Nie jest tajemnicą, że każdy chce mieć daczy w ekologicznie czystym terenie, gdzie nie ma zanieczyszczeń miejskich. Środowisko zawiera metale ciężkie (arsen, ołów, miedź, rtęć, kadm, mangan i inne), które pochodzą nawet ze spalin samochodowych. Jednocześnie trzeba zrozumieć, że ziemia jest naturalnym oczyszczaczem atmosfery i wód gruntowych, akumuluje nie tylko metale ciężkie, ale także szkodliwe pestycydy z węglowodorami. Rośliny z kolei pobierają wszystko, co daje im gleba. Osadzający się w glebie metal szkodzi nie tylko samej glebie, ale także roślinom, aw rezultacie ludziom.
Przy głównej drodze jest dużo sadzy, która wnika w powierzchniowe warstwy gleby i osadza się na liściach roślin. Rośliny okopowe, owoce, jagody i inne płodne rośliny nie mogą być uprawiane na takim miejscu. Minimalna odległość od drogi to 50 m.
Gleba wypełniona metalami ciężkimi to zła gleba, metale ciężkie są toksyczne. Na nim nigdy nie zobaczysz mrówek, chrząszczy i dżdżownic, ale będzie duże nagromadzenie owadów ssących. Rośliny często cierpią na choroby grzybowe, wysychają i są odporne na szkodniki.
Połączenia ruchome są najbardziej niebezpieczne metale ciężkie, które łatwo pozyskuje się w kwaśnej glebie. Udowodniono, że rośliny uprawiane na glebach kwaśnych lub lekkich, piaszczystych zawierają więcej metali niż na glebach obojętnych lub wapiennych. Ponadto szczególnie niebezpieczna jest gleba piaszczysta o odczynie kwaśnym, łatwo się akumuluje i równie łatwo wypłukuje, wpadając do wód gruntowych. Działka ogrodowa, na której lwią część stanowi glina, jest również łatwo podatna na akumulację metali ciężkich, a samooczyszczanie trwa długo i powoli. Najbezpieczniejszą i najbardziej stabilną glebą jest czarnoziem wzbogacony wapnem i próchnicą.
Co zrobić, jeśli w glebie znajdują się metale ciężkie? Istnieje kilka sposobów rozwiązania problemu.
1. Nieudaną witrynę można sprzedać.
2. Wapnowanie to dobry sposób na zmniejszenie stężenia metali ciężkich w glebie. Są różne . Najprostszy: wrzuć garść ziemi do pojemnika z octem, jeśli pojawi się piana, to gleba ma odczyn zasadowy. Lub wykop trochę ziemi, jeśli znajdziesz w niej białą warstwę, oznacza to, że występuje kwasowość. Pytanie ile. Po wapnowaniu należy regularnie sprawdzać kwasowość, może być konieczne powtórzenie procedury. Limonka mąka dolomitowa, żużel wielkopiecowy, popiół torfowy, wapień.
Jeśli w gruncie nagromadziło się już dużo metali ciężkich, warto usunąć wierzchnią warstwę gleby (20-30 cm) i zastąpić ją czarną ziemią.
3. Stałe nawożenie nawozami organicznymi (obornik, kompost). Im więcej próchnicy w glebie, tym mniej zawiera metali ciężkich, a toksyczność spada. Biedna, jałowa ziemia nie jest w stanie ochronić roślin. Nie przesycaj nawozami mineralnymi, zwłaszcza azotem. Nawozy mineralne szybko rozkładają materię organiczną.
4. Poluzowanie powierzchni. Po poluzowaniu pamiętaj, aby przeprowadzić z torfem lub kompostem. Przy rozluźnianiu warto dodać wermikulitu, który stanie się barierą między roślinami a toksycznymi substancjami w glebie.
5. Mycie ziemi tylko z dobrym drenażem. W przeciwnym razie z wodą metale ciężkie rozprzestrzenią się po całym obszarze. Nalewa się go czystą wodą, aby zmyć warstwę gleby 30-50 cm pod uprawy warzywne i do 120 cm pod krzewy owocowe i drzewa. Płukanie odbywa się na wiosnę, kiedy po zimie w glebie jest wystarczająca ilość wilgoci.
6. Usuń górną warstwę gleby, zrób dobry drenaż z ekspandowanej gliny lub kamyków i uzupełnij czarną ziemią.
7. Rośliny należy uprawiać w pojemnikach lub szklarni, w których glebę można łatwo wymienić. Obserwuj, nie hoduj rośliny w jednym miejscu przez długi czas.
8. Jeśli działka ogrodowa znajduje się w pobliżu drogi, istnieje duże prawdopodobieństwo, że w glebie znajduje się ołów, który wydostaje się ze spalin samochodów. Wyciąg ołowiany przez sadzenie grochu między roślinami, nie zbieraj. Groszek wykopujemy jesienią i palimy razem z owocami. Rośliny o potężnym głębokim systemie korzeniowym poprawią glebę, która przeniesie fosfor, potas i wapń z warstwy głębokiej do warstwy górnej.
9. Warzywa i owoce uprawiane na glebie ciężkiej należy zawsze poddawać obróbce cieplnej lub przynajmniej myć pod bieżącą wodą, usuwając w ten sposób kurz atmosferyczny.
10. Na terenach zanieczyszczonych lub na odcinku drogi montuje się solidne ogrodzenie, siatka nie będzie stanowić bariery dla pyłu drogowego. Pamiętaj, aby za ogrodzeniem posadzić drzewa liściaste (). Opcjonalnie, wielopoziomowe lądowania, które będą pełnić rolę obrońców przed pyłem atmosferycznym i sadzą, staną się doskonałą ochroną.
Obecność metali ciężkich w glebie nie jest zdaniem, najważniejsze jest ich terminowa identyfikacja i neutralizacja.
ZAWARTOŚĆ
Wstęp
1. Pokrywa gleby i jej zastosowanie
2. Erozja gleby (wodna i wiatrowa) i metody jej zwalczania
3. Przemysłowe zanieczyszczenie gleby
3.1 Kwaśny deszcz
3.2 Metale ciężkie
3.3 Zatrucie ołowiem
4. Higiena gleby. Utylizacja odpadów
4.1 Rola gleby w metabolizmie
4.2 Ekologiczny związek między glebą a wodą i odpadami płynnymi (ściekami)
4.3 Limity obciążenia gleby odpadami stałymi (odpady z gospodarstw domowych i ulic, odpady przemysłowe, suchy osad po sedymentacji ścieków, substancje promieniotwórcze)
4.4 Rola gleby w rozprzestrzenianiu się różnych chorób
4.5 Szkodliwe skutki głównych rodzajów zanieczyszczeń (odpady stałe i płynne) prowadzące do degradacji gleby
4.5.1 Dekontaminacja nieczystości płynnych w glebie
4.5.2.1 Dekontaminacja odpadów stałych w glebie
4.5.2.2 Zbieranie i usuwanie odpadów
4.5.3 Ostateczne usuwanie i usuwanie
4.6 Utylizacja odpadów promieniotwórczych
Wniosek
Lista wykorzystanych źródeł
Wstęp.
