствующая циклу полного оборота биомассы

планктона.

Есть сведения, что благодаря столь энергичному использованию цинка

планктонными организмами от 4 до 50 % массы водорастворимых форм цинка

в разных районах океана представлены метаболитами — комплексными

органическими соединениями металла (Демина Л. Л. и др., 1983).

Балансовые расчеты показали, что в тропосфере над океаном находится

больше тяжелых металлов, чем их должно быть только при захвате ветром

брызг морской воды. Содержание цинка в нижнем слое тропосферы над

океаном колеблется в широких пределах: от сотых долей до 60 нг/м

. Согласно

данным А. А. Безбородова и В.Н.Еремеева (1984), среднее содержание цинка

над пелагическими районами океана равно 7,8 нг/м

. Следовательно, в нижнем

слое тропосферы высотой 1 км над всей акваторией Земли находится 2,810

цинка. Средняя концентрация цинка в дождевых осадках над пелагической

частью океана близка к 6 мкг/л, с атмосферными осадками на поверхность

океана поступает водорастворимых форм цинка примерно 2,510

т/год. Это в 3

раза превышает поступление растворимых форм с глобальным речным стоком.

Можно предположить, что главным источником поступления цинка в

213

тропосферу над океаном являются процессы микробиологической метилизации

металлов. Кроме того, в атмосферу над акваторией выносится с континентов

около 110

т/год цинка, фиксированного твердыми пылевыми частицами. В

свою очередь, из океанической тропосферы с воздушными массами

переносятся 260 • Ю

т цинка в год, которые выпадают с атмосферными

осадками.

На основании изложенных материалов можно следующим образом

представить общую картину распределения масс цинка в биосфере:

Резервуар Масса, 10

Мировая суша:

нижняя тропосфера.......................................................0,0005 — 0,005

растительность континентов........................................ 75,0

органическое вещество педосферы............................. 100,0

Оксан:

тропосфера..................................................................... 0,0028

фотосинтезирующие организмы.................................. 0,17

растворенные формы.................................................... 6800,0

Земная кора:

осадочная оболочка....................................................... 129,010

гранитный слой............................................................. 418,010

9.3. ОБЩИЕ ЧЕРТЫ ЦИКЛОВ И РАСПРЕДЕЛЕНИЯ

МАСС ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В БИОСФЕРЕ

Как следует из изложенных материалов, для биосферной геохимии

свинца и цинка характерны следующие черты. Во-первых, более 99,9 % массы

рассмотренных металлов, находящихся в биосфере, сосредоточено в осадочной

оболочке. Во-вторых, в структуре глобального массообмена свинца и цинка

ведущее значение имеют процессы, протекающие на суше при участии живых

организмов: круговорот химических элементов, связанный с фотосинтезом

органического вещества и его последующей деструкцией; мобилизация

элементов из горных пород под воздействием почвообразования и вовлечение

их в водную миграцию; выделение в тропосферу газообразных метаболитов

высших растений и микроорганизмов. Эти же процессы характерны для

миграционных циклов других представителей группы тяжелых металлов и

близких им поливалентных элементов (мышьяка, висмута, сурьмы).

Формы нахождения тяжелых металлов и их преобразование в

почвах. В системе циклического массообмена металлов особое место занимает

почва, в которой сходятся главные миграционные потоки. С одной стороны, в

почве мобилизуются металлы, вовлекаемые затем в разные миграционные

циклы, с другой — перераспределяются массы металлов, поступающие из

почвооб-разующих пород, с спадом растительности и осаждениями из

атмосферы. Регулирование почвой массопотоков металлов обусловлено

214

системой равновесий и взаимопереходов между разными формами нахождения

металлов, различающимися прочностью закрепления и способностью

включаться в тот или иной вид миграции. Избыточные массы металлов,

поступившие в биосферу в силу природных явлений (вулканических

извержений, гидротермальных процессов и др.) или в результате техногенного

загрязнения, выводятся из системы миграционных циклов и прочно

связываются в твердой фазе почвы, откуда они могут постепенно

мобилизовываться и пополнять отдельные массопотоки.

