Jak oznacza się metale w glebie? Mobilne formy metali ciężkich w glebie

Metale ciężkie przedostające się do środowiska w wyniku działalności produkcyjnej człowieka (przemysł, transport itp.) należą do najniebezpieczniejszych substancji zanieczyszczających biosferę. Pierwiastki takie jak rtęć, ołów, kadm i miedź są klasyfikowane jako „substancje krytyczne, które są wskaźnikami stresu środowiskowego”. Szacuje się, że same przedsiębiorstwa hutnicze emitują rocznie na powierzchnię Ziemi ponad 150 tys. ton miedzi; 120 - cynk, około 90 - ołów, 12 - nikiel i około 30 ton rtęci. Metale te mają tendencję do wiązania się w poszczególnych etapach cyklu biologicznego, kumulują się w biomasie mikroorganizmów i roślin, a następnie dostają się do organizmu zwierząt i ludzi poprzez łańcuchy troficzne, negatywnie wpływając na ich funkcje życiowe. Z drugiej strony metale ciężkie wywierają pewien wpływ na sytuację ekologiczną, hamując rozwój i aktywność biologiczną wielu organizmów.

O wadze problemu oddziaływania metali ciężkich na mikroorganizmy glebowe decyduje fakt, że to właśnie w glebie koncentruje się większość wszystkich procesów mineralizacji pozostałości organicznych, zapewniając sprzężenie cyklu biologicznego i geologicznego. Gleba jest ekologicznym węzłem powiązań biosfery, w którym najintensywniej zachodzi interakcja materii ożywionej i nieożywionej. Na glebie procesy metabolizmu między skorupą ziemską, hydrosferą, atmosferą i organizmami zamieszkującymi ląd są zamknięte, wśród których ważne miejsce zajmują mikroorganizmy glebowe.
Z danych wieloletnich obserwacji Roshydromet wiadomo, że według całkowitego wskaźnika zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi, obliczonego dla terytoriów w obrębie pięciokilometrowej strefy, 2,2% rosyjskich osad należy do kategorii „skrajnie niebezpiecznych” zanieczyszczenia”, 10,1% – „zanieczyszczenia niebezpieczne”, 6,7% – „zanieczyszczenia umiarkowanie niebezpieczne”. Ponad 64 miliony obywateli Federacji Rosyjskiej żyje na obszarach o nadmiernym zanieczyszczeniu powietrza.
Po recesji gospodarczej lat 90-tych, w ciągu ostatnich 10 lat w Rosji ponownie nastąpił wzrost poziomu emisji zanieczyszczeń pochodzących z przemysłu i transportu. Stopień recyklingu odpadów przemysłowych i bytowych jest kilkakrotnie niższy niż stopień powstawania w obiektach do składowania osadów; Na wysypiskach śmieci zgromadzono ponad 82 miliardy ton odpadów produkcyjnych i konsumpcyjnych. Średni stopień utylizacji i unieszkodliwiania odpadów w przemyśle wynosi około 43,3%, prawie wszystkie stałe odpady z gospodarstw domowych poddawane są bezpośredniemu zakopywaniu.
Powierzchnia zaburzonych gruntów w Rosji wynosi obecnie ponad 1 milion hektarów. Spośród nich rolnictwo stanowi 10%, hutnictwo metali nieżelaznych – 10, przemysł węglowy – 9, przemysł naftowy – 9, gaz – 7, torf – 5, hutnictwo żelaza – 4%. Przy 51 tysiącach hektarów gruntów zrekultywowanych ta sama ilość co roku zalicza się do kategorii naruszonych.
Niezwykle niekorzystna sytuacja rozwija się także w związku z gromadzeniem się szkodliwych substancji w glebach obszarów miejskich i przemysłowych, gdyż obecnie w całym kraju pod uwagę bierze się ponad 100 tys. niebezpiecznych gałęzi przemysłu i obiektów (w tym około 3 tys. to chemiczne), które z góry określa bardzo wysoki poziom ryzyka zanieczyszczeń technogennych i wypadków związanych z uwolnieniami na dużą skalę wysoce toksycznych materiałów.
Gleby orne są zanieczyszczone pierwiastkami takimi jak rtęć, arsen, ołów, bor, miedź, cyna, bizmut, które dostają się do gleby w postaci pestycydów, biocydów, stymulatorów wzrostu roślin i substancji strukturotwórczych. Nietradycyjne nawozy, produkowane z różnych odpadów, często zawierają szeroką gamę substancji zanieczyszczających w wysokich stężeniach.
Stosowanie nawozów mineralnych w rolnictwie ma na celu zwiększenie zawartości składników pokarmowych roślin w glebie i zwiększenie plonowania roślin rolniczych. Jednak wraz z substancją czynną głównych składników pokarmowych wraz z nawozami do gleby przedostaje się wiele różnych substancji chemicznych, w tym metale ciężkie. To ostatnie wynika z obecności toksycznych zanieczyszczeń w surowcu, niedoskonałych technologii produkcji i stosowania nawozów. Zatem zawartość kadmu w nawozach mineralnych zależy od rodzaju surowca, z którego nawozy są produkowane: w apatytach Półwyspu Kolskiego występuje jego niewielka ilość (0,4-0,6 mg/kg), w fosforytach algierskich - do 6, a w marokańskim - więcej 30 mg/kg. Obecność ołowiu i arsenu w apatytach Kola jest odpowiednio 5-12 i 4-15 razy mniejsza niż w fosforytach Algierii i Maroka.
A.Yu. Aydiev i in. podaje następujące dane dotyczące zawartości metali ciężkich w nawozach mineralnych (mg/kg): azot – Pb – 2-27; Zn - 1-42; Cu - 1-15; Cd - 0,3-1,3; Ni - 0,9; fosfor - odpowiednio 2-27; 23; 10-17; 2,6; 6,5; potaż - odpowiednio 196; 182; 186; 0,6; 19,3 i Hg - 0,7 mg/kg, czyli nawozy mogą być źródłem skażenia układu gleba-roślina. Przykładowo po wprowadzeniu nawozów mineralnych do monokultury pszenicy ozimej na typowym czarnoziemie w dawce N45P60K60, gleba otrzymuje rocznie Pb – 35133 mg/ha, Zn – 29496, Cu – 29982, Cd – 1194, Ni – 5563 mg/ha. W długim okresie ich ilość może osiągnąć znaczne wartości.
Rozmieszczenie metali i niemetali wprowadzanych do atmosfery ze źródeł technogennych w krajobrazie zależy od odległości od źródła zanieczyszczeń, warunków klimatycznych (siła i kierunek wiatrów), ukształtowania terenu, czynników technologicznych (stan odpadu, metoda uwalniania ścieków do środowiska, wysokość rur zakładowych).
Do zanieczyszczenia gleby dochodzi, gdy technogenne związki metali i niemetali dostają się do środowiska w dowolnym stanie fazowym. Ogólnie rzecz biorąc, na planecie dominuje zanieczyszczenie aerozolami. W tym przypadku największe cząstki aerozolu (>2 mikrony) opadają w bezpośrednim sąsiedztwie źródła zanieczyszczeń (w promieniu kilku kilometrów), tworząc strefę o maksymalnym stężeniu zanieczyszczeń. Zanieczyszczenia można prześledzić na dystansie kilkudziesięciu kilometrów. O wielkości i kształcie obszaru zanieczyszczeń decyduje wpływ powyższych czynników.
Akumulacja głównej części substancji zanieczyszczających następuje głównie w poziomie gleby próchniczo-akumulacyjnej. Wiążą się z glinokrzemianami, minerałami niekrzemianowymi i substancjami organicznymi w wyniku różnych reakcji interakcji. Część z nich jest mocno związana z tymi składnikami i nie tylko nie uczestniczy w migracji wzdłuż profilu glebowego, ale także nie stwarza zagrożenia dla organizmów żywych. Negatywne skutki środowiskowe zanieczyszczeń gleb wiążą się z mobilnymi związkami metali i niemetali. Ich powstawanie w glebie wynika z koncentracji tych pierwiastków na powierzchni faz stałych gleby w wyniku reakcji sorpcji-desorpcji, rozpuszczania opadów, wymiany jonowej i tworzenia związków kompleksowych. Wszystkie te związki pozostają w równowadze z roztworem glebowym i razem stanowią układ glebowo mobilnych związków różnych pierwiastków chemicznych. Ilość pochłoniętych pierwiastków oraz siła ich retencji w glebie zależy od właściwości pierwiastków i właściwości chemicznych gleby. Wpływ tych właściwości na zachowanie metali i metaloidów ma zarówno cechy ogólne, jak i specyficzne. Stężenie pochłoniętych pierwiastków zależy od obecności drobnych minerałów ilastych i materii organicznej. Wzrostowi kwasowości towarzyszy wzrost rozpuszczalności związków metali, ale ograniczenie rozpuszczalności związków metaloidów. Wpływ niekrzemianowych związków żelaza i glinu na wchłanianie zanieczyszczeń zależy od warunków kwasowo-zasadowych panujących w glebie.
W warunkach wymywania realizowana jest potencjalna mobilność metali i metaloidów, które mogą zostać przeniesione poza profil glebowy, stając się źródłem wtórnego zanieczyszczenia wód gruntowych.
Związki metali ciężkich wchodzące w skład najdrobniejszych cząstek (mikronowych i submikronowych) aerozoli mogą przedostawać się do górnych warstw atmosfery i być transportowane na duże odległości mierzone w tysiącach kilometrów, czyli uczestniczyć w globalnym transporcie substancji.
Według centrum syntezy meteorologicznej Wostok zanieczyszczenie terytorium Rosji ołowiem i kadmem w innych krajach jest ponad 10 razy większe niż zanieczyszczenie tych krajów substancjami zanieczyszczającymi ze źródeł rosyjskich, co wynika z dominacji mas powietrza z zachodu na wschód przenosić. Depozycja ołowiu na europejskim terytorium Rosji (ETP) rocznie wynosi: ze źródeł na Ukrainie – około 1100 ton, Polski i Białorusi – 180-190, Niemiec – ponad 130 ton Depozycja kadmu na ETP ze źródeł na Ukrainie rocznie przekracza 40 ton, Polska – prawie 9, Białoruś – 7, Niemcy – ponad 5 ton.
Coraz większe zanieczyszczenie środowiska metalami ciężkimi (TM) stwarza zagrożenie dla naturalnych biokompleksów i agrocenoz. TM gromadzące się w glebie są z niej wydobywane przez rośliny i dostają się do organizmu zwierząt poprzez łańcuchy troficzne w rosnących stężeniach. Rośliny gromadzą TM nie tylko z gleby, ale także z powietrza. W zależności od rodzaju rośliny i sytuacji ekologicznej dominuje wpływ zanieczyszczeń gleby lub powietrza. Dlatego też stężenie TM w roślinach może być wyższe lub niższe od ich zawartości w glebie. Warzywa liściaste pochłaniają szczególnie dużo ołowiu z powietrza (do 95%).
Na terenach przydrożnych pojazdy mechaniczne w znacznym stopniu zanieczyszczają glebę metalami ciężkimi, zwłaszcza ołowiem. Gdy jego stężenie w glebie wynosi 50 mg/kg, około jedna dziesiąta tej ilości jest akumulowana przez rośliny zielne. Rośliny aktywnie absorbują także cynk, którego ilość w nich może być kilkukrotnie większa niż jego zawartość w glebie.
Metale ciężkie w istotny sposób wpływają na liczebność, skład gatunkowy i aktywność życiową mikroflory glebowej. Hamują procesy mineralizacji i syntezy różnych substancji w glebie, hamują oddychanie mikroorganizmów glebowych, powodują efekt mikrobiostatyczny i mogą działać jako czynnik mutagenny.
Większość metali ciężkich w podwyższonych stężeniach hamuje aktywność enzymów glebowych: amylazy, dehydrogenazy, ureazy, inwertazy, katalazy. Na tej podstawie zaproponowano wskaźniki podobne do znanego wskaźnika LD50, w którym za skuteczne uznaje się stężenie substancji zanieczyszczającej, które zmniejsza określoną aktywność fizjologiczną o 50 lub 25%, np. zmniejszenie emisji CO2 przez glebę - EkD50, hamowanie aktywności dehydrogenazy - EC50, tłumienie aktywności inwertazy o 25%, zmniejszona aktywność redukcji żelaza żelazowego - EC50.
S.V. Levina i in. Jako wskaźniki różnego poziomu skażenia gleby metalami ciężkimi w warunkach rzeczywistych zaproponowano następujące wskaźniki. Niski poziom skażenia należy określić poprzez przekroczenie stężeń tła metali ciężkich przy użyciu przyjętych metod analizy chemicznej. O średnim poziomie skażenia najwyraźniej świadczy brak redystrybucji członków zainicjowanej społeczności drobnoustrojów glebowych po dodatkowym wprowadzeniu dawki substancji zanieczyszczającej równej dwukrotności stężenia odpowiadającego wielkości strefy homeostazy niezanieczyszczonej gleby. Jako dodatkowe znaki wskaźnikowe należy przyjąć zmniejszenie aktywności wiązania azotu w glebie i zmienność tego procesu, zmniejszenie bogactwa gatunkowego i różnorodności kompleksu mikroorganizmów glebowych oraz wzrost udziału toksyn -formy tworzące, mikroorganizmy epifityczne i pigmentowane. Aby wskazać wysoki poziom zanieczyszczeń, najbardziej wskazane jest uwzględnienie reakcji roślin wyższych na zanieczyszczenia. Dodatkowym sygnałem może być wykrycie w glebie dużego zagęszczenia form mikroorganizmów odpornych na dane zanieczyszczenie na tle ogólnego spadku aktywności mikrobiologicznej gleb.
W całej Rosji średnie stężenie wszystkich oznaczanych TM w glebach nie przekracza 0,5 MAC. Natomiast współczynnik zmienności dla poszczególnych pierwiastków mieści się w przedziale 69-93%, a dla kadmu przekracza 100%. Średnia zawartość ołowiu w glebach piaszczystych i piaszczysto-gliniastych wynosi 6,75 mg/kg. Ilość miedzi, cynku, kadmu mieści się w przedziale 0,5-1,0 ODC. Każdego roku każdy metr kwadratowy powierzchni gleby pochłania około 6 kg substancji chemicznych (ołów, kadm, arsen, miedź, cynk itp.). Ze względu na stopień zagrożenia TM dzieli się na trzy klasy, z których pierwsza zaliczana jest do substancji wysoce niebezpiecznych. Obejmuje Pb, Zn, Cu, As, Se, F, Hg. Drugą klasę umiarkowanie niebezpieczną reprezentują B, Co, Ni, Mo, Cu, Cr, a trzecią (nisko niebezpieczną) to Ba, V, W, Mn, Sr. Informacji o niebezpiecznych stężeniach TM dostarcza analiza ich form mobilnych (tabela 4.11).