Pewna część gleb, zarówno w Rosji, jak i na całym świecie, co roku wychodzi z obiegu rolniczego z różnych powodów, które są szczegółowo omówione w UIR. Tysiące lub więcej hektarów ziemi jest dotkniętych erozją, kwaśnymi deszczami, złym zarządzaniem i toksycznymi odpadami. Aby tego uniknąć, należy zapoznać się z najbardziej produktywnymi i niedrogimi metodami rekultywacji gruntów (patrz definicja rekultywacji w głównej części pracy), które zwiększają żyzność pokrywy glebowej, a przede wszystkim negatywny wpływ na ziemi i jak tego uniknąć.
Badania te dostarczają wglądu w szkodliwy wpływ na glebę i zostały przeprowadzone w wielu książkach, artykułach i czasopismach naukowych dotyczących zagadnień glebowych i środowiskowych.
Sam problem zanieczyszczenia i degradacji gleby zawsze był aktualny. Teraz możemy dodać do tego, co zostało powiedziane, że w naszych czasach wpływ antropogeniczny bardzo wpływa na przyrodę i tylko rośnie, a gleba jest dla nas jednym z głównych źródeł pożywienia i odzieży, nie mówiąc już o tym, że po niej chodzimy i zawsze będzie z nią w bliskim kontakcie.
1. Pokrywa glebowa i jej zastosowanie.
Pokrywa glebowa jest najważniejszą formacją naturalną. O jego znaczeniu dla życia społeczeństwa decyduje fakt, że gleba jest głównym źródłem pożywienia, dostarczając 97-98% zasobów żywnościowych ludności świata. Jednocześnie pokrywa glebowa jest miejscem działalności człowieka, w którym odbywa się produkcja przemysłowa i rolna.
Podkreślając szczególną rolę żywności w życiu społeczeństwa, nawet V. I. Lenin wskazał: „Prawdziwym fundamentem gospodarki jest fundusz żywnościowy”.
Najważniejszą właściwością pokrywy glebowej jest jej żyzność, rozumiana jako całość właściwości gleby zapewniających plon upraw rolnych. Naturalną żyzność gleby reguluje inwentarz składniki odżywcze w glebie i jej reżimach wodnych, powietrznych i termicznych. Rola pokrywy glebowej w produktywności lądowych systemów ekologicznych jest duża, gdyż gleba odżywia rośliny lądowe wodą i wieloma związkami oraz jest istotnym składnikiem aktywności fotosyntetycznej roślin. Żyzność gleby zależy również od ilości zgromadzonej w niej energii słonecznej. Żywe organizmy, rośliny i zwierzęta zamieszkujące Ziemię, napraw energia słoneczna w formie fito- lub zoomass. Produktywność ziemskich systemów ekologicznych zależy od bilansu cieplnego i wodnego powierzchni Ziemi, który determinuje różnorodność form wymiany materii i substancji w obrębie geograficznej otoczki planety.
Analizując znaczenie ziemi dla produkcji społecznej, K. Marks wyróżnił dwa pojęcia: ziemia-materia i ziemia-kapitał. Należy zrozumieć pierwsze z nich ziemia, która powstała w procesie swojego ewolucyjnego rozwoju oprócz woli i świadomości ludzi i jest miejscem osiedlenia się człowieka i źródłem jego pożywienia. Od momentu, gdy ziemia w procesie rozwoju społeczeństwa ludzkiego staje się środkiem produkcji, działa w nowej jakości – kapitale, bez którego proces pracy jest nie do pomyślenia, „...bo daje robotnikowi... miejsce, na którym stoi… i jego zakres procesowy…”. Z tego powodu ziemia jest uniwersalnym czynnikiem każdej ludzkiej działalności.
Rola i miejsce ziemi nie są takie same w różnych sferach produkcji materialnej, przede wszystkim w przemyśle i rolnictwie. W przemyśle wytwórczym, budownictwie, transporcie ziemia jest miejscem, w którym zachodzą procesy pracy, niezależnie od naturalnej żyzności gleby. W innym charakterze jest ziemia w rolnictwie. Pod wpływem pracy ludzkiej naturalna płodność przekształca się z potencjalnej w ekonomiczną. Specyfika użytkowania zasobów ziemi w rolnictwie powoduje, że działają one w dwóch różnych jakościach, jako przedmiot pracy i jako środek produkcji. K. Marks zauważył: „Tylko przez nową inwestycję kapitału w działki ziemi (…) ludzie powiększyli kapitał ziemski bez zwiększania materii ziemi, tj. przestrzeni ziemi”.
Ziemia w rolnictwie działa jako siła produkcyjna ze względu na swoją naturalną żyzność, która nie jest stała. Przy racjonalnym użytkowaniu ziemi, żyzność tę można zwiększyć poprzez poprawę jej reżimu wodnego, powietrznego i termicznego poprzez działania rekultywacyjne i zwiększenie zawartości składników pokarmowych w glebie. Wręcz przeciwnie, przy nieracjonalnym wykorzystaniu zasobów ziemi ich żyzność spada, w wyniku czego następuje spadek plonów. W niektórych miejscach uprawa roślin staje się całkowicie niemożliwa, zwłaszcza na glebach zasolonych i zerodowanych.
Przy niskim poziomie rozwoju sił wytwórczych społeczeństwa ekspansja produkcji żywności następuje z powodu zaangażowania nowych ziem w rolnictwo, co odpowiada ekstensywnemu rozwojowi Rolnictwo. Przyczyniają się do tego dwa warunki: dostępność wolnej ziemi oraz możliwość prowadzenia działalności rolniczej na przystępnym średnim poziomie kosztów kapitałowych na jednostkę powierzchni. Takie wykorzystanie zasobów ziemi i rolnictwa jest typowe dla wielu krajów rozwijających się we współczesnym świecie.
W dobie rewolucji naukowo-technicznej nastąpiło ostre rozgraniczenie systemu rolnictwa w krajach uprzemysłowionych i rozwijających się. Te pierwsze charakteryzują się intensyfikacją rolnictwa wykorzystującą zdobycze rewolucji naukowo-technicznej, w której rolnictwo rozwija się nie dzięki zwiększeniu powierzchni gruntów uprawnych, ale dzięki wzrostowi ilości kapitału zainwestowanego w ziemię . Dobrze znane ograniczone zasoby ziemi w większości uprzemysłowionych krajów kapitalistycznych, wzrost popytu na produkty rolne na całym świecie ze względu na wysokie tempo wzrostu populacji oraz wyższy standard rolnictwa przyczyniły się do przeniesienia rolnictwa w tych krajach w latach 50. do ścieżka intensywnego rozwoju. Przyspieszenie procesu intensyfikacji rolnictwa w uprzemysłowionych krajach kapitalistycznych wiąże się nie tylko z osiągnięciami rewolucji naukowo-technicznej, ale przede wszystkim z opłacalnością inwestowania w rolnictwo, które skoncentrowało produkcję rolną w rękach wielkich właścicieli ziemskich i zrujnowało drobni rolnicy.
Inaczej rozwijało się rolnictwo w krajach rozwijających się. Wśród dotkliwych problemów zasobów naturalnych tych krajów można wyróżnić: niską kulturę rolniczą, która powodowała degradację gleb (wzrost erozji, zasolenia, zmniejszenie żyzności) oraz naturalną roślinność (np. lasy tropikalne), wyczerpywanie się zasobów wodnych, pustynnienie ziem, które jest szczególnie widoczne na kontynencie afrykańskim. Wszystkie te czynniki związane z problemami społeczno-gospodarczymi krajów rozwijających się doprowadziły do chronicznych niedoborów żywności w tych krajach. Tak więc na początku lat osiemdziesiątych kraje rozwijające się kilkakrotnie ustępowały pod względem podaży zboża (222 kg) i mięsa (14 kg) na osobę odpowiednio rozwiniętym przemysłowo krajom kapitalistycznym. Rozwiązanie problemu żywnościowego w krajach rozwijających się jest nie do pomyślenia bez poważnych przemian społeczno-gospodarczych.
W naszym kraju podstawą stosunków ziemskich jest ogólnokrajowa (krajowa) własność ziemi, która powstała w wyniku nacjonalizacji wszystkich gruntów. Stosunki agrarne budowane są na podstawie planów, zgodnie z którymi rolnictwo powinno rozwijać się w przyszłości, przy wsparciu finansowym i kredytowym ze strony państwa i dostaw wymagana ilość maszyny i nawozy. Wynagrodzenie robotników rolnych według ilości i jakości pracy stymuluje stały wzrost ich standardu życia.
Wykorzystanie całego funduszu gruntowego odbywa się na podstawie wieloletnich planów państwowych. Przykładem takich planów było zagospodarowanie dziewiczych i odłogów na wschodzie kraju (połowa lat 50. XX w.), dzięki którym w krótkim czasie udało się wprowadzić ponad 41 mln ha nowych terenów pod grunty orne. Innym przykładem jest zestaw działań związanych z realizacją Programu Żywnościowego, który przewiduje przyspieszenie rozwoju produkcji rolnej poprzez wzrost kultury rolnictwa, szeroką realizację działań rekultywacyjnych, a także realizację szeroki program odbudowy społeczno-gospodarczej obszarów rolniczych.
Zasoby ziemi na całym świecie dostarczają pożywienia większej liczbie ludzi niż jest to obecnie dostępne i będzie w najbliższej przyszłości. Jednak ze względu na wzrost liczby ludności, zwłaszcza w krajach rozwijających się, ilość gruntów ornych na mieszkańca spada.
PODZIAŁ STRONY-- metale ciężkie, który charakteryzuje szeroką grupę zanieczyszczeń, uzyskano w ostatnie czasy znaczna dystrybucja. W różnych pracach naukowych i stosowanych autorzy w różny sposób interpretują znaczenie tego pojęcia. W związku z tym liczba pierwiastków przypisanych do grupy metali ciężkich zmienia się w szerokim zakresie. Jako kryteria przynależności stosuje się liczne cechy: masa atomowa, gęstość, toksyczność, występowanie w środowisku naturalnym, stopień zaangażowania w cykle naturalne i technogeniczne. W niektórych przypadkach definicja metali ciężkich obejmuje pierwiastki, które są kruche (na przykład bizmut) lub metaloidy (na przykład arsen).
W pracach poświęconych problematyce zanieczyszczenia środowiska i monitoringu środowiska do dnia dzisiejszego metale ciężkie zawierają ponad 40 metali układ okresowy DI. Mendelejew o masie atomowej większej niż 50 jednostek atomowych: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi i inni. ważna rola W klasyfikacji metali ciężkich odgrywają rolę następujące warunki: ich wysoka toksyczność dla organizmów żywych przy stosunkowo niskich stężeniach, a także zdolność do bioakumulacji i biomagnifikacji. Prawie wszystkie metale objęte tą definicją (z wyjątkiem ołowiu, rtęci, kadmu i bizmutu, których rola biologiczna nie jest obecnie jasna) są aktywnie zaangażowane w procesy biologiczne i wchodzą w skład wielu enzymów. Zgodnie z klasyfikacją N. Reimersa metale o gęstości powyżej 8 g/cm3 należy uznać za ciężkie. Tak więc metale ciężkie są Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.
Formalnie zdefiniowane metale ciężkie odpowiada dużej liczbie elementów. Jednak zdaniem badaczy zajmujących się praktycznymi działaniami związanymi z organizacją obserwacji stanu i zanieczyszczenia środowiska, związki tych pierwiastków dalekie są od równorzędnych zanieczyszczeń. Dlatego w wielu pracach następuje zawężenie zakresu grupy metali ciężkich, zgodnie z kryteriami priorytetowymi, ze względu na kierunek i specyfikę pracy. Tak więc w już klasycznych pracach Yu.A. Izrael w wykazie chemikaliów do oznaczenia w środowiska naturalne na stacjach zaplecza w rezerwatach biosfery, w sekcji metale ciężkie o nazwie Pb, Hg, Cd, As. Z drugiej strony, zgodnie z decyzją Zespołu Zadaniowego ds. Emisji Metali Ciężkich, który działa pod auspicjami Europejskiej Komisji Gospodarczej ONZ i zbiera i analizuje informacje na temat emisji zanieczyszczeń w krajach europejskich, tylko Zn, As, Se i Sb zostali przydzieleni do metale ciężkie. Zgodnie z definicją N. Reimers, metale szlachetne i rzadkie wyróżniają się odpowiednio od metali ciężkich tylko Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. W pracach stosowanych najczęściej dodawane są metale ciężkie Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.
Jony metali są niezbędnymi składnikami naturalnych zbiorników wodnych. W zależności od warunków środowiskowych (pH, potencjał redoks, obecność ligandów) występują w różnym stopniu utlenienia i wchodzą w skład różnych związków nieorganicznych i metaloorganicznych, które mogą być rzeczywiście rozpuszczone, rozproszone koloidalnie lub być częścią zawiesiny mineralne i organiczne.
Z kolei prawdziwie rozpuszczone formy metali są bardzo zróżnicowane, co wiąże się z procesami hydrolizy, polimeryzacji hydrolitycznej (tworzenie wielopierścieniowych kompleksów hydroksylowych) i kompleksowania różnymi ligandami. W związku z tym zarówno właściwości katalityczne metali, jak i dostępność dla mikroorganizmów wodnych zależą od form ich istnienia w ekosystemie wodnym.
Wiele metali tworzy dość silne kompleksy z materią organiczną; kompleksy te są jedną z najważniejszych form migracji pierwiastków w wodach naturalnych. Większość kompleksów organicznych powstaje w cyklu chelatowym i jest stabilna. Kompleksy utworzone przez kwasy glebowe z solami żelaza, glinu, tytanu, uranu, wanadu, miedzi, molibdenu i innych metali ciężkich są stosunkowo dobrze rozpuszczalne w mediach obojętnych, lekko kwaśnych i lekko zasadowych. Dlatego kompleksy metaloorganiczne mogą migrować w naturalnych wodach na bardzo duże odległości. Jest to szczególnie ważne w przypadku wód niskozmineralizowanych, a przede wszystkim powierzchniowych, w których niemożliwe jest tworzenie się innych kompleksów.
Aby zrozumieć czynniki regulujące stężenie metali w wodach naturalnych, ich reaktywność chemiczną, biodostępność i toksyczność, konieczne jest poznanie nie tylko całkowitej zawartości, ale także proporcji wolnych i powiązane formularze metal.
Przejście metali w środowisku wodnym do postaci kompleksu metali ma trzy konsekwencje:
1. Może nastąpić wzrost całkowitego stężenia jonów metali z powodu ich przejścia do roztworu z osadów dennych;
2. Przepuszczalność błony jonów złożonych może znacznie różnić się od przepuszczalności jonów uwodnionych;
3. Toksyczność metalu w wyniku kompleksowania może się znacznie zmienić.
Tak więc formy chelatowane Cu, Cd, Hg mniej toksyczny niż wolne jony. Aby zrozumieć czynniki regulujące stężenie metali w wodach naturalnych, ich reaktywność chemiczną, biodostępność i toksyczność, konieczne jest poznanie nie tylko całkowitej zawartości, ale także proporcji form związanych i wolnych.
Źródłem zanieczyszczenia wód metalami ciężkimi są ścieki z galwanizerni, górnictwa, hutnictwa żelaza i metali nieżelaznych oraz zakładów budowy maszyn. Metale ciężkie znajdują się w nawozach i pestycydach i mogą przedostawać się do zbiorników wodnych wraz ze spływaniem z gruntów rolnych.
Wzrost stężenia metali ciężkich w wodach naturalnych często wiąże się z innymi rodzajami zanieczyszczeń, np. zakwaszeniem. Kwaśne wytrącanie przyczynia się do obniżenia wartości pH i przejścia metali ze stanu zaabsorbowanego na substancjach mineralnych i organicznych do stanu wolnego.
Przede wszystkim interesujące są te metale, które najbardziej zanieczyszczają atmosferę poprzez ich wykorzystanie w znacznych ilościach w działalności produkcyjnej i w wyniku akumulacji w środowisku zewnętrznym stanowią poważne zagrożenie pod względem ich aktywności biologicznej i właściwości toksycznych . Należą do nich ołów, rtęć, kadm, cynk, bizmut, kobalt, nikiel, miedź, cyna, antymon, wanad, mangan, chrom, molibden i arsen.
Właściwości biogeochemiczne metali ciężkich
H - wysoka, Y - umiarkowana, H - niska
Wanad.
Wanad występuje głównie w stanie rozproszonym i znajduje się w Rudy żelaza, ropa, asfalt, bitum, łupki bitumiczne, węgiel itp. Jednym z głównych źródeł zanieczyszczenia wód naturalnych wanadem jest ropa i produkty jej przetwarzania.
Występuje w wodach naturalnych w bardzo niskich stężeniach: w wodzie rzecznej 0,2 - 4,5 µg/dm3, w wodzie morskiej - średnio 2 µg/dm3
W wodzie tworzy trwałe kompleksy anionowe (V4O12)4- i (V10O26)6-. W migracji wanadu istotna jest rola jego rozpuszczonych związków kompleksowych z substancjami organicznymi, zwłaszcza z kwasami huminowymi.
Podwyższone stężenia wanadu są szkodliwe dla zdrowia ludzkiego. MPCv wanadu wynosi 0,1 mg/dm3 (granicznym wskaźnikiem szkodliwości jest sanitarno-toksykologiczny), MPCvr wynosi 0,001 mg/dm3.
Naturalnym źródłem przedostawania się bizmutu do wód naturalnych są procesy ługowania minerałów zawierających bizmut. Źródłem wejścia do wód naturalnych mogą być również ścieki z przemysłu farmaceutycznego i perfumeryjnego, niektóre przedsiębiorstwa przemysłu szklarskiego.
Występuje w niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych w stężeniach submikrogramowych. Najwyższe stężenie stwierdzono w wodach gruntowych i wynosi 20 µg/dm3, w wody morskie- 0,02 µg/dm3 MPCv wynosi 0,1 mg/dm3
Głównymi źródłami związków żelaza w wodach powierzchniowych są procesy chemicznego wietrzenia skał, któremu towarzyszy ich mechaniczne niszczenie i rozpuszczanie. W procesie oddziaływania z substancjami mineralnymi i organicznymi zawartymi w wodach naturalnych powstaje złożony kompleks związków żelaza, które znajdują się w wodzie w stanie rozpuszczonym, koloidalnym i zawieszonym. Znaczne ilości żelaza pochodzą ze spływów podziemnych i ścieków z zakładów przemysłu metalurgicznego, metalurgicznego, tekstylnego, farbiarskiego i lakierniczego oraz ze ścieków rolniczych.
Równowagi fazowe zależą od składu chemicznego wody, pH, Eh i do pewnego stopnia temperatury. W rutynowej analizie forma ważona emitują cząstki o wielkości większej niż 0,45 mikrona. Są to głównie minerały żelazonośne, hydrat tlenku żelaza i związki żelaza zaadsorbowane na zawiesinach. Prawdziwie rozpuszczona i koloidalna forma jest zwykle rozpatrywana łącznie. Rozpuszczone żelazo reprezentowane przez związki w postaci jonowej, w postaci hydroksokompleksu i kompleksów z rozpuszczonymi substancjami nieorganicznymi i organicznymi wód naturalnych. W formie jonowej migruje głównie Fe(II), a Fe(III) przy braku substancji kompleksujących nie może być w znacznej ilości w stanie rozpuszczonym.
Żelazo znajduje się głównie w wodach o niskich wartościach Eh.
W wyniku chemicznego i biochemicznego (przy udziale bakterii żelazowych) utleniania Fe(II) przechodzi do Fe(III), które po hydrolizie wytrąca się w postaci Fe(OH)3. Zarówno Fe(II), jak i Fe(III) mają tendencję do tworzenia kompleksów hydrokso typu +, 4+, +, 3+, - i inne, które współistnieją w roztworze w różnych stężeniach w zależności od pH i ogólnie określają stan układu żelazo-hydroksyl. Główną formą występowania Fe(III) w wodach powierzchniowych są jego związki kompleksowe z rozpuszczonymi związkami nieorganicznymi i organicznymi, głównie substancjami humusowymi. Przy pH = 8,0 główną formą jest Fe(OH)3 Najsłabiej zbadana jest forma koloidalna żelaza, to uwodniony tlenek żelaza Fe(OH)3 oraz kompleksy z substancjami organicznymi.
Zawartość żelaza w wodach powierzchniowych lądu wynosi dziesiąte części miligrama, w pobliżu bagien - kilka miligramów. Zwiększoną zawartość żelaza obserwuje się w wodach bagiennych, w których występuje w postaci kompleksów z solami kwasów huminowych – humusów. Najwyższe stężenia żelaza (do kilkudziesięciu i setek miligramów na 1 dm3) obserwuje się w wodach gruntowych o niskich wartościach pH.
Żelazo jako pierwiastek aktywny biologicznie w pewnym stopniu wpływa na intensywność rozwoju fitoplanktonu i skład jakościowy mikroflora w stawie.
Stężenia żelaza podlegają wyraźnym wahaniom sezonowym. Zwykle w zbiornikach o wysokiej produktywności biologicznej, w okresie letniej i zimowej stagnacji, zauważalny jest wzrost stężenia żelaza w dolnych warstwach wody. Jesienno-wiosennemu mieszaniu się mas wody (homotermii) towarzyszy utlenianie Fe(II) do Fe(III) i wytrącanie tego ostatniego w postaci Fe(OH)3.
Wnika do wód naturalnych podczas ługowania gleb, rud polimetalicznych i miedzi, w wyniku rozkładu organizmów wodnych zdolnych do jej akumulacji. Związki kadmu wprowadzane są do wód powierzchniowych ściekami z zakładów ołowiowo-cynkowych, zakładów przeróbczych rud, szeregu przedsiębiorstw chemicznych (produkcja kwasu siarkowego), produkcji galwanicznej, a także z wodami kopalnianymi. Spadek stężenia rozpuszczonych związków kadmu następuje na skutek procesów sorpcji, wytrącania wodorotlenku i węglanu kadmu oraz ich zużycia przez organizmy wodne.
Rozpuszczone formy kadmu w wodach naturalnych to głównie kompleksy mineralne i organiczno-mineralne. Główną zawieszoną formą kadmu są jego adsorbowane związki. Znaczna część kadmu może migrować w komórkach organizmów wodnych.
W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzecznych kadm zawiera się w stężeniach submikrogramowych, w zanieczyszczonych i ściekach stężenie kadmu może sięgać kilkudziesięciu mikrogramów w 1 dm3.
Związki kadmu odgrywają ważną rolę w życiu zwierząt i ludzi. Jest toksyczny w wysokich stężeniach, zwłaszcza w połączeniu z innymi substancjami toksycznymi.
MPCv wynosi 0,001 mg/dm3, MPCvr wynosi 0,0005 mg/dm3 (granicą szkodliwości jest toksykologiczna).
Związki kobaltu przedostają się do wód naturalnych w wyniku ich wymywania z pirytu miedzi i innych rud, z gleb podczas rozkładu organizmów i roślin, a także ze ściekami z zakładów hutniczych, hutniczych i chemicznych. Pewne ilości kobaltu pochodzą z gleb w wyniku rozkładu organizmów roślinnych i zwierzęcych.
Związki kobaltu w wodach naturalnych są w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, których stosunek ilościowy określa skład chemiczny wody, temperatura i wartości pH. Formy rozpuszczone reprezentowane są głównie przez związki złożone, m.in. z materią organiczną w wodach naturalnych. Najbardziej charakterystyczne dla wód powierzchniowych są związki dwuwartościowego kobaltu. W obecności środków utleniających trójwartościowy kobalt może występować w znacznych stężeniach.
Kobalt jest jednym z biologicznie aktywnych pierwiastków i zawsze znajduje się w ciele zwierząt i roślin. Niewystarczająca zawartość kobaltu w roślinach wiąże się z jego niewystarczającą zawartością w glebach, co przyczynia się do rozwoju anemii u zwierząt (strefa nieczarnoziemno-tajga). Wchodzący w skład witaminy B12 kobalt ma bardzo aktywny wpływ na przyjmowanie substancji azotowych, wzrost zawartości chlorofilu i kwas askorbinowy, aktywuje biosyntezę i zwiększa zawartość azotu białkowego w roślinach. Jednak podwyższone stężenia związków kobaltu są toksyczne.
W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzecznych jego zawartość waha się od dziesiątych do tysięcznych miligrama na 1 dm3, średnia zawartość w wodzie morskiej wynosi 0,5 μg/dm3. MPCv wynosi 0,1 mg/dm3, MPCv wynosi 0,01 mg/dm3.
Mangan
Mangan przedostaje się do wód powierzchniowych w wyniku wymywania rud żelazomanganu i innych minerałów zawierających mangan (piroluzyt, psylomelan, brownit, manganit, czarna ochra). Znaczne ilości manganu pochodzą z rozkładu zwierząt wodnych i organizmów roślinnych, zwłaszcza niebiesko-zielonych, okrzemek i wyższych roślin wodnych. Związki manganu są odprowadzane do zbiorników ze ściekami z zakładów przetwórstwa manganu, zakładów metalurgicznych, zakładów przemysłu chemicznego oraz wód kopalnianych.
Spadek stężenia jonów manganu w wodach naturalnych następuje w wyniku utlenienia Mn(II) do MnO2 i innych wysokowartościowych tlenków, które się wytrącają. Głównymi parametrami determinującymi reakcję utleniania są stężenie rozpuszczonego tlenu, wartość pH i temperatura. Stężenie rozpuszczonych związków manganu zmniejsza się ze względu na ich wykorzystanie przez glony.
Główną formą migracji związków manganu w wodach powierzchniowych są zawiesiny, których skład determinowany jest z kolei składem odwadnianych przez wody skał, a także koloidalnych wodorotlenków metali ciężkich i sorbowanych związków manganu. Istotne znaczenie w migracji manganu w postaci rozpuszczonej i koloidalnej mają substancje organiczne oraz procesy kompleksowego tworzenia manganu z nieorganicznymi i organicznymi ligandami. Mn(II) tworzy rozpuszczalne kompleksy z wodorowęglanami i siarczanami. Kompleksy manganu z jonem chlorkowym są rzadkie. Złożone związki Mn(II) z substancjami organicznymi są zwykle mniej stabilne niż z innymi metalami przejściowymi. Należą do nich związki z aminami, kwasami organicznymi, aminokwasami i substancjami humusowymi. Mn(III) w podwyższonych stężeniach może być w stanie rozpuszczonym tylko w obecności silnych czynników kompleksujących, Mn(YII) nie występuje w wodach naturalnych.
W wodach rzecznych zawartość manganu waha się zwykle od 1 do 160 µg/dm3, średnia zawartość w wodach morskich to 2 µg/dm3, w wodach podziemnych - 102 - 103 µg/dm3.
Stężenie manganu w wodach powierzchniowych podlega wahaniom sezonowym.
Czynnikami determinującymi zmiany stężeń manganu są stosunek spływu powierzchniowego do podziemnego, intensywność jego zużycia podczas fotosyntezy, rozkład fitoplanktonu, mikroorganizmy i wyższą roślinność wodną oraz procesy jego osadzania się na dnie zbiorników wodnych.
Rola manganu w życiu roślin wyższych i glonów w zbiornikach wodnych jest bardzo duża. Mangan przyczynia się do wykorzystania CO2 przez rośliny, co zwiększa intensywność fotosyntezy, uczestniczy w procesach redukcji azotanów i asymilacji azotu przez rośliny. Mangan wspomaga przejście aktywnego Fe(II) do Fe(III), co chroni komórkę przed zatruciem, przyspiesza wzrost organizmów itp. Ważna ekologiczna i fizjologiczna rola manganu powoduje konieczność badania i dystrybucji manganu w wodach naturalnych.
W przypadku zbiorników wodnych do użytku sanitarnego MPCv (według jonów manganu) ustala się na 0,1 mg/dm3.
Poniżej znajdują się mapy rozkładu średnich stężeń metali: manganu, miedzi, niklu i ołowiu, zbudowane na podstawie danych obserwacyjnych z lat 1989 - 1993. w 123 miastach. Wykorzystanie późniejszych danych uważa się za niewłaściwe, ponieważ ze względu na zmniejszenie produkcji stężenia zawieszonych ciał stałych i odpowiednio metali znacznie się zmniejszyły.
Wpływ na zdrowie. Wiele metali jest składnikiem pyłu i ma znaczący wpływ na zdrowie.
Mangan dostaje się do atmosfery z emisji z zakładów metalurgii żelaza (60% wszystkich emisji manganu), inżynierii mechanicznej i obróbki metali (23%), metalurgii metali nieżelaznych (9%), wielu małych źródeł, na przykład ze spawania.
Wysokie stężenia manganu prowadzą do efektów neurotoksycznych, postępującego uszkodzenia ośrodkowego układu nerwowego i zapalenia płuc.
Najwyższe stężenia manganu (0,57 - 0,66 µg/m3) obserwuje się w dużych ośrodkach hutniczych: w Lipiecku i Czerepowcu oraz w Magadanie. Większość miast o wysokich stężeniach Mn (0,23 - 0,69 µg/m3) koncentruje się na Półwyspie Kolskim: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (patrz mapa).
W latach 1991-1994 emisje manganu ze źródeł przemysłowych zmniejszyły się o 62%, średnie stężenia - o 48%.
Miedź jest jednym z najważniejszych pierwiastków śladowych. Fizjologiczna aktywność miedzi związana jest głównie z włączeniem jej w skład aktywnych centrów enzymów redoks. Niewystarczająca zawartość miedzi w glebie niekorzystnie wpływa na syntezę białek, tłuszczów i witamin oraz przyczynia się do bezpłodności organizmów roślinnych. Miedź bierze udział w procesie fotosyntezy i wpływa na przyswajanie azotu przez rośliny. Jednocześnie nadmierne stężenia miedzi wpływają niekorzystnie na organizmy roślinne i zwierzęce.
W wodach naturalnych najczęściej występują związki Cu(II). Spośród związków Cu(I) najczęściej występują Cu2O, Cu2S i CuCl, które są słabo rozpuszczalne w wodzie. W obecności ligandów w środowisku wodnym, wraz z równowagą dysocjacji wodorotlenków, należy wziąć pod uwagę powstawanie różnych form kompleksowych, które są w równowadze z wodnymi jonami metali.
Głównym źródłem miedzi przedostającej się do wód naturalnych są ścieki z przemysłu chemicznego i metalurgicznego, wody kopalniane i odczynniki aldehydowe stosowane do zabijania glonów. Miedź może powstawać w wyniku korozji rur miedzianych i innych konstrukcji stosowanych w instalacjach wodnych. W wodach gruntowych zawartość miedzi wynika z oddziaływania wody ze skałami ją zawierającymi (chalkopiryt, chalkocyt, kowelit, bornit, malachit, azuryt, chryzakola, brotantyna).
Maksymalne dopuszczalne stężenie miedzi w wodach zbiorników wody sanitarnej i bytowej wynosi 0,1 mg/dm3 (granicznym znakiem szkodliwości jest ogólna sanitarna), w wodzie zbiorników rybackich 0,001 mg/dm3.
Miasto
Norylsk
Monczegorsk
Krasnouralsk
Kołczugino
Zapolyarny
Emisje М (tys. ton/rok) tlenku miedzi i średnie roczne stężenia q (µg/m3) miedzi.
Miedź dostaje się do powietrza z emisją z przemysłu metalurgicznego. W emisji cząstek stałych występuje głównie w postaci związków, głównie tlenku miedzi.
Przedsiębiorstwa hutnictwa metali nieżelaznych odpowiadają za 98,7% wszystkich antropogenicznych emisji tego metalu, z czego 71% realizują przedsiębiorstwa koncernu Norylsk Nickel zlokalizowane w Zapolyarnym i Nikel, Monchegorsku i Norylsku, a około 25% emisji miedzi jest realizowanych w Revdzie, Krasnouralsku, Kolchugino i innych.
Wysokie stężenia miedzi prowadzą do zatrucia, anemii i zapalenia wątroby.
Jak widać z mapy, najwyższe stężenia miedzi odnotowuje się w miastach Lipieck i Rudnaja Pristan. Stężenia miedzi wzrosły także w miastach Półwyspu Kolskiego, w Zapolyarnym, Monchegorsku, Nikelu, Olenegorsku, a także w Norylsku.
Emisje miedzi ze źródeł przemysłowych zmniejszyły się o 34%, średnie stężenia - o 42%.
Molibden
Związki molibdenu przedostają się do wód powierzchniowych w wyniku ich wymywania z egzogennych minerałów zawierających molibden. Molibden dostaje się również do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów przetwórczych i zakładów metalurgii metali nieżelaznych. Spadek stężeń związków molibdenu następuje w wyniku wytrącania się związków trudno rozpuszczalnych, procesów adsorpcji przez zawiesiny mineralne oraz konsumpcji przez organizmy roślinne.
Molibden w wodach powierzchniowych ma głównie postać MoO42-. Jest wysoce prawdopodobne, że istnieje w postaci kompleksów organiczno-mineralnych. Możliwość pewnej akumulacji w stanie koloidalnym wynika z faktu, że produktami utleniania molibdenitu są sypkie, drobno zdyspergowane substancje.
W wodach rzecznych molibden występuje w stężeniach od 2,1 do 10,6 µg/dm3. Woda morska zawiera średnio 10 µg/dm3 molibdenu.
W niewielkich ilościach molibden jest niezbędny do prawidłowego rozwoju organizmów roślinnych i zwierzęcych. Molibden jest częścią enzymu oksydazy ksantynowej. Przy niedoborze molibdenu enzym powstaje w niewystarczających ilościach, co powoduje negatywne reakcje w organizmie. W wysokich stężeniach molibden jest szkodliwy. Przy nadmiarze molibdenu zaburzony jest metabolizm.
Maksymalne dopuszczalne stężenie molibdenu w zbiornikach wodnych do użytku sanitarnego wynosi 0,25 mg/dm3.
Arsen wchodzi do wód naturalnych ze źródeł mineralnych, obszarów mineralizacji arsenu (piryty arsenowe, realgar, orpiment), a także ze stref utleniania skał typu polimetalicznego, miedziowo-kobaltowego i wolframowego. Pewna ilość arsenu pochodzi z gleby, a także z rozkładu organizmów roślinnych i zwierzęcych. Spożywanie arsenu przez organizmy wodne jest jedną z przyczyn spadku jego stężenia w wodzie, co najwyraźniej objawia się w okresie intensywnego rozwoju planktonu.
Znaczne ilości arsenu przedostają się do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów przetwórczych, odpadów z produkcji barwników, garbarni i fabryk pestycydów, a także z gruntów rolnych, na których stosuje się pestycydy.
W wodach naturalnych związki arsenu są w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, których stosunek zależy od składu chemicznego wody i wartości pH. Arsen w postaci rozpuszczonej występuje w postaci trój- i pięciowartościowej, głównie jako aniony.
W niezanieczyszczonych wodach rzecznych arsen zwykle znajduje się w stężeniach mikrogramowych. W wodach mineralnych jego stężenie może sięgać kilku miligramów na 1 dm3, w wodach morskich zawiera średnio 3 µg/dm3, w wodach podziemnych występuje w stężeniach rzędu 105 µg/dm3. Związki arsenu w wysokich stężeniach są toksyczne dla organizmu zwierząt i ludzi: hamują procesy oksydacyjne, hamują dopływ tlenu do narządów i tkanek.
MPCv dla arsenu wynosi 0,05 mg/dm3 (granicznym wskaźnikiem szkodliwości jest sanitarno-toksykologiczny), a MPCv 0,05 mg/dm3.
Obecność niklu w wodach naturalnych wynika ze składu skał, przez które przepływa woda: znajduje się w miejscach złóż siarczkowych rud miedziowo-niklowych i rud żelazowo-niklowych. Do wody przedostaje się z gleb oraz z organizmów roślinnych i zwierzęcych podczas ich rozkładu. W sinicach stwierdzono zwiększoną zawartość niklu w porównaniu z innymi rodzajami alg. Związki niklu dostają się również do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów niklowania, zakładów kauczuku syntetycznego i zakładów wzbogacania niklu. Spalaniu paliw kopalnych towarzyszą ogromne emisje niklu.
Jego stężenie może spadać w wyniku wytrącania się związków takich jak cyjanki, siarczki, węglany czy wodorotlenki (przy wzrastających wartościach pH), w wyniku jego zużycia przez organizmy wodne oraz procesów adsorpcji.
W wodach powierzchniowych związki niklu występują w stanie rozpuszczonym, zawieszonym i koloidalnym, których stosunek ilościowy zależy od składu wody, temperatury i wartości pH. Sorbentami związków niklu mogą być wodorotlenek żelaza, substancje organiczne, wysoko zdyspergowany węglan wapnia, glinki. Formy rozpuszczone to głównie jony złożone, najczęściej z aminokwasami, kwasami humusowymi i fulwowymi, a także w postaci silnego kompleksu cyjankowego. Związki niklu występują najczęściej w wodach naturalnych, w których znajduje się on na stopniu utlenienia +2. Związki Ni3+ powstają zwykle w środowisku alkalicznym.
Związki niklu odgrywają ważną rolę w procesach krwiotwórczych, będąc katalizatorami. Jego zwiększona zawartość ma specyficzny wpływ na układ krążenia. Nikiel jest jednym z pierwiastków rakotwórczych. Może powodować choroby układu oddechowego. Uważa się, że wolne jony niklu (Ni2+) są około 2 razy bardziej toksyczne niż jego związki kompleksowe.
W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzecznych stężenie niklu waha się zwykle od 0,8 do 10 μg/dm3; w zanieczyszczonym jest to kilkadziesiąt mikrogramów na 1 dm3. Średnie stężenie niklu w wodzie morskiej wynosi 2 µg/dm3, w wodach gruntowych – 103 µg/dm3. W wodach podziemnych płuczących skały zawierające nikiel stężenie niklu wzrasta niekiedy do 20 mg/dm3.
Nikiel wchodzi do atmosfery z przedsiębiorstw metalurgii metali nieżelaznych, które odpowiadają za 97% całej emisji niklu, z czego 89% pochodzi z przedsiębiorstw koncernu Norilsk Nickel zlokalizowanych w Zapolyarnym i Nikel, Monchegorsku i Norylsku.
Podwyższona zawartość niklu w środowisku prowadzi do pojawienia się chorób endemicznych, raka oskrzeli. Związki niklu należą do I grupy substancji rakotwórczych.
Mapa pokazuje kilka punktów o wysokich średnich stężeniach niklu w lokalizacjach koncernu Norylsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.
Emisje niklu z przedsiębiorstwa przemysłowe zmniejszyła się o 28%, średnie stężenia - o 35%.
Emisje М (tys. ton/rok) i średnie roczne stężenia q (µg/m3) niklu.
Dostaje się do wód naturalnych w wyniku ługowania minerałów zawierających cynę (kasyteryt, stanina), a także ze ściekami z różnych gałęzi przemysłu (barwienie tkanin, synteza barwników organicznych, produkcja stopów z dodatkiem cyny itp.).
Toksyczny efekt cyny jest niewielki.
Cyna znajduje się w niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych w stężeniach submikrogramowych. W wodach gruntowych jego stężenie sięga kilku mikrogramów na 1 dm3. MPCv wynosi 2 mg/dm3.
Związki rtęci mogą przedostawać się do wód powierzchniowych w wyniku ługowania skał w rejonie złóż rtęci (cynober, metacynabaryt, livingstone), w procesie rozkładu organizmów wodnych gromadzących rtęć. Znaczne ilości przedostają się do zbiorników wodnych ze ściekami z przedsiębiorstw produkujących barwniki, pestycydy, farmaceutyki i niektóre materiały wybuchowe. Elektrociepłownie węglowe emitują do atmosfery znaczne ilości związków rtęci, które w wyniku opadów mokrych i suchych przedostają się do zbiorników wodnych.
Spadek stężenia rozpuszczonych związków rtęci następuje w wyniku ich ekstrakcji przez wiele organizmów morskich i słodkowodnych, które mają zdolność akumulowania jej w stężeniach wielokrotnie przewyższających jej zawartość w wodzie, a także procesów adsorpcji przez zawieszone ciała stałe i osady denne.
W wodach powierzchniowych związki rtęci są w stanie rozpuszczonym i zawieszonym. Stosunek między nimi zależy od składu chemicznego wody i wartości pH. Zawieszona rtęć to sorbowane związki rtęci. Formy rozpuszczone to niezdysocjowane cząsteczki, złożone związki organiczne i mineralne. W wodzie zbiorników wodnych rtęć może występować w postaci związków metylortęci.
Związki rtęci są silnie toksyczne, wpływają na układ nerwowy człowieka, powodują zmiany w błonie śluzowej, upośledzenie funkcji motorycznych i wydzielania przewodu pokarmowego, zmiany we krwi itp. Bakteryjne procesy metylacji mają na celu tworzenie związków metylortęci, które są wielokrotnie bardziej toksyczne niż sole mineralne rtęci. Związki metylortęci kumulują się w rybach i mogą dostać się do organizmu człowieka.
MPCv rtęci wynosi 0,0005 mg/dm3 (granicznym znakiem szkodliwości jest sanitarno-toksykologiczna), MPCv wynosi 0,0001 mg/dm3.
Naturalnymi źródłami ołowiu w wodach powierzchniowych są procesy rozpuszczania minerałów endogennych (galena) i egzogennych (anglesyt, cerusyt itp.). Znaczący wzrost zawartości ołowiu w środowisku (w tym w wodach powierzchniowych) związany jest ze spalaniem węgla, stosowaniem tetraetyloołowiu jako środka przeciwstukowego w paliwie silnikowym, odprowadzaniem do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów przeróbczych rud , niektóre zakłady metalurgiczne, przemysł chemiczny, kopalnie itp. Istotnymi czynnikami wpływającymi na obniżenie stężenia ołowiu w wodzie są jego adsorpcja przez zawiesiny i sedymentacja z nimi do osadów dennych. Wśród innych metali ołów jest wydobywany i akumulowany przez hydrobionty.
Ołów występuje w wodach naturalnych w stanie rozpuszczonym i zawieszonym (sorbowanym). W postaci rozpuszczonej występuje w postaci kompleksów mineralnych i organomineralnych, a także jonów prostych, w postaci nierozpuszczalnej – głównie w postaci siarczków, siarczanów i węglanów.
W wodach rzecznych stężenie ołowiu waha się od dziesiątych części do jednostek mikrogramów na 1 dm3. Nawet w wodach zbiorników przylegających do obszarów rud polimetalicznych jego stężenie rzadko sięga dziesiątek miligramów na 1 dm3. Jedynie w chlorkowych wodach termalnych stężenie ołowiu sięga niekiedy kilku miligramów na 1 dm3.
Granicznym wskaźnikiem szkodliwości ołowiu jest sanitarno-toksykologiczny. MPCv ołowiu wynosi 0,03 mg/dm3, MPCv wynosi 0,1 mg/dm3.
Ołów zawarty jest w emisjach pochodzących z hutnictwa, obróbki metali, elektrotechniki, petrochemii i transportu samochodowego.
Wpływ ołowiu na zdrowie następuje poprzez wdychanie powietrza zawierającego ołów oraz pobranie ołowiu z cząsteczkami pokarmu, wody i kurzu. Ołów gromadzi się w organizmie, w kościach i tkankach powierzchniowych. Ołów wpływa na nerki, wątrobę, układ nerwowy i narządy krwiotwórcze. Osoby starsze i dzieci są szczególnie wrażliwe na nawet małe dawki ołowiu.
Emisje M (tys. ton/rok) i średnie roczne stężenia q (µg/m3) ołowiu.
W ciągu siedmiu lat emisje ołowiu ze źródeł przemysłowych spadły o 60% z powodu cięć produkcji i zamknięcia wielu przedsiębiorstw. Gwałtownemu spadkowi emisji przemysłowych nie towarzyszy spadek emisji z pojazdów. Średnie stężenia ołowiu spadły tylko o 41%. Różnicę we wskaźnikach redukcji emisji i stężeniach ołowiu można wyjaśnić niedoszacowaniem emisji z pojazdów w poprzednich latach; Obecnie wzrosła liczba samochodów i intensywność ich ruchu.
Ołów tetraetylowy
Dostaje się do wód naturalnych ze względu na zastosowanie jako środek przeciwstukowy w paliwie silnikowym pojazdów wodnych, a także ze spływami powierzchniowymi z obszarów miejskich.
Substancja ta charakteryzuje się wysoką toksycznością, ma właściwości kumulacyjne.
Źródłem srebra dostającego się do wód powierzchniowych są wody gruntowe i ścieki z kopalń, zakładów przetwórczych i zakładów fotograficznych. Podwyższona zawartość srebra związana jest ze stosowaniem preparatów bakteriobójczych i glonobójczych.
W ściekach srebro może występować w postaci rozpuszczonej i zawieszonej, głównie w postaci soli halogenkowych.
W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych srebro występuje w stężeniach submikrogramowych. W wodach gruntowych stężenie srebra waha się od kilku do kilkudziesięciu mikrogramów na 1 dm3, w wodzie morskiej średnio 0,3 μg/dm3.
Jony srebra są zdolne do niszczenia bakterii i sterylizacji wody nawet w niewielkich stężeniach (dolna granica bakteriobójczego działania jonów srebra to 2,10-11 mol/dm3). Rola srebra w ciele zwierząt i ludzi nie została dostatecznie zbadana.
MPCv srebra wynosi 0,05 mg/dm3.
Antymon przedostaje się do wód powierzchniowych z powodu wymywania minerałów antymonu (stibnit, senarmontit, walentynyt, serwnit, stibiokanit) oraz ze ściekami z zakładów gumowych, szklarskich, farbiarskich i zapałek.
W wodach naturalnych związki antymonu są w stanie rozpuszczonym i zawieszonym. W warunkach redoks charakterystycznych dla wód powierzchniowych może występować zarówno trójwartościowy, jak i pięciowartościowy antymon.
W niezanieczyszczonych wodach powierzchniowych antymon występuje w stężeniach submikrogramowych, w wodzie morskiej jego stężenie sięga 0,5 µg/dm3, w wodach podziemnych 10 µg/dm3. MPCv antymonu wynosi 0,05 mg/dm3 (granicznym wskaźnikiem szkodliwości jest sanitarno-toksykologiczny), MPCv wynosi 0,01 mg/dm3.
Trój- i sześciowartościowe związki chromu przedostają się do wód powierzchniowych w wyniku wymywania ze skał (chromit, krokoit, uwarowit itp.). Pewne ilości pochodzą z rozkładu organizmów i roślin, z gleb. Znaczne ilości mogą przedostawać się do zbiorników wodnych ze ściekami z galwanizerni, farbiarni przedsiębiorstw włókienniczych, garbarni i przemysłu chemicznego. Spadek stężenia jonów chromu można zaobserwować w wyniku ich zużycia przez organizmy wodne oraz procesów adsorpcji.
W wodach powierzchniowych związki chromu są w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, których stosunek zależy od składu wody, temperatury i pH roztworu. Zawieszone związki chromu to głównie sorbowane związki chromu. Sorbentami mogą być glinki, wodorotlenek żelaza, silnie zdyspergowany osadzający się węglan wapnia, pozostałości roślinne i zwierzęce. W postaci rozpuszczonej chrom może występować w postaci chromianów i dichromianów. W warunkach tlenowych Cr(VI) przekształca się w Cr(III), którego sole w środowisku obojętnym i zasadowