Тяжелые металлы в почве и растениях. Обзор литературы

Не секрет, что каждому хочется иметь дачу в экологически чистом районе, где нет городской загазованности. Окружающая среда содержит в себе тяжелые металлы (мышьяк, свинец, медь, ртуть, кадмий, марганец и другие), которые исходят даже от выхлопных газов автомобилей. При этом надо понимать, что земля – это природный очиститель атмосферы и грунтовых вод, она накапливает в себе не только тяжелые металлы, но и вредные пестициды с углеводородами. Растения в свою очередь принимают все то, что дает им почва. Металл, оседая в почве, наносит вред не только самой почве, но и растениям, а как следствие и человеку.

Вблизи магистральной дороги много копоти, которая проникает в поверхностные слои почвы и оседает на листьях растений. На таком участке нельзя выращивать корнеплоды, фрукты, ягоды и другие плодородные культуры. Минимальное расстояние от дороги – 50 м.

Почва, наполненная тяжелыми металлами – плохая почва, тяжелые металлы токсичны. На ней вы никогда не увидите муравьев, жужелиц и дождевых червей, но будет большое скопление сосущих насекомых. Растения часто болеют грибковыми болезнями, сохнут и неустойчивы к вредителям.

Самыми опасными являются подвижные соединения тяжелых металлов, которые легко получаются в кислой почве. Доказано, что растения, выращенные на кислой или легкой песчаной почве, содержат в себе больше металлов, чем на нейтральной или известковой почве. Мало того, песчаная почва с кислой реакцией особенно опасна, она легко накапливает и так же легко промывается, попадая в грунтовые воды. Садовый участок, где львиная доля – это глина, тоже легко подвержен накоплению тяжелых металлов, при этом самоочищение происходит долго и медленно. Самой безопасной и устойчивой почвой является чернозем, обогащенный известью и гумусом.

Что делать, если в почве тяжелые металлы? Путей решения проблемы есть несколько.

1. Неудачный участок можно продать.

2. Известкование – хороший способ уменьшить концентрацию тяжелых металлов в почве. Есть разные . Самый простой: горсть земли бросьте в емкость с уксусом, если появится пена, то почва щелочная. Или копните немного землю, если в ней найдете белую прослойку, то кислотность присутствует. Вопрос насколько много. После известкования регулярно проверяйте на кислотность, возможно нужно будет повторить процедуру. Известкуют доломитовой мукой, доменным шлаком, торфяной золой, известняком.

Если тяжелых металлов в земле уже накоплено очень много, то будет полезно верхний слой грунта (20-30 см) снять и заменить черноземом.

3. Постоянная подкормка органическими удобрениями (навоз, компост). Чем больше гумуса в почве, тем меньше в ней тяжелых металлов, снижается токсичность. Бедная, неплодородная земля не способна защитить растения. Не перенасыщать минеральными удобрениями, особенно азотным. Минеральные удобрения быстро разлагают органику.

4. Поверхностное рыхление. После рыхления обязательно провести , торфом или компостом. При рыхлении полезно добавить вермикулит, который станет барьером между растениями и токсическими веществами в почве.

5. Промывка земли только при хорошем дренаже. Иначе с водой тяжелые металлы разнесутся по всему участку. Заливают чистой водой так, чтобы промылся слой грунта 30-50 см для овощных культур и до 120 см для плодовых кустарников и деревьев. Промывку проводят весной, когда после зимы влаги в почве достаточно.

6. Верхний слой почвы убрать, сделать хороший дренаж из керамзита или гальки, а сверху засыпать чернозем.

7. Растения выращивать в контейнерах или теплице, где землю легко можно заменить. Соблюдать , не выращивать растение на одном месте длительное время.

8. Если садовый участок у дороги, то в почве с большой вероятностью есть свинец, который выходит с выхлопными газами автомобилей. Проводите вытяжку свинца посадкой гороха между растениями, урожай не собирайте. Осенью горох выкопайте и сожгите вместе с плодами. Улучшат почву растения с мощной глубокой корневой системой, которые перенесут из глубокого слоя в верхний фосфор, калий и кальций.

9. Выращенные на тяжелой почве овощи и фрукты всегда подвергать термической обработке или как минимум мыть под проточной водой, убирая, таким образом, атмосферную пыль.

10. В загрязненных районах или участке при дороге ставят забор сплошной, сетка-рабица не станет барьером от дорожной пыли. За забором обязательно посадить и лиственные (). Как вариант отличной защитой станут многоярусные посадки, которые сыграют роль защитников от атмосферной пыли и копоти.

Наличие тяжелых металлов в почве – не приговор, главное это своевременно выявить и обезвредить.

CОДЕРЖАНИЕ

Введение

1. Почвенный покров и его использование

2. Эрозия почв (водная и ветреная) и методы борьбы с нею

3. Промышленное загрязнение почвы

3.1 Кислотные дожди

3.2 Тяжелые металлы

3.3 Свинцовая интоксикация

4. Гигиена почвы. Обезвреживание отходов

4.1 Роль почвы в обмене веществ

4.2 Экологическая взаимосвязь между почвой и водой и жид­кими отходами (сточными водами)

4.3 Пределы нагрузки почвы твердыми отходами (бытовой и уличный мусор, пром. отходы, сухой ил после осаждения сточных вод, радиоакт. вещества)

4.4 Роль почвы в распространении различных заболеваний

4.5 Вредное действие основных типов загрязнителей (твер­дых и жидких отходов), приводящих к деградации почвы

4.5.1 Обезвреживание жидких отходов в почве

4.5.2.1 Обезвреживание в почве твердых отходов

4.5.2.2 Сбор и вывоз мусора

4.5.3 Окончательное удаление и обезвреживание

4.6 Удаление радиоактивных отходов

Заключение

Список использованных источников

Введение.

Определенная часть почв, как в России, так и во всем мире с каждым годом выходит из сельскохозяйственного обращения в силу разных причин, подробно рассмотренных в УИР. Тысячи и более гектаров земли страдают от эрозии, кислотных дождей, неправильной обработки и токсичных отходов. Чтобы избежать этого, нужно ознакомиться с наиболее продуктивными и недорогими мелиоративными мероприятиями (Определение мелиорации см. в основной части работы), повышающими плодородие почвенного покрова, а прежде всего с самим негативным воздействием на почву, и как его избежать.

Эти исследования дают представление о вредном воздействии на почву и проводились по ряду книг, статей и научных журналов, посвященных проблемам почвы и защите окружающей среды.

Сама проблема загрязнения и деградации почв была актуальна всегда. Сейчас к сказанному можно еще добавить, что в наше время антропогенное влияние сильно сказывается на природе и только растет, а почва является для нас одним из главных источником пищи и одежды, не говоря уже о том, что мы по ней ходим и всегда будем находиться в тесном контакте с ней.

1. Почвенный покров и его использование.

Почвенный покров является важнейшим природным образова­нием. Его значение для жизни общества определяется тем, что почва является основным источником продовольствия, обеспечи­вающим 97-98% продовольственных ресурсов населения планеты. Вместе с тем, почвенный покров является местом деятельности че­ловека, на котором размещается промышленное и сельскохозяй­ственное производство.

Выделяя особую роль продовольствия в жизни общества, еще В. И. Ленин указывал: “Настоящие основы хозяйства - это про­довольственный фонд”.

Важнейшее свойство почвенного покрова - его плодородие, под которым понимается совокупность свойств почвы, обеспечиваю­щих урожай сельскохозяйственных культур. Естественное плодо­родие почвы регулируется запасом питательных веществ в почве и ее водным, воздушным и тепловым режимами. Велика роль поч­венного покрова в продуктивности наземных экологических систем, так как почва питает сухопутные растения водой и многими сое­динениями и является важнейшим компонентом фотосинтетической деятельности растений. Плодородие почвы зависит и от аккумули­рованной в ней величины солнечной энергии. Живые организмы, растения и животные, населяющие Землю, фиксируют солнечную энергию в форме фито- или зоомассы. Продуктивность наземных экологических систем зависит от теплового и водного баланса зем­ной поверхности, которым определяется многообразие форм обмена материей и веществом в пределах географической оболочки пла­неты.

Анализируя значение земли для общественного производства, К. Маркс выделял два понятия: земля-материя и земля-капи­тал. Под первым из них следует понимать землю, возникшую в про­цессе ее эволюционного развития помимо воли и сознания людей и являющуюся местом поселения человека и источником его пиши . С того момента, когда земля в процессе развития человеческого общества становится средством производства, она выступает в но­вом качестве-капитала, без которого немыслим процесс труда, “...потому что она дает рабочему... место, на котором он стоит..., а его процессу-сферу действия...”. Именно по этой причине зем­ля является универсальным фактором любой человеческой дея­тельности.

Роль и место земли неодинаковы в различных сферах мате­риального производства, прежде всего в промышленности и сель­ском хозяйстве. В обрабатывающей промышленности, в строитель­стве, на транспорте земля является местом, где совершаются про­цессы труда независимо от естественного плодородия почвы. В ином качестве выступает земля в сельском хозяйстве. Под воз­действием человеческого труда естественное плодородие из потен­циального превращается в экономическое. Специфика использова­ния земельных ресурсов в сельском хозяйстве приводит к тому, что они выступают в двух различных качествах, как предмет труда и как средство производства. К. Маркс отмечал: “Одним только новым вложением капиталов в участки земли... люди увеличивали землю-капитал без всякого увеличения материи земли, т. е. про­странства земли”.

Земля в сельском хозяйстве выступает в качестве производи­тельной силы благодаря своему естественному плодородию, кото­рое не остается постоянным. При рациональном использовании земли такое плодородие может быть повышено за счет улучшения ее водного, воздушного и теплового режима посредством проведе­ния мелиоративных мероприятии и увеличения содержания в почве питательных веществ. Напротив, при нерациональном использова­нии земельных ресурсов их плодородие падает, вследствие чего происходит снижение урожайности сельскохозяйственных культур. В некоторых местах возделывание культур становится вовсе невоз­можным, особенно на засоленных и эродированных почвах.

При низком уровне развития производительных сил общества расширение производства продуктов питания происходит за счет вовлечения в сельское хозяйство новых земель, что соответствует экстенсивному развитию сельского хозяйства. Этому способствуют два условия: наличие свободных земель и возможность ведения хозяйства на доступном среднем уровне затрат капитала на еди­ницу площади. Такое использование земельных ресурсов и веде­ние сельского хозяйства типичны для многих развивающихся стран современного мира.

В эпоху НТР произошло резкое разграничение системы ведения земледелия в промышленно развитых и развивающихся странах. Для первых характерна интенсификация земледелия с использо­ванием достижений НТР, при которой сельское хозяйство разви­вается не за счет увеличения площади обрабатываемой земли, а благодаря увеличению размеров капитала, вкладываемого в зем­лю. Известная ограниченность земельных ресурсов для большин­ства промышленно развитых капиталистических стран, увеличение спроса на продукты земледелия во всем мире в связи с высокими темпами роста населения, более высокая культура земледелия способствовали переводу сельского хозяйства этих стран еще в 50-е годы на путь интенсивного развития. Ускорение процесса интенсификации сельского хозяйства в промышленно развитых капита­листических странах связано не только с достижениями НТР, но главным образом с выгодностью вложения капитала в сельское хозяйство, что сконцентрировало сельскохозяйственное производ­ство в руках крупных землевладельцев и разорило мелких фер­меров.

Иными путями развивалось сельское хозяйство в развиваю­щихся странах. Среди острых естественно-ресурсных проблем этих стран можно выделить следующие: низкую культуру земледелия, вызвавшую деградацию почв (повышенную эрозию, засоление, снижение плодородия) и естественной растительности (например, тропических лесов), истощение водных ресурсов, опустынивание земель, особенно отчетливо проявившееся на африканском конти­ненте. Все эти факторы, связанные с социально-экономическими проблемами развивающихся стран, привели к хронической нехватке в этих странах продовольствия. Так, на начало 80-х годов по обес­печенности на одного человека зерном (222 кг) и мясом (14 кг) развивающиеся страны уступали промышленно развитым капита­листическим странам соответственно в несколько раз. Решение продовольственной проблемы в развивающихся странах немыслимо без крупных социально-экономических преобразований.

В нашей стране основу земельных отношений составляет об­щегосударственная (общенародная) собственность на землю, воз­никшая в результате национализации всей земли. Аграрные отношения стро­ятся на основе планов, по которым должно развиваться сельское хозяйство в будущем, при финансово-кредитной помощи государ­ства и поставок необходимого количества машин и удобрений. Оплата работников сельского хозяйства по количеству и качеству труда стимулирует постоянное повышение их жизненного уровня.