Do rekultywacji gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi stosuje się różne metody, jedną z nich jest wykorzystanie naturalnych zeolitów lub ameliorantów sorbentowych z ich udziałem. Zeolity wykazują wysoką selektywność wobec wielu metali ciężkich. Wykazano skuteczność tych minerałów i skał zawierających zeolit ​​w wiązaniu metali ciężkich w glebie i ograniczaniu ich przedostawania się do roślin. Z reguły gleby zawierają zeolity w niewielkich ilościach, jednak w wielu krajach świata złoża naturalnych zeolitów są szeroko rozpowszechnione, a ich wykorzystanie do detoksykacji gleby może być ekonomicznie niedrogie i efektywne ekologicznie ze względu na poprawę właściwości agrochemicznych gleb .
Zastosowanie gleby heulandytowej ze złoża Pegassky (frakcja 0,3 mm) w ilości 35 i 50 g/kg na zanieczyszczone czarnoziemy w pobliżu huty cynku pod uprawy warzyw spowodowało zmniejszenie zawartości mobilnych form cynku i ołowiu, ale jednocześnie zmniejszenie zawartości azotu i Częściowo fosforowo-potasowe odżywienie roślin uległo pogorszeniu, co spowodowało zmniejszenie ich produktywności.
Według V.S. Belousowej, dodatek 10-20 t/ha skał zawierających zeolit ​​ze złoża Chadyżenskoje (terytorium Krasnodaru) zawierających 27-35% zeolitów (stalbit, heulandyt) do gleby zanieczyszczonej metalami ciężkimi (10-100-krotność tła poziom), pomógł zmniejszyć akumulację TM w roślinach: miedzi i cynku do 5-14 razy, ołowiu i kadmu - do 2-4 razy. Ujawnił także, że brak oczywistej korelacji pomiędzy właściwościami adsorpcyjnymi CSP a efektem inaktywacji metalu, wyrażającym się m.in. w stosunkowo niższym tempie redukcji zawartości ołowiu w hodowlach testowych, pomimo bardzo dużej absorpcji CSP w procesie adsorpcji eksperymentów, jest całkiem oczekiwane i jest konsekwencją różnic gatunkowych roślin w zdolności do akumulacji metali ciężkich.
W doświadczeniach wegetacyjnych na glebach bielicowo-bielicowych (obwód moskiewski) sztucznie zanieczyszczonych ołowiem w ilości 640 mg Pb/kg, co odpowiada 10-krotności maksymalnego dopuszczalnego stężenia dla gleb kwaśnych, zastosowano zeolit ​​ze złoża Sokirnitskoje i modyfikowany zeolit ​​„clino-phos” zawierający jako składniki aktywne jony amonowe, potasowe, magnezowe i fosforowe w dawkach 0,5% masy gleby wywierał zróżnicowany wpływ na właściwości agrochemiczne gleb, wzrost i rozwój roślin. Modyfikowany zeolit ​​zmniejszał zakwaszenie gleby, znacząco zwiększał zawartość azotu i fosforu dostępnego dla roślin, zwiększał aktywność amonifikacji i intensywność procesów mikrobiologicznych oraz zapewniał prawidłową wegetację roślin sałaty, przy jednoczesnym ograniczeniu stosowania zeolitu nienasyconego. skuteczny.
Zeolit ​​nienasycony i zeolit ​​modyfikowany „clinofos” również nie wykazały swoich właściwości sorpcyjnych wobec ołowiu po 30 i 90 dniach kompostowania gleby. Być może 90 dni to za mało, aby zakończyć proces sorpcji ołowiu przez zeolity, o czym świadczą dane V.G. Mineeva i in. o przejawach efektu sorpcyjnego zeolitów dopiero w drugim roku po ich zastosowaniu.
Po dodaniu zeolitu, pokruszonego do wysokiego stopnia dyspersji, do gleb kasztanowych regionu Semipałatyńskiego Irtyszu, względna zawartość w nim aktywnej frakcji mineralnej o wysokich właściwościach jonowymiennych wzrosła, w wyniku czego całkowita zdolność absorpcyjna warstwy uprawnej wzrosła. Stwierdzono zależność pomiędzy zastosowaną dawką zeolitów a ilością zaadsorbowanego ołowiu – maksymalna dawka powodowała największą absorpcję ołowiu. Wpływ zeolitów na proces adsorpcji w istotny sposób zależał od sposobu ich rozdrobnienia. Zatem adsorpcja jonów ołowiu po dodaniu zeolitów o grubości 2 mm rozdrobnionych w glebie piaszczysto-gliniastej wzrosła średnio o 3,0; 6,0 i 8,0%; na glebie średnio gliniastej - o 5,0; 8,0 i 11,0%; w solonetycznym średnio gliniastym - o 2,0; Odpowiednio 4,0 i 8,0%. Przy zastosowaniu zeolitów mielonych 0,2 mm wzrost ilości zaabsorbowanego ołowiu wyniósł: w glebie piaszczysto-gliniastej średnio 17, 19 i 21%, w glebie średniogliniastej - 21, 23 i 26%, w glebie solonetycznej i średniogliniastej - 21 odpowiednio 23 i 25%.
JESTEM. Abduazhitova na glebach kasztanowych regionu Semipalatinsk Irtysz uzyskała również pozytywne wyniki wpływu naturalnych zeolitów na stabilność ekologiczną gleb i ich zdolność absorpcji w stosunku do ołowiu, zmniejszając jego fitotoksyczność.
Według M.S. Panin i T.I. Gulkina badając wpływ różnych środków agrochemicznych na sorpcję jonów miedzi przez gleby tego regionu ustalono, że stosowanie nawozów organicznych i zeolitów przyczyniło się do zwiększenia pojemności sorpcyjnej gleb.
W glebie węglanowo-gliniastej zanieczyszczonej Pb, produktem spalania ołowiowego paliwa samochodowego, 47% tego pierwiastka stwierdzono we frakcji piaskowej. Gdy sole Pb(II) dostaną się do niezanieczyszczonych gleb gliniastych i piaszczysto-gliniastych, w tej frakcji pojawia się jedynie 5-12% Pb. Dodatek zeolitu (klinoptylolit) powoduje zmniejszenie zawartości Pb w fazie ciekłej gleby, co powinno skutkować zmniejszeniem jego dostępności dla roślin. Zeolit ​​nie pozwala jednak na przeniesienie metalu z frakcji pyłowo-gliniastej do frakcji piaskowej, aby zapobiec jego wywiewaniu wraz z pyłem do atmosfery.
Naturalne zeolity stosowane są w przyjaznych dla środowiska technologiach rekultywacji gleb solonetzowych, dodając do nich fosfogips zmniejszając zawartość rozpuszczalnego w wodzie strontu w glebie o 15-75%, a także zmniejszając stężenie metali ciężkich. Przy uprawie jęczmienia, kukurydzy i dodaniu mieszaniny fosfogipsu i klinoptiolitu wyeliminowano negatywne skutki powodowane przez fosfogips, co pozytywnie wpłynęło na wzrost, rozwój i produktywność roślin uprawnych.
W doświadczeniu uprawowym na glebach zanieczyszczonych rośliną testową jęczmienia badano wpływ zeolitów na buforowanie fosforanowe na tle dodawania do gleby 5, 10 i 20 mg P/100 g gleby. Kontrola wykazała dużą intensywność absorpcji P oraz niską pojemność buforową fosforanową (PBC(p)) przy małej dawce nawozu P. Zeolity NH i Ca obniżyły PBC (p), a intensywność H2PO4 nie uległa zmianie do końca sezonu wegetacyjnego roślin. Wpływ ameliorantów wzrastał wraz ze wzrostem zawartości P w glebie, w wyniku czego wartość potencjału PBC(p) wzrosła dwukrotnie, co pozytywnie wpłynęło na żyzność gleby. Zeolitowe emelioranty harmonizują nawożenie roślin minerałem P, aktywując jednocześnie ich naturalne bariery w tzw. Zn-aklimatyzacja; w rezultacie zmniejszyła się akumulacja substancji toksycznych w roślinach testowych.
Uprawa roślin owocowych i jagodowych wymaga regularnego stosowania leków ochronnych zawierających metale ciężkie. Biorąc pod uwagę, że rośliny te rosną w jednym miejscu przez długi czas (dziesiątki lat), w glebach ogrodów gromadzą się metale ciężkie, co negatywnie wpływa na jakość produktów jagodowych. Długoterminowe badania wykazały, że np. w szarej glebie leśnej pod polami jagodowymi zawartość brutto TM przekraczała regionalne stężenie tła 2 razy dla Pb i Ni, 3 razy dla Zn i 6 razy dla Cu.
Wykorzystanie skał zawierających zeolit ​​ze złoża Chociniec do ograniczenia zanieczyszczenia czarnych porzeczek, malin i agrestu jest działaniem skutecznym ekologicznie i ekonomicznie.
W pracy L.I. Leontyeva zidentyfikowała następującą cechę, która naszym zdaniem jest bardzo znacząca. Autor stwierdził, że maksymalne zmniejszenie zawartości mobilnych form P i Ni w szarej glebie leśnej zapewnia wprowadzenie skały zawierającej zeolit ​​w dawce 8 i 16 t/ha oraz Zn i Cu - 24 t/ha. ha, tj. obserwuje się zróżnicowany stosunek pierwiastka do ilości sorbentu.
Tworzenie kompozycji nawozowych i gleb z odpadów przemysłowych wymaga szczególnej kontroli, w szczególności regulacji zawartości metali ciężkich. Dlatego zastosowanie zeolitów jest tutaj uważane za skuteczną technikę. Na przykład, badając cechy wzrostu i rozwoju asteru na glebach utworzonych na bazie warstwy humusu bielcowanego czarnoziemu zgodnie ze schematem: kontrola, gleba + 100 g/m żużla; gleba + 100 g/m2 żużel + 100 g/m2 zeolit; gleba + 100 g/m2 zeolitu; gleba + 200 g/m2 zeolitu; gleba + osad ściekowy 100 g/m2 + zeolit ​​200 g/m2, gleba + osad 100 g/m2 stwierdzono, że najlepszą glebą dla wzrostu astry była gleba z osadami ściekowymi i zeolitem.
Oceniając następstwa powstawania gleb z zeolitów, osadów ściekowych i przesiewów żużli, określono ich wpływ na zawartość ołowiu, kadmu, chromu, cynku i miedzi. Jeżeli w kontroli ilość ołowiu mobilnego wynosiła 13,7% całkowitej zawartości gleby, to po dodaniu żużla wzrosła do 15,1%. Zastosowanie materii organicznej z osadów ściekowych obniżyło zawartość ołowiu mobilnego do 12,2%. Zeolit ​​miał największy wpływ na wiązanie ołowiu w formy osiadłe, zmniejszając stężenie mobilnych form Pb do 8,3%. Dzięki łącznemu działaniu osadu ściekowego i zeolitu przy zastosowaniu żużla ilość mobilnego ołowiu zmniejszyła się o 4,2%. Zarówno zeolit, jak i osad ściekowy wpływały pozytywnie na wiązanie kadmu. W ograniczaniu mobilności miedzi i cynku w glebach w większym stopniu ujawnił się zeolit ​​i jego połączenie z substancjami organicznymi osadów ściekowych. Materia organiczna w osadach ściekowych przyczyniła się do zwiększenia mobilności niklu i manganu.
Wprowadzenie osadów ściekowych ze stacji napowietrzania Lyubertsy do gleb piaszczysto-gliniastych, darniowo-bielicowych doprowadziło do ich zanieczyszczenia TM. Współczynniki akumulacji TM w glebach zanieczyszczonych OCB związkami mobilnymi były 3-10 razy wyższe w stosunku do zawartości brutto w porównaniu z glebami niezanieczyszczonymi, co wskazywało na wysoką aktywność TM wprowadzonego z osadami i ich dostępność dla roślin. Maksymalny spadek ruchliwości TM (o 20-25% w stosunku do wartości wyjściowych) odnotowano po dodaniu mieszaniny obornika torfowego, co wynika z tworzenia się silnych kompleksów TM z materią organiczną. Ruda żelaza, najmniej skuteczna jako środek polepszający, spowodowała spadek zawartości mobilnych związków metali o 5-10%. Zeolit ​​zajmował pozycję pośrednią w swoim działaniu jako środek polepszający. Stosowane w doświadczeniach środki łagodzące zmniejszały ruchliwość Cd, Zn, Cu i Cr średnio o 10-20%. Zatem stosowanie polepszaczy było skuteczne, gdy zawartość TM w glebach była bliska maksymalnym dopuszczalnym stężeniom lub przekraczała dopuszczalne stężenia nie więcej niż o 10-20%. Wprowadzenie polepszaczy do zanieczyszczonych gleb ograniczyło ich przenikanie do roślin o 15-20%.
Gleby bagniste aluwialne Zachodniej Zabajkalii, pod względem poziomu zaopatrzenia w mobilne formy mikroelementów oznaczonego w ekstrakcie octanu amonu, charakteryzują się wysoką zawartością manganu, umiarkowaną zawartością cynku i miedzi, bardzo dużą zawartością kobaltu. Nie wymagają stosowania mikronawozów, dlatego zastosowanie osadów ściekowych może prowadzić do skażenia gleby pierwiastkami toksycznymi i wymaga oceny środowiskowej i geochemicznej.
LL. Ubugunov i in. Badano wpływ osadów ściekowych (SWS), tufów zawierających mordenit złoża Myxop-Talinskoe (MT) i nawozów mineralnych na zawartość mobilnych form metali ciężkich w glebach torfowych madowych. Badania przeprowadzono według następującego schematu: 1) kontrola; 2) N60P60K60 - tło; 3) OCB – 15 t/ha; 4) MT – 15 t/ha; 5) tło + WWS - 15 t/ha; 6) tło+MT 15 t/ha; 7) OCB 7,5 t/ha+MT 7,5 t/ha; 8) OCB Jut/ha+MT 5 t/ha; 9) tło + WWS 7,5 t/ha; 10) tło + WWS 10 t/ha + MT 5 t/ha. Nawozy mineralne stosowano corocznie, WWS, MT i ich mieszaniny – raz na 3 lata.
Do oceny intensywności akumulacji TM w glebie wykorzystano wskaźniki geochemiczne: współczynnik stężenia – Kc i wskaźnik całkowitego zanieczyszczenia – Zc, określone wzorami:

gdzie C jest stężeniem pierwiastka w wersji eksperymentalnej, Cf jest stężeniem pierwiastka w kontroli;

Zc = ΣKc – (n-1),

gdzie n jest liczbą elementów o Kc ≥ 1,0.
Uzyskane wyniki wykazały niejednoznaczny wpływ nawozów mineralnych, WWS, tufów zawierających mordenit i ich mieszanin na zawartość mikroelementów mobilnych w warstwie gleby o grubości 0-20 cm, choć należy zauważyć, że we wszystkich wariantach doświadczenia ich ilość nie zmieniała się. nie przekroczyć poziomu RPP (tabela 4.12).
Stosowanie niemal wszystkich rodzajów nawozów, z wyjątkiem MT i MT+NPK, spowodowało wzrost zawartości manganu. Po zastosowaniu OCB do gleby razem z nawozami mineralnymi, Kc osiągnęło maksymalną wartość (1,24). Większa jest akumulacja cynku w glebie: Kc z dodatkiem OCB osiągała wartości 1,85-2,27; nawozy mineralne i mieszanki WW+MT -1,13-1,27; przy zastosowaniu zeolitów spadła do minimalnej wartości 1,00-1,07. W glebie nie stwierdzono akumulacji miedzi i kadmu, ich zawartość we wszystkich wariantach doświadczenia była na ogół na poziomie kontrolnym lub nieco niższa. Jedynie nieznaczny wzrost zawartości Cu (Kc - 1,05-1,11) odnotowano w wariancie z użyciem OCB, zarówno w czystej postaci (wersja 3), jak i na tle NPK (wersja 5) i Cd (Kc - 1.13 ) przy dodawaniu do gleby nawozów mineralnych (odmiana 2) i OCB na ich tle (odmiana 5). Zawartość kobaltu nieznacznie wzrosła przy stosowaniu wszystkich rodzajów nawozów (maksymalnie – wersja 2, Kc -1,30), z wyjątkiem opcji wykorzystujących zeolity. Maksymalne stężenie niklu (Kc - 1,13-1,22) i ołowiu (Kc - 1,33) odnotowano po dodaniu do gleby OCB i OCB na tle NPK (odm. 3, 5), natomiast OCB stosowano razem z zeolitami (wariant 7, 8) obniżył ten wskaźnik (Kc - 1,04 - 1,08).

Ze względu na wartość całkowitego zanieczyszczenia metalami ciężkimi warstwy gleby 0-20 cm (tab. 4.12) rodzaje nawozów uszeregowano w następujące szeregi rankingowe (w nawiasie wartość Zc): OCB+NPK (3,52) → WWS (2,68) - NPK (1,84) → 10SV+MT+NPK (1,66-1,64) → OCB+MT, zm. 8 (1,52) → OSV+MT odm. 7 (1,40) → MT+NPK (1,12). Poziom całkowitego skażenia gleby metalami ciężkimi podczas stosowania nawozów był na ogół nieistotny w porównaniu z kontrolą (Zc<10), тем не менее тенденция накопления TM при использовании осадков сточных вод четко обозначилась, как и эффективное действие морденитсодержащих туфов в снижении содержания подвижных форм тяжелых металлов в почве, а также в повышении качества клубней картофеля.
LV Kiriycheva i I.V. Glazunova sformułowała następujące podstawowe wymagania dotyczące składu tworzonych łagodzących sorbentów: wysoka zdolność absorpcyjna kompozycji, jednoczesna obecność w kompozycji składników organicznych i mineralnych, obojętność fizjologiczna (pH 6,0-7,5), zdolność kompozycji do adsorbują formy mobilne TM, przekształcając je w formy niemobilne, zwiększoną zdolność kompozycji do hydroakumulacji, obecność w niej czynnika strukturotwórczego, właściwości liofilowe i koagulacyjne, dużą powierzchnię właściwą, dostępność surowców i ich niski koszt, zastosowanie (recykling) odpadów surowcowych w składzie sorbentu, możliwości produkcyjne sorbentu, nieszkodliwość i neutralność dla środowiska.
Spośród 20 kompozycji sorbentów pochodzenia naturalnego autorzy zidentyfikowali najskuteczniejszą, zawierającą 65% sapropelu, 25% zeolitu i 10% tlenku glinu. Ten sorbent-meliorant został opatentowany i otrzymał nazwę „Sorbex” (patent RF nr 2049107 „Kompozycja do rekultywacji gleby”).
Mechanizm działania sorbentu polepszającego po zastosowaniu do gleby jest bardzo złożony i obejmuje procesy o różnym charakterze fizykochemicznym: chemisorpcja (absorpcja z utworzeniem trudno rozpuszczalnych związków TM); absorpcja mechaniczna (absorpcja objętościowa dużych cząsteczek) i procesy wymiany jonowej (zastąpienie jonów TM na nietoksyczne jony w kompleksie absorbującym glebę (SAC). Wysoka zdolność absorpcyjna „Sorbexu” wynika z regulowanej wartości zdolności kationowymiennej, rozdrobnienia struktury (duża powierzchnia właściwa, do 160 m2), a także stabilizującego działania na wartość pH w zależności od charakter zanieczyszczeń i reakcję środowiska, aby zapobiec desorpcji najbardziej niebezpiecznych substancji zanieczyszczających.
W obecności wilgoci gleby w sorbencie następuje częściowa dysocjacja i hydroliza siarczanu glinu i substancji humusowych tworzących materię organiczną sapropelu. Dysocjacja elektrolityczna: A12(SO4)3⇔2A13++3SO4в2-; A13++H2O = AlOH2+ = OH; (R* -COO)2 Ca ⇔ R - COO-+R - COOCa+ (R - rodnik alifatyczny substancji humusowych); R - COO+H2O ⇔ R - COOH+OH0. Kationy powstałe w wyniku hydrolizy są sorbentami anionowych form zanieczyszczeń, np. arsenu (V), tworząc nierozpuszczalne sole lub trwałe związki organiczne i mineralne: Al3+ - AsO4в3- = AlAsO4; 3R-COOCa++AsO4в3- = (R-COOCa)3AsO4.
Bardziej powszechne formy kationowe charakterystyczne dla TM tworzą silne kompleksy chelatowe z grupami polifenolowymi substancji humusowych lub są absorbowane przez aniony powstałe podczas dysocjacji grup karboksylowych, fenolowo-hydroksylowych - grup funkcyjnych sapropelu substancji humusowych zgodnie z przedstawionymi reakcjami: 2R - COO + Pb2+ = (R - COO)2Pb; 2Аr - O+ Сu2+ = (Аr - O)2Сu (Aromatyczny rodnik Ar substancji humusowych). Ponieważ materia organiczna sapropelu jest nierozpuszczalna w wodzie, TM przechodzą w formy nieruchome w postaci trwałych kompleksów organo-mineralnych. Aniony siarczanowe wytrącają kationy, głównie baru lub ołowiu: 2Pb2+ + 3SO4в2- = Pb3(SO4)2.
Wszystkie dwu- i trójwartościowe kationy TM są sorbowane na anionowym kompleksie substancji humusowych w sapropelu, a siarczan-non unieruchamia jony ołowiu i baru. Przy zanieczyszczeniu wielowartościowym TM występuje konkurencja między kationami, a kationy o wyższym potencjale elektrody są preferencyjnie sorbowane zgodnie z elektrochemicznym szeregiem napięć metali, dlatego sorpcja kationów kadmu będzie utrudniona przez obecność niklu, miedzi, ołowiu i kobaltu jony w roztworze.
Mechaniczną zdolność absorpcji Sorbexu zapewnia jego drobne rozproszenie i znaczna powierzchnia właściwa. Zanieczyszczenia o dużych cząsteczkach, takie jak pestycydy, produkty naftowe itp., są zatrzymywane mechanicznie w pułapkach sorpcyjnych.
Najlepszy wynik uzyskano dodając do gleby sorbent, co pozwoliło na zmniejszenie pobierania TM przez rośliny owsa z gleby: Ni – 7,5-krotnie; Cu - 1,5; Zn - w 1,9; P - w 2,4; Fe - w 4,4; Mn - 5 razy.
Aby ocenić wpływ „Sorbexu” na przenikanie TM do produktów roślinnych w zależności od całkowitego skażenia gleby, A.V. Ilyinsky przeprowadził eksperymenty wegetacyjne i polowe. W doświadczeniu wegetacyjnym badano wpływ preparatu „Sorbex” na zawartość fitomasy owsa przy różnym stopniu zanieczyszczenia czarnoziemu bielicowego Zn, Cu, Pb i Cd (tabela 4.13).

Glebę zanieczyszczano dodając chemicznie czyste sole rozpuszczalne w wodzie i dokładnie mieszano, a następnie eksponowano przez 7 dni. Obliczenia dawek soli TM przeprowadzono z uwzględnieniem stężeń tła. W doświadczeniu wykorzystano naczynia wegetacyjne o powierzchni 364 cm2, w każdym naczyniu zastosowano masę gleby 7 kg.
Gleba posiadała następujące wskaźniki agrochemiczne: pHKCl = 5,1, próchnicę – 5,7% (wg Tyurina), fosforu – 23,5 mg/100 g i potasu 19,2 mg/100 g (wg Kirsanova). Zawartość tła mobilnych (1M HNO3) form Zn, Cu, Pb, Cd - 4,37; 3,34; 3,0; Odpowiednio 0,15 mg/kg. Czas trwania eksperymentu wynosił 2,5 miesiąca.
Aby utrzymać optymalną wilgotność 0,8HB, prowadzono okresowe podlewanie czystą wodą.
Plon fitomasy owsianej (ryc. 4.10) w wariantach bez dodatku Sorbexu zmniejsza się ponad 2-krotnie w przypadku wyjątkowo niebezpiecznych zanieczyszczeń. Zastosowanie „Sorbexu” w dawce 3,3 kg/m przyczyniło się do 2- i kilkukrotnego wzrostu fitomasy w porównaniu z kontrolą (ryc. 4.10), a także znacznego zmniejszenia zużycia Cu, Zn, Pb przez rośliny. Jednocześnie nastąpił nieznaczny wzrost zawartości Cd w fitomasie owsa (tab. 4.14), co odpowiada teoretycznym przesłankom dotyczącym mechanizmu sorpcji.

Zatem wprowadzenie sorbentów do zanieczyszczonej gleby pozwala nie tylko ograniczyć przedostawanie się metali ciężkich do roślin, poprawić właściwości agrochemiczne zdegradowanych czarnoziemów, ale także zwiększyć produktywność upraw rolnych.

PODZIAŁ STRONY-- metale ciężkie, która charakteryzuje szeroką grupę substancji zanieczyszczających, stała się w ostatnim czasie powszechna. W różnych pracach naukowych i stosowanych autorzy odmiennie interpretują znaczenie tego pojęcia. Pod tym względem ilość pierwiastków zaliczanych do metali ciężkich jest bardzo zróżnicowana. Jako kryteria przynależności stosuje się wiele cech: masa atomowa, gęstość, toksyczność, występowanie w środowisku naturalnym, stopień zaangażowania w cykle naturalne i spowodowane przez człowieka. W niektórych przypadkach definicja metali ciężkich obejmuje pierwiastki sklasyfikowane jako kruche (na przykład bizmut) lub metaloidy (na przykład arsen).

W pracach poświęconych problematyce zanieczyszczeń środowiska i monitoringu środowiska, współcześnie metale ciężkie obejmują ponad 40 metali układu okresowego D.I. Mendelejew o masie atomowej ponad 50 jednostek atomowych: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi itp. Jednocześnie w kategoryzacji metali ciężkich ważną rolę odgrywają następujące warunki: ich wysoka toksyczność dla organizmów żywych w stosunkowo niskich stężeniach, a także zdolność do bioakumulacji i biomagnifikacji. Prawie wszystkie metale objęte tą definicją (z wyjątkiem ołowiu, rtęci, kadmu i bizmutu, których rola biologiczna jest obecnie niejasna) aktywnie uczestniczą w procesach biologicznych i wchodzą w skład wielu enzymów. Według klasyfikacji N. Reimersa za ciężkie należy uznać metale o gęstości większej niż 8 g/cm3. Zatem metale ciężkie obejmują Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formalnie określone metale ciężkie odpowiada dużej liczbie elementów. Jednak zdaniem badaczy zajmujących się praktycznymi działaniami związanymi z organizowaniem obserwacji stanu i zanieczyszczeń środowiska, związki tych pierwiastków są dalekie od równoważnych substancji zanieczyszczających. Dlatego też w wielu pracach zawęża się zakres grupy metali ciężkich, zgodnie z kryteriami pierwszeństwa wynikającymi z kierunku i specyfiki prac. Tak więc w klasycznych już dziełach Yu.A. Izrael w wykazie substancji chemicznych do oznaczania w środowiskach naturalnych na stacjach tła w rezerwatach biosfery, pkt metale ciężkie o imieniu Pb, Hg, Cd, As. Z kolei zgodnie z decyzją Zespołu Zadaniowego ds. Emisji Metali Ciężkich, działającego pod auspicjami Europejskiej Komisji Gospodarczej ONZ i zbierającego i analizującego informacje na temat emisji zanieczyszczeń w krajach europejskich, jedynie Zn, As, Se i Sb zostały przypisane metale ciężkie. Według definicji N. Reimersa metale szlachetne i rzadkie różnią się odpowiednio od metali ciężkich i pozostają tylko Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. W pracach stosowanych najczęściej dodaje się metale ciężkie Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Jony metali są niezbędnymi składnikami naturalnych zbiorników wodnych. W zależności od warunków środowiskowych (pH, potencjał redoks, obecność ligandów) występują one na różnych stopniach utlenienia i wchodzą w skład różnorodnych związków nieorganicznych i metaloorganicznych, które mogą być rzeczywiście rozpuszczone, zdyspergowane koloidalnie lub wchodzić w skład zawiesin mineralnych i organicznych.

Z kolei formy prawdziwie rozpuszczone metali są bardzo różnorodne, co wiąże się z procesami hydrolizy, polimeryzacji hydrolitycznej (tworzenie wielopierścieniowych kompleksów hydroksylowych) oraz kompleksowania z różnymi ligandami. W związku z tym zarówno właściwości katalityczne metali, jak i ich dostępność dla mikroorganizmów wodnych zależą od form ich istnienia w ekosystemie wodnym.

Wiele metali tworzy dość silne kompleksy z materią organiczną; Kompleksy te są jedną z najważniejszych form migracji pierwiastków w wodach naturalnych. Większość kompleksów organicznych powstaje w cyklu chelatowym i jest stabilna. Kompleksy utworzone przez kwasy glebowe z solami żelaza, glinu, tytanu, uranu, wanadu, miedzi, molibdenu i innych metali ciężkich są stosunkowo dobrze rozpuszczalne w środowiskach obojętnych, lekko kwaśnych i lekko zasadowych. Dlatego kompleksy metaloorganiczne mają zdolność migracji w wodach naturalnych na bardzo duże odległości. Jest to szczególnie ważne w przypadku wód niskozmineralizowanych i przede wszystkim powierzchniowych, w których nie jest możliwe tworzenie się innych kompleksów.

Aby zrozumieć czynniki regulujące stężenie metalu w wodach naturalnych, ich reaktywność chemiczną, biodostępność i toksyczność, konieczna jest znajomość nie tylko całkowitej zawartości, ale także proporcji wolnych i związanych form metalu.

Przejście metali w środowisku wodnym do postaci kompleksu metalu ma trzy konsekwencje:

1. Wzrost całkowitego stężenia jonów metali może nastąpić w wyniku ich przejścia do roztworu z osadów dennych;

2. Przepuszczalność błony jonów złożonych może znacznie różnić się od przepuszczalności jonów uwodnionych;

3. Toksyczność metalu może znacznie się zmienić w wyniku kompleksowania.

Zatem formy chelatowe Cu, Cd, Hg mniej toksyczne niż wolne jony. Aby zrozumieć czynniki regulujące stężenie metalu w wodach naturalnych, ich reaktywność chemiczną, biodostępność i toksyczność, konieczna jest znajomość nie tylko całkowitej zawartości, ale także proporcji form związanych i wolnych.

Źródłami zanieczyszczenia wód metalami ciężkimi są ścieki z galwanizerni, przedsiębiorstw górniczych, hutnictwa żelaza i metali nieżelaznych oraz zakładów budowy maszyn. Metale ciężkie znajdują się w nawozach i pestycydach i mogą przedostawać się do zbiorników wodnych poprzez spływy rolnicze.

Podwyższone stężenie metali ciężkich w wodach naturalnych często wiąże się z innymi rodzajami zanieczyszczeń, takimi jak zakwaszenie. Kwaśne wytrącanie przyczynia się do obniżenia pH i przejścia metali ze stanu zaadsorbowanego na substancjach mineralnych i organicznych do stanu wolnego.

Przede wszystkim metale będące przedmiotem zainteresowania to te, które najbardziej zanieczyszczają atmosferę ze względu na ich wykorzystanie w znacznych ilościach w działalności przemysłowej i w wyniku akumulacji w środowisku zewnętrznym stanowią poważne zagrożenie pod względem aktywności biologicznej i właściwości toksycznych . Należą do nich ołów, rtęć, kadm, cynk, bizmut, kobalt, nikiel, miedź, cyna, antymon, wanad, mangan, chrom, molibden i arsen.
Właściwości biogeochemiczne metali ciężkich

V - wysoki, U - umiarkowany, N - niski

Wanad.

Wanad występuje głównie w postaci rozproszonej i występuje w rudach żelaza, ropie naftowej, asfalcie, bitumie, łupkach bitumicznych, węglu itp. Jednym z głównych źródeł zanieczyszczenia naturalnych wód wanadem jest ropa naftowa i jej produkty rafinacji.

W wodach naturalnych występuje w bardzo niskich stężeniach: w wodzie rzecznej 0,2 – 4,5 µg/dm3, w wodzie morskiej – średnio 2 µg/dm3

W wodzie tworzy stabilne kompleksy anionowe (V4O12)4- i (V10O26)6-. W migracji wanadu istotna jest rola rozpuszczonych związków kompleksowych z substancjami organicznymi, zwłaszcza z kwasami humusowymi.

Podwyższone stężenia wanadu są szkodliwe dla zdrowia ludzkiego. MPC wanadu wynosi 0,1 mg/dm3 (granicznym wskaźnikiem zagrożenia jest sanitarno-toksykologiczny), MPCv wynosi 0,001 mg/dm3.

Naturalnymi źródłami przedostawania się bizmutu do wód naturalnych są procesy wymywania minerałów zawierających bizmut. Źródłem przedostawania się do wód naturalnych mogą być także ścieki z produkcji farmaceutycznej, perfumeryjnej oraz niektórych przedsiębiorstw przemysłu szklarskiego.

Występuje w stężeniach submikrogramowych w niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych. Najwyższe stężenie stwierdzono w wodach gruntowych i wynosi 20 µg/dm3, w wodach morskich – 0,02 µg/dm3, MAC wynosi 0,1 mg/dm3

Głównymi źródłami związków żelaza w wodach powierzchniowych są procesy chemicznego wietrzenia skał, któremu towarzyszy ich mechaniczne niszczenie i rozpuszczanie. W procesie interakcji z substancjami mineralnymi i organicznymi zawartymi w wodach naturalnych powstaje złożony kompleks związków żelaza, które występują w wodzie w stanie rozpuszczonym, koloidalnym i zawieszonym. Znaczne ilości żelaza pochodzą ze spływów podziemnych i ścieków z przemysłu metalurgicznego, metalowego, tekstylnego, farb i lakierów oraz ze ścieków rolniczych.

Równowagi fazowe zależą od składu chemicznego wody, pH, Eh i w pewnym stopniu temperatury. W rutynowej analizie ważona forma emitują cząstki większe niż 0,45 mikrona. Składa się głównie z minerałów zawierających żelazo, hydratu tlenku żelaza i związków żelaza zaadsorbowanych w zawiesinach. Postacie prawdziwie rozpuszczone i koloidalne są zwykle rozpatrywane łącznie. Rozpuszczone żelazo reprezentowane są przez związki w formie jonowej, w postaci hydroksykompleksu oraz kompleksy z rozpuszczonymi substancjami nieorganicznymi i organicznymi wód naturalnych. W formie jonowej migruje głównie Fe(II), natomiast Fe(III) w przypadku braku substancji kompleksujących nie może występować w stanie rozpuszczonym w znaczących ilościach.

Żelazo występuje głównie w wodach o niskich wartościach Eh.

W wyniku chemicznego i biochemicznego (przy udziale bakterii żelaza) utleniania Fe(II) przekształca się w Fe(III), który po hydrolizie wytrąca się w postaci Fe(OH)3. Zarówno Fe(II), jak i Fe(III) charakteryzują się tendencją do tworzenia tego typu kompleksów hydroksylowych +, 4+, +, 3+, - i inne, współistniejące w roztworze w różnych stężeniach w zależności od pH i ogólnie determinujące stan układu żelazo-hydroksyl. Główną formą Fe(III) w wodach powierzchniowych są jego złożone związki z rozpuszczonymi związkami nieorganicznymi i organicznymi, głównie substancjami humusowymi. Przy pH = 8,0 główną formą jest Fe(OH)3, najsłabiej poznaną formą żelaza jest postać koloidalna, składająca się z hydratu tlenku żelaza Fe(OH)3 oraz kompleksów z substancjami organicznymi.

Zawartość żelaza w wodach powierzchniowych lądu wynosi dziesiąte części miligrama, w pobliżu bagien kilka miligramów. Zwiększoną zawartość żelaza obserwuje się w wodach bagiennych, w których występuje ono w postaci kompleksów z solami kwasów humusowych – humusów. Najwyższe stężenia żelaza (do kilkudziesięciu i kilkuset miligramów na 1 dm3) występują w wodach gruntowych o niskim pH.

Żelazo, będąc pierwiastkiem biologicznie czynnym, w pewnym stopniu wpływa na intensywność rozwoju fitoplanktonu i skład jakościowy mikroflory w zbiorniku.

Stężenia żelaza podlegają wyraźnym wahaniom sezonowym. Zazwyczaj w zbiornikach o dużej produktywności biologicznej w okresie stagnacji letniej i zimowej zauważalny jest wzrost stężenia żelaza w przydennych warstwach wody. Jesieniowo-wiosennemu mieszaniu mas wodnych (homotermii) towarzyszy utlenianie Fe(II) do Fe(III) i wytrącanie tego ostatniego w postaci Fe(OH)3.

Do wód naturalnych przedostaje się poprzez wymywanie z gleb, rud polimetalicznych i miedzi, w wyniku rozkładu organizmów wodnych zdolnych do jego akumulacji. Związki kadmu dostają się do wód powierzchniowych ze ściekami z zakładów ołowiowo-cynkowych, zakładów przeróbki rud, szeregu zakładów chemicznych (produkcja kwasu siarkowego), galwanicznych, a także z wodami kopalnianymi. Spadek stężenia rozpuszczonych związków kadmu następuje na skutek procesów sorpcji, wytrącania wodorotlenku i węglanu kadmu oraz ich zużycia przez organizmy wodne.

Rozpuszczone formy kadmu w wodach naturalnych to głównie kompleksy mineralne i organomineralne. Główną zawieszoną formą kadmu są jego zaadsorbowane związki. Znaczna część kadmu może migrować wewnątrz komórek organizmów wodnych.

W niezanieczyszczonych i słabo zanieczyszczonych wodach rzek kadm występuje w stężeniach submikrogramowych, w wodach zanieczyszczonych i ściekach stężenie kadmu może sięgać kilkudziesięciu mikrogramów na 1 dm3.

Związki kadmu odgrywają ważną rolę w procesach życiowych zwierząt i człowieka. W podwyższonych stężeniach jest toksyczny, zwłaszcza w połączeniu z innymi substancjami toksycznymi.

Maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 0,001 mg/dm3, maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 0,0005 mg/dm3 (oznaką ograniczającą szkodliwość jest toksykologia).

Związki kobaltu przedostają się do wód naturalnych w wyniku procesów ługowania z pirytu miedzi i innych rud, z gleb podczas rozkładu organizmów i roślin, a także ze ściekami z zakładów metalurgicznych, metalowych i chemicznych. Pewne ilości kobaltu pochodzą z gleb w wyniku rozkładu organizmów roślinnych i zwierzęcych.

Związki kobaltu w wodach naturalnych występują w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, a ilościową zależność między nimi określa skład chemiczny wody, temperatura i wartości pH. Formy rozpuszczone reprezentowane są głównie przez związki złożone, m.in. z substancjami organicznymi wód naturalnych. Związki kobaltu dwuwartościowego są najbardziej typowe dla wód powierzchniowych. W obecności utleniaczy kobalt trójwartościowy może występować w zauważalnych stężeniach.

Kobalt jest jednym z pierwiastków biologicznie aktywnych i zawsze występuje w organizmie zwierząt i roślin. Niedostateczna zawartość kobaltu w glebie wiąże się z niedostateczną zawartością kobaltu w roślinach, co przyczynia się do rozwoju anemii u zwierząt (strefa nieczarnoziemowa tajgi-leśnej). Kobalt wchodzący w skład witaminy B12 bardzo aktywnie wpływa na zaopatrzenie roślin w substancje azotowe, zwiększa zawartość chlorofilu i kwasu askorbinowego, aktywuje biosyntezę oraz zwiększa zawartość azotu białkowego w roślinach. Jednakże zwiększone stężenia związków kobaltu są toksyczne.