Преобладающая часть масс металлов, закрепленных в твердых фазах

почвы, представлена двумя группами соединений. Первую группу составляют

адсорбционные комплексы металлов с нерастворимыми компонентами

почвенного гумуса. При этом возникают как относительно непрочные связи,

допускающие катионный обмен, так и прочные внутрикомплексные связи,

обеспочивающие выделение металлов из миграционных потоков. Согласно

имеющимся данным в гумусовом горизонте наиболее богатых гумусом почв —

черноземов — содержание металлов, связанных с органическим веществом,

составляет от 25 % (цинк) до 30 % (медь) общего количества каждого металла в

этом горизонте. В других типах почв содержание подобных форм металлов

значительно меньше.

Еще большие массы тяжелых металлов аккумулированы в оксидах

железа. Почвенно-гипергенные оксиды, точнее гидроксиды железа образуют

группу соединений, связанных несколькими рядами последовательных

взаимопереходов. Благодаря высокому кларку железа в педосфере его оксиды

являются распространенным компонентом почв, а термодинамическая

нестабильность некоторых представителей этой группы усиливает

геохимическую мобильность железа, и без того чувствительно реагирующего

на изменение кислотно-щелочных и особенно окислительно-

восстановительных условий. Отмеченные особенности проявляются, с одной

стороны, в формировании сегрегации, а с другой — в образовании

полимолекулярных пленок оксидов железа на поверхности высокодисперсных

частиц в минеральных горизонтах почвы и рыхлых покровных отложенях.

Гидроксиды железа сорбируют рассеянные металлы, концентрация

которых в почвенных железогидроксидных новообразова-нях в несколько раз

выше их кларков в земной коре и педосфере. Экспериментально установлено,

что гидроксиды железа поглощают тяжелые металлы более активно, чем

глинистые минералы с набухающей структурой и почвенное органическое

вещество. В частности, максимальная сорбция цинка гидроксидами железа в 1,5

раза больше чем гуминовой кислоты, а прочность связи больше в 2 раза. Есть

основания считать, что тяжелые металлы закрепляются в необменной форме

путем хемосорбции в результате вытеснения двухвалентным катионом металла

двух ионов Н

, входящих в (ОН)

или (ОН

)

группы на поверхности оксидов.

Изучение распределения тяжелых металлов в разных типах почв

показало, что около 50 % всего количества металлов связано с гидроксидами

железа. Учитывая огромную суммарную поверхность дисперсных почвенных

частиц, покрытых полимолекулярными пленками гидроксидов железа,

215

нетрудно представить, как велики массы тяжелых металлов, адсорбированные

гидроксидами железа.

Часть металлов связана непосредственно с глинистыми минералами. В

этом случае также имеют место прочные хемосорбционные связи и связи,

допускающие катионный обмен. Обменные формы тяжелых металлов,

связанные как с минеральным, так и с органическим веществом, составляют

незначительную часть общей массы металлов, находящихся в почве.

Перераспределение масс металлов начинается с трансформации

продуктов опада растительности и материала аэральных соединений,

поступающих на поверхность почвы. Время полного возобновления мертвого

напочвенного органического вещества и поступивших с ним масс тяжелых

металлов неодинаково. Период возобновления массы подстилок в лесных

внетропических фитоце-нозах изменяется от 2 — 3 лет в широколиственных

лесах до 7 — 8 лет в хвойных лесах северной тайги; в постоянно-влажных

тропических лесах и большей части травянистых растительных сообществ этот

процесс происходит на протяжении года. Для полного возобновления масс

тяжелых металлов, находящихся в лесных подстилках, требуется в 1,5 — 2 раза

больше времени, чем для возобновления органического вещества подстилок.