Использование земельного фонда как единого целого осущест­вляется на основах долговременных государственных планов. При­мером таких планов явилось освоение целинных и залежных зе­мель на востоке страны (середина 50-х годов), благодаря которому стало возможным за короткий срок ввести в состав пахотных зе­мель более 41 млн. га новых площадей. Еще пример - комплекс мероприятий, связанных с выполнением Продовольственной про­граммы, предусматривающей ускорение развития сельскохозяйст­венного производства на основе повышения культуры земледелия, широкого проведения мелиоративных мероприятий, а также осу­ществления широкой программы социально-экономического пере­устройства сельскохозяйственных районов.

Земельные ресурсы мира в целом позволяют обеспечить продук­тами питания большее количество людей, чем имеется в настоя­щее время и чем оно будет в ближайшем будущем. Вместе с тем, в связи с ростом населения, особенно в развивающихся странах, количество пашни на душу населения сокращается.

PAGE_BREAK--тяжелые металлы , характеризующий широкую группу загрязняющих веществ, получил в последнее время значительное распространение. В различных научных и прикладных работах авторы по-разному трактуют значение этого понятия. В связи с этим количество элементов, относимых к группе тяжелых металлов, изменяется в широких пределах. В качестве критериев принадлежности используются многочисленные характеристики: атомная масса, плотность, токсичность, распространенность в природной среде, степень вовлеченности в природные и техногенные циклы. В некоторых случаях под определение тяжелых металлов попадают элементы, относящиеся к хрупким (например, висмут) или металлоидам (например, мышьяк).

В работах, посвященных проблемам загрязнения окружающей природной среды и экологического мониторинга, на сегодняшний день к тяжелым металлам относят более 40 металлов периодической системы Д.И. Менделеева с атомной массой свыше 50 атомных единиц: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi и др. При этом немаловажную роль в категорировании тяжелых металлов играют следующие условия: их высокая токсичность для живых организмов в относительно низких концентрациях, а также способность к биоаккумуляции и биомагнификации. Практически все металлы, попадающие под это определение (за исключением свинца, ртути, кадмия и висмута, биологическая роль которых на настоящий момент не ясна), активно участвуют в биологических процессах, входят в состав многих ферментов. По классификации Н.Реймерса, тяжелыми следует считать металлы с плотностью более 8 г/см3. Таким образом, к тяжелым металлам относятся Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg .

Формально определению тяжелые металлы соответствует большое количество элементов. Однако, по мнению исследователей, занятых практической деятельностью, связанной с организацией наблюдений за состоянием и загрязнением окружающей среды, соединения этих элементов далеко не равнозначны как загрязняющие вещества. Поэтому во многих работах происходит сужение рамок группы тяжелых металлов, в соответствии с критериями приоритетности, обусловленными направлением и спецификой работ. Так, в ставших уже классическими работах Ю.А. Израэля в перечне химических веществ, подлежащих определению в природных средах на фоновых станциях в биосферных заповедниках, в разделе тяжелые металлы поименованы Pb, Hg, Cd, As. С другой стороны, согласно решению Целевой группы по выбросам тяжелых металлов, работающей под эгидой Европейской Экономической Комиссии ООН и занимающейся сбором и анализом информации о выбросах загрязняющих веществ в европейских странах, только Zn, As, Se и Sb были отнесены к тяжелым металлам . По определению Н. Реймерса отдельно от тяжелых металлов стоят благородные и редкие металлы, соответственно, остаются только Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg . В прикладных работах к числу тяжелых металлов чаще всего добавляют Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn .

Ионы металлов являются непременными компонентами природных водоемов. В зависимости от условий среды (pH, окислительно-восстановительный потенциал, наличие лигандов) они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей.

Истинно растворенные формы металлов, в свою очередь, весьма разнообразны, что связано с процессами гидролиза, гидролитической полимеризации (образованием полиядерных гидроксокомплексов) и комплексообразования с различными лигандами. Соответственно, как каталитические свойства металлов, так и доступность для водных микроорганизмов зависят от форм существования их в водной экосистеме.

Многие металлы образуют довольно прочные комплексы с органикой; эти комплексы являются одной из важнейших форм миграции элементов в природных водах. Большинство органических комплексов образуются по хелатному циклу и являются устойчивыми. Комплексы, образуемые почвенными кислотами с солями железа, алюминия, титана, урана, ванадия, меди, молибдена и других тяжелых металлов, относительно хорошо растворимы в условиях нейтральной, слабокислой и слабощелочной сред. Поэтому металлорганические комплексы способны мигрировать в природных водах на весьма значительные расстояния. Особенно важно это для маломинерализованных и в первую очередь поверхностных вод, в которых образование других комплексов невозможно.

Для понимания факторов, которые регулируют концентрацию металла в природных водах, их химическую реакционную способность, биологическую доступность и токсичность, необходимо знать не только валовое содержание, но и долю свободных и связанных форм металла.

Переход металлов в водной среде в металлокомплексную форму имеет три следствия:

1. Может происходить увеличение суммарной концентрации ионов металла за счет перехода его в раствор из донных отложений;

2. Мембранная проницаемость комплексных ионов может существенно отличаться от проницаемости гидратированных ионов;

3. Токсичность металла в результате комплексообразования может сильно измениться.

Так, хелатные формы Cu, Cd, Hg менее токсичны, нежели свободные ионы. Для понимания факторов, которые регулируют концентрацию металла в природных водах, их химическую реакционную способность, биологическую доступность и токсичность, необходимо знать не только валовое содержание, но и долю связанных и свободных форм .

Источниками загрязнения вод тяжелыми металлами служат сточные воды гальванических цехов, предприятий горнодобывающей, черной и цветной металлургии, машиностроительных заводов. Тяжелые металлы входят в состав удобрений и пестицидов и могут попадать в водоемы вместе со стоком с сельскохозяйственных угодий.

Повышение концентрации тяжелых металлов в природных водах часто связано с другими видами загрязнения, например, с закислением. Выпадение кислотных осадков способствует снижению значения рН и переходу металлов из сорбированного на минеральных и органических веществах состояния в свободное.

Прежде всего представляют интерес те металлы, которые в наибольшей степени загрязняют атмосферу ввиду использования их в значительных объемах в производственной деятельности и в результате накопления во внешней среде представляют серьезную опасность с точки зрения их биологической активности и токсических свойств. К ним относят свинец, ртуть, кадмий, цинк, висмут, кобальт, никель, медь, олово, сурьму, ванадий, марганец, хром, молибден и мышьяк.
Биогеохимические свойства тяжелых металлов

В - высокая, У - умеренная, Н - низкая

Ванадий.

Ванадий находится преимущественно в рассеянном состоянии и обнаруживается в железных рудах, нефти, асфальтах, битумах, горючих сланцах, углях и др. Одним из главных источников загрязнения природных вод ванадием являются нефть и продукты ее переработки.

В природных водах встречается в очень малой концентрации: в воде рек 0.2 - 4.5 мкг/дм3, в морской воде - в среднем 2 мкг/дм3

В воде образует устойчивые анионные комплексы (V4O12)4- и (V10O26)6-. В миграции ванадия существенна роль растворенных комплексных соединений его с органическими веществами, особенно с гумусовыми кислотами.

Повышенные концентрации ванадия вредны для здоровья человека. ПДКв ванадия составляет 0.1 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - санитарно-токсикологический), ПДКвр - 0.001 мг/дм3.

Естественными источниками поступления висмута в природные воды являются процессы выщелачивания висмутсодержащих минералов. Источником поступления в природные воды могут быть также сточные воды фармацевтических и парфюмерных производств, некоторых предприятий стекольной промышленности.

В незагрязненных поверхностных водах содержится в субмикрограммовых концентрациях. Наиболее высокая концентрация обнаружена в подземных водах и составляет 20 мкг/дм3, в морских водах - 0.02 мкг/дм3.ПДКв составляет 0.1 мг/дм3

Главными источниками соединений железа в поверхностных водах являются процессы химического выветривания горных пород, сопровождающиеся их механическим разрушением и растворением. В процессе взаимодействия с содержащимися в природных водах минеральными и органическими веществами образуется сложный комплекс соединений железа, находящихся в воде в растворенном, коллоидном и взвешенном состоянии. Значительные количества железа поступают с подземным стоком и со сточными водами предприятий металлургической, металлообрабатывающей, текстильной, лакокрасочной промышленности и с сельскохозяйственными стоками.

Фазовые равновесия зависят от химического состава вод, рН, Eh и в некоторой степени от температуры. В рутинном анализе во взвешенную форму выделяют частицы с размером более 0.45 мк. Она представляет собой преимущественно железосодержащие минералы, гидрат оксида железа и соединения железа, сорбированные на взвесях. Истинно растворенную и коллоидную форму обычно рассматривают совместно. Растворенное железо представлено соединениями, находящимися в ионной форме, в виде гидроксокомплекса и комплексов с растворенными неорганическими и органическими веществами природных вод. В ионной форме мигрирует главным образом Fe(II), а Fe(III) в отсутствие комплексообразующих веществ не может в значительных количествах находиться в растворенном состоянии.

Железо обнаруживается в основном в водах с низкими значениями Eh.

В результате химического и биохимического (при участии железобактерий) окисления Fe(II) переходит в Fe(III), который, гидролизуясь, выпадает в осадок в виде Fe(OH)3. Как для Fе(II), так и для Fe(III) характерна склонность к образованию гидроксокомплексов типа +, 4+, +, 3+, - и других, сосуществующих в растворе в разных концентрациях в зависимости от рН и в целом определяющих состояние системы железо-гидроксил. Основной формой нахождения Fe(III) в поверхностных водах являются комплексные соединения его с растворенными неорганическими и органическими соединениями, главным образом гумусовыми веществами. При рН = 8.0 основной формой является Fe(OH)3.Коллоидная форма железа наименее изучена, она представляет собой гидрат оксида железа Fe(OH)3 и комплексы с органическими веществами.

Содержание железа в поверхностных водах суши составляет десятые доли миллиграмма, вблизи болот - единицы миллиграммов. Повышенное содержание железа наблюдается в болотных водах, в которых оно находится в виде комплексов с солями гуминовых кислот - гуматами. Наибольшие концентрации железа (до нескольких десятков и сотен миллиграммов в 1 дм3) наблюдаются в подземных водах с низкими значениями рН.

Являясь биологически активным элементом, железо в определенной степени влияет на интенсивность развития фитопланктона и качественный состав микрофлоры в водоеме.

Концентрация железа подвержена заметным сезонным колебаниям. Обычно в водоемах с высокой биологической продуктивностью в период летней и зимней стагнации заметно увеличение концентрации железа в придонных слоях воды. Осенне-весеннее перемешивание водных масс (гомотермия) сопровождается окислением Fe(II) в Fе(III) и выпадением последнего в виде Fe(OH)3.

В природные воды поступает при выщелачивании почв, полиметаллических и медных руд, в результате разложения водных организмов, способных его накапливать. Соединения кадмия выносятся в поверхностные воды со сточными водами свинцово-цинковых заводов, рудообогатительных фабрик, ряда химических предприятий (производство серной кислоты), гальванического производства, а также с шахтными водами. Понижение концентрации растворенных соединений кадмия происходит за счет процессов сорбции, выпадения в осадок гидроксида и карбоната кадмия и потребления их водными организмами.

Растворенные формы кадмия в природных водах представляют собой главным образом минеральные и органо-минеральные комплексы. Основной взвешенной формой кадмия являются его сорбированные соединения. Значительная часть кадмия может мигрировать в составе клеток гидробионтов.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах кадмий содержится в субмикрограммовых концентрациях, в загрязненных и сточных водах концентрация кадмия может достигать десятков микрограммов в 1 дм3.

Соединения кадмия играют важную роль в процессе жизнедеятельности животных и человека. В повышенных концентрациях токсичен, особенно в сочетании с другими токсичными веществами.

ПДКв составляет 0.001 мг/дм3, ПДКвр - 0.0005 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - токсикологический).

В природные воды соединения кобальта попадают в результате процессов выщелачивания их из медноколчедановых и других руд, из почв при разложении организмов и растений, а также со сточными водами металлургических, металлообрабатывающих и химических заводов. Некоторые количества кобальта поступают из почв в результате разложения растительных и животных организмов.

Соединения кобальта в природных водах находятся в растворенном и взвешенном состоянии, количественное соотношение между которыми определяется химическим составом воды, температурой и значениями рН. Растворенные формы представлены в основном комплексными соединениями, в т.ч. с органическими веществами природных вод. Соединения двухвалентного кобальта наиболее характерны для поверхностных вод. В присутствии окислителей возможно существование в заметных концентрациях трехвалентного кобальта.