W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzecznych jego zawartość waha się od dziesiątych do tysięcznych miligrama na 1 dm3, średnia zawartość w wodzie morskiej wynosi 0,5 μg/dm3. Maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 0,1 mg/dm3, maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 0,01 mg/dm3.

Mangan

Mangan przedostaje się do wód powierzchniowych w wyniku ługowania rud żelazomanganu i innych minerałów zawierających mangan (piroluzyt, psilomelan, braunit, manganit, czarna ochra). Znaczne ilości manganu powstają w wyniku rozkładu zwierząt wodnych i organizmów roślinnych, zwłaszcza niebieskozielonych, okrzemek i wyższych roślin wodnych. Związki manganu wprowadzane są do zbiorników ze ściekami z zakładów wzbogacania manganu, zakładów metalurgicznych, przedsiębiorstw przemysłu chemicznego i wód kopalnianych.

Spadek stężenia jonów manganu w wodach naturalnych następuje w wyniku utleniania Mn(II) do MnO2 i innych wytrącających się tlenków wysokowartościowych. Głównymi parametrami określającymi reakcję utleniania są stężenie rozpuszczonego tlenu, wartość pH i temperatura. Stężenie rozpuszczonych związków manganu zmniejsza się w wyniku ich wykorzystania przez glony.

Główną formą migracji związków manganu w wodach powierzchniowych są zawiesiny, których skład określa z kolei skład skał odwadnianych przez wody, a także koloidalne wodorotlenki metali ciężkich i zasorbowane związki manganu. Substancje organiczne oraz procesy kompleksowego tworzenia manganu z ligandami nieorganicznymi i organicznymi mają istotne znaczenie w migracji manganu w postaci rozpuszczonej i koloidalnej. Mn(II) tworzy rozpuszczalne kompleksy z wodorowęglanami i siarczanami. Kompleksy manganu z jonami chloru są rzadkie. Złożone związki Mn(II) z substancjami organicznymi są zwykle mniej trwałe niż z innymi metalami przejściowymi. Należą do nich związki z aminami, kwasami organicznymi, aminokwasami i substancjami humusowymi. Mn(III) w wysokich stężeniach może występować w stanie rozpuszczonym jedynie w obecności silnych czynników kompleksujących, Mn(YII) nie występuje w wodach naturalnych.

W wodach rzek zawartość manganu waha się zwykle od 1 do 160 µg/dm3, średnia zawartość w wodach morskich wynosi 2 µg/dm3, w wodach podziemnych – n.102 – n.103 µg/dm3.

Stężenia manganu w wodach powierzchniowych podlegają wahaniom sezonowym.

Czynnikami determinującymi zmiany stężeń manganu są: stosunek spływu powierzchniowego do podziemnego, intensywność jego zużycia podczas fotosyntezy, rozkład fitoplanktonu, mikroorganizmów i wyższej roślinności wodnej, a także procesy jego osadzania się na dnie zbiorników wodnych .

Rola manganu w życiu roślin wyższych i glonów w zbiornikach wodnych jest bardzo duża. Mangan sprzyja wykorzystaniu CO2 przez rośliny, co zwiększa intensywność fotosyntezy oraz uczestniczy w procesach redukcji azotanów i asymilacji azotu przez rośliny. Mangan sprzyja przejściu aktywnego Fe(II) do Fe(III), co chroni komórkę przed zatruciem, przyspiesza wzrost organizmów itp. Ważna ekologiczna i fizjologiczna rola manganu wymaga badań i dystrybucji manganu w wodach naturalnych.

Dla zbiorników do celów sanitarnych maksymalne dopuszczalne stężenie (MPC) (jonu manganu) ustala się na 0,1 mg/dm3.

Poniżej znajdują się mapy rozkładu średnich stężeń metali: manganu, miedzi, niklu i ołowiu, wykonane na podstawie danych obserwacyjnych z lat 1989 – 1993. w 123 miastach. Zakłada się, że wykorzystanie nowszych danych jest niewłaściwe, ponieważ w wyniku ograniczenia produkcji stężenia substancji zawieszonych i, w związku z tym, metali, znacznie spadły.

Wpływ na zdrowie. Wiele metali wchodzi w skład pyłów i ma znaczący wpływ na zdrowie.

Mangan przedostaje się do atmosfery w wyniku emisji z hutnictwa żelaza (60% wszystkich emisji manganu), inżynierii mechanicznej i obróbki metali (23%), metalurgii metali nieżelaznych (9%) oraz licznych małych źródeł, na przykład spawania.

Wysokie stężenia manganu prowadzą do działania neurotoksycznego, postępującego uszkodzenia centralnego układu nerwowego i zapalenia płuc.
Najwyższe stężenia manganu (0,57 – 0,66 µg/m3) występują w dużych ośrodkach hutniczych: Lipieck i Czerepowiec oraz Magadanie. Większość miast o wysokich stężeniach Mn (0,23 - 0,69 μg/m3) koncentruje się na Półwyspie Kolskim: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (patrz mapa).

Za lata 1991 - 1994 emisja manganu ze źródeł przemysłowych spadła o 62%, średnie stężenia o 48%.

Miedź jest jednym z najważniejszych pierwiastków śladowych. Aktywność fizjologiczna miedzi związana jest głównie z jej włączeniem do centrów aktywnych enzymów redoks. Niedostateczna zawartość miedzi w glebie negatywnie wpływa na syntezę białek, tłuszczów i witamin oraz przyczynia się do bezpłodności organizmów roślinnych. Miedź bierze udział w procesie fotosyntezy i wpływa na pobieranie azotu przez rośliny. Jednocześnie nadmierne stężenia miedzi mają niekorzystny wpływ na organizmy roślinne i zwierzęce.

Związki Cu(II) występują najczęściej w wodach naturalnych. Spośród związków Cu(I) najpowszechniejsze są Cu2O, Cu2S i CuCl, które są trudno rozpuszczalne w wodzie. W obecności ligandów w środowisku wodnym, wraz z równowagą dysocjacji wodorotlenków, należy wziąć pod uwagę powstawanie różnych form złożonych, które są w równowadze z jonami metali.

Głównym źródłem miedzi przedostającej się do wód naturalnych są ścieki z przemysłu chemicznego i metalurgicznego, wody kopalniane oraz odczynniki aldehydowe stosowane do niszczenia glonów. Miedź może powstawać w wyniku korozji rur miedzianych i innych konstrukcji stosowanych w instalacjach wodociągowych. W wodach podziemnych zawartość miedzi zależy od oddziaływania wody z zawierającymi ją skałami (chalkopiryt, chalkocyt, kowelit, Bornit, Malachit, Azuryt, Chryzakola, Brotantyna).

Maksymalne dopuszczalne stężenie miedzi w wodzie zbiorników przeznaczonych do celów sanitarnych wynosi 0,1 mg/dm3 (znakiem ograniczającym zagrożenie jest ogólny stan sanitarny), w wodzie zbiorników rybackich – 0,001 mg/dm3.

Miasto

Norylsk

Monczegorsk

Krasnouralsk

Kolczugino

Zapolarny

Emisje M (tys. ton/rok) tlenku miedzi i średnioroczne stężenia q (μg/m3) miedzi.

Miedź przedostaje się do powietrza wraz z emisjami z produkcji metalurgicznej. W substancjach stałych występuje głównie w postaci związków, głównie tlenku miedzi.

Przedsiębiorstwa hutnictwa metali nieżelaznych odpowiadają za 98,7% wszystkich antropogenicznych emisji tego metalu, z czego 71% realizowane jest przez przedsiębiorstwa koncernu Norilsk Nickel zlokalizowane w Zapolyarnym i Nikelu, Monchegorsku i Norylsku, a około 25% emisji miedzi odbywa się w Revdzie i Krasnouralsku, Kołczuginie i innych.

Wysokie stężenia miedzi prowadzą do zatrucia, anemii i zapalenia wątroby.

Jak widać z mapy, najwyższe stężenia miedzi odnotowano w miastach Lipieck i Rudnaya Pristan. Koncentracje miedzi wzrosły także w miastach Półwyspu Kolskiego, w Zapolyarnym, Monchegorsku, Nikelu, Olenegorsku, a także w Norylsku.

Emisje miedzi ze źródeł przemysłowych spadły o 34%, średnie stężenia o 42%.

Molibden

Związki molibdenu przedostają się do wód powierzchniowych w wyniku wymywania z egzogennych minerałów zawierających molibden. Molibden przedostaje się także do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów przetwórczych i przedsiębiorstw metalurgii metali nieżelaznych. Spadek stężeń związków molibdenu następuje w wyniku wytrącania się związków trudno rozpuszczalnych, procesów adsorpcji przez zawiesiny mineralne oraz spożycia przez roślinne organizmy wodne.

Molibden w wodach powierzchniowych występuje głównie w postaci MoO42-. Jest bardzo prawdopodobne, że występuje w postaci kompleksów organiczno-mineralnych. Możliwość pewnej akumulacji w stanie koloidalnym wynika z faktu, że produktami utleniania molibdenitu są substancje sypkie, drobno zdyspergowane.

W wodach rzek molibden stwierdzono w stężeniach od 2,1 do 10,6 µg/dm3. Woda morska zawiera średnio 10 µg/dm3 molibdenu.

W małych ilościach molibden jest niezbędny do prawidłowego rozwoju organizmów roślinnych i zwierzęcych. Molibden jest częścią enzymu oksydazy ksantynowej. W przypadku niedoboru molibdenu enzym powstaje w niewystarczających ilościach, co powoduje negatywne reakcje w organizmie. W podwyższonych stężeniach molibden jest szkodliwy. Przy nadmiarze molibdenu metabolizm zostaje zakłócony.

Maksymalne dopuszczalne stężenie molibdenu w zbiornikach wodnych do celów sanitarnych wynosi 0,25 mg/dm3.

Arsen przedostaje się do wód naturalnych ze źródeł mineralnych, obszarów mineralizacji arsenu (piryt arsenu, realgar, orpiment), a także ze stref utleniania skał polimetalicznych, miedziowo-kobaltowych i wolframowych. Część arsenu pochodzi z gleby, a także z rozkładu organizmów roślinnych i zwierzęcych. Spożycie arsenu przez organizmy wodne jest jedną z przyczyn spadku jego stężenia w wodzie, co najwyraźniej objawia się w okresie intensywnego rozwoju planktonu.

Znaczne ilości arsenu przedostają się do zbiorników wodnych ze ścieków z zakładów przetwórczych, odpadów po produkcji barwników, garbarni i zakładów pestycydów, a także z gruntów rolnych, na których stosuje się pestycydy.

W wodach naturalnych związki arsenu występują w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, o zależności pomiędzy którymi decyduje skład chemiczny wody i wartości pH. W postaci rozpuszczonej arsen występuje w postaci trój- i pięciowartościowej, głównie jako aniony.

W niezanieczyszczonych wodach rzek arsen występuje zwykle w stężeniach mikrogramowych. W wodach mineralnych jego stężenie może sięgać kilku miligramów na 1 dm3, w wodach morskich zawiera średnio 3 µg/dm3, w wodach podziemnych występuje w stężeniach n.105 µg/dm3. Związki arsenu w wysokich stężeniach są toksyczne dla organizmu zwierząt i człowieka: hamują procesy oksydacyjne oraz utrudniają dopływ tlenu do narządów i tkanek.

Maksymalne dopuszczalne stężenie arsenu wynosi 0,05 mg/dm3 (granicznym wskaźnikiem zagrożenia jest sanitarno-toksykologiczny), a maksymalne dopuszczalne stężenie arsenu wynosi 0,05 mg/dm3.

Obecność niklu w wodach naturalnych wynika ze składu skał, przez które przepływa woda: występuje w miejscach, w których osadzają się rudy siarczkowe miedziowo-niklowe i rudy żelazowo-niklowe. Przedostaje się do wody z gleby oraz organizmów roślinnych i zwierzęcych podczas ich rozkładu. W sinicach stwierdzono zwiększoną zawartość niklu w porównaniu do innych rodzajów alg. Związki niklu dostają się także do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów niklowania, zakładów kauczuku syntetycznego i zakładów zagęszczania niklu. Spalanie paliw kopalnych towarzyszy ogromnej emisji niklu.

Jego stężenie może spadać na skutek wytrącania się związków takich jak cyjanki, siarczki, węglany czy wodorotlenki (wraz ze wzrostem wartości pH), w wyniku jego spożycia przez organizmy wodne oraz procesów adsorpcyjnych.

W wodach powierzchniowych związki niklu występują w stanie rozpuszczonym, zawieszonym i koloidalnym, a stosunek ilościowy pomiędzy nimi zależy od składu wody, temperatury i wartości pH. Sorbentami związków niklu mogą być wodorotlenek żelaza, substancje organiczne, silnie zdyspergowany węglan wapnia i glinki. Formy rozpuszczone to przede wszystkim jony złożone, najczęściej z aminokwasami, kwasami huminowymi i fulwowymi, a także w postaci silnego kompleksu cyjankowego. Najczęściej spotykanymi związkami niklu w wodach naturalnych są te, w których występuje on na stopniu utlenienia +2. Związki Ni3+ powstają zwykle w środowisku zasadowym.

Związki niklu odgrywają ważną rolę w procesach krwiotwórczych, będąc katalizatorami. Jej zwiększona zawartość wywiera specyficzny wpływ na układ sercowo-naczyniowy. Nikiel jest jednym z pierwiastków rakotwórczych. Może powodować choroby układu oddechowego. Uważa się, że wolne jony niklu (Ni2+) są około 2 razy bardziej toksyczne niż jego złożone związki.

W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzek stężenie niklu waha się zwykle od 0,8 do 10 μg/dm3; w zanieczyszczonych wynosi kilkadziesiąt mikrogramów na 1 dm3. Średnie stężenie niklu w wodzie morskiej wynosi 2 µg/dm3, w wodach gruntowych – n.103 µg/dm3. W wodach gruntowych płuczących skały zawierające nikiel stężenie niklu wzrasta czasami do 20 mg/dm3.

Nikiel przedostaje się do atmosfery z przedsiębiorstw metalurgii metali nieżelaznych, które odpowiadają za 97% wszystkich emisji niklu, z czego 89% pochodzi z przedsiębiorstw koncernu Norilsk Nickel zlokalizowanych w Zapolyarnym oraz Nikel, Monchegorsk i Norylsk.

Zwiększona zawartość niklu w środowisku prowadzi do pojawienia się chorób endemicznych, raka oskrzeli. Związki niklu należą do substancji rakotwórczych grupy 1.
Na mapie przedstawiono kilka punktów o wysokich średnich stężeniach niklu w lokalizacjach koncernu Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Emisje niklu z przedsiębiorstw przemysłowych spadły o 28%, średnie stężenia o 35%.

Emisje M (tys. ton/rok) i średnioroczne stężenia q (µg/m3) niklu.

Do wód naturalnych przedostaje się w wyniku procesów ługowania minerałów zawierających cynę (kasyteryt, stanina), a także ze ściekami z różnych gałęzi przemysłu (barwienie tkanin, synteza farb organicznych, produkcja stopów z dodatkiem cyny itp.). ).

Toksyczne działanie cyny jest niewielkie.

W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych cyna występuje w stężeniach submikrogramowych. W wodach gruntowych jego stężenie osiąga kilka mikrogramów na 1 dm3. Maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 2 mg/dm3.

Związki rtęci przedostają się do wód powierzchniowych w wyniku wymywania skał w rejonie złóż rtęci (cynober, metacynabaryt, Livingstonit), podczas rozkładu organizmów wodnych akumulujących rtęć. Znaczne ilości przedostają się do zbiorników wodnych ze ściekami z przedsiębiorstw produkujących barwniki, pestycydy, farmaceutyki i niektóre materiały wybuchowe. Elektrownie cieplne opalane węglem emitują do atmosfery znaczne ilości związków rtęci, które w wyniku mokrej i suchej depozycji trafiają do zbiorników wodnych.

Spadek stężenia rozpuszczonych związków rtęci następuje w wyniku ich ekstrakcji przez wiele organizmów morskich i słodkowodnych, które mają zdolność kumulowania jej w stężeniach wielokrotnie wyższych niż jej zawartość w wodzie, a także procesów adsorpcji przez substancje zawieszone i osady denne.

W wodach powierzchniowych związki rtęci występują w stanie rozpuszczonym i zawieszonym. Ich stosunek zależy od składu chemicznego wody i wartości pH. Rtęć zawieszona to zaabsorbowane związki rtęci. Formy rozpuszczone to niezdysocjowane cząsteczki, złożone związki organiczne i mineralne. Rtęć może występować w wodzie zbiorników wodnych w postaci związków metylortęci.

Związki rtęci są silnie toksyczne, oddziałują na układ nerwowy człowieka, powodują zmiany w błonie śluzowej, upośledzenie funkcji motorycznych i wydzielania przewodu pokarmowego, zmiany we krwi itp. Procesy metylacji bakteryjnej mają na celu utworzenie związków metylortęci, które są wielokrotnie bardziej toksyczne niż sole mineralne rtęci Związki metylortęci kumulują się w rybach i mogą przedostać się do organizmu człowieka.

Maksymalne dopuszczalne stężenie rtęci wynosi 0,0005 mg/dm3 (znakiem ograniczającym zagrożenie jest sanitarno-toksykologiczny), maksymalne dopuszczalne stężenie wynosi 0,0001 mg/dm3.

Naturalnymi źródłami ołowiu przedostającego się do wód powierzchniowych są procesy rozpuszczania minerałów endogennych (galena) i egzogennych (anglesyt, cerusyt itp.). Znaczący wzrost zawartości ołowiu w środowisku (w tym w wodach powierzchniowych) związany jest ze spalaniem węgla, stosowaniem tetraetyloołowiu jako środka przeciwstukowego w paliwach silnikowych oraz odprowadzaniem do zbiorników wodnych ścieków z rud zakłady przetwórcze, niektóre zakłady metalurgiczne, zakłady chemiczne, kopalnie itp. Istotnymi czynnikami zmniejszającymi stężenie ołowiu w wodzie jest jego adsorpcja przez substancje zawieszone i wytrącanie się wraz z nimi do osadów dennych. Ołów, między innymi metalami, jest ekstrahowany i gromadzony przez organizmy wodne.

Ołów występuje w wodach naturalnych w stanie rozpuszczonym i zawieszonym (sorbowanym). W postaci rozpuszczonej występuje w postaci kompleksów mineralnych i organiczno-mineralnych, a także prostych jonów, w formie nierozpuszczalnej - głównie w postaci siarczków, siarczanów i węglanów.

W wodach rzek stężenie ołowiu waha się od dziesiątych do jednostek mikrogramów na 1 dm3. Nawet w wodzie zbiorników wodnych sąsiadujących z obszarami rud polimetalicznych jego stężenie rzadko osiąga dziesiątki miligramów na 1 dm3. Jedynie w chlorkowych wodach termalnych stężenie ołowiu osiąga czasami kilka miligramów na 1 dm3.

Granicznym wskaźnikiem szkodliwości ołowiu jest sanitarno-toksykologiczny. Maksymalne dopuszczalne stężenie ołowiu wynosi 0,03 mg/dm3, maksymalne dopuszczalne stężenie ołowiu wynosi 0,1 mg/dm3.

Ołów jest zawarty w emisjach z przedsiębiorstw zajmujących się hutnictwem, obróbką metali, elektrotechniką, petrochemią i transportem samochodowym.

Wpływ ołowiu na zdrowie następuje poprzez wdychanie powietrza zawierającego ołów oraz spożycie ołowiu wraz z żywnością, wodą i cząsteczkami kurzu. Ołów gromadzi się w organizmie, w kościach i tkankach powierzchniowych. Ołów wpływa na nerki, wątrobę, układ nerwowy i narządy krwiotwórcze. Osoby starsze i dzieci są szczególnie wrażliwe na nawet małe dawki ołowiu.

Emisje M (tys. ton/rok) i średnioroczne stężenia q (µg/m3) ołowiu.

W ciągu siedmiu lat emisje ołowiu ze źródeł przemysłowych spadły o 60% z powodu cięć w produkcji i zamykania wielu zakładów. Gwałtownemu spadkowi emisji przemysłowych nie towarzyszy spadek emisji pojazdów. Średnie stężenie ołowiu spadło jedynie o 41%. Różnice w redukcji i stężeniu emisji ołowiu można wytłumaczyć zaniżaniem poziomu emisji pojazdów w poprzednich latach; Obecnie wzrosła liczba samochodów i natężenie ich ruchu.

Ołów tetraetylowy

Do wód naturalnych przedostaje się w wyniku stosowania jako środka przeciwstukowego w paliwie silnikowym pojazdów wodnych, a także wraz ze spływem powierzchniowym z obszarów miejskich.

Substancja ta charakteryzuje się dużą toksycznością i ma właściwości kumulacyjne.

Źródłami srebra przedostającego się do wód powierzchniowych są wody gruntowe i ścieki z kopalń, zakładów przetwórczych i przedsiębiorstw fotograficznych. Zwiększona zawartość srebra wiąże się ze stosowaniem preparatów bakteriobójczych i glonobójczych.

W ściekach srebro może występować w postaci rozpuszczonej i zawieszonej, głównie w postaci soli halogenkowych.

W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych srebro występuje w stężeniach submikrogramowych. W wodach gruntowych stężenie srebra waha się od kilku do kilkudziesięciu mikrogramów na 1 dm3, w wodzie morskiej średnio 0,3 µg/dm3.

Jony srebra są w stanie niszczyć bakterie i już w małych stężeniach sterylizują wodę (dolna granica działania bakteriobójczego jonów srebra to 2,10-11 mol/dm3). Rola srebra w organizmie zwierząt i człowieka nie została dostatecznie zbadana.

MPC srebra wynosi 0,05 mg/dm3.

Antymon przedostaje się do wód powierzchniowych w wyniku wymywania minerałów antymonu (stibnit, senarmontyt, walentynit, sługit, stibiokanit) oraz ze ściekami z fabryk gumy, szkła, farbiarni i zapałek.

W wodach naturalnych związki antymonu występują w stanie rozpuszczonym i zawieszonym. W warunkach redoks charakterystycznych dla wód powierzchniowych możliwe jest istnienie zarówno antymonu trójwartościowego, jak i pięciowartościowego.

W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych antymon występuje w stężeniach submikrogramowych, w wodzie morskiej osiąga stężenie 0,5 µg/dm3, w wodach gruntowych – 10 µg/dm3. MPC antymonu wynosi 0,05 mg/dm3 (granicznym wskaźnikiem zagrożenia jest sanitarno-toksykologiczny), MPCv wynosi 0,01 mg/dm3.

Związki chromu trój- i sześciowartościowego dostają się do wód powierzchniowych w wyniku wymywania ze skał (chromit, krokoit, uwarowit itp.). Niektóre ilości pochodzą z rozkładu organizmów i roślin z gleby. Znaczące ilości mogą przedostawać się do zbiorników wodnych wraz ze ściekami z galwanizerni, farbiarni, zakładów tekstylnych, garbarni i przedsiębiorstw przemysłu chemicznego. Spadek stężenia jonów chromu można zaobserwować na skutek ich spożycia przez organizmy wodne oraz procesów adsorpcyjnych.

W wodach powierzchniowych związki chromu występują w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, a proporcja między nimi zależy od składu wody, temperatury i pH roztworu. Zawieszone związki chromu to głównie sorbowane związki chromu. Sorbentami mogą być glinki, wodorotlenek żelaza, silnie rozproszony osadzający się węglan wapnia, pozostałości organizmów roślinnych i zwierzęcych. W postaci rozpuszczonej chrom występuje w postaci chromianów i dichromianów. W warunkach tlenowych Cr(VI) przekształca się w Cr(III), którego sole hydrolizują w środowisku obojętnym i zasadowym, uwalniając wodorotlenek.

W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzek zawartość chromu waha się od kilku dziesiątych mikrograma na litr do kilku mikrogramów na litr, w zanieczyszczonych zbiornikach wodnych sięga kilkudziesięciu i setek mikrogramów na litr. Średnie stężenie w wodach morskich wynosi 0,05 µg/dm3, w wodach gruntowych – zwykle w przedziale n.10 – n.102 µg/dm3.

Związki Cr(VI) i Cr(III) w zwiększonych ilościach mają właściwości rakotwórcze. Związki Cr(VI) są bardziej niebezpieczne.

Do wód naturalnych przedostaje się w wyniku procesów niszczenia i rozpuszczania skał i minerałów występujących w przyrodzie (sfaleryt, cynkit, goslaryt, smithsonit, galman), a także ze ściekami z zakładów przeróbki rud i galwanizerni, produkcji papieru pergaminowego , farby mineralne, włókno wiskozowe itp.

W wodzie występuje głównie w postaci jonowej lub w postaci kompleksów mineralnych i organicznych. Czasami występuje w postaciach nierozpuszczalnych: jako wodorotlenek, węglan, siarczek itp.

W wodach rzek stężenie cynku waha się zwykle od 3 do 120 µg/dm3, w wodach morskich – od 1,5 do 10 µg/dm3. Zawartość w wodach rudnych, a zwłaszcza w wodach kopalnianych o niskim pH, może być znaczna.

Cynk jest jednym z aktywnych mikroelementów wpływających na wzrost i prawidłowy rozwój organizmów. Jednocześnie wiele związków cynku jest toksycznych, przede wszystkim jego siarczan i chlorek.

MPC dla Zn2+ wynosi 1 mg/dm3 (ograniczający wskaźnik szkodliwości ma charakter organoleptyczny), MPC dla Zn2+ wynosi 0,01 mg/dm3 (ograniczający wskaźnik szkodliwości ma charakter toksykologiczny).

Metale ciężkie zajmują już drugie miejsce pod względem zagrożenia, ustępując pestycydom i znacznie wyprzedzając tak znane zanieczyszczenia, jak dwutlenek węgla i siarka, a w prognozie powinny stać się najniebezpieczniejszymi, bardziej niebezpiecznymi niż odpady i ciała stałe z elektrowni jądrowych marnować. Zanieczyszczenie metalami ciężkimi wiąże się z ich powszechnym stosowaniem w produkcji przemysłowej, w połączeniu ze słabymi systemami oczyszczania, w wyniku czego metale ciężkie przedostają się do środowiska, w tym do gleby, zanieczyszczając ją i zatruwając.

Metale ciężkie są zanieczyszczeniami priorytetowymi, których monitorowanie jest obowiązkowe w każdym środowisku. W różnych pracach naukowych i stosowanych autorzy odmiennie interpretują znaczenie pojęcia „metale ciężkie”. W niektórych przypadkach definicja metali ciężkich obejmuje pierwiastki sklasyfikowane jako kruche (na przykład bizmut) lub metaloidy (na przykład arsen).

Gleba jest głównym medium, do którego przedostają się metale ciężkie, m.in. z atmosfery i środowiska wodnego. Służy również jako źródło wtórnego zanieczyszczenia powietrza powierzchniowego i wód, które wypływają z niego do Oceanu Światowego. Z gleby metale ciężkie są pobierane przez rośliny, które następnie stają się pożywieniem dla lepiej zorganizowanych zwierząt.
kontynuacja
--PODZIAŁ STRONY-- 3.3. Toksyczność ołowiu
Obecnie ołów zajmuje pierwsze miejsce wśród przyczyn zatruć przemysłowych. Wynika to z jego szerokiego zastosowania w różnych gałęziach przemysłu. Na działanie ołowiu narażeni są pracownicy wydobywający rudy ołowiu, w hutach ołowiu, przy produkcji akumulatorów, podczas lutowania, w drukarniach, przy produkcji szkła kryształowego lub wyrobów ceramicznych, benzyny ołowiowej, farb ołowiowych itp. Zanieczyszczenie powietrza atmosferycznego ołowiem , gleby i wody w sąsiedztwie tych zakładów przemysłowych, a także w pobliżu głównych autostrad, stwarza zagrożenie narażenia ołowiem ludności zamieszkującej te tereny, a przede wszystkim dzieci, które są bardziej wrażliwe na działanie metali ciężkich.
Z żalem należy zauważyć, że w Rosji nie ma polityki państwa w zakresie regulacji prawnych, regulacyjnych i ekonomicznych wpływu ołowiu na środowisko i zdrowie publiczne, ograniczania emisji (zrzutów, odpadów) ołowiu i jego związków do środowiska, oraz o całkowitym zaprzestaniu produkcji benzyny zawierającej ołów.

Ze względu na wyjątkowo niezadowalającą pracę edukacyjną mającą na celu wyjaśnienie społeczeństwu stopnia zagrożenia wpływem metali ciężkich na organizm ludzki, w Rosji liczba kontyngentów mających zawodowy kontakt z ołowiem nie maleje, ale stopniowo rośnie. Przypadki przewlekłego zatrucia ołowiem odnotowano w 14 branżach w Rosji. Wiodącymi gałęziami przemysłu są elektrotechnika (produkcja akumulatorów), produkcja przyrządów, poligrafia i metalurgia metali nieżelaznych, w których zatrucie następuje na skutek przekroczenia maksymalnego dopuszczalnego stężenia (MPC) ołowiu w powietrzu miejsca pracy o 20 lub więcej czasy.

Istotnym źródłem ołowiu są spaliny samochodowe, ponieważ połowa Rosji nadal używa benzyny ołowiowej. Głównym źródłem zanieczyszczeń środowiska pozostają jednak zakłady metalurgiczne, w szczególności huty miedzi. I tu są liderzy. Na terenie obwodu swierdłowskiego znajdują się 3 największe źródła emisji ołowiu w kraju: w miastach Krasnouralsk, Kirowograd i Revda.

Kominy huty miedzi w Krasnouralsku, zbudowanej w latach stalinowskiej industrializacji i wykorzystującej sprzęt z 1932 roku, wyrzucają do 34-tysięcznego miasta 150-170 ton ołowiu rocznie, zasypując wszystko pyłem ołowianym.

Stężenie ołowiu w glebie Krasnouralska waha się od 42,9 do 790,8 mg/kg przy maksymalnym dopuszczalnym stężeniu MPC = 130 μ/kg. Próbki wody w wodociągach sąsiedniej wsi. Oktyabrsky, zasilany wodą z podziemnego źródła, aż dwukrotnie przekroczył maksymalne dopuszczalne stężenie.

Zanieczyszczenie środowiska ołowiem wpływa na zdrowie człowieka. Narażenie na ołów zaburza żeński i męski układ rozrodczy. Dla kobiet w ciąży i w wieku rozrodczym szczególne zagrożenie stanowi podwyższony poziom ołowiu we krwi, ponieważ pod wpływem ołowiu dochodzi do zaburzenia funkcji menstruacyjnej, przedwczesnych porodów, poronień i śmierci płodów z powodu przenikania ołowiu przez łożysko bariera. Noworodki charakteryzują się wysoką śmiertelnością.

Zatrucie ołowiem jest niezwykle niebezpieczne dla małych dzieci – wpływa na rozwój mózgu i układu nerwowego. Badania 165 krasnouralskich dzieci w wieku 4 lat i starszych wykazały znaczne opóźnienie rozwoju umysłowego u 75,7%, a upośledzenie umysłowe, w tym upośledzenie umysłowe, stwierdzono u 6,8% badanych dzieci.

Dzieci w wieku przedszkolnym są najbardziej podatne na szkodliwe działanie ołowiu, ponieważ ich układ nerwowy jest w fazie rozwoju. Nawet przy małych dawkach zatrucie ołowiem powoduje spadek rozwoju intelektualnego, uwagi i zdolności koncentracji, opóźnienie w czytaniu oraz prowadzi do rozwoju agresywności, nadpobudliwości i innych problemów w zachowaniu dziecka. Te nieprawidłowości rozwojowe mogą być długotrwałe i nieodwracalne. Niska masa urodzeniowa, karłowatość i utrata słuchu są również skutkiem zatrucia ołowiem. Wysokie dawki zatrucia prowadzą do upośledzenia umysłowego, śpiączki, drgawek i śmierci.

Biała księga opublikowana przez rosyjskich ekspertów podaje, że zanieczyszczenie ołowiem obejmuje cały kraj i jest jedną z licznych katastrof ekologicznych na terenie byłego Związku Radzieckiego, które wyszły na jaw w ostatnich latach. Na większości terytorium Rosji obciążenie spowodowane osadzaniem się ołowiu przekracza obciążenie krytyczne dla normalnego funkcjonowania ekosystemu. W kilkudziesięciu miastach stężenia ołowiu w powietrzu i glebie przekraczają wartości odpowiadające maksymalnym dopuszczalnym stężeniom.

Najwyższy poziom zanieczyszczenia powietrza ołowiem, przekraczający najwyższe dopuszczalne stężenia, zaobserwowano w miastach Komsomolsk nad Amurem, Tobolsk, Tiumeń, Karabasz, Włodzimierz, Władywostok.

Maksymalne ładunki depozycji ołowiu, prowadzące do degradacji ekosystemów lądowych, obserwuje się w obwodach Moskwy, Włodzimierza, Niżnego Nowogrodu, Ryazania, Tuły, Rostowa i Leningradu.

Źródła stacjonarne odpowiadają za zrzut do zbiorników wodnych ponad 50 ton ołowiu w postaci różnych związków. Jednocześnie 7 fabryk akumulatorów odprowadza do kanalizacji 35 ton ołowiu rocznie. Analiza rozkładu zrzutów ołowiu do zbiorników wodnych w Rosji pokazuje, że regiony Leningradu, Jarosławia, Permu, Samary, Penzy i Oryola są liderami w tego rodzaju ładunkach.

Kraj potrzebuje pilnych środków w celu zmniejszenia zanieczyszczenia ołowiem, ale na razie kryzys gospodarczy w Rosji przyćmiewa problemy środowiskowe. W obliczu długotrwałego kryzysu przemysłowego Rosji brakuje środków, aby uprzątnąć dawne zanieczyszczenia, ale jeśli gospodarka zacznie się ożywiać, a fabryki wrócą do pracy, zanieczyszczenie może się tylko pogorszyć.
10 najbardziej zanieczyszczonych miast byłego ZSRR

(Metale są wymienione w kolejności malejącej według priorytetu dla danego miasta)

4. Higiena gleby. Utylizacja odpadów.
Gleby w miastach i innych obszarach zaludnionych oraz ich otoczeniu od dawna różnią się od naturalnych, cennych biologicznie gleb, które odgrywają ważną rolę w utrzymaniu równowagi ekologicznej. Gleba w miastach podlega takim samym szkodliwym wpływom jak miejskie powietrze i hydrosfera, dlatego wszędzie następuje znaczna degradacja. Nie poświęca się wystarczającej uwagi higienie gleby, chociaż jej znaczenie jako jednego z głównych składników biosfery (powietrza, wody, gleby) i biologicznego czynnika środowiska jest nawet ważniejsze niż woda, ponieważ jej ilość (przede wszystkim jakość gleby) wody gruntowe) zdeterminowane jest stanem gleby i nie da się oddzielić tych czynników od siebie. Gleba ma zdolność biologicznego samooczyszczania: w glebie następuje rozkład dostających się do niej odpadów i ich mineralizacja; Ostatecznie gleba kompensuje utracone minerały ich kosztem.

Jeśli w wyniku przeciążenia gleby zostanie utracony którykolwiek ze składników jej zdolności mineralizacyjnych, nieuchronnie doprowadzi to do zakłócenia mechanizmu samooczyszczania i całkowitej degradacji gleby. Wręcz przeciwnie, stworzenie optymalnych warunków samooczyszczania gleby pomaga zachować równowagę ekologiczną i warunki istnienia wszystkich żywych organizmów, w tym człowieka.

Zatem problem unieszkodliwiania odpadów wywołujących szkodliwe skutki biologiczne nie ogranicza się do kwestii ich usunięcia; jest to bardziej złożony problem higieniczny, ponieważ gleba stanowi ogniwo łączące wodę, powietrze i ludzi.
4.1.
Rola gleby w metabolizmie

Biologiczny związek między glebą a człowiekiem odbywa się głównie poprzez metabolizm. Gleba jest w pewnym sensie dostawcą minerałów niezbędnych w cyklu metabolicznym, w celu wzrostu roślin spożywanych przez ludzi i zwierzęta roślinożerne, które z kolei są zjadane przez ludzi i mięsożerców. Tym samym gleba dostarcza pożywienia wielu przedstawicielom świata roślin i zwierząt.