Отмеченная задержка отражается в повышении концентрации всех металлов в

подстилках по сравнению со свежим спадом. Неодинаковая прочность связи

металлов и различная растворимость органических соединений способствуют

неодинаковому возрастанию концентрации разных металлов. Остаточное

обогащение наиболее характерно для свинца и никеля, концентрация которых в

подстилках возрастает по сравнению с спадом до 10 раз и более. Цинк и кадмий

закрепляются менее прочно и активно выносятся, благодаря чему их

концентрация в подстилках редко возрастает более чем в 1,5 — 2 раза. По

данным Б.Н.Золотаревой (1994), запасы тяжелых металлов в подстилках

хвойных и широколиственных лесов бассейна Верхней Оки от 3 до 12 раз

превышают количества этих металлов, ежегодно вовлекаемые в биологический

круговорот, а время полного возобновления масс в подстилках составляет для

меди — 3, цинка — 6, свинца — 8 лет.

Таким образом, напочвенное органическое вещество играет

двойственную роль. Во-первых, оно служит временным резервуаром, в который

выводятся из миграции значительные массы тяжелых металлов. Во-вторых,

благодаря широкому образованию органических соединений — потенциальных

носителей рассеянных металлов — здесь начинается перераспределение масс

металлов, вовлекаемых в миграционные потоки.

При оценке водной миграции металлов внимание исследователей

привлекали преимущественно простые ионы и параметры их нахождения в

растворах. Такой подход, оправданный при изучении миграции

макроэлементов, требует корректировки при изучении миграции рассеянных

элементов, особенно для оценки мигрирующих масс тяжелых металлов. Как

показано выше, около 70 — 90% масс металлов, выносимых поверхностными

водами с суши, связано со взвешенными частицами. Закономерности миграции

этих носителей рассеянных металлов не соответствуют закономерностям

216

миграции ионов. Истинно растворимые формы металлов также представлены

не только простыми ионами.

В гумидных ландшафтно-геохимических условиях значительная часть

металлов в природных водах мигрирует в форме металлоор-ганических

комплексов. В аридных условиях содержание растворимого органического

вещества сильно уменьшается, но возрастает значение неорганических

комплексных соединений с различной электростатической характеристикой

(положительно и отрицательно заряженных, а также электронейтральных).

Различные формы металлов, находящиеся в растворе, в неодинаковой

мере включаются в разные потоки миграции. Растениям наиболее доступны

положительно заряженные простые ионы, поступающие в корневую систему

путем катионного обмена. Вовлечение в биологический круговорот металлов,

находящихся в составе комплексных соединений, значительно сложнее и

недостаточно изучено. По-видимому, поглощение растениями отрицательно

заряженных комплексов и нейтральных молекул затруднено.

Для выяснения соотношения разнозаряженных растворимых форм

металлов в почвах были изучены формы железа и цинка в водном растворе,

находящемся в равновесии с твердыми фазами верхних горизонтов почвы.

Анализ проводили с помощью электродиализа по специально разработанной

методике.

Как следует из экспериментальных данных (Добровольский В. В., 1997),

содержание металлов в водных растворах, находящихся в равновесии с

веществом самых верхних горизонтов почвы, отчетливо коррелирует с

содержанием растворимых органических соединений. Их концентрация

составляет: в тундровых почвах — сотни, в дерново-подзолистых — десятки, в

серо-бурых почвах пустынь — единицы миллиграммов на килограмм.

Концентрация истинно растворимых (диализируемых) форм металлов

соответственно уменьшается от единиц в тундровых почвах, десятых долей в

дерново-подзолистых до сотых долей миллиграммов на килограмм в почвах

пустынь.

В настоящее время количественная оценка масс растворимых форм

металлов с разной электролитической характеристикой затруднительна. Однако

на основании полученных данных можно заключить что, независимо от

суммарного содержания растворимых форм металлов, процентное содержание

форм с положительным зарядом меньше, чем с отрицательным, а

элекронейтраль-ных частиц больше суммы заряженных частиц.

Растворимые формы металлов, не захваченные биологическим

круговоротом, вовлекаются в водную миграцию. При этом миграционная

способность растворимых органических соединений — носителей металлов —

зависит от их размеров и молекулярной Массы.