Кобальт относится к числу биологически активных элементов и всегда содержится в организме животных и в растениях. С недостаточным содержанием его в почвах связано недостаточное содержание кобальта в растениях, что способствует развитию малокровия у животных (таежно-лесная нечерноземная зона). Входя в состав витамина В12, кобальт весьма активно влияет на поступление азотистых веществ, увеличение содержания хлорофилла и аскорбиновой кислоты, активизирует биосинтез и повышает содержание белкового азота в растениях. Вместе с тем повышенные концентрации соединений кобальта являются токсичными.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах его содержание колеблется от десятых до тысячных долей миллиграмма в 1 дм3, среднее содержание в морской воде 0.5 мкг/дм3. ПДКв составляет 0.1 мг/дм3, ПДКвр 0.01 мг/дм3.

Марганец

В поверхностные воды марганец поступает в результате выщелачивания железомарганцевых руд и других минералов, содержащих марганец (пиролюзит, псиломелан, браунит, манганит, черная охра). Значительные количества марганца поступают в процессе разложения водных животных и растительных организмов, особенно сине-зеленых, диатомовых водорослей и высших водных растений. Соединения марганца выносятся в водоемы со сточными водами марганцевых обогатительных фабрик, металлургических заводов, предприятий химической промышленности и с шахтными водами.

Понижение концентрации ионов марганца в природных водах происходит в результате окисления Mn(II) до MnO2 и других высоковалентных оксидов, выпадающих в осадок. Основные параметры, определяющие реакцию окисления, - концентрация растворенного кислорода, величина рН и температура. Концентрация растворенных соединений марганца понижается вследствие утилизации их водорослями.

Главная форма миграции соединений марганца в поверхностных водах - взвеси, состав которых определяется в свою очередь составом пород, дренируемых водами, а также коллоидные гидроксиды тяжелых металлов и сорбированные соединения марганца. Существенное значение в миграции марганца в растворенной и коллоидной формах имеют органические вещества и процессы комплексообразования марганца с неорганическими и органическими лигандами. Mn(II) образует растворимые комплексы с бикарбонатами и сульфатами. Комплексы марганца с ионом хлора встречаются редко. Комплексные соединения Mn(II) с органическими веществами обычно менее прочны, чем с другими переходными металлами. К ним относятся соединения с аминами, органическими кислотами, аминокислотами и гумусовыми веществами. Mn(III) в повышенных концентрациях может находиться в растворенном состоянии только в присутствии сильных комплексообразователей, Mn(YII) в природных водах не встречается.

В речных водах содержание марганца колеблется обычно от 1 до 160 мкг/дм3, среднее содержание в морских водах составляет 2 мкг/дм3, в подземных - n.102 - n.103 мкг/дм3.

Концентрация марганца в поверхностных водах подвержена сезонным колебаниям.

Факторами, определяющими изменения концентраций марганца, являются соотношение между поверхностным и подземным стоком, интенсивность потребления его при фотосинтезе, разложение фитопланктона, микроорганизмов и высшей водной растительности, а также процессы осаждения его на дно водных объектов.

Роль марганца в жизни высших растений и водорослей водоемов весьма велика. Марганец способствует утилизации CO2 растениями, чем повышает интенсивность фотосинтеза, участвует в процессах восстановления нитратов и ассимиляции азота растениями. Марганец способствует переходу активного Fe(II) в Fe(III), что предохраняет клетку от отравления, ускоряет рост организмов и т.д. Важная экологическая и физиологическая роль марганца вызывает необходимость изучения и распределения марганца в природных водах.

Для водоемов санитарно-бытового использования установлена ПДКв (по иону марганца), равная 0.1 мг/дм3.

Ниже представлены карты распределения средних концентраций металлов: марганца, меди, никеля и свинца, построенные по данным наблюдений за 1989 - 1993 гг. в 123 городах. Использование более поздних данных предполагается нецелесообразным, поскольку в связи с сокращением производства значительно снизились концентрации взвешенных веществ и соответственно, металлов.

Влияние на здоровье. Многие металлы являются составляющей пыли и оказывают существенное влияние на здоровье.

Марганец поступает в атмосферу от выбросов предприятий черной металлургии (60% всех выбросов марганца), машиностроения и металлообработки (23%), цветной металлургии (9%), многочисленных мелких источников, например, от сварочных работ.

Высокие концентрации марганца приводят к появлению нейротоксических эффектов, прогрессирующего поражения центральной нервной системы, пневмонии.
Самые высокие концентрации марганца (0,57 - 0,66 мкг/м3) наблюдаются в крупных центрах металлургии: в Липецке и Череповце, а также в Магадане. Больше всего городов с высокими концентрациями Mn (0,23 - 0,69 мкг/м3) сосредоточено на Кольском полуострове: Заполярный, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск (см. карту).

За 1991 - 1994 гг. выбросы марганца от промышленных источников снизились на 62%, средние концентрации – на 48%.

Медь - один из важнейших микроэлементов. Физиологическая активность меди связана главным образом с включением ее в состав активных центров окислительно-восстановительных ферментов. Недостаточное содержание меди в почвах отрицательно влияет на синтез белков, жиров и витаминов и способствует бесплодию растительных организмов. Медь участвует в процессе фотосинтеза и влияет на усвоение азота растениями. Вместе с тем, избыточные концентрации меди оказывают неблагоприятное воздействие на растительные и животные организмы.

В природных водах наиболее часто встречаются соединения Cu(II). Из соединений Cu(I) наиболее распространены трудно растворимые в воде Cu2O, Cu2S, CuCl. При наличии в водной среде лигандов наряду с равновесием диссоциации гидроксида необходимо учитывать образование различных комплексных форм, находящихся в равновесии с акваионами металла.

Основным источником поступления меди в природные воды являются сточные воды предприятий химической, металлургической промышленности, шахтные воды, альдегидные реагенты, используемые для уничтожения водорослей. Медь может появляться в результате коррозии медных трубопроводов и других сооружений, используемых в системах водоснабжения. В подземных водах содержание меди обусловлено взаимодействием воды с горными породами, содержащими ее (халькопирит, халькозин, ковеллин, борнит, малахит, азурит, хризаколла, бротантин).

Предельно допустимая концентрация меди в воде водоемов санитарно-бытового водопользования составляет 0.1 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - общесанитарный), в воде рыбохозяйственных водоемов - 0.001 мг/дм3.

Город

Норильск

Мончегорск

Красноуральск

Кольчугино

Заполярный

Выбросы М (тыс.т/год) оксида меди и среднегодовые концентрации q (мкг/м3) меди.

Медь поступает в воздух с выбросами металлургических производств. В выбросах твердых веществ она содержится в основном в виде соединений, преимущественно оксида меди.

На долю предприятий цветной металлургии приходится 98,7 % всех антропогенных выбросов этого металла, из них 71% осуществляется предприятиями концерна “Норильский никель”, расположенными в Заполярном и Никеле, Мончегорске и Норильске, а еще примерно 25% выбросов меди осуществляются в Ревде, Красноуральске, Кольчугино и в других.

Высокие концентрации меди приводят к интоксикации, анемии и заболеванию гепатитом.

Как видно из карты, самые высокие концентрации меди отмечены в городах Липецк и Рудная Пристань. Повышены также концентрации меди в городах Кольского полуострова, в Заполярном, Мончегорске, Никеле, Оленегорске, а также в Норильске.

Выбросы меди от промышленных источников снизились на 34%, средние концентрации – на 42%.

Молибден

Соединения молибдена попадают в поверхностные воды в результате выщелачивания их из экзогенных минералов, содержащих молибден. Молибден попадает в водоемы также со сточными водами обогатительных фабрик, предприятий цветной металлургии. Понижение концентраций соединений молибдена происходит в результате выпадения в осадок труднорастворимых соединений, процессов адсорбции минеральными взвесями и потребления растительными водными организмами.

Молибден в поверхностных водах находится в основном в форме МоО42- . Весьма вероятно существование его в виде органоминеральных комплексов. Возможность некоторого накопления в коллоидном состоянии вытекает из того факта, что продукты окисления молибденита представляют рыхлые тонкодисперсные вещества.

В речных водах молибден обнаружен в концентрациях от 2.1 до 10.6 мкг/дм3. В морской воде содержится в среднем 10 мкг/дм3 молибдена.

В малых количествах молибден необходим для нормального развития растительных и животных организмов. Молибден входит в состав фермента ксантиноксидазы. При дефиците молибдена фермент образуется в недостаточном количестве, что вызывает отрицательные реакции организма. В повышенных концентрациях молибден вреден. При избытке молибдена нарушается обмен веществ.

Предельно допустимая концентрация молибдена в водоемах санитарно-бытового использования составляет 0.25 мг/дм3.

В природные воды мышьяк поступает из минеральных источников, районов мышьяковистого оруднения (мышьяковый колчедан, реальгар, аурипигмент), а также из зон окисления пород полиметаллического, медно-кобальтового и вольфрамового типов. Некоторое количество мышьяка поступает из почв, а также в результате разложения растительных и животных организмов. Потребление мышьяка водными организмами является одной из причин понижения концентрации его в воде, наиболее отчетливо проявляющегося в период интенсивного развития планктона.

Значительные количества мышьяка поступают в водные объекты со сточными водами обогатительных фабрик, отходами производства красителей, кожевенных заводов и предприятий, производящих пестициды, а также с сельскохозяйственных угодий, на которых применяются пестициды.

В природных водах соединения мышьяка находятся в растворенном и взвешенном состоянии, соотношение между которыми определяется химическим составом воды и значениями рН. В растворенной форме мышьяк встречается в трех- и пятивалентной форме, главным образом в виде анионов.

В речных незагрязненных водах мышьяк находится обычно в микрограммовых концентрациях. В минеральных водах его концентрация может достигать нескольких миллиграммов в 1 дм3, в морских водах в среднем содержится 3 мкг/дм3, в подземных - встречается в концентрациях n.105 мкг/дм3. Соединения мышьяка в повышенных концентрациях являются токсичными для организма животных и человека: они тормозят окислительные процессы, угнетают снабжение кислородом органов и тканей.

ПДКв мышьяка составляет 0.05 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - санитарно-токсикологический) и ПДКвр - 0.05 мг/дм3.

Присутствие никеля в природных водах обусловлено составом пород, через которые проходит вода: он обнаруживается в местах месторождений сульфидных медно-никелевых руд и железо-никелевых руд. В воду попадает из почв и из растительных и животных организмов при их распаде. Повышенное по сравнению с другими типами водорослей содержание никеля обнаружено в сине-зеленых водорослях. Соединения никеля в водные объекты поступают также со сточными водами цехов никелирования, заводов синтетического каучука, никелевых обогатительных фабрик. Огромные выбросы никеля сопровождают сжигание ископаемого топлива.

Концентрация его может понижаться в результате выпадения в осадок таких соединений, как цианиды, сульфиды, карбонаты или гидроксиды (при повышении значений рН), за счет потребления его водными организмами и процессов адсорбции.

В поверхностных водах соединения никеля находятся в растворенном, взвешенном и коллоидном состоянии, количественное соотношение между которыми зависит от состава воды, температуры и значений рН. Сорбентами соединений никеля могут быть гидроксид железа, органические вещества, высокодисперсный карбонат кальция, глины. Растворенные формы представляют собой главным образом комплексные ионы, наиболее часто с аминокислотами, гуминовыми и фульвокислотами, а также в виде прочного цианидного комплекса. Наиболее распространены в природных водах соединения никеля, в которых он находится в степени окисления +2. Соединения Ni3+ образуются обычно в щелочной среде.

Соединения никеля играют важную роль в кроветворных процессах, являясь катализаторами. Повышенное его содержание оказывает специфическое действие на сердечно-сосудистую систему. Никель принадлежит к числу канцерогенных элементов. Он способен вызывать респираторные заболевания. Считается, что свободные ионы никеля (Ni2+) примерно в 2 раза более токсичны, чем его комплексные соединения.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах концентрация никеля колеблется обычно от 0.8 до 10 мкг/дм3; в загрязненных она составляет несколько десятков микрограммов в 1 дм3. Средняя концентрация никеля в морской воде 2 мкг/дм3, в подземных водах - n.103 мкг/дм3. В подземных водах, омывающих никельсодержащие горные породы, концентрация никеля иногда возрастает до 20 мг/дм3.