W konsekwencji pogorszenie jakości gleby, zmniejszenie jej wartości biologicznej i zdolności do samooczyszczania powoduje biologiczną reakcję łańcuchową, która w przypadku długotrwałego szkodliwego oddziaływania może prowadzić do różnorodnych zaburzeń zdrowotnych wśród ludności. Ponadto, jeśli procesy mineralizacji zostaną spowolnione, azotany, azot, fosfor, potas itp. powstałe podczas rozkładu substancji mogą przedostać się do wód gruntowych wykorzystywanych do celów pitnych i spowodować poważne choroby (np. azotany mogą powodować methemoglobinemię, głównie u niemowląt).

Spożycie wody z gleby ubogiej w jod może powodować wole endemiczne itp.
4.2.
Ekologiczny związek gleby z wodą i odpadami płynnymi (ściekami)

Człowiek wydobywa z gleby wodę niezbędną do utrzymania procesów metabolicznych i samego życia. Jakość wody zależy od warunków glebowych; zawsze odzwierciedla stan biologiczny danej gleby.

Dotyczy to zwłaszcza wód podziemnych, których wartość biologiczna jest w istotny sposób zdeterminowana właściwościami gleby i gleby, jej zdolnością do samooczyszczania, zdolnością filtracyjną, składem makroflory, mikrofauny itp.

Bezpośrednie oddziaływanie gleby na wody powierzchniowe jest mniej znaczące, związane jest głównie z opadami atmosferycznymi. Na przykład po ulewnych deszczach z gleby do otwartych zbiorników wodnych (rzeki, jeziora) wypłukiwane są różne zanieczyszczenia, w tym nawozy sztuczne (azot, fosfor), pestycydy, herbicydy; na obszarach z osadami krasowymi i spękanymi zanieczyszczenia mogą przenikać przez pęka w głęboko położonych wodach gruntowych.

Niewłaściwe oczyszczanie ścieków może również powodować szkodliwe skutki biologiczne dla gleby i ostatecznie prowadzić do degradacji gleby. Dlatego ochrona gleby na obszarach zaludnionych jest jednym z głównych wymogów ochrony środowiska jako całości.
4.3.
Granice obciążenia gleby odpadami stałymi (śmieci bytowe i uliczne, odpady przemysłowe, osady suche pozostałe po sedymentacji ścieków, substancje radioaktywne itp.)

Problem pogłębia fakt, że w wyniku powstawania w miastach coraz większej ilości odpadów stałych, gleby w ich otoczeniu poddawane są coraz większym obciążeniom. Właściwości i skład gleby pogarszają się w coraz szybszym tempie.

Z 64,3 mln ton papieru wyprodukowanego w USA 49,1 mln ton ląduje w odpadach (z tej ilości 26 mln ton „dostarczają” gospodarstwa domowe, a 23,1 mln ton dostarczają sieci handlowe).

W związku z powyższym usuwanie i ostateczne unieszkodliwianie odpadów stałych stanowi bardzo istotny, trudniejszy do realizacji problem higieniczny w warunkach narastającej urbanizacji.

Możliwa wydaje się ostateczna neutralizacja odpadów stałych w zanieczyszczonej glebie. Jednak ze względu na stale pogarszającą się zdolność gleby miejskiej do samooczyszczania, ostateczna neutralizacja zakopanych w ziemi odpadów jest niemożliwa.

Człowiek mógłby z powodzeniem wykorzystać procesy biochemiczne zachodzące w glebie, jej zdolności neutralizujące i dezynfekcyjne do unieszkodliwiania odpadów stałych, jednak gleby miejskie, w wyniku wielowiekowego zamieszkiwania i działalności człowieka w miastach, już dawno przestały się do tego celu nadawać.

Znane są mechanizmy samooczyszczania i mineralizacji zachodzące w glebie, rola bakterii i enzymów biorących w nich udział, a także produkty pośrednie i końcowe rozkładu substancji. Obecnie badania mają na celu identyfikację czynników zapewniających równowagę biologiczną gleby naturalnej, a także wyjaśnienie, jaka ilość odpadów stałych (i jaki ich skład) może prowadzić do zakłócenia równowagi biologicznej gleby.
Ilość odpadów komunalnych (śmieci) na mieszkańca niektórych większych miast świata

Należy zaznaczyć, że stan higieniczny gleb w miastach szybko ulega pogorszeniu na skutek jej przeciążenia, choć głównym wymogiem higienicznym utrzymania równowagi biologicznej jest zdolność gleby do samooczyszczania. Gleba w miastach nie jest już w stanie sprostać swojemu zadaniu bez pomocy człowieka. Jedynym wyjściem z tej sytuacji jest całkowita neutralizacja i zniszczenie odpadów zgodnie z wymogami higienicznymi.

Dlatego budowa obiektów użyteczności publicznej powinna mieć na celu zachowanie naturalnej zdolności gleby do samooczyszczania, a jeśli zdolność ta stała się już niezadowalająca, należy ją sztucznie przywrócić.

Najbardziej niekorzystne jest toksyczne działanie odpadów przemysłowych, zarówno ciekłych, jak i stałych. Do gleby przedostaje się coraz więcej takich odpadów, z którymi nie jest ona w stanie sobie poradzić. Przykładowo stwierdzono skażenie gleby arsenem w sąsiedztwie zakładów produkcji superfosfatu (w promieniu 3 km). Jak wiadomo, niektóre pestycydy, takie jak związki chloroorganiczne, które dostają się do gleby, nie rozkładają się przez długi czas.

Podobnie sytuacja wygląda w przypadku niektórych syntetycznych materiałów opakowaniowych (polichlorek winylu, polietylen itp.).

Niektóre toksyczne związki prędzej czy później dostają się do wód gruntowych, w wyniku czego nie tylko zostaje zachwiana równowaga biologiczna gleby, ale także jakość wód gruntowych pogarsza się do tego stopnia, że ​​nie nadają się one już do picia.
Procent ilości podstawowych materiałów syntetycznych zawartych w odpadach komunalnych (śmieciach)

*
Razem z odpadami innych tworzyw termoutwardzalnych.
Problem odpadów nasilił się obecnie także dlatego, że część odpadów, głównie odchody ludzkie i zwierzęce, wykorzystuje się do nawożenia gruntów rolnych [odchody zawierają znaczną ilość azotu – 0,4-0,5%, fosforu (P203) – 0,2-0. 6%, potas (K?0) -0,5-1,5%, węgiel -5-15%]. Problem miasta rozprzestrzenił się na okolice miasta.
4.4.
Rola gleby w rozprzestrzenianiu się różnych chorób

Gleba odgrywa pewną rolę w rozprzestrzenianiu się chorób zakaźnych. Donosili o tym już w ubiegłym stuleciu Petterkoffer (1882) i Fodor (1875), którzy podkreślali przede wszystkim rolę gleby w rozprzestrzenianiu się chorób jelitowych: cholery, duru brzusznego, czerwonki itp. Zwrócili także uwagę na fakt, że niektóre bakterie i wirusy pozostają żywe i zjadliwe w glebie przez miesiące. Następnie wielu autorów potwierdziło swoje obserwacje, szczególnie w odniesieniu do gleby miejskiej. Na przykład czynnik wywołujący cholerę pozostaje żywotny i patogenny w wodach gruntowych od 20 do 200 dni, czynnik wywołujący dur brzuszny w kale - od 30 do 100 dni, a czynnik wywołujący dur brzuszny - od 30 do 60 dni. (Z punktu widzenia rozprzestrzeniania się chorób zakaźnych gleba miejska stwarza znacznie większe zagrożenie niż gleba polna nawożona obornikiem.)

Do określenia stopnia skażenia gleby wielu autorów wykorzystuje oznaczenie liczby bakterii (Escherichia coli), podobnie jak przy określaniu jakości wody. Inni autorzy uważają za celowe oznaczenie dodatkowo liczby bakterii termofilnych biorących udział w procesie mineralizacji.

Rozprzestrzenianie się chorób zakaźnych przez glebę jest znacznie ułatwione poprzez nawadnianie gruntów ściekami. Jednocześnie pogarszają się właściwości mineralizacyjne gleby. Dlatego nawadnianie ściekami powinno odbywać się pod stałym ścisłym nadzorem sanitarnym i wyłącznie poza obszarem miejskim.

4.5.
Szkodliwe działanie głównych rodzajów zanieczyszczeń (odpady stałe i płynne) prowadzące do degradacji gleby

4.5.1.
Neutralizacja odpadów płynnych w glebie

W wielu osadach, które nie mają kanalizacji, część odpadów, w tym obornik, jest neutralizowana w glebie.

Jak wiadomo, jest to najprostsza metoda neutralizacji. Jest to jednak dopuszczalne tylko wtedy, gdy mamy do czynienia z glebą biologicznie kompletną, która zachowała zdolność do samooczyszczania, co nie jest typowe dla gleb miejskich. Jeżeli gleba nie posiada już tych właściwości, wówczas w celu zabezpieczenia jej przed dalszą degradacją potrzebne są skomplikowane konstrukcje techniczne służące do unieszkodliwiania odpadów płynnych.

W niektórych miejscach odpady są neutralizowane w dołach kompostowych. Z technicznego punktu widzenia rozwiązanie to jest trudne. Ponadto ciecze mogą przenikać do gleby na dość duże odległości. Zadanie komplikuje fakt, że ścieki miejskie zawierają coraz większą ilość toksycznych odpadów przemysłowych, które w jeszcze większym stopniu niż odchody ludzkie i zwierzęce pogarszają właściwości mineralizacyjne gleby. Dlatego też do dołów kompostowych dopuszcza się jedynie ścieki wstępnie sedymentowane. W przeciwnym razie zdolność filtracyjna gleby zostanie osłabiona, wówczas gleba straci swoje inne właściwości ochronne, pory stopniowo zatykają się itp.

Drugą metodą neutralizacji odpadów płynnych jest wykorzystanie ludzkich odchodów do nawadniania pól uprawnych. Metoda ta stwarza podwójne zagrożenie higieniczne: po pierwsze może prowadzić do przeciążenia gleby, po drugie odpady te mogą stać się poważnym źródłem infekcji. Dlatego odchody należy najpierw zdezynfekować i poddać odpowiedniemu zabiegowi, a dopiero potem wykorzystać jako nawóz. Tutaj zderzają się dwa przeciwstawne punkty widzenia. Zgodnie z wymogami higienicznymi odchody ulegają niemal całkowitemu zniszczeniu i z punktu widzenia gospodarki narodowej stanowią cenny nawóz. Świeżych odchodów nie można używać do podlewania ogrodów i pól bez uprzedniej ich dezynfekcji. Jeśli nadal musisz używać świeżych odchodów, wymagają one takiego stopnia neutralizacji, że nie mają już prawie żadnej wartości jako nawóz.

Odchody można stosować jako nawóz wyłącznie w specjalnie do tego wyznaczonych miejscach – przy stałej kontroli sanitarno-higienicznej, zwłaszcza nad stanem wód gruntowych, ilością, muchami itp.

Wymagania dotyczące usuwania i neutralizacji odchodów zwierzęcych w zasadzie nie różnią się od wymagań dotyczących neutralizacji odchodów ludzkich.

Do niedawna obornik stanowił w rolnictwie istotne źródło cennych składników odżywczych niezbędnych do zwiększenia żyzności gleby. Jednak w ostatnich latach obornik stracił na znaczeniu, częściowo ze względu na mechanizację rolnictwa, częściowo ze względu na rosnące wykorzystanie nawozów sztucznych.

W przypadku braku odpowiedniego oczyszczenia i neutralizacji odchody również są niebezpieczne, podobnie jak niezneutralizowane odchody ludzkie. Dlatego przed wywiezieniem na pole obornik pozostawia się do dojrzewania, aby w tym czasie mogły zachodzić w nim niezbędne procesy biotermiczne (w temperaturze 60-70°C). Następnie obornik uznaje się za „dojrzały” i wolny od większości zawartych w nim patogenów (bakterie, jaja robaków itp.).

Należy pamiętać, że magazyny odchodów mogą stanowić idealne pożywki dla much, które przyczyniają się do rozprzestrzeniania się różnych infekcji jelitowych. Należy zauważyć, że muchy najchętniej wybierają do hodowli obornik świński, następnie obornik koński, obornik owczy, a na końcu obornik krowi. Przed transportem obornika na pola należy go poddać działaniu środków owadobójczych.
kontynuacja
--PODZIAŁ STRONY--

Metale ciężkie (HM) obejmują ponad 40 pierwiastków chemicznych układu okresowego D.I. Mendelejewa, których masa atomów przekracza 50 jednostek masy atomowej (amu). Są to Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co itp.

Ustalona koncepcja „metali ciężkich” nie jest ścisła, ponieważ HM często zawierają pierwiastki niemetaliczne, na przykład As, Se, a czasem nawet F, Be i inne pierwiastki, których masa atomowa jest mniejsza niż 50 amu.

Wśród HM znajduje się wiele pierwiastków śladowych, które są biologicznie ważne dla organizmów żywych. Są niezbędnymi i niezbędnymi składnikami biokatalizatorów i bioregulatorów najważniejszych procesów fizjologicznych. Jednak nadmierna zawartość metali ciężkich w różnych obiektach biosfery działa przygnębiająco, a nawet toksycznie na organizmy żywe.

Źródła przedostawania się metali ciężkich do gleby dzielimy na naturalne (wietrzenie skał i minerałów, procesy erozyjne, działalność wulkaniczna) i technogenne (wydobywanie i przetwarzanie minerałów, spalanie paliw, wpływ pojazdów, rolnictwo itp.). Ponadto grunty rolne na zanieczyszczenia przez atmosferę, HM są również zanieczyszczane w sposób szczególny poprzez stosowanie pestycydów, nawozów mineralnych i organicznych, wapnowanie oraz wykorzystanie ścieków. Ostatnio naukowcy zwrócili szczególną uwagę na gleby miejskie. Te ostatnie doświadczają znacznej presji spowodowanej przez człowieka, której częścią jest zanieczyszczenie HM.

W tabeli Na rysunkach 3.14 i 3.15 przedstawiono rozmieszczenie HM w różnych obiektach biosfery oraz źródła przedostawania się HM do środowiska.

Tabela 3.14

Element	Gleby	Świeże wody	wody morskie	Rośliny	Zwierzęta (w tkance mięśniowej)
Mn	1000	0,008	0,0002	0,3-1000	0,2-2,3
Zn	90 (1-900)	0,015	0,0049	1,4-600	240
Cu	30 (2-250)	0,003	0,00025	4-25	10
Współ	8 (0,05-65)	0,0002	0,00002	0,01-4,6	0,005-1
Pb	35 (2-300)	0,003	0,00003	0,2-20	0,23-3,3
Płyta CD	0,35 (0,01-2)	0,0001	-	0,05-0,9	0,14-3,2
Hg	0,06	0,0001	0,00003	0,005-0,02	0,02-0,7
Jak	6	0,0005	0,0037	0,02-7	0,007-0,09
Se	0,4 (0,01-12)	0,0002	00,0002	0,001-0,5	0,42-1,9
F	200	0,1	1,3	0,02-24	0,05
B	20 (2-270)	0,15	4,44	8-200	0,33-1
Pon	1,2 (0,1-40)	0,0005	0,01	0,03-5	0,02-0,07
Kr	70 (5-1500)	0,001	0,0003	0,016-14	0,002-0,84
Ni	50 (2-750)	0,0005	0,00058	0,02-4	1-2

Tabela 3.15

Źródła zanieczyszczeń środowiska TM

Koniec stołu. 3.4

HM docierają do powierzchni gleby w różnych postaciach. Są to tlenki i różne sole metali, zarówno rozpuszczalne, jak i praktycznie nierozpuszczalne w wodzie (siarczki, siarczany, arsenyny itp.). W emisjach zakładów przetwórstwa rud i zakładów metalurgii metali nieżelaznych – głównego źródła zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi – większość metali (70-90%) występuje w postaci tlenków.

Znajdujące się na powierzchni gleby HM mogą gromadzić się lub rozpraszać, w zależności od charakteru barier geochemicznych właściwych dla danego obszaru.

Większość HM docierających na powierzchnię gleby osadza się w górnych poziomach próchnicy. HM są sorbowane na powierzchni cząstek gleby, wiążą się z materią organiczną gleby, zwłaszcza w postaci pierwiastkowych związków organicznych, kumulują się w wodorotlenkach żelaza, wchodzą w skład sieci krystalicznych minerałów ilastych, wytwarzają własne minerały w wyniku izomorfizacji substytucyjne i są w stanie rozpuszczalnym w wilgoci gleby i w stanie gazowym w powietrzu glebowym, stanowią integralną część fauny i flory glebowej.

Stopień mobilności metali ciężkich zależy od sytuacji geochemicznej i poziomu oddziaływania technogenicznego. Duży rozkład wielkości cząstek i wysoka zawartość materii organicznej prowadzą do wiązania HM w glebie. Wzrost wartości pH zwiększa sorpcję metali kationotwórczych (miedź, cynk, nikiel, rtęć, ołów itp.) i zwiększa ruchliwość metali anionotwórczych (molibden, chrom, wanad itp.). Rosnące warunki utleniające zwiększają zdolność migracji metali. W efekcie gleby, zgodnie ze zdolnością do wiązania większości HM, tworzą szereg: gleba szara > czarnoziem > gleba bielicowo-bielicowa.

Czas przebywania składników zanieczyszczających w glebie jest znacznie dłuższy niż w innych częściach biosfery, a zanieczyszczenie gleby, szczególnie metalami ciężkimi, jest niemal wieczne. Metale gromadzą się w glebie i są powoli usuwane poprzez wymywanie, spożycie przez rośliny, erozję i deflację (Kabata-Pendias i Pendias, 1989). Okres połowicznego usunięcia (lub usunięcia połowy początkowego stężenia) HM jest bardzo zróżnicowany dla różnych pierwiastków, ale jest dość długi: dla Zn – od 70 do 510 lat; dla Cd - od 13 do 110 lat; dla Cu – od 310 do 1500 lat, a dla Pb – 2 – od 740 do 5900 lat (Sadovskaya, 1994).

Zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi ma dwa negatywne aspekty. Po pierwsze, przedostając się poprzez łańcuchy pokarmowe z gleby do roślin, a stamtąd do organizmu zwierząt i ludzi, metale ciężkie powodują u nich poważne choroby – wzrost zachorowalności populacji i skrócenie średniej długości życia, a także spadek ilości i jakości zbiorów roślin rolniczych i produktów zwierzęcych.

Po drugie, gromadząc się w glebie w dużych ilościach, HM są w stanie zmienić wiele jej właściwości. Przede wszystkim zmiany wpływają na właściwości biologiczne gleby: zmniejsza się ogólna liczba mikroorganizmów, zawęża się ich skład gatunkowy (różnorodność), zmienia się struktura zbiorowisk drobnoustrojów, zmniejsza się intensywność podstawowych procesów mikrobiologicznych i aktywność enzymów glebowych itp. Silne zanieczyszczenie metalami ciężkimi prowadzi do zmian w bardziej konserwatywnych cechach gleby, takich jak stan próchnicy, struktura, pH środowiska itp. Skutkiem tego jest częściowa, a w niektórych przypadkach całkowita utrata żyzności gleby.

W przyrodzie występują obszary o niewystarczającej lub nadmiernej zawartości HM w glebach. Nadmierna zawartość metali ciężkich w glebach wynika z dwóch grup przyczyn: cech biogeochemicznych ekosystemów oraz wpływu technogenicznych przepływów materii. W pierwszym przypadku obszary, na których stężenie pierwiastków chemicznych jest wyższe lub niższe od poziomu optymalnego dla organizmów żywych, nazywane są naturalnymi anomaliami geochemicznymi, czyli prowincjami biogeochemicznymi. Tutaj anomalna zawartość pierwiastków wynika z przyczyn naturalnych - właściwości skał tworzących glebę, procesu tworzenia gleby i obecności anomalii rudy. W drugim przypadku terytoria nazywane są sztucznymi anomaliami geochemicznymi. W zależności od skali dzieli się je na globalne, regionalne i lokalne.

Gleba w odróżnieniu od innych składników środowiska naturalnego nie tylko geochemicznie gromadzi składniki zanieczyszczeń, ale także pełni funkcję naturalnego bufora kontrolującego przenikanie pierwiastków i związków chemicznych do atmosfery, hydrosfery i materii żywej.

Różne rośliny, zwierzęta i ludzie wymagają do swojego życia określonego składu gleby i wody. W miejscach anomalii geochemicznych następuje nasilone przenoszenie odchyleń od normy w składzie mineralnym w całym łańcuchu pokarmowym.

W wyniku zaburzeń odżywiania mineralnego, zmian w składzie gatunkowym fito-, zoo- i mikrobiocenoz, chorób dzikich form roślin, spadku ilości i jakości plonów roślin rolniczych i produktów zwierzęcych, wzrostu zachorowalności wśród obserwuje się wzrost populacji i spadek średniej długości życia (tabela 3.15). Mechanizm toksycznego działania HM przedstawiono w tabeli. 3.16.

Tabela 3.15

Zaburzenia fizjologiczne u roślin z nadmiarem i niedoborem zawartości HM (wg Kovalevsky, Andrianova, 1970; Kabata-pendias,

Pendas, 1989)

Element	Zaburzenia fizjologiczne
	w przypadku niedoboru	w przypadku nadmiaru
Cu	Chloroza, więdnięcie, melanizm, białe zwinięte korony, osłabienie tworzenia wiech, zaburzenia zdrewnienia, suche wierzchołki drzew	Ciemnozielone liście, jak w przypadku chlorozy wywołanej Fe; korzenie grube, krótkie lub kolczaste, hamowanie tworzenia pędów
Zn	Chloroza międzyżyłkowa (głównie u roślin jednoliściennych), zatrzymanie wzrostu, liście rozetowe drzew, fioletowo-czerwone kropki na liściach	Chloroza i martwica końcówek liści, chloroza międzyżyłkowa młodych liści, zahamowanie wzrostu całej rośliny, uszkodzone korzenie, które wyglądają jak drut kolczasty
Płyta CD	-	Brązowe krawędzie liści, chloroza, czerwonawe żyłki i ogonki, podwinięte liście i brązowe, słabo rozwinięte korzenie
Hg	-	Pewne zahamowanie pędów i korzeni, chloroza liści i brązowe plamy na nich
Pb	-	Zmniejszone tempo fotosyntezy, ciemnozielone liście, zwijanie się starych liści, karłowate liście, brązowe krótkie korzenie

Tabela 3.16

Mechanizm działania toksyczności HM (wg Torshina i in., 1990)

Element	Działanie
Cu, Zn, Cd, Hg, Pb	Wpływ na przepuszczalność błony, reakcja z SH – grupami cysteiny i metioniny
Pb	Zmiana trójwymiarowej struktury białek
Cu, Zn, Hg, Ni	Tworzenie kompleksów z fosfolipidami
Ni	Tworzenie kompleksów z albuminą
	Hamowanie enzymów:
Hg2+	fosfataza alkaliczna, gluko-6-fosfataza, dehydrogenaza mleczanowa
CD2+	adenozynotrifosfatazy, dehydrogenazy alkoholowe, amylazy, anhydrazy węglanowe, karboksypeptydazy (pentidazy), transaminazy glutaminianowo-szczawiooctanowe
Pb2+	acetylocholinoesteraza, fosfataza alkaliczna, ATPaza
Ni2+	anhydraza węglanowa, oksydaza cytochromowa, hydroksylaza benzopirenowa

Toksyczne działanie metali ciężkich na układy biologiczne wynika przede wszystkim z faktu, że łatwo wiążą się one z grupami sulfhydrylowymi białek (w tym z enzymami), hamując ich syntezę i tym samym zaburzając metabolizm w organizmie.

Organizmy żywe wykształciły różne mechanizmy oporności na HM: od redukcji jonów HM do mniej toksycznych związków, po aktywację systemów transportu jonów, które skutecznie i specyficznie usuwają toksyczne jony z komórki do środowiska zewnętrznego.

Najbardziej znaczącą konsekwencją oddziaływania metali ciężkich na organizmy żywe, która objawia się na poziomie biogeocenotycznym i biosferycznym organizacji materii żywej, jest zablokowanie procesów utleniania materii organicznej. Prowadzi to do zmniejszenia tempa jego mineralizacji i akumulacji w ekosystemach. Jednocześnie wzrost stężenia materii organicznej powoduje, że wiąże ona HM, co czasowo odciąża ekosystem. Zmniejszenie szybkości rozkładu materii organicznej w wyniku zmniejszenia liczby organizmów, ich biomasy i intensywności aktywności życiowej uważa się za bierną reakcję ekosystemów na zanieczyszczenia HM. Czynna odporność organizmów na obciążenia antropogeniczne objawia się dopiero w trakcie życia akumulacji metali w ciałach i szkieletach. Za ten proces odpowiedzialne są gatunki najbardziej odporne.

Odporność organizmów żywych, przede wszystkim roślin, na podwyższone stężenia metali ciężkich oraz ich zdolność do akumulacji metali w wysokich stężeniach może stanowić duże zagrożenie dla zdrowia człowieka, gdyż umożliwiają one przedostawanie się zanieczyszczeń do łańcuchów pokarmowych. W zależności od geochemicznych warunków produkcji żywność ludzka pochodzenia roślinnego i zwierzęcego może zaspokajać zapotrzebowanie człowieka na składniki mineralne, zawierać je w niedoborach lub w nadmiarze, stając się bardziej toksyczna, powodując choroby, a nawet śmierć (tabela 3.17).

Tabela 3.17

Wpływ HM na organizm ludzki (Kovalsky, 1974; Concise Medical Encyclopedia, 1989; Torshin i in., 1990; Wpływ na organizm.., 1997; Handbook of toksykologia.., 1999)

Element	Nieprawidłowości fizjologiczne
	w przypadku niedoboru	w przypadku nadmiaru
Mn	Choroby układu kostnego	Gorączka, zapalenie płuc, uszkodzenie centralnego układu nerwowego (parkinsonizm manganowy), endemiczna dna moczanowa, zaburzenia krążenia, funkcje żołądkowo-jelitowe, niepłodność
Cu	Osłabienie, anemia, białaczka, choroby układu kostnego, zaburzenia koordynacji ruchów	Choroby zawodowe, zapalenie wątroby, choroba Wilsona. Wpływa na nerki, wątrobę, mózg, oczy
Zn	Zmniejszony apetyt, deformacja kości, karłowatość, długie gojenie się ran i oparzeń, słabe widzenie, krótkowzroczność	Zmniejszona odporność na nowotwory, anemia, zahamowanie procesów oksydacyjnych, zapalenie skóry
Pb	-	Encefaloneuropatia ołowiana, zaburzenia metaboliczne, zahamowanie reakcji enzymatycznych, niedobór witamin, niedokrwistość, stwardnienie rozsiane. Część układu kostnego zamiast wapnia
Płyta CD	-	Zaburzenia żołądkowo-jelitowe, zaburzenia oddechowe, niedokrwistość, podwyższone ciśnienie krwi, uszkodzenie nerek, choroba itai-itai, białkomocz, osteoporoza, działanie mutagenne i rakotwórcze
Hg	-	Uszkodzenia ośrodkowego układu nerwowego i nerwów obwodowych, infantylizm, zaburzenia rozrodcze, zapalenie jamy ustnej, choroby Minamata, przedwczesne starzenie się
Współ	Wole endemiczne	-
Ni	-	Zapalenie skóry, zaburzenia krwiotwórcze, rakotwórczość, embriotoksykoza, podostra neuropatia szpikowo-oczna
Kr	-	Zapalenie skóry, rakotwórczość
V	-	Choroby układu sercowo-naczyniowego

Różne HM stanowią w różnym stopniu zagrożenie dla zdrowia ludzkiego. Najbardziej niebezpieczne są Hg, Cd, Pb (tabela 3.18).

Tabela 3.18

Klasy substancji zanieczyszczających według stopnia ich zagrożenia (GOST 17.4.1.02-83)

Zagadnienie regulacji zawartości metali ciężkich w glebie jest bardzo skomplikowane. Jego rozwiązanie powinno opierać się na uznaniu wielofunkcyjności gleby. W procesie racjonowania glebę można postrzegać z różnych punktów widzenia: jako ciało naturalne; jako siedlisko i podłoże dla roślin, zwierząt i mikroorganizmów; jako przedmiot i środek produkcji rolnej i przemysłowej; jako naturalny rezerwuar zawierający mikroorganizmy chorobotwórcze. Standaryzacja zawartości HM w glebie musi być przeprowadzona w oparciu o zasady glebowo-ekologiczne, które zaprzeczają możliwości znalezienia jednolitych wartości dla wszystkich gleb.

Istnieją dwa główne podejścia do zagadnienia remediacji gleb zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Pierwszy ma na celu oczyszczenie gleby z HM. Oczyszczanie można przeprowadzić poprzez ługowanie, ekstrakcję HM z gleby za pomocą roślin, usunięcie wierzchniej, zanieczyszczonej warstwy gleby itp. Drugie podejście polega na utrwaleniu HM w glebie i przekształceniu ich w formy nierozpuszczalne w wodzie i niedostępne dla organizmów żywych. W tym celu proponuje się wprowadzenie do gleby materii organicznej, fosforowych nawozów mineralnych, żywic jonowymiennych, naturalnych zeolitów, węgla brunatnego, wapnowania gleby itp. Jednak każdy sposób wiązania HM w glebie ma swoje własne metody termin ważności. Wcześniej czy później część HM ponownie zacznie przedostawać się do roztworu glebowego, a stamtąd do organizmów żywych.

Zatem metale ciężkie obejmują ponad 40 pierwiastków chemicznych, których masa atomów wynosi ponad 50 a. jeść. Są to Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co itp. Wśród HM znajduje się wiele pierwiastków śladowych, które są niezbędnymi i niezastąpionymi składnikami biokatalizatorów i bioregulatorów najważniejszych procesów fizjologicznych. Jednak nadmierna zawartość metali ciężkich w różnych obiektach biosfery działa przygnębiająco, a nawet toksycznie na organizmy żywe.

Źródła przedostawania się metali ciężkich do gleby dzielą się na naturalne (wietrzenie skał i minerałów, procesy erozyjne, działalność wulkaniczna) i technogenne (wydobywanie i przetwarzanie minerałów, spalanie paliw, wpływ transportu samochodowego, rolnictwa itp.).

HM docierają do powierzchni gleby w różnych postaciach. Są to tlenki i różne sole metali, zarówno rozpuszczalne, jak i praktycznie nierozpuszczalne w wodzie.

Konsekwencje środowiskowe skażenia gleby metalami ciężkimi zależą od parametrów zanieczyszczenia, warunków geochemicznych i stabilności gleby. Do parametrów zanieczyszczenia zalicza się charakter metalu, tj. jego właściwości chemiczne i toksyczne, zawartość metalu w glebie, postać związku chemicznego, okres od momentu zanieczyszczenia itp. Odporność gleb na zanieczyszczenia zależy od: rozkład wielkości cząstek, zawartość materii organicznej, kwasowość, warunki zasadowe i redoks, aktywność procesów mikrobiologicznych i biochemicznych itp.

Odporność organizmów żywych, przede wszystkim roślin, na podwyższone stężenia metali ciężkich oraz ich zdolność do akumulacji metali w wysokich stężeniach może stanowić duże zagrożenie dla zdrowia człowieka, gdyż umożliwiają one przedostawanie się zanieczyszczeń do łańcuchów pokarmowych.

Regulując zawartość metali ciężkich w glebie należy uwzględnić wielofunkcyjność gleby. Glebę można uznać za organizm naturalny, siedlisko i substrat dla roślin, zwierząt i mikroorganizmów, przedmiot i środek produkcji rolnej i przemysłowej, naturalny zbiornik zawierający mikroorganizmy chorobotwórcze, część biogeocenozy lądowej oraz biosferę, jak cały.

Zawartość HM w glebach zależy, jak ustaliło wielu badaczy, od składu skał pierwotnych, których znaczne zróżnicowanie wiąże się ze złożoną historią geologiczną rozwoju tych terytoriów. Skład chemiczny skał glebotwórczych, reprezentowany przez produkty wietrzenia skał, jest zdeterminowany składem chemicznym skał pierwotnych i zależy od warunków transformacji supergenu. gleba stawowa z metali ciężkich

Pierwszym etapem przemian tlenków metali ciężkich w glebie jest ich oddziaływanie z roztworem glebowym i jego składnikami. Nawet w tak prostym układzie jak woda będąca w równowadze z CO2, powietrze atmosferyczne, tlenki HM ulegają zmianom i różnią się znacząco trwałością.

Proces transformacji HM dostających się do gleby podczas technogenezy obejmuje następujące etapy:

• 1) przemiana tlenków metali ciężkich w wodorotlenki (węglany, wodorowęglany);
• 2) rozpuszczanie wodorotlenków metali ciężkich i adsorpcja odpowiednich kationów HM przez fazy stałe gleb;
• 3) powstawanie fosforanów metali ciężkich i ich związków z materią organiczną gleby.

Metale ciężkie uwalniane na powierzchnię gleby gromadzą się w kolumnie gleby, zwłaszcza w górnym horyzoncie, i są powoli usuwane w wyniku wymywania, spożycia przez rośliny i erozji. Pierwszy okres półtrwania HM różni się znacząco dla poszczególnych pierwiastków: Zn – 70 – 510 lat, Cd – 13 – 110 lat, Cu – 310 – 1500 lat, Pb – 740 – 5900 lat.

Ołów (Pb). Masa atomowa 207,2. Pierwiastkiem priorytetowym jest substancja toksyczna. Wszystkie rozpuszczalne związki ołowiu są trujące. W warunkach naturalnych występuje głównie w postaci PbS. Clark Pb w skorupie ziemskiej 16,0 mg/kg. W porównaniu do innych HM jest najmniej mobilny, a stopień ruchomości tego pierwiastka ulega znacznemu zmniejszeniu w przypadku wapnowania gleb. Mobilny Pb występuje w postaci kompleksów z materią organiczną. Przy wysokich wartościach pH ołów wiąże się w glebie chemicznie w postaci wodorotlenków, fosforanów, węglanów i kompleksów Pb-organicznych.

Naturalna zawartość ołowiu w glebach jest dziedziczona ze skał macierzystych i jest ściśle powiązana z ich składem mineralogicznym i chemicznym. Średnie stężenie tego pierwiastka w glebach świata sięga według różnych szacunków od 10 do 35 mg/kg. Maksymalne dopuszczalne stężenie ołowiu w glebach w Rosji wynosi 30 mg/kg, w Niemczech – 100 mg/kg.

Wysokie stężenia ołowiu w glebach można wiązać zarówno z naturalnymi anomaliami geochemicznymi, jak i wpływem antropogenicznym. W przypadku zanieczyszczeń technogennych największe stężenie pierwiastka występuje zwykle w wierzchniej warstwie gleby. Na niektórych terenach przemysłowych osiąga 1000 mg/kg, a w powierzchniowej warstwie gleb wokół zakładów hutnictwa metali nieżelaznych w Europie Zachodniej – 545 mg/kg.

Zawartość ołowiu w glebach Rosji różni się znacznie w zależności od rodzaju gleby, bliskości przedsiębiorstw przemysłowych i naturalnych anomalii geochemicznych. W glebach obszarów mieszkalnych, szczególnie tych związanych z użytkowaniem i produkcją wyrobów zawierających ołów, zawartość tego pierwiastka jest często kilkudziesięciokrotnie lub kilkukrotnie wyższa od najwyższego dopuszczalnego stężenia. Według wstępnych szacunków aż na 28% powierzchni kraju zawartość Pb w glebie występuje średnio poniżej poziomu tła, a 11% można zaliczyć do strefy ryzyka. Jednocześnie w Federacji Rosyjskiej problem skażenia gleby ołowiem dotyczy przede wszystkim obszarów zamieszkałych.