Обнаружено, что водоростворимые органические соединения

представлены фракциями высокомолекулярных соединений с молекулярной

массой от 19000 до 30000 и низкомолекулярных соединений с массой от 2000

до 4000. Эти выводы принципиально согласуются с результатами изучения

растворимого органического вещества в поверхностных и лизиметрических

217

водах.

Установлено, что концентрации разных металлов неодинаково

распределяются по выделенным фракциям. В частности, высокие концентрации

цинка присущи низкомолекулярным фракциям, в то время как распределение

концентраций меди менее четкое и главный пик обычно совпадает с

высокомолекулярными фракциями. Учитывая, что значительная часть

высокомолекулярных органических соединений задерживается в

иллювиальном горизонте лесных почв, можно предполагать, что широко

распространенное явление аккумуляции меди и некоторых других металлов в

иллювиальном горизонте в той или иной мере обусловлено их вхождением в

высокомолекулярные органические соединения. Слабая аккумуляция и

транзитная миграция цинка, вероятно, объясняется его приуроченностью к

низкомолекулярным соединениям.

Изложенные данные свидетельствуют, что регулирование масс металлов,

поступающих в разные миграционные потоки, обусловлено не только

процессами фиксации — мобилизации истинно растворимых форм металлов

реакционноактивными компонентами твердой фазы почвы, но определенным

образом зависит от электролитической характеристики и молекулярных масс

растворимых форм.

Тяжелые металлы, поступившие на поверхность почвы с спадом

растительности и атмосферными осаждениями, в процессе преобразования

растительных остатков активно связываются с органическим веществом почвы.

Массы металлов частично фиксируются в гумусе, но большей частью

связываются с водорастворимыми органическими соединениями и мигрируют с

почвенными водами. Низкомолекулярные органические соединения,

содержащие металлы, вовлекаются в транзитную миграцию,

высокомолекулярные соединения задерживаются в минеральных горизонтах

почвы. Металлы, освободившиеся в процессе биогеохимических

трансформаций органических соединений, фиксируются в

ультрамикроскопических новообразованиях гидроксидов железа. Выведенные

из миграционных циклов и с различной прочностью связи закрепленные в

почве массы металлов образуют резерв, находящийся в подвижном равновесии

с массами, вовлекаемыми в главные массопотоки.

Тяжелые металлы поступали в водную и газовую оболочки Земли с

начала их образования. Содержание газообразных и водорастворимых форм

металлов регулировалось соответствующими физико-химическими

равновесиями, а избыточные массы выводились в осадки. Позднее в этот

процесс встроилась биогеохимическая деятельность живых организмов,

которая трансформировала структуру первичного абиогенного процесса в

систему биогеохимических циклов, взаимно связанных массообменом. При

этом осадочная оболочка устойчиво сохраняла значение колоссального

«геохимического отстойника», где аккумулировались избыточные массы

металлов. Из этого «отстойника» металлы возвращались в миграционные

циклы лишь в случае, когда осадочные толщи в силу тектонических явлений

оказывались на поверхности Мировой суши.

218

Проблему представляет реконструкция источников поступления тяжелых

металлов в водную и газовую среды. Напомним, что масса каждого

химического элемента, поступившего в миграционные циклы в результате

мобилизации из вещества верхней части земной коры континентов и в

дальнейшем выведенного в осадочную оболочку, составляет 17—19% от

исходного количества элемента. Так как более 99,9 % массы каждого из

тяжелых металлов, поступивших на протяжении фанерозоя в биосферу,

находится в осадочной оболочке, исходное количество металла практически

равно сумме масс, содержащихся в гранитном слое земной коры континентов и

осадочной оболочке.

Для решения указанной проблемы важное значение имеет возможно

точное определение масс металлов в осадочной оболочке. В табл. 9.1

приведены результаты определения масс металлов, выполненные на основании

их средних концентраций в главных группах осадочных отложений, по К.

К.Турекяну (1969), и масс отложений, по А. Б. Ронову и А. А. Ярошевскому

(1976).