Никель поступает в атмосферу от предприятий цветной металлургии, на долю которых приходится 97% всех выбросов никеля, из них 89% на долю предприятий концерна “Норильский никель”, расположенных в Заполярном и Никеле, Мончегорске и Норильске.

Повышенное содержание никеля в окружающей среде приводит к появлению эндемических заболеваний, бронхиального рака. Соединения никеля относят к 1 группе канцерогенов.
На карте видно несколько точек с высокими средними концентрациями никеля в местах расположения концерна Норильский никель: Апатиты, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск.

Выбросы никеля от промышленных предприятий снизились на 28%, средние концентрации – на 35%.

Выбросы М (тыс.т/год) и среднегодовые концентрации q (мкг/м3) никеля.

В природные воды поступает в результате процессов выщелачивания оловосодержащих минералов (касситерит, станнин), а также со сточными водами различных производств (крашение тканей, синтез органических красок, производство сплавов с добавкой олова и др.).

Токсическое действие олова невелико.

В незагрязненных поверхностных водах олово содержится в субмикрограммовых концентрациях. В подземных водах его концентрация достигает единиц микрограммов в 1 дм3.ПДКв составляет 2 мг/дм3.

В поверхностные воды соединения ртути могут поступать в результате выщелачивания пород в районе ртутных месторождений (киноварь, метациннабарит, ливингстонит), в процессе разложения водных организмов, накапливающих ртуть. Значительные количества поступают в водные объекты со сточными водами предприятий, производящих красители, пестициды, фармацевтические препараты, некоторые взрывчатые вещества. Тепловые электростанции, работающие на угле, выбрасывают в атмосферу значительные количества соединений ртути, которые в результате мокрых и сухих выпадений попадают в водные объекты.

Понижение концентрации растворенных соединений ртути происходит в результате извлечения их многими морскими и пресноводными организмами, обладающими способностью накапливать ее в концентрациях, во много раз превышающих содержание ее в воде, а также процессов адсорбции взвешенными веществами и донными отложениями.

В поверхностных водах соединения ртути находятся в растворенном и взвешенном состоянии. Соотношение между ними зависит от химического состава воды и значений рН. Взвешенная ртуть представляет собой сорбированые соединения ртути. Растворенными формами являются недиссоциированные молекулы, комплексные органические и минеральные соединения. В воде водных объектов ртуть может находиться в виде метилртутных соединений.

Соединения ртути высоко токсичны, они поражают нервную систему человека, вызывают изменения со стороны слизистой оболочки, нарушение двигательной функции и секреции желудочно-кишечного тракта, изменения в крови и др. Бактериальные процессы метилирования направлены на образование метилртутных соединений, которые во много раз токсичнее минеральных солей ртути. Метилртутные соединения накапливаются в рыбе и могут попадать в организм человека.

ПДКв ртути составляет 0.0005 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - санитарно-токсикологический), ПДКвр 0.0001 мг/дм3.

Естественными источниками поступления свинца в поверхностные воды являются процессы растворения эндогенных (галенит) и экзогенных (англезит, церуссит и др.) минералов. Значительное повышение содержания свинца в окружающей среде (в т.ч. и в поверхностных водах) связано со сжиганием углей, применением тетраэтилсвинца в качестве антидетонатора в моторном топливе, с выносом в водные объекты со сточными водами рудообогатительных фабрик, некоторых металлургических заводов, химических производств, шахт и т.д. Существенными факторами понижения концентрации свинца в воде является адсорбция его взвешенными веществами и осаждение с ними в донные отложения. В числе других металлов свинец извлекается и накапливается гидробионтами.

Свинец находится в природных водах в растворенном и взвешенном (сорбированном) состоянии. В растворенной форме встречается в виде минеральных и органоминеральных комплексов, а также простых ионов, в нерастворимой - главным образом в виде сульфидов, сульфатов и карбонатов.

В речных водах концентрация свинца колеблется от десятых долей до единиц микрограммов в 1 дм3. Даже в воде водных объектов, прилегающих к районам полиметаллических руд, концентрация его редко достигает десятков миллиграммов в 1 дм3. Лишь в хлоридных термальных водах концентрация свинца иногда достигает нескольких миллиграммов в 1 дм3.

Лимитирующий показатель вредности свинца - санитарно-токсилогический. ПДКв свинца составляет 0.03 мг/дм3, ПДКвр - 0.1 мг/дм3.

Свинец содержится в выбросах предприятиями металлургии, металлообработки, электротехники, нефтехимии и автотранспорта.

Влияние свинца на здоровье происходит при вдыхании воздуха, содержащего свинец, и поступлении свинца с пищей, водой, на пылевых частицах. Свинец накапливается в теле, в костях и поверхностных тканях. Свинец влияет на почки, печень, нервную систему и органы кровообразования. Пожилые и дети особенно чувствительны даже к низким дозам свинца.

Выбросы М (тыс.т/год) и среднегодовые концентрации q (мкг/м3) свинца.

За семь лет выбросы свинца от промышленных источников снизились на 60% вследствие сокращения производства и закрытия многих предприятий. Резкое снижение промышленных выбросов не сопровождается снижением выбросов автотранспорта. Средние концентрации свинца снизились только на 41%. Различие в степени снижения выбросов и концентраций свинца можно объяснить неполным учетом выбросов от автомобилей в предыдущие годы; в настоящее время увеличилось количество автомобилей и интенсивность их движения.

Тетраэтилсвинец

Поступает в природные воды в связи с использованием в качестве антидетонатора в моторном топливе водных транспортных средств, а также с поверхностным стоком с городских территорий.

Данное вещество характеризуется высокой токсичностью, обладает кумулятивными свойствами.

Источниками поступления серебра в поверхностные воды служат подземные воды и сточные воды рудников, обогатительных фабрик, фотопредприятий. Повышенное содержание серебра бывает связано с применением бактерицидных и альгицидных препаратов.

В сточных водах серебро может присутствовать в растворенном и взвешенном виде, большей частью в форме галоидных солей.

В незагрязненных поверхностных водах серебро находится в субмикрограммовых концентрациях. В подземных водах концентрация серебра колеблется от единиц до десятков микрограммов в 1 дм3, в морской воде - в среднем 0.3 мкг/дм3.

Ионы серебра способны уничтожать бактерии и уже в незначительной концентрации стерилизуют воду (нижний предел бактерицидного действия ионов серебра 2.10-11 моль/дм3). Роль серебра в организме животных и человека изучена недостаточно.

ПДКв серебра составляет 0.05 мг/дм3.

Сурьма поступает в поверхностные воды за счет выщелачивания минералов сурьмы (стибнит, сенармонтит, валентинит, сервантит, стибиоканит) и со сточными водами резиновых, стекольных, красильных, спичечных предприятий.

В природных водах соединения сурьмы находятся в растворенном и взвешенном состоянии. В окислительно-восстановительных условиях, характерных для поверхностных вод, возможно существование как трехвалентной, так и пятивалентной сурьмы.

В незагрязненных поверхностных водах сурьма находится в субмикрограммовых концентрациях, в морской воде ее концентрация достигает 0.5 мкг/дм3, в подземных водах - 10 мкг/дм3. ПДКв сурьмы составляет 0.05 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - санитарно-токсикологический), ПДКвр - 0.01 мг/дм3.

В поверхностные воды соединения трех- и шестивалентного хрома попадают в результате выщелачивания из пород (хромит, крокоит, уваровит и др.). Некоторые количества поступают в процессе разложения организмов и растений, из почв. Значительные количества могут поступать в водоемы со сточными водами гальванических цехов, красильных цехов текстильных предприятий, кожевенных заводов и предприятий химической промышленности. Понижение концентрации ионов хрома может наблюдаться в результате потребления их водными организмами и процессов адсорбции.

В поверхностных водах соединения хрома находятся в растворенном и взвешенном состояниях, соотношение между которыми зависит от состава вод, температуры, рН раствора. Взвешенные соединения хрома представляют собой в основном сорбированные соединения хрома. Сорбентами могут быть глины, гидроксид железа, высокодисперсный оседающий карбонат кальция, остатки растительных и животных организмов. В растворенной форме хром может находитьсяв виде хроматов и бихроматов. При аэробных условиях Cr(VI) переходит в Cr(III), соли которого в нейтральной и щелочной средах гидролизуются с выделением гидроксида.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах содержание хрома колеблется от нескольких десятых долей микрограмма в литре до нескольких микрограммов в литре, в загрязненных водоемах оно достигает нескольких десятков и сотен микрограммов в литре. Средняя концентрация в морских водах - 0.05 мкг/дм3, в подземных водах - обычно в пределах n.10 - n.102 мкг/дм3.

Соединения Cr(VI) и Cr(III) в повышенных количествах обладают канцерогенными свойствами. Соединения Cr(VI) являются более опасными.

Попадает в природные воды в результате протекающих в природе процессов разрушения и растворения горных пород и минералов (сфалерит, цинкит, госларит, смитсонит, каламин), а также со сточными водами рудообогатительных фабрик и гальванических цехов, производств пергаментной бумаги, минеральных красок, вискозного волокна и др.

В воде существует главным образом в ионной форме или в форме его минеральных и органических комплексов. Иногда встречается в нерастворимых формах: в виде гидроксида, карбоната, сульфида и др.

В речных водах концентрация цинка обычно колеблется от 3 до 120 мкг/дм3, в морских - от 1.5 до 10 мкг/дм3. Содержание в рудных и особенно в шахтных водах с низкими значениями рН может быть значительным.

Цинк относится к числу активных микроэлементов, влияющих на рост и нормальное развитие организмов. В то же время многие соединения цинка токсичны, прежде всего его сульфат и хлорид.

ПДКв Zn2+ составляет 1 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - органолептический), ПДКвр Zn2+ - 0.01 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - токсикологический).

Тяжёлые металлы уже сейчас занимают второе место по степени опасности, уступая пестицидам и значительно опережая такие широко известные загрязнители, как двуокись углерода и серы, в прогнозе же они должны стать самыми опасными, более опасными, чем отходы АЭС и твердые отходы. Загрязнение тяжёлыми металлами связано с их широким использованием в промышленном производстве вкупе со слабыми системами очистки, в результате чего тяжёлые металлы попадают в окружающую среду, в том числе и почву, загрязняя и отравляя её.

Тяжёлые металлы относятся к приоритетным загрязняющим веществам, наблюдения за которыми обязательны во всех средах. В различных научных и прикладных работах авторы по-разному трактуют значение понятия «тяжёлые металлы». В некоторых случаях под определение тяжелых металлов попадают элементы, относящиеся к хрупким (например, висмут) или металлоидам (например, мышьяк).

Почва являются основной средой, в которую попадают тяжёлые металлы, в том числе из атмосферы и водной среды. Она же служит источником вторичного загрязнения приземного воздуха и вод, попадающих из неё в Мировой океан. Из почвы тяжёлые металлы усваиваются растениями, которые затем попадают в пищу более высокоорганизованным животным.
продолжение
--PAGE_BREAK--3.3. Свинцовая интоксикация
В настоящее время свинец занимает первое место среди причин промышленных отравлений. Это вызвано широким применением его в различных отраслях промышленности. Воздействию свинца подвергаются рабочие, добывающие свинцовую руду, на свинцово-плавильных заводах, в производстве аккумуляторов, при пайке, в типографиях, при изготовлении хрустального стекла или керамических изделий, этилированного бензина, свинцовых красок и др. Загрязнение свинцом атмосферного воздуха, почвы и воды в окрестности таких производств, а также вблизи крупных автомобильных дорог создает угрозу поражения свинцом населения, проживающего в этих районах, и, прежде всего детей, которые более чувствительны к воздействию тяжелых металлов.
С сожалением надо отметить, что в России отсутствует государственная политика по правовому, нормативному и экономическому регулированию влияния свинца на состояние окружающей среды и здоровье населения, по снижению выбросов (сбросов, отходов) свинца и его соединений в окружающую среду, полному прекращению производства свинецсодержащих бензинов.

Вследствие чрезвычайно неудовлетворительной просветительной работы по разъяснению населению степени опасности воздействия тяжелых металлов на организм человека, в России не снижается, а постепенно увеличивается численность контингентов, имеющих профессиональный контакт со свинцом. Случаи свинцовой хронической интоксикации зафиксированы в 14 отраслях промышленности России. Ведущими являются электротехническая промышленность (производство аккумуляторов), приборостроение, полиграфия и цветная металлургия, в них интоксикация обусловлена превышением в 20 и более раз предельно допустимой концентрации (ПДК) свинца в воздухе рабочей зоны.

Значительным источником свинца являются автомобильные выхлопные газы, так как половина России все еще использует этилированный бензин. Однако металлургические заводы, в частности медеплавильные, остаются главным источником загрязнений окружающей среды. И здесь есть свои лидеры. На территории Свердловской области находятся 3 самых крупных источника выбросов свинца в стране: в городах Красноуральск, Кировоград и Ревда.

Дымовые трубы Красноуральского медеплавильного завода, построенного еще в годы сталинской индустриализации и использующего оборудование 1932 года, ежегодно извергают на 34-тысячный город 150 -170 тонн свинца, покрывая все свинцовой пылью.

Концентрация свинца в почве Красноуральска варьируется от 42,9 до 790,8 мг/кг при предельно допустимой концентрации ПДК=130 мк/кг. Пробы воды в водопроводе соседнего пос. Октябрьский, питаемого подземным водоисточником, фиксировали превышение ПДК до двух раз.

Загрязнение окружающей среды свинцом оказывает влияние на состояние здоровья людей. Воздействие свинца нарушает женскую и мужскую репродуктивную систему. Для женщин беременных и детородного возраста повышенные уровни свинца в крови представляют особую опасность, так как под действием свинца нарушается менструальная функция, чаще бывают преждевременные роды, выкидыши и смерть плода вследствие проникновения свинца через плацентарный барьер. У новорожденных детей высока смертность.

Отравление свинцом чрезвычайно опасно для маленьких детей - он действует на развитие мозга и нервной системы. Проведенное тестирование 165 красноуральских детей от 4 лет выявило существенную задержку психического развития у 75,7%, а у 6,8% обследованных детей обнаружена умственная отсталость, включая олигофрению.

Дети дошкольного возраста наиболее восприимчивы к вредному воздействию свинца, поскольку их нервная система находится в стадии формирования. Даже при низких дозах свинцовое отравление вызывает снижение интеллектуального развития, внимания и умения сосредоточиться, отставание в чтении, ведет к развитию агрессивности, гиперактивности и другим проблемам в поведении ребенка. Эти отклонения в развитии могут носить длительный характер и быть необратимыми. Низкий вес при рождении, отставание в росте и потеря слуха также являются результатом свинцового отравления. Высокие дозы интоксикации ведут к умственной отсталости, вызывают кому, конвульсии и смерть.

Белая книга, опубликованная российскими специалистами, сообщает, что свинцовое загрязнение покрывает всю страну и является одним из многочисленных экологических бедствий в бывшем Советском Союзе, которые стали известны в последние годы. Большая часть территории России испытывает нагрузку от выпадения свинца, превышающую критическую для нормального функционирования экосистемы. В десятках городов отмечается превышение концентраций свинца в воздухе и почве выше величин, соответствующих ПДК.

Наибольший уровень загрязнения воздуха свинцом, превышающий ПДК, отмечался в городах Комсомольск-на-Амуре, Тобольск, Тюмень, Карабаш, Владимир, Владивосток.

Максимальные нагрузки выпадения свинца, ведущие к деградации наземных экосистем, наблюдаются в Московской, Владимирской, Нижегородской, Рязанской, Тульской, Ростовскойи Ленинградской областях.

Стационарные источники ответственны за сброс более 50 тонн свинца в виде различных соединений в водные объекты. При этом 7 аккумуляторных заводов сбрасывают ежегодно 35 тонн свинца через канализационную систему. Анализ распределения сбросов свинца в водные объекты на территории России показывает, что по этому виду нагрузки лидируют Ленинградская, Ярославская, Пермская, Самарская, Пензенская и Орловская области.

В стране необходимы срочные меры по снижению свинцового загрязнения, однако пока экономический кризис России затмевает экологические проблемы. В затянувшейся промышленной депрессии Россия испытывает недостаток средств для ликвидации прежних загрязнений, но если экономика начнет восстанавливаться, а заводы вернутся к работе, загрязнение может только усилиться.
10 наиболее загрязненных городов бывшего СССР

(Металлы приведены в порядке убывания уровня приоритетности для данного города)

4. Гигиена почвы. Обезвреживание отходов.
Почва в городах и прочих населенных пунктах и их окрест­ностях уже давно отличается от природной, биологически цен­ной почвы, играющей важную роль в поддержании экологиче­ского равновесия. Почва в городах подвержена тем же вредным воздействиям, что и городской воздух и гидросфера, поэтому по­всеместно происходит значительная ее деградация. Гигиене поч­вы не уделяется достаточного внимания, хотя ее значение как одного из основных компонентов биосферы (воздух, вода, поч­ва) и биологического фактора окружающей среды еще более весомое, чем воды, поскольку количество последней (в первую очередь качество подземных вод) определяется состоянием поч­вы, и отделить эти факторы друг от друга невозможно. Почва обладает способностью биологического самоочищения: в почве происходит расщепление попавших в нее отходов н их минера­лизация; в конечном итоге почва компенсирует за их счет утра­ченные минеральные вещества.

Если в результате перегрузки почвы будет утерян любой из компонентов ее минерализирующей способности, это неизбеж­но приведет к нарушению механизма самоочищения и к полной деградации почвы. И, напротив, создание оптимальных условий для самоочищения почвы способствует сохранению экологиче­ского равновесия и условий для существования всех живых ор­ганизмов, в том числе и человека.

Поэтому проблема обезвреживания отходов, оказывающих вредное биологическое действие, не сводится только к вопросу их вывоза; она является более сложной гигиенической пробле­мой, так как почва является связующим звеном между водой, воздухом и человеком.
4.1.
Роль почвы в обмене веществ

Биологическая взаимосвязь между почвой и человеком осу­ществляется главным образом путем обмена веществ. Почва является как бы поставщиком минеральных веществ, необхо­димых для цикла обмена веществ, для роста растений, потреб­ляемых человеком и травоядными животными, съедаемыми в свою очередь человеком и плотоядными животными. Таким об­разом, почва обеспечивает пищей многих представителей расти­тельного и животного мира.

Следовательно, ухудшение качества почвы, понижение ее биологической ценности, способности к самоочищению вызы­вает биологическую цепную реакцию, которая в случае продол­жительного вредного воздействия может привести к самым различным расстройствам здоровья у населения. Более того, в слу­чае замедления процессов минерализации образующиеся при распаде веществ нитраты, азот, фосфор, калий и т. д. могут по­падать в используемые для питьевых нужд подземные воды и явиться причиной серьезных заболеваний (например, нитраты могут вызвать метгемоглобинемию, в первую очередь у детой грудного возраста).

Потребление воды из бедной йодом почвы может стать при­чиной эндемического зоба и т. д.
4.2.
Экологическая взаимосвязь между почвой и водой и жид­кими отходами (сточными водами)

Человек добывает из почвы воду, необходимую для поддер­жания процессов обмена веществ и самой жизни. Качество воды зависит от состояния почвы; оно всегда отражает биологическое состояние данной почвы.

Это в особенности относится к подземным водам, био­логическая ценность которых существенно определяется свой­ствами грунтов и почвы, способностью к самоочищению послед­ней, ее фильтрационной способностью, составом ее макрофлоры, микрофауны и т. д.

Прямое влияние почвы на поверхностные воды уже ме­нее значительно, оно связано главным образом с выпадением осадков. Например, после обильных дождей из почвы смываются в открытые водоемы (реки, озера) различные загрязняющие ве­щества, в том числе искусственные удобрения (азотные, фос­фатные), пестициды, гербициды, в районах карстовых, трещино­ватых отложений загрязняющие вещества могут проникнуть че­рез щели в глубоко расположенные подземные воды.

Несоответствующая очистка сточных вод также может стать причиной вредного биологического действия на почву и в конеч­ном итоге привести к ее деградации. Поэтому охрана почвы в населенных пунктах представляет одно из основных требований охраны окружающей среды в целом.
4.3.
Пределы нагрузки почвы твердыми отходами (бытовой и уличный мусор, промышленные отходы, сухой ил, остающийся после осаждения сточных вод, радиоактивные вещества и т. д.)

Проблема осложняется тем, что в результате образования все большего количества твердых отходов в городах почва в их окрестностях подвергается все более значительным нагрузкам. Свойства и состав почвы ухудшаются все более бы­стрыми темпами.

Из произведенных в США64,3 млн. т бумаги49,1 млн. т попадает в отходы (из этого количества26 млн. т «поставляет» домашнее хозяйство, а23,1 млн. т- торговая сеть).

В связи с изложенным удаление и окончательное обезврежи­вание твердых отходов представляет весьма существенную, более трудно осуществимую гигиеническую проблему в ус­ловиях усиливающейся урбанизации.

Окончательное обезвреживание твердых отходов в загрязнен­ной почве представляется возможным. Однако ввиду постоянно ухудшающейся способности к самоочищению городской почвы окончательное обезвреживание отходов, закапываемых в землю, невозможно.

Человек мог бы с успехом воспользоваться для обезврежи­вания твердых отходов биохимическими процессами, происходя­щими в почве, ее обезвреживающей и обеззараживающей способ­ностью, однако городская почва в результате многовекового проживания в городах человека и его деятельности уже давно стала непригодной для этой цели.

Механизмы самоочищения, минерализации, происходящие в почве, роль участвующих в них бактерий и энзимов, а также промежуточные и конечные продукты распада веществ хорошо известны. В настоящее время исследования направлены на вы­явление факторов, обеспечивающих биологическое равновесие природной почвы, а также на выяснение вопроса, какое количе­ство твердых отходов (и какой их состав) может привести к нарушению биологического равновесия почвы.
Количество бытовых отходов (мусора) из расчета на одного жителя некоторых крупных городов мира

Необходимо отметить, что гигиеническое состояние почвы в городах в результате ее перегрузки быстро ухудшается, хотя способность почвы к самоочищению является основным гигиени­ческим требованием для сохранения биологического равновесия. Почва в городах уже не в состоянии справиться без помощи че­ловека со своей задачей. Единственный выход из создавшегося положения- полное обезвреживание и уничтожение отходов в соответствии с гигиеническими требованиями.

Поэтому деятельность по строительству коммунальных соору­жений должна быть направлена на сохранение природной спо­собности почвы к самоочищению, а если эта ее способность ста­ла уже неудовлетворительной, то надо восстановить ее искус­ственным путем.

Наиболее неблагоприятным является токсическое действие промышленных отходов- как жидких, так и твердых. В почву попадает все большее количество таких отходов, с которыми она не в состоянии справиться. Так, например, установлено за­грязнение почвы мышьяком в окрестностях заводов по производ­ству суперфосфатов (в радиусе3 км). Как известно, некото­рые пестициды, такие, как хлорорганические соединения, попав­шие в почву, длительно не подвергаются распаду.

Подобным же образом обстоит дело и с некоторыми синте­тическими упаковочными материалами (поливинилхлорид, по­лиэтилен и т. д.).

Некоторые токсические соединения рано пли поздно попа­дают в подземные воды, в результате чего нарушается не только биологическое равновесие почвы, но ухудшается и качествоподземных вод до такой степени, что их уже нельзя использо­вать в качестве питьевых.
Процентное соотношение количества основных синтетических материалов, содержащихся в бытовых отходах (мусор)

*
Вместе с отходами прочих пластмасс, затвердевающих под дейст­вием тепла.
Проблема отходов возросла в наши дни еще и потому, что часть отходов, главным образом фекалии человека и животных используют для удобрения сельскохозяйственных угодий [в фе­калиях содержится значительное количество азота-0.4- 0,5%, фосфора (Р20з)-0,2-0,6%, калия (К?0)-0,5-1,5%, углерода-5-15%]. Эта проблема города распространилась и на городские окрестности.
4.4.
Роль почвы в распространении различных заболеваний

Почве принадлежит определенная роль в распространении инфекционных заболеваний. Об этом сообщали еще в прош­лом веке Petterkoffer(1882) и Fodor(1875),осветившие глав­ным образом роль почвы в распространении кишечных заболе­ваний: холеры, брюшного тифа, дизентерии и т. д. Они обрати­ли внимание также на то обстоятельство, что некоторые бакте­рии и вирусы сохраняют в почве месяцами жизнеспособность и вирулентность. В последующем ряд авторов подтвердили их наблюдения, в особенности в отношении городской почвы. Так, например, возбудитель холеры сохраняет жизнеспособность и патогенность в подземных водах от20 до200 дней, возбудитель брюшного тифа в фекалиях- от30 до100 дней, возбудитель паратифа- от30 до60 дней. (С точки зрения распространения инфекционных болезней городская почва представляет значи­тельно большую опасность, чем почва на полях, удобренная на­возом.)

Для определения степени загрязнения почвы ряд авторов пользуются определением бактериального числа (кишечной па­лочки), как и при определении качества воды. Другие авторы считают целесообразным определять, кроме того, число термо­фильных бактерий, принимающих участие в процессе минера­лизации.

Распространению инфекционных болезней посредст­вом почвы в значительной степени способствует полив земель сточными водами. При этом ухудшаются и минерализационные свойства почвы. Поэтому полив сточными водами должен осу­ществляться под постоянным строгим санитарным надзором и только вне городской территории.

4.5.
Вредное действие основных типов загрязнителей (твер­дых и жидких отходов), приводящихк деградации почвы

4.5.1.
Обезвреживание жидких отходов в почве

В ряде населенных пунктов, не имеющих канализации, некоторые отходы, в том числе и навоз, обезвреживают в почве.

Как известно, это наиболее простой способ обезвреживания. Однако он допустим лишь в том случае, если мы имеем дело с биологически полноценной почвой, сохранившей способность к самоочищению, что нехарактерно для городских почв. Если поч­ва уже не обладает этими качествами, то для того, чтобы защи­тить ее от дальнейшей деградации, возникает необходимость в сложных технических сооружениях для обезвреживания жид­ких отходов.

В ряде мест отходы обезвреживают в компостных ямах. В техническом отношении это решение представляет со­бой сложную задачу. Кроме того, жидкие способны проникнуть в почве на довольно большие расстояния. Задача осложняется еще и тем, что в городских сточных водах содержится все большее количе­ство токсических промышленных отходов, ухудшающих минерализационные свойства почвы еще в большей степени, чем че­ловеческие и животные фекалии. Поэтому в компостные ямы допустимо спускать лишь сточные воды, подвергшиеся предва­рительно отстою. В противном случае нарушается фильтрационная способность почвы, затем почва утрачивает и остальные защитные свойства, постепенно происходит закупорка пор и т. д.

Применение человеческих фекалий для полива сель­скохозяйственных полей представляет второй способ обезврежи­вания жидких отходов. Этот способ представляет собой двойную гигиеническую опасность: во-первых, он может привести к перегрузке почвы;во-вторых, эти отходы могут стать серьезным источником рас­пространения инфекции. Поэтому фекалии необходимо предва­рительно обеззараживать и подвергать соответствующей обра­ботке и лишь после этого использовать в качестве удобрения. Здесь сталкиваются две противоположные точки зрения. Сог­ласно гигиеническим требованиям, фекалии подлежат почти полному уничтожению, а с точки зрения народного хозяйства они представляют ценное удобрение. Свежие фекалии нельзя использовать для полива огородов и полей без предварительного их обеззараживания. Если все же приходится пользоваться све­жими фекалиями, то они требуют такой степени обезврежива­ния, что как удобрение они уже не представляют почти никакой ценности.

Фекалии могут быть использованы в качество удобрения только на специально выделенных участках- при постоянном санитарно-гигиеническом контроле, в особенности за состояни­ем подземных вод, количеством, мух и т. д.

Требования к удалению и почвенному обезврежива­нию фекалий животных в принципе не отличаются от требова­ний, предъявляемых к обезвреживанию человеческих фекалий.

До недавнего времени навоз представлял в сельском хозяй­стве существенный источник ценных питательных веществ, необходимых для повышения плодородия почвы. Однако в пос­ледние годы навоз утратил свое значение отчасти из-за механи­зации сельского хозяйства, отчасти из-за все более широкого применения искусственных удобрений.

При отсутствии соответствующей обработки и обезвреживания навоз также представляет опасность, как и необезвреженные фекалии человека. Поэтому навозу перед тем, как его вывезти на поля, дают созреть, чтобы за это время в нем (при температуре60-70°С) могли произойти необходимые биотермические процессы. После этого навоз считается «зрелым» и освободившимся от большинства содержащихся в нем возбуди­телей болезней (бактерии, яйца глистов и т. д.).

Необходимо помнить, что хранилища навоза могут представ­лять идеальные места для размножения мух, способствующих распространению различных кишечных инфекций. Следует от­метить, что мухи для размножения охотнее всего выбирают сви­ной навоз, затем конский, овечий и в последнюю очередь коро­вий. Перед вывозом навоза на поля его обязательно надо обработать инсектицидными средствами.
продолжение
--PAGE_BREAK--

Общую загрязненность почвы характеризует валовое количество тяжелого металла. Доступность же элементов для растений определяется их подвижными формами. Поэтому содержание в почве подвижных форм тяжелых металлов - важнейший показатель, характеризующий санитарно-гигиеническую обстановку и определяющий необходимость проведения мелиоративных детоксикационных мероприятий.
В зависимости от применяемого экстрагента извлекается различное количество подвижной формы тяжелого металла, которое с определенной условностью можно считать доступным для растений. Для экстракции подвижных форм тяжелых металлов используются различные химические соединения, обладающие неодинаковой экстрагирующей силой: кислоты, соли, буферные растворы и вода. Наиболее распространенными экстрагентами являются 1н HCl и ацетатно-аммонийный буфер с pH 4.8. В настоящее время еще накоплено недостаточно экспериментального материала, характеризующего зависимость содержания в растениях тяжелых металлов, экстрагируемых различными химическими растворами, от их концентрации в почве. Сложность этого положения обусловливается еще и тем, что доступность для растений подвижной формы тяжелого металла зависит во многом от свойств почвы и специфических особенностей растений. При этом поведение в почве каждого элемента имеет свои конкретные, присущие ему закономерности.
Для изучения влияния свойств почв на трансформацию соединений тяжелых металлов провели модельные опыты с резко различающимися по свойствам почвами (табл. 8). В качестве экстрагентов использовали сильную кислоту - 1н HNO3, нейтральную соль Ca(NO3)2, ацетатно-аммонийный буферный раствор и воду.

Аналитические данные, приведенные в таблицах 9-12 свидетельствуют о том. что содержание кислотно-растворимых соединений цинка, свинца и кадмия, переходящих в вытяжку 1н HNO3, близко к их количеству, внесенному в почву Этот экстрагент извлекал 78-90% Pb, 88-100% Cd и 78-96% Zn, поступивших в почву. Количество прочно фиксированных соединений этих элементов зависело от уровня плодородия почвы. Их содержание в слабоокультуренной дерново-подзолистой почве было ниже, чем в дерново-подзолистой среднеокультуренной и типичном черноземе.
Количество обменных соединений Cd, Pb и Zn, извлекаемых 1-н раствором нейтральной соли Ca(NO3)2, было в несколько раз меньше, внесенной в почву их массы и также зависело от уровня плодородия почвы. Наименьшее содержание экстрагируемых раствором Ca(NO3)2 элементов получено на черноземе. С ростом окультуренности дерново-подзолистой почвы подвижность тяжелых металлов также снижалась. Судя по солевой вытяжке, наиболее подвижны соединения кадмия, несколько меньше - цинка. Экстрагируемые нейтральной солью соединения свинца отличались наименьшей подвижностью.
Содержание подвижных форм металлов, извлекаемых ацетатно-аммонийным буферным раствором с pH 4,8, также определялось в первую очередь типом почвы, ее составом и физико-химическими свойствами.
Как и для обменных (извлекаемых 1 н Ca(NO3)2) форм этих элементов сохраняется закономерность, выражающаяся в увеличении количества подвижных соединений Cd, Pb и Zn в кислой почве, причем подвижность Cd и Zn выше, чем Pb. Количество кадмия, извлекаемого данной вытяжкой составляло для слабоокультуренной почвы 90-96% от внесенной дозы, для дерново-подзолистой среднеокультуренной 70-76%, чернозема - 44-48%. Количество цинка и свинца, переходящего в буферный раствор CH3COONH4, равны соответственно: 57-71 и 42-67% для дерново-подзолистой слабоокультуренной почвы, 49-70 и 37-48% для среднеокультуренной; 46-65 и 20-42% для чернозема. Снижение экстракционной способности CH3COONH4 для свинца на черноземе можно объяснить образованием более устойчивых его комплексов и соединений со стабильными гумусовыми соединениями.
Используемые в модельном эксперименте почвы отличались по многим параметрам почвенного плодородия, но в наибольшей степени по кислотной характеристике и количеству обменных оснований. Имеющиеся в литературе и полученные нами экспериментальные данные свидетельствуют о том, что реакция среды в почве сильно влияет на подвижность элементов.
Увеличение концентрации ионов водорода в почвенном растворе приводило к переходу слаборастворимых солей свинца в более растворимые соли (особенно характерен переход PbCO3 в Pb(HCO3)2 (Б.В. Некрасов, 1974). Кроме того, при подкислении уменьшается устойчивость свинцово-гумусных комплексов. Значение pH почвенного раствора - один из наиболее важных параметров, определяющих величину сорбции ионов тяжелых металлов почвой. При уменьшении pH увеличивается растворимость большинства тяжелых металлов и, следовательно, их мобильность в системе твердая фаза почвы - раствор. J. Esser, N. Bassam (1981), исследуя подвижность кадмия в аэробных почвенных условиях, установили, что в интервале pH 4-6 подвижность кадмия определяется ионной силой раствора, при pH более 6 ведущее значение приобретает сорбция окислами марганца. Растворимые органические соединения, по мнению авторов, формируют только слабые комплексы с кадмием и влияют на его сорбцию только при pH 8.
Наиболее подвижная и доступная для растений часть соединений тяжелых металлов в почве - это их содержание в почвенном растворе. Количество поступивших в почвенный раствор ионов металлов определяет токсичность конкретного элемента в почве. Состояние равновесия в системе твердая фаза -раствор определяет сорбционные процессы, характер и направленность которых зависит от свойств и состава почвы. Влияние свойств почвы на подвижность тяжелых металлов и их переход в водную вытяжку подтверждают данные о разном количестве воднорастворимых соединений Zn, Pb и Cd, переходящих из почв с различного уровня плодородия при одинаковых дозах внесенных металлов (табл. 13). По сравнению с черноземом больше воднорастворимых соединений металлов содержалось в дерново-подзолистой среднеокультуренной почве. Самое высокое содержание воднорастворимых соединений Zn, Pb и Cd было в слабоокультуренной почве. Окультуренность почв уменьшала подвижность тяжелых металлов. В дерново-подзолистой слабоокультуренной почве содержание воднорастворимых форм Zn. Pb и Cd было на 20-35% выше, чем на среднеокультуренной и в 1.5-2,0 раза выше, чем в типичном черноземе. Рост плодородия почвы, сопровождающийся увеличением содержания гумуса, фосфатов, нейтрализацией избыточной кислотности и повышением буферных свойств приводит к снижению содержания наиболее агрессивной воднорастворимой формы тяжелых металлов.

Решающую роль в распределении тяжелых металлов в системе почва-раствор играют процессы сорбции-десорбции на твердой фазе почвы, определяемые свойствами почвы и не зависящие от формы внесенного соединения. Образующиеся соединения тяжелых металлов с твердой фазой почвы термодинамически более устойчивы, чем внесенные соединения, и они определяют концентрацию элементов в почвенном растворе (Р.И. Первунина. 1983).
Почва мощный и активный поглотитель тяжелых металлов, она способна прочно связывать и тем самым снижать поступление токсикантов в растения. Активно инактивируют соединения металлов минеральные и органические компоненты почвы, но количественные выражения их действия зависят от типа почв (B A. Большаков и др., 1978, В.Б. Ильин, 1987).
Накопленный экспериментальный материал свидетельствует о том. что наибольшее количество тяжелых металлов из почвы извлекается 1 н кислотной вытяжкой. При этом данные близки к валовому содержанию элементов в почве. Эту форму элементов можно считать общим запасным количеством, способным переходить в мобильную подвижную форму. Содержание тяжелого металла при извлечении из почвы ацетатно-аммонийным буфером характеризует уже более мобильную подвижную часть. Еще более мобильной является обменная форма тяжелого металла. экстрагируемая нейтральным солевым раствором. В.С. Горбатов и Н.Г. Зырин (1987) считают, что наиболее доступной для растений является обменная форма тяжелых металлов, селективно извлекаемая растворами солей, анион которых не образует комплексов с тяжелыми металлами, а катион обладает высокой вытесняющей силой. Именно такими свойствами обладает Ca(NO3)2, используемый в нашем эксперименте. Наиболее же агрессивные растворители - кислоты, чаще всего используемые 1н HCl и 1н HNO3, извлекают из почвы не только усвояемые растениями формы, но и часть валового элемента, которые являются ближайшим резервом, для перехода в подвижные соединения.
Концентрация в почвенном растворе тяжелых металлов, извлекаемых водной вытяжкой, характеризует наиболее активную часть их соединений. Это самая агрессивная и динамичная фракция тяжелых металлов, характеризующая степень подвижности элементов в почве. Высокое содержание воднорастворимых форм TM может приводить не только к загрязнению растительной продукции, но и к резкому снижению урожая вплоть до его гибели. При очень высоком содержании в почве водно-растворимой формы тяжелого металла, она становиться самостоятельным фактором, определяющим величину урожая и степень его загрязненности.
В нашей стране накоплена информация о содержании в незагрязненных почвах подвижной формы TM, главным образом тех из них, которые известны как микроэлементы - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (табл. 14). Для определения подвижной формы чаще всего использовались индивидуальные экстрагенты (по Пейве Я.В. и Ринькису Г.Я.). Как видно из таблицы 14, почвы отдельных регионов значительно различались по количеству подвижной формы одного и того же металла.

Причиной могли быть, как считает В.Б. Ильин (1991 г.), генетические особенности почв, прежде всего специфика гранулометрического и минералогического составов, уровень гумусированности, реакция среды. По этой причине могут сильно различаться почвы одного природного региона и более того, даже одного генетического типа в пределах этого региона.
Различие между встреченным минимальным и максимальным количеством подвижной формы может находиться в пределах математического порядка. Совершенно недостаточно сведений о содержании в почвах подвижной формы Pb, Cd, Cr, Hg и других наиболее токсичных элементов. Правильно оценить подвижность TM в почвах затрудняет использование в качестве экстрагента химических веществ, сильно различающихся по своей растворяющей способности. Так, например, 1 н HCl извлекала из пахотного горизонта подвижных форм в мг/кг: Mn - 414, Zn - 7,8 Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (почвы Западной Сибири), тогда как 2,5% CH3COOH извлекала соответственно 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (почвы Томского Приобья, данные Ильина. 1991). Эти материалы свидетельствуют о том, что 1 н HCl извлекала из почвы за исключением цинка около 30% металлов от валового количества, а 2,5% CH3COOH - менее 10%. Поэтому экстрагент 1н HCl, широко используемый в агрохимических исследованиях и при характеристике почв, обладает высокой мобилизующей способностью в отношении запасов тяжелых металлов.
Основная часть подвижных соединений тяжелых металлов приурочена к гумусовому или корнеобитаемому горизонтам почвы, в которых активно происходят биохимические процессы и содержится много органических веществ. Тяжелые металлы. входящие в состав органических комплексов, обладают высокой мобильностью. В.Б. Ильин (1991) указывает на возможность накопления тяжелых металлов в иллювиальном и карбонатном горизонтах, в которые попадают мигрирующие из вышележащего слоя тонкодисперсные частицы, насыщенные тяжелыми металлами, и воднорастворимые формы элементов. В иллювиальном и карбонатном горизонтах металлосодержащие соединения выпадают в осадок. Этому в наибольшей степени способствует резкое повышение pH среды в почве указанных горизонтов, обусловленное наличием карбонатов.
Способность тяжелых металлов накапливаться в нижних горизонтах почв, хорошо иллюстрируют данные по профилям почв Сибири (табл. 15). В гумусовом горизонте отмечается повышенное содержание многих элементов (Sr, Mn, Zn, Ni и др.) независимо от их генезиса. Во многих случаях четко прослеживается увеличение содержания подвижного Sr в карбонатном горизонте. Общее содержание подвижных форм в меньшем количестве характерно для песчаных почв, в значительно большем - для суглинистых. То есть, имеется тесная связь между содержанием подвижных форм элементов и гранулометрическим составом почв. Аналогичная положительная зависимость прослеживается между содержанием подвижных форм тяжелых металлов и содержанием гумуса.

Содержание подвижных форм тяжелых металлов подвержено сильным колебаниям, что связано с изменяющейся биологической активностью почв и влиянием растений. Так, по данным исследований, проведенных В.Б. Ильиным, содержание подвижного молибдена в дерново-подзолистой почве и южном черноземе в течение вегетационного периода изменялось в 5 раз.
В некоторых научно-исследовательских учреждениях в последние годы изучаюсь влияние длительного применения минеральных, органических и известковых удобрений на содержание в почве подвижных форм тяжелых металлов.
На Долгопрудной агрохимической опытной станции (ДАОС, Московская область) проведено изучение накопления в почве тяжелых металлов, токсичных элементов и их подвижности в условиях длительного применения фосфорных удобрений на известкованной дерново-подзолистой тяжелосуглинистой почве (Ю.А. Потатуева и др., 1994 г.). Систематическое применение балластных и концентрированных удобрений в течение 60 лет, разных форм фосфатов в течение 20 лет и фосфоритной муки различных месторождений в течение 8 лет не оказало существенного влияния на валовое содержание в почве тяжелых металлов и токсических элементов (ТЭ), но привело к увеличению подвижности в ней некоторых TM и ТЭ. Содержание подвижных и водорастворимых форм в почве возрастало примерно в 2 раза при систематическом применении всех изученных форм фосфорных удобрений, составляя, однако, только 1/3 ПДК. Количество подвижного стронция возрастало в 4,5 раза в почве, получившей простой суперфосфат. Внесение сырых фосфоритов Кингисепского месторождения привело к увеличению содержания в почве подвижных форм (ААБ pH 4,8): свинца в 2 раза, никеля - на 20% и хрома на 17%, что составило соответственно 1/4 и 1/10 ПДК. Увеличение содержания подвижного хрома на 17% отмечено в почве, получавшей сырые фосфориты Чилисайского месторождения (табл. 16).



Сопоставление экспериментальных данных длительных полевых опытов ДАОС с санитарно-гигиеническими нормативами по содержанию подвижных форм тяжелых металлов в почве, а при их отсутствии с предлагаемыми в литературе рекомендациями, свидетельствует о том, что содержание подвижных форм этих элементов в почве было ниже допустимых уровней. Эти эксперементальные данные свидетельствуют о том, что даже очень длительное - в течение 60 лет применение фосфорных удобрений не привело к превышению уровня ПДК в почве ни в отношении валовых ни по подвижным формам тяжелых металлов. В то же время эти данные свидетельствуют о том, что нормирование тяжелых металлов в почве только по валовым формам недостаточно обосновано и должно быть дополнено содержанием подвижной формы, которая отражает как химические свойства самих металлов, так и свойства почвы, на которой выращиваются растения.
На базе длительного полевого опыта, заложенного под руководством академика Н.С. Авдонина на экспериментальной базе МГУ "Чашниково", проведено исследование влияния длительного в течение 41 года применения минеральных, органических, известковых удобрений и их сочетания на содержание подвижных форм тяжелых металлов в почве (В.Г. Минеев и др., 1994). Результаты исследований, проведенные в таблице 17, показали, что создание оптимальных условий для роста и развития растений существенно снижало содержание подвижных форм свинца и кадмия в почве. Систематическое же внесение азотно-калийных удобрений, подкисляя почвенный раствор и снижая содержание подвижного фосфора, удваивало коцентрацию подвижных соединений свинца и никеля и в 1,5 раза увеличивало содержание кадмия в почве.

Содержание валовых и подвижных форм TM в дерново-подзолистой легкосуглинистой почве Беларуси, изучалось при длительном применении осадков городских сточных вод: термофильно-сброженных с иловых полей (ТИП) и термофильно-сброженных с последующим механическим обезвоживанием (ТМО).
За 8 лет исследований насыщенность севооборота OCB составило 6,25 т/га (одинарная доза) и 12,5 т/га (двойная доза), что приблизительно в 2-3 раза выше рекомендуемых доз.
Как видно из таблицы 18, четко прослеживается закономерность повышения содержания валовых и подвижных форм TM в результате трехразового внесения ОСВ. Причем наибольшей подвижностью отличается цинк, количество которого в подвижной форме возросло в 3-4 раза по сравнению с контрольной почвой (Н.П. Решецкий, 1994 г.). При этом содержание подвижных соединений кадмия, меди, свинца и хрома изменялось не существенно.

Исследования ученых Белорусской с.-х. академии показали, что при внесении осадков сточных вод (СИП-осадок сырой с иловых полей, ТИП, ТМО) происходило заметное повышение содержания в почве подвижных форм элементов, но наиболее сильно кадмия, цинка, меди (табл. 19). Известкование практически не повлияло на подвижность металлов. По мнению авторов. использование вытяжки в 1 н HNO3 для характеристики степени подвижности металлов не является удачным, так как в нее переходит свыше 80%, от общего содержания элемента (А.И. Горбылева и др., 1994).

Установление определенных зависимостей изменения подвижности TM в почве от уровня кислотности проводились в микрополевых опытах на выщелоченный черноземах ЦЧЗ РФ. При этом проводилось определение кадмия, цинка, свинца в следующих вытяжках: соляной, азотной, серной кислот, аммонийно-ацетатном буфере при pH 4,8 и pH 3,5, азотнокислом аммонии, дистиллированной воде. Установлена тесная зависимость между валовым содержанием цинка и его подвижными формами, извлекаемыми кислотами R=0,924-0,948. При использовании ААБ pH 4.8 R=0,784, ААБ pH 3,5=0,721. Извлекаемый свинец соляной и азотной кислотой менее тесно коррелировал с валовым содержанием: R=0,64-0,66. Другие вытяжки имели значения коэффициентов корреляции намного ниже. Корреляции между извлекаемыми кислотами соединениями кадмия и валовыми запасами была очень высокая (R=0,98-0.99). при извлечении ААБ pH 4,8-R=0,92. Использование других вытяжек давало результаты, свидетельствующие о слабой связи между валовой и подвижной формами тяжелых металлов в почве (Н.П. Богомазов, П.Г. Акулов, 1994).
В многолетнем полевом опыте (ВНИИ льна, Тверская область), при длительном применении удобрений на дерново-подзолистой почве доля подвижных соединений металлов от содержания их потенциально доступных форм уменьшалась особенно это заметно на 3-й год последействия известь в дозе 2 г к. (табл. 20). На 13-й год последействия извести в той же дозе снижала в почве лишь содержание подвижного железа и алюминия. на 15-й год - железа, алюминия и марганца (Л.И. Петрова. 1994).

Следовательно, для снижения содержания в почве подвижных форм свинца и меди необходимо проводить повторное известкование почв.
Изучение подвижности тяжелых металлов в черноземах Ростовской области показало, что в метровом слое обыкновенных черноземов количество цинка, извлекаемого ацетатноаммонийной буферной вытяжкой с pH 4,8, колебалось в пределах 0.26-0,54 мг/кг. марганца 23,1-35,7 мг/кг, меди 0,24-0,42 (Г.В Агафонов, 1994), Сопоставление этих цифр с валовыми запасами микроэлементов в почве тех же участков показало, что подвижность различных элементов существенно различается. Цинк на карбонатном черноземе в 2,5-4,0 раза менее доступен растениям, чем медь и в 5-8 раз, чем марганец (табл. 21).

Таким образом, результаты проведенных исследований показывают. что проблема подвижности тяжелых металлов в почве является сложной и многофакторной. Содержание подвижных форм тяжелых металлов в почве зависит от многих условий. Главный прием, приводящий к уменьшению содержания этой формы тяжелых металлов - это повышение плодородия почв (известкование, увеличение содержания гумуса и фосфора и др.). В то же время общепринятой формулировки по подвижным металлам пока нет. Мы в этом разделе предложили наше представление о различных фракциях подвижных металлов в почве:
1) общий запас подвижных форм (извлекаемые кислотами);
2) мобильная подвижная форма (извлекаемая буферными растворами):
3) обменная (извлекаемая нейтральными солями);
4) воднорасторимая.

Химический состав почв различных территорий неоднороден и распространение содержащихся в почвах химических элементов по территории неравномерное. Так, например, находясь преимущественно в рассеянном состоянии, тяжелые металлы способны образовывать локальные связи, где их концентрации во многие сотни и тысячи раз превышают кларковые уровни.

Ряд химических элементов необходим для нормального функционирования организма. Их недостаток, избыток или дисбаланс может вызывать болезни, называемые микроэлементозами 1 , или биогеохимическими эндемиями, которые могут быть как природными так и техногенными. В их распротранении важная роль принадлежит воде, а также пищевым продуктам, в которые химические элементы попадают из почвы по пищевым цепочкам.

Опытным путем установлено, что на процентное содержание ТМ в растениях влияет процентное содержание ТМ в почве, атмосфере, воде (в случае водорослей). Также было замечено, что на почвах с одним и тем же содержанием тяжелых металлов одна и таже культура дает разный урожай, хотя и климатические условия тоже совпадали. Тогда была обнаружена зависимость урожайности от кислотности почв.

Наиболее изученными представляются загрязнения почв кадмием, ртутью, свинцом, мышьяком, медью, цинком и марганцем. Рассмотрим загрязнение почв этими металлами отдельно для каждого. 2

Кадмий (Cd)

Содержание кадмия в земной коре составляет примерно 0.15 мг/кг. Кадмий концентрируется в вулканических (в кол-ве от 0.001 до 1.8 мг/кг), метаморфических (в кол-ве от 0.04 до 1.0 мг/кг) и осадочных породах (в кол-ве от 0.1 до 11.0 мг/кг). Почвы, сформированные на основе таких исходных материалов, содержат 0.1‑0.3; 0.1 - 1.0 и 3.0 - 11.0 мг/кг кадмия соответственно.

В кислых почвах кадмий присутствует в форме Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , а в известковых почвах - в форме Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3 + .

Поглощение кадмия растениями существенно падает при известковании кислых почв. В этом случае увеличение pH снижает растворимость кадмия в почвенной влаге, равно как и биодоступность почвенного кадмия. Так содержание кадмия в свекольных листьях на известковых почвах было меньше содержания кадмия в таких же растениях на неизвесткованных почвах. Сходный эффект быд показан для риса и пшеницы -->.

Отрицательное влияние увеличения pH на кадмиевую доступность связано с понижением не только растворимости кадмия в фазе почвенного раствора, но и корневой активности, влияющей на абсорбцию.

Кадмий довольно мало подвижен в почвах, и, если добавлять кадмий‑содержащий материал на ее поверхность, основное его количество остается нетронутым.

Методы для удаления загрязнений из почвы включают либо удаление самого загрязненного слоя, либо удаление кадмия из слоя, либо покрытие загрязненного слоя. Кадмий может быть превращен в комплексные нерастворимые соединения доступными хелатообразующими агентами (например, этилендиаминтетрауксусной кислотой). .

Из-за относительно быстрого поглощения кадмия из почвы растениями и низкого токсического действия обычно встречающихся его концентраций, кадмий может накапливаться в растениях и поступать в звенья пищевой цепи быстрее чем свинец и цинк. Поэтому наибольшую опасность для здоровья человека при внесении в почву отходов представляет кадмий.

Процедура для минимизации количества кадмия, способного входить в пищевую цепь человека из загрязненных почв, - это выращивание на данной почве растений, не используемых в пищу или таких культур, которые абсорбируют малые количества кадмия.

В целом культуры на кислых почвах абсорбируют больше кадмия, чем таковые на нейтральных или щелочных почвах. Поэтому известкование кислых почв - это эффективное средство снижения количества абсорбированного кадмия.

Ртуть (Hg)

Ртуть находится в природе в виде паров металла Hg 0 , образующихся при ее испарении из земной коры; в виде неорганических солей Hg(I) и Hg(II), и в виде органического соединения метилртути СН 3 Hg + , монометил- и диметил производных СН 3 Hg + и (CH 3) 2 Hg.

Ртуть накапливается в верхнем горизонте (0-40 см) почвы и слабо мигрирут в более глубокие ее слои. Соединения ртути относятся к высокостабильным веществам почвы. Растения, произрастающие на загрязненной ртутью почве, усваивают значительное количество элемента и накапливают его в опасных концентрациях, либо не произрастают.

Свинец (Pb)

По данным опытов, проводимых в условиях песчаной культуры с внесением пороговых для почв концентраций Hg (25 мг/кг) и Pb (25 мг/кг) и превышающие пороговые в 2-20 раз, растения овса до определенного уровня загрязнения растут и развиваются нормально. По мере увеличения концентрации металлов (для Pb начиная с дозы 100 мг/кг) изменяется внешний вид растений. При экстремальных дозах металлов растения погибают через три недели с начала опытов. Содержание металлов в компонентах биомассы в порядке убывания распределено следующим образом: корни - надземная часть - зерно.

Суммарное поступление свинца в атмосферу (а следовательно частично и на почву) от автотранспорта на территории России в 1996 году оценивалось примерно в 4.0 тыс. т, в том числе 2.16 тыс. т. вносил грузовой транспорт. Максимальная нагрузка по свинцу приходилась на Московскую и Самарскую области, за которыми следуют Калужская, Нижегородская, Владимирская области и другие субъекты Российской Федерации, расположенные в центральной части Европейской территории России и Северного Кавказа. Наибольшие абсолютные выбросы свинца отмечались в Уральском (685 т), Поволжском (651 т) и Западно-Сибирском (568 т) регионах. А наиболее неблагоприятное воздействие выбросов свинца отмечалось в Татарстане, Краснодарском и Ставропольском краях, Ростовской, Московской, Ленинградской, Нижегородской, Волгоградской, Воронежской, Саратовской и Самарской областях (газета “Зеленый мир”, специальный выпуск №28, 1997 г.).

Мышьяк (As)

Мышьяк находится в окружающей среде в виде разнообразных химически устойчивых форм. Его два главных состояния окисления: As (III), и As (V). В природе распространен пятивалентный мышьяк в виде разнообразных неорганических соединений, хотя и трехвалентный мышьяк легко обнаруживается в воде, особенно в анаэробных условиях.

Медь (Cu)

Природные медные минералы в почвах включают сульфаты, фосфаты, оксиды и гидроксиды. Медные сульфиды могут образовываться в плохо дренируемых или затопляемых почвах, где реализуются восстановительные условия. Медные минералы обычно слишком растворимы, чтобы оставаться в свободно дренируемых сельскохозяйственных почвах. В загрязненных металлом почвах, однако, химическая среда может контролироваться неравновесными процессами, приводящими к накоплению метастабильных твердых фаз. Предполагается, что и в восстановленных, загрязненных медью почвах могут находиться ковеллин (CuS) или халькопирит (CuFeS 2).

Следовые количества меди могут содержаться в виде отдельных сульфидных включений в силикатах и могут изоморфно замещать катионы в филлосиликатах. Несбалансированные по заряду глинистые минералы неспецифически абсорбируют медь, а вот оксиды и гидроксиды железа и марганца показывают очень высокое специфическое сродство к меди. Высокомолекулярные органические соединения способны быть твердыми абсорбентами для меди, а низкомолекулярные органические вещества склонны образовывать растворимые комплексы.

Сложность состава почв ограничивает возможность количественного разделения медных соединений на конкретные химические формы. указывает на -->Наличие большой массы медных конгломератов находится и в органических веществах, и в оксидах Fe и Mn. Внесение медьсодержащих отходов или неорганических солей меди повышает концентрацию соединений меди в почве, способных к экстрагированию сравнительно мягкими реагентами; таким образом, медь может находиться в почве в виде лабильных химических форм. Но легко растворимый и заменяемый элемент - медь - образует малое количество форм, способных к поглощению растениями, обычно менее 5% от общего содержания меди в почве.

Токсичность меди увеличивается с увеличением pH почвы и при низкой катионообменной емкости почвы. Обогащение медью за счет экстракции происходит только в поверхностных слоях почвы, и зерновые культуры с глубокой корневой системой не страдают от этого.

Окружающая среда и питание растений могут повлиять на фитотоксичность меди. Так, например, медная токсичность для риса на равнинных землях отмечалась явно, когда растения поливали холодной, а не теплой водой. Дело в том, что микробиологическая активность подавляется в холодной почве и создает те востановительные условия в почве, которые бы способствовали осаждению меди из раствора.

Фитотоксичность по меди происходит изначально от избытка в почве доступной меди и усиливается кислотностью почвы. Поскольку медь сравнительно малоподвижна в почве, почти вся попадающая в почву медь остается в верхних слоях. Внесение органических веществ в загрязненные медью почвы может снизить токсичность благодаря адсорбции растворимого металла органическим субстратом (при этом ионы Cu 2+ превращаются в менее доступные для растения комплексные соединения) либо повышением мобильности ионов Cu 2+ и вымыванием их из почвы в виде растворимых медьорганических комплексов.

Цинк (Zn)

Цинк может находиться в почве в виде оксосульфатов, карбонатов, фосфатов, силикатов, оксидов и гидроксидов. Эти неорганические соединения метастабильны в хорощо дренируемых сельскохозяественных угодьях. По-видимому, сфалерит ZnS является термодинамически преобладающей формой как в восстановленных, так и в окисленных почвах. Некоторая ассоциация цинка с фосфором и хлором налицо в восстановленных, загрязненных тяжелыми металлами осадках. Следовательно, сравнительно растворимые соли цинка должны встречаться в богатых металлами почвах.

Цинк изоморфно замещается другими катионами в силикатных минералах, он может быть окклюдирован или соосажден с гидроксидами марганца и железа. Филлосиликаты, карбонаты, гидратированные оксиды металлов, а также органические соединения хорощо абсорбируют цинк, при этом используются и специфические, и неспецифические места связывания.

Растворимочть цинка повышается в кислых почвах, а также при комплексообразовании с низкомолекулярными органическими лигандами. Восстанавливающие условия могут уменьшать растворимость у цинка из-за образования нерастворимого ZnS.

Фитотоксичность цинка обычно проявляется при контакте корней растения с избыточным по цинку раствором в почве. Транспорт цинка через почву происходит посредством обмена и диффузии, причем последний процесс доминирует в почвах с низким содержанием цинка. Обменный транспорт более значителен в высокоцинковых почвах, в которых концентрации растворимого цинка сравнительно стабильны.

Мобильность цинка в почвах повышается в присутствии хелатообразователей (природных или синтетических). Увеличение концентрации растворимого цинка, вызванное образованием растворимых хелатов, компенсирует понижение мобильности, обусловленное увеличением размера молекулы. Концентрации цинка в тканях растений, его общее поглощение и симптомы токсичности положительно коррелируют с концентрацией цинка в растворе, омывающем корни растения.

Свободный ион Zn 2+ преимущественно абсорбируется корневой системой растений, поэтому образование растворимых хелатов способствует растворимости данного металла в почвах, а эта реакция компенсирует пониженную доступность цинка в хелатной форме.

Исходная форма металлического загрязнения влияет на потенциал токсичности по цинку: доступность цинка для растения в удобряемых почвах с эквивалентным общим содержанием этого металла уменьшается в ряду ZnSO 4 >отстой>мусорный компост.

Большинство опытов по загрязнению по почвы Zn-содержащим отстоем не показало падение урожая или явную их фитотоксичность; все же их долговременное внесение с высокой скоростью способно повредить растениям. Простое внесение цинка в виде ZnSO 4 вызывает понижение роста культур в кислых почвах, в то время как многолетнее внесение его в почти нейтральные почвы проходит незамеченным.

Токсичность уровней в сельскохозяественных почвах цинк достигает, как правило, из-за поверхностного цинка; он обычно не проникает на глубину более 15-30 см. Глубокие корни определенных культур могут избежать контакта с избыточным цинком благодаря их расположению в незагрязненной подпочве.

Известкование почв, загрязненных цинком, понижает концентрацию последнего в полевых культурах. Добавки NaOH или Ca(OH) 2 понижают токсичность цинка в овощных культурах, выращенных на высокоцинковых торфяных почвах, хотя в данных почвах поглощение цинка растениями весьма ограничено. Вызванную же цинком недостаточность по железу можно устранить при помощи внесения хелатов железа или FeSO 4 в почву либо прямо на листья. Физическое удаление или захоронение загрязненного цинком верхнего слоя вообще может позволить избежать токсичного воздействия металла на растения.

Марганец

В почве марганец находится в трех состояниях окисления: +2 , +3 , +4 . По большей части этот металл ассоциирован с первичными минералами или со вторичными металлоксидами. В почве общее количество марганца колеблется на уровне 500 - 900 мг/кг.

Растворимость Mn 4+ чрезвычайно мала; трехвалентный марганец очень нестоек в почвах. Большая часть марганца в почвах присутствует в виде Mn 2+ , в то время как в хорошо аэрируемых почвах большая часть его в твердой фазе присутствует в виде оксида, в котором металл находится в степени окисления IV; в плохо же аэрируемых почвах марганец медленно восстанавливается микробной средой и переходит в почвенный раствор, становясь таким образом высокомобильным.

Растворимость Mn 2+ увеличивается значительно при низких значениях pH, но при этом поглощение марганца растениями падает.

Марганцевая токсичность часто имеет место там, где общий уровень марганца от среднего до высокого, pH почвы довольно низкий и кислородная доступность для почвы тоже низка (т.е. имеются восстановительные условия). Чтобы устранить действие перечисленных условий, pH почвы следует увеличивать с помощью известкования, потратить усилия на улучшение почвенного дренажа, уменьшить поступление воды, т.е. в целом улучшить структуру данной почвы.

← Вернуться