Kadm (Cd). Masa atomowa 112,4. Kadm ma właściwości chemiczne zbliżone do cynku, różni się jednak od niego większą mobilnością w środowiskach kwaśnych i lepszą dostępnością dla roślin. W roztworze glebowym metal występuje w postaci Cd2+ i tworzy jony kompleksowe oraz chelaty organiczne. Głównym czynnikiem decydującym o zawartości pierwiastków w glebach przy braku oddziaływania antropogenicznego są skały macierzyste. Clarke'a kadmu w litosferze 0,13 mg/kg. W skałach glebotwórczych średnia zawartość metali wynosi: w iłach i łupkach – 0,15 mg/kg, w lessach i iłach lessopodobnych – 0,08, w piaskach i iłach piaszczystych – 0,03 mg/kg. W osadach czwartorzędowych zachodniej Syberii stężenie kadmu waha się w granicach 0,01-0,08 mg/kg.

Mobilność kadmu w glebie zależy od środowiska i potencjału redoks.

Średnia zawartość kadmu w glebach świata wynosi 0,5 mg/kg. Jego stężenie w pokrywie glebowej europejskiej części Rosji wynosi 0,14 mg/kg w glebie bielicowo-bielicowej, 0,24 mg/kg w czarnoziemie, 0,07 mg/kg w głównych typach gleb zachodniej Syberii. Przybliżona dopuszczalna zawartość (ATC) kadmu w glebach piaszczystych i piaszczysto-gliniastych w Rosji wynosi 0,5 mg/kg, w Niemczech MPC dla kadmu wynosi 3 mg/kg.

Zanieczyszczenie gleby kadmem jest uważane za jedno z najniebezpieczniejszych zjawisk środowiskowych, ponieważ gromadzi się w roślinach powyżej normy nawet przy słabym zanieczyszczeniu gleby. Najwyższe stężenia kadmu w wierzchniej warstwie gleby notuje się na terenach górniczych – do 469 mg/kg, w okolicach hut cynku do 1700 mg/kg.

Cynk (Zn). Masa atomowa 65,4. Jego Clarke w skorupie ziemskiej wynosi 83 mg/kg. Cynk koncentruje się w osadach ilastych i łupkach w ilościach od 80 do 120 mg/kg, w osadach deluwialnych, lessowych i ilastych Uralu, w iłach zachodniej Syberii – od 60 do 80 mg/kg.

Istotnymi czynnikami wpływającymi na mobilność Zn w glebach jest zawartość minerałów ilastych oraz pH. Wraz ze wzrostem pH pierwiastek przechodzi w kompleksy organiczne i wiąże się z glebą. Jony cynku również tracą ruchliwość, przedostając się do przestrzeni międzypakietowych sieci krystalicznej montmorylonitu. Cynk tworzy z materią organiczną formy stabilne, dlatego w większości przypadków akumuluje się w poziomach glebowych o dużej zawartości próchnicy oraz w torfach.

Przyczyną zwiększonej zawartości cynku w glebach mogą być zarówno naturalne anomalie geochemiczne, jak i zanieczyszczenia technogenne. Głównymi antropogenicznymi źródłami jego otrzymania są przede wszystkim przedsiębiorstwa hutnictwa metali nieżelaznych. Zanieczyszczenie gleby tym metalem doprowadziło na niektórych obszarach do jego niezwykle dużej akumulacji w górnych warstwach gleby – do 66 400 mg/kg. W glebie ogrodowej gromadzi się do 250 mg/kg cynku. MPC cynku dla gleb piaszczystych i piaszczysto-gliniastych wynosi 55 mg/kg; niemieccy naukowcy zalecają MPC 100 mg/kg.

Miedź (Cu). Masa atomowa 63,5. Clarka w skorupie ziemskiej wynosi 47 mg/kg (Winogradow, 1962). Chemicznie miedź jest metalem o niskiej aktywności. Podstawowym czynnikiem wpływającym na wartość zawartości Cu jest jego stężenie w skałach glebotwórczych. Spośród skał magmowych największa ilość pierwiastka gromadzi się w skałach zasadowych – bazaltach (100-140 mg/kg) i andezytach (20-30 mg/kg). Mniej zasobne w miedź są gliny okrywowe i lessowe (20-40 mg/kg). Najniższą jego zawartość stwierdza się w piaskowcach, wapieniach i granitach (5-15 mg/kg). Stężenie metalu w iłach europejskiej części byłego ZSRR sięga 25 mg/kg, w iłach lessowych – 18 mg/kg. Piaszczyste gliny i piaszczyste skały glebotwórcze gór Ałtaj kumulują średnio 31 mg/kg miedzi, na południu zachodniej Syberii – 19 mg/kg.

W glebach miedź jest pierwiastkiem słabo migrującym, chociaż zawartość formy mobilnej może być dość wysoka. Ilość miedzi mobilnej zależy od wielu czynników: składu chemicznego i mineralogicznego skały macierzystej, pH roztworu glebowego, zawartości materii organicznej itp. Największa ilość miedzi w glebie związana jest z tlenkami żelaza, manganu, wodorotlenków żelaza i glinu, a zwłaszcza montmorylonitu i wermikulitu. Kwasy humusowe i fulwowe mają zdolność tworzenia trwałych kompleksów z miedzią. Przy pH 7-8 rozpuszczalność miedzi jest najniższa.

Średnia zawartość miedzi w glebach świata wynosi 30 mg/kg. W pobliżu przemysłowych źródeł zanieczyszczeń można w niektórych przypadkach zaobserwować skażenie gleby miedzią w ilościach do 3500 mg/kg. Średnia zawartość metali w glebach środkowych i południowych regionów byłego ZSRR wynosi 4,5-10,0 mg/kg, południowej Syberii Zachodniej – 30,6 mg/kg, Syberii i Dalekiego Wschodu – 27,8 mg/kg. Maksymalne dopuszczalne stężenie miedzi w Rosji wynosi 55 mg/kg, maksymalne dopuszczalne stężenie dla gleb piaszczystych i piaszczysto-gliniastych wynosi 33 mg/kg, w Niemczech 100 mg/kg.

Nikiel (Ni). Masa atomowa 58,7. W osadach kontynentalnych występuje głównie w postaci siarczków i arseninów, występuje także w towarzystwie węglanów, fosforanów i krzemianów. Clarke pierwiastka w skorupie ziemskiej wynosi 58 mg/kg. Najwięcej metalu gromadzą skały ultrazasadowe (1400-2000 mg/kg) i zasadowe (200-1000 mg/kg), natomiast skały osadowe i kwaśne zawierają go w znacznie niższych stężeniach - 5-90 i 5-15 mg/kg, odpowiednio. Ich skład granulometryczny odgrywa ogromną rolę w akumulacji niklu w skałach glebotwórczych. Na przykładzie skał glebotwórczych zachodniej Syberii widać, że w skałach lżejszych jej zawartość jest najniższa, w skałach ciężkich najwyższa: w piaskach – 17, w glinach piaszczystych i iłach lekkich –22, iłach średnich – 36 , iły i gliny ciężkie -49.

Zawartość niklu w glebach zależy w dużej mierze od dostarczenia tego pierwiastka do skał glebotwórczych. Najwyższe stężenia niklu występują zwykle w glebach gliniastych i gliniastych, w glebach powstałych na skałach zasadowych i wulkanicznych oraz zasobnych w materię organiczną. O rozmieszczeniu Ni w profilu glebowym decyduje zawartość materii organicznej, tlenków amorficznych oraz ilość frakcji ilastej.

Poziom koncentracji niklu w wierzchniej warstwie gleby zależy również od stopnia zanieczyszczenia technogennego. Na obszarach o rozwiniętym przemyśle metalowym w glebach stwierdza się bardzo dużą kumulację niklu: w Kanadzie jego zawartość brutto sięga 206-26000 mg/kg, a w Wielkiej Brytanii zawartość form mobilnych sięga 506-600 mg/kg. W glebach Wielkiej Brytanii, Holandii, Niemiec, oczyszczonych osadami ściekowymi, nikiel gromadzi się w ilości do 84-101 mg/kg. W Rosji (wg badań 40-60% gleb na użytkach rolnych) 2,8% pokrywy glebowej jest zanieczyszczona tym pierwiastkiem. Udział gleb zanieczyszczonych Ni wśród innych HM (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As itp.) jest faktycznie największy i ustępuje jedynie gruntom zanieczyszczonym miedzią (3,8%). Według danych monitoringu gruntów Państwowej Stacji Służby Agrochemicznej „Buryacka” za lata 1993-1997. na terenie Republiki Buriacji przekroczenie maksymalnego dopuszczalnego stężenia niklu zarejestrowano na 1,4% gruntów badanych użytków rolnych, w tym gleby Zakamenskiego (20% gruntów - 46 tys. ha to skażone) i rejony Khorinsky (11% gruntów - 8 tysięcy hektarów jest skażony).

Chrom (Cr). Masa atomowa 52. W związkach naturalnych chrom ma wartościowość +3 i +6. Większość Cr3+ występuje w chromicie FeCr2O4 lub innych minerałach spinelowych, gdzie zastępuje Fe i Al, do których jest bardzo zbliżony pod względem właściwości geochemicznych i promienia jonowego.

Clarke'a chromu w skorupie ziemskiej - 83 mg/kg. Największe jego stężenia wśród skał magmowych charakteryzują się skałami ultramaficznym i zasadowymi (odpowiednio 1600-3400 i 170-200 mg/kg), najniższe dla skał średnich (15-50 mg/kg), a najniższe dla skał kwaśnych (4-50 mg/kg). 25 mg/kg).kg). Wśród skał osadowych największą zawartość pierwiastka stwierdzono w osadach ilastych i łupkach (60-120 mg/kg), minimalną w piaskowcach i wapieniach (5-40 mg/kg). Zawartość metali w skałach glebotwórczych różnych regionów jest bardzo zróżnicowana. W europejskiej części byłego ZSRR jego zawartość w najpowszechniejszych skałach glebotwórczych, takich jak less, węglan lessopodobny i iły okrywowe, wynosi średnio 75-95 mg/kg. Skały glebotwórcze zachodniej Syberii zawierają średnio 58 mg/kg Cr, a jego ilość jest ściśle związana ze składem granulometrycznym skał: skały piaszczyste i piaszczysto-gliniaste – 16 mg/kg, a skały średniogliniaste i ilaste – ok. 60 mg/kg.

W glebach większość chromu występuje w postaci Cr3+. W środowisku kwaśnym jon Cr3+ jest obojętny, przy pH 5,5 wytrąca się prawie całkowicie. Jon Cr6+ jest wyjątkowo niestabilny i łatwo ulega mobilizacji zarówno w glebach kwaśnych, jak i zasadowych. Adsorpcja chromu przez glinki zależy od pH ośrodka: wraz ze wzrostem pH adsorpcja Cr6+ maleje, a Cr3+ wzrasta. Materia organiczna gleby stymuluje redukcję Cr6+ do Cr3+.

Naturalna zawartość chromu w glebach zależy głównie od jego stężenia w skałach glebotwórczych, a jego rozmieszczenie w profilu glebowym zależy od cech uformowania gleby, w szczególności od składu granulometrycznego poziomów genetycznych. Średnia zawartość chromu w glebach wynosi 70 mg/kg. Największą zawartość tego pierwiastka charakteryzują gleby powstałe na skałach zasadowych i wulkanicznych bogatych w ten metal. Średnia zawartość Cr w glebach w USA wynosi 54 mg/kg, w Chinach – 150 mg/kg, na Ukrainie – 400 mg/kg. W Rosji jego wysokie stężenia w glebach w warunkach naturalnych wynikają ze wzbogacenia skał tworzących glebę. Czarnoziemy kurskie zawierają 83 mg/kg chromu, gleby bielicowo-bielicowe obwodu moskiewskiego - 100 mg/kg. W glebach Uralu, powstałych na serpentynitach, metal zawiera do 10 000 mg/kg, na Zachodniej Syberii – 86 – 115 mg/kg.

Udział źródeł antropogenicznych w zaopatrzeniu w chrom jest bardzo znaczący. Chrom metaliczny stosowany jest głównie do chromowania jako składnik stali stopowych. Do skażenia gleby Cr dochodzi w wyniku emisji z cementowni, składowisk żużli żelazowo-chromowych, rafinerii ropy naftowej, przedsiębiorstw hutnictwa żelaza i metali nieżelaznych, wykorzystania przemysłowych osadów ściekowych w rolnictwie, zwłaszcza garbarni, oraz nawozów mineralnych. Najwyższe stężenia chromu w glebach zanieczyszczonych technologicznie sięgają 400 mg/kg i więcej, co jest szczególnie charakterystyczne dla dużych miast. W Buriacji, według danych monitoringu gruntów, prowadzonego przez Państwową Stację Służby Agrochemicznej „Buryacka” za lata 1993-1997, 22 tys. hektarów jest skażonych chromem. Nadwyżki RPP o 1,6-1,8 razy odnotowano w obwodach Dzhidinsky (6,2 tys. Ha), Zakamensky (17,0 tys. Ha) i Tunkinsky (14,0 tys. Ha). Maksymalne dopuszczalne stężenie chromu w glebach w Rosji nie zostało jeszcze ustalone, ale w Niemczech dla gleb gruntów rolnych wynosi 200-500, dla działek przydomowych - 100 mg/kg.

Metale ciężkie są pierwiastkami aktywnymi biochemicznie, które wchodzą w skład cyklu substancji organicznych i wpływają przede wszystkim na organizmy żywe. Do metali ciężkich zaliczają się pierwiastki takie jak ołów, miedź, cynk, kadm, nikiel, kobalt i wiele innych.

Migracja metali ciężkich w glebach uzależniona jest przede wszystkim od warunków zasadowo-kwasowych i redoks, które decydują o różnorodności środowisk glebowo-geochemicznych. Ważną rolę w migracji metali ciężkich w profilu glebowym odgrywają bariery geochemiczne, w niektórych przypadkach wzmacniające, a w innych osłabiające (ze względu na zdolność zachowania) odporność gleb na zanieczyszczenia metalami ciężkimi. Każda bariera geochemiczna zatrzymuje pewną grupę pierwiastków chemicznych o podobnych właściwościach geochemicznych.

Specyfika głównych procesów glebotwórczych i rodzaj reżimu wodnego determinują charakter rozmieszczenia metali ciężkich w glebie: akumulację, konserwację lub usuwanie. Wyróżniono grupy gleb z akumulacją metali ciężkich w różnych częściach profilu glebowego: na powierzchni, w części górnej, w części środkowej, z dwoma maksimami. Ponadto zidentyfikowano gleby w strefie, które charakteryzują się koncentracją metali ciężkich w wyniku wewnątrzprofilowej konserwacji kriogenicznej. Szczególną grupę tworzą gleby, w których w warunkach ługowania i okresowego ługowania metale ciężkie są usuwane z profilu. Wewnątrzprofilowe rozmieszczenie metali ciężkich ma ogromne znaczenie dla oceny skażenia gleb i przewidywania intensywności akumulacji w nich substancji zanieczyszczających. Charakterystykę wewnątrzprofilowego rozmieszczenia metali ciężkich uzupełnia grupowanie gleb ze względu na intensywność ich udziału w cyklu biologicznym. W sumie istnieją trzy stopnie: wysoka, umiarkowana i słaba.

Szczególna jest sytuacja geochemiczna migracji metali ciężkich w glebach dolin rzecznych, gdzie wraz ze wzrostem zawartości wody znacznie wzrasta mobilność pierwiastków i związków chemicznych. Specyfika procesów geochemicznych wynika tu przede wszystkim z wyraźnej sezonowości zmian warunków redoks. Wynika to ze specyfiki reżimu hydrologicznego rzek: czasu trwania powodzi wiosennych, obecności lub braku powodzi jesiennych oraz charakteru okresu niskiego poziomu wody. Czas zalania teras zalewowych wodami powodziowymi determinuje przewagę warunków utleniających (krótkotrwałe zalanie równiny zalewowej) lub redoks (długotrwały reżim zalewowy).

Największym wpływom antropogenicznym o charakterze obszarowym podlegają gleby orne. Głównym źródłem zanieczyszczeń, z którymi aż do 50% całkowitej ilości metali ciężkich przedostaje się do gleb ornych, są nawozy fosforowe. W celu określenia stopnia potencjalnego zanieczyszczenia gleb ornych przeprowadzono analizę właściwości gleby i właściwości substancji zanieczyszczających: uwzględniono zawartość, skład próchnicy i skład granulometryczny gleb, a także warunki zasadowo-kwasowe. Dane dotyczące zawartości metali ciężkich w fosforytach ze złóż o różnej genezie pozwoliły obliczyć ich średnią zawartość, biorąc pod uwagę przybliżone dawki nawozów stosowanych na glebach ornych na różnych obszarach. Ocena właściwości gleby jest skorelowana z wartościami obciążenia agrogenicznego. Zbiorcza ocena zintegrowana stała się podstawą do określenia stopnia potencjalnego skażenia gleby metalami ciężkimi.

Do najniebezpieczniejszych gleb pod względem stopnia skażenia metalami ciężkimi należą gleby zasobne w próchnicę, gliniasto-gliniaste o odczynie zasadowym: gleby leśne ciemnoszare oraz gleby kasztanowe ciemne o dużej zdolności akumulacyjnej. Obwód moskiewski i briański charakteryzuje się także zwiększonym ryzykiem skażenia gleb metalami ciężkimi. Sytuacja na glebach bagienno-bielicowych nie sprzyja akumulacji metali ciężkich, jednakże na tych terenach ładunek technogenny jest duży i gleby nie mają czasu na „samooczyszczenie”.

Ocena ekologiczna i toksykologiczna gleb pod kątem zawartości metali ciężkich wykazała, że ​​1,7% użytków rolnych jest skażona substancjami I klasy zagrożenia (wysoce niebezpieczne), a 3,8% - II klasy zagrożenia (umiarkowanie niebezpieczne). Skażenie gleby metalami ciężkimi i arsenem powyżej ustalonych norm wykryto w Republice Buriacji, Republice Dagestanu, Republice, Republice Mordowii, Republice Tywy, na terytoriach Krasnojarska i Primorskiego, w Iwanowie, Irkucku, Regiony Kemerowo, Kostroma, Murmańsk, Nowogród, Orenburg, Sachalin, Czyta.

Lokalne zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi związane jest przede wszystkim z dużymi miastami i terenami miejskimi. Ocenę zagrożenia skażenia gleby kompleksami metali ciężkich przeprowadzono za pomocą wskaźnika całkowitego Zc.