Таблица 9.1

Распределение масс тяжелых металлов в осадочной оболочке

Металл Масса металла, 10

т Процент от суммы

масс в осадочной

оболочке и в

гранитном слое

в главных группах осадочных пород в осадочной

оболочке

глинистых карбонатных песчаных

Fe 53 808,0 2698,0 4214,0 66 720,0 17

Мn 969,0 781,0 2,1 1752,0 23

V 148,2 14,2 8,6 171,0 21

Сг 102,6 24,8 4,7 132,2 32

Zn 108,3 14,2 6,9 129,4 24

Сu 51,3 2,84 2,15 56,3 24

Рb 22,8 6,39 3,01 32,2 20

Ni 77,5 14,2 0,86 92,5 30

Со 21,66 0,071 0,129 21,86 26

Мо 2,96 0,284 0,086 3,32 32

Cd 0,34 0,025 0,021 0,39 23

Hg 0,57 0,028 0,013 0,61 70

Из данных табл. 9.1 видно, что в осадочной оболочке относительное

содержание масс рассеянных тяжелых металлов превышает относительное

содержание железа, поступившего в биосферу только благодаря выветриванию.

Массы рассеянных металлов, как правило, больше 20 % от суммы масс в

осадочной оболочке и гранитном слое. Это дает основание предполагать, что

металлы поступали в биосферу не только в результате их мобилизации при

выветривании горных пород Мировой суши, но и некоторое их количество

было вынесено в результате дегазации. Особенно активно дегазировался

наиболее легко возгоняемый металл — ртуть, масса которого в осадочной

оболочке превышает его количество в гранитном слое и составляет более 70 %

от суммы масс в осадочной оболочке и гранитном слое коры континентов.

Полученные данные позволяют сделать вывод, что на протяжении всей

геологической истории природные воды характеризовались насыщенностью

219

тяжелыми металлами, постоянный избыток которых непрестанно удалялся в

осадки. По этой причине живые организмы существовали и эволюционировали

в условиях насыщения природных вод металлами, концентрация которых

поддерживалась в системе вода — осадок.

Основная масса растворенных форм металлов находится в воде океана,

небольшая часть — в живом веществе планеты (главным образом в составе

растительности Мировой суши) и органическом веществе педосферы. Данных о

массах металлов, связанных в растворенном органическом веществе океана,

пока недостаточно для количественной оценки. Можно лишь предполагать, что

в растворенном органическом веществе содержится металлов значительно

больше, чем в биомассе всех организмов океана. Распределение масс тяжелых

металлов в биосфере обобщено в табл. 9.2. Для сравнения приведены массы

металлов, содержащиеся в гранитном слое земной коры континентов.

Таблица 9.2

Распределение масс тяжелых металлов в биосфере

Металл Масса металла

в растительности

Мировой суши, 10

в океане

(растворенные

формы), 10" т

в осадочной

оболочке, 10>

в гранитном слое

земной коры, 10

Fe 500,0 4658 60720 295 000

Мn 600,0 548 1752 5740

V 3,75 — 171 623

Сг 4,50 274 132 278

Zn 75 6850 129 418

Сu 20 1233 56 164

Рb 3,13 41,1 32 131

Ni 5 685 92 213

Со 1,3 41,1 22 60

Мо 1,2 — 3,3 11

Cd 0,09 151 0,4 1,3

Hg 0,03 206 0,6 0,26

Структура глобального массообмена тяжелых металлов полностью не

выяснена, поэтому в табл. 9.3 показаны лишь главные, наиболее изученные

миграционные потоки, охватывающие Мировую сушу. Для сравнения

приведены данные о круговороте металлов, обусловленном

жизнедеятельностью фотосинтезирующих организмов океана. Для расчетов

использованы средние значения концентрации металлов в фитопланктоне,

определенные английским биогеохимиком Г. Брайеном (1976).

Таблица 9.3

Главные миграционные потоки металлов

Металл Биологичес

кий

круговорот

на суше

Масса металла, 1 0

т/год

Речной сток Перенос - с

пылью с

континентов

на

акваторию

Перенос с

акватории на

сушу с

атмосферными

осадками

Биологический

круговорот

фотосинтетико

в океана

раствори

мых

форм

фиксирован

ных на

взвесях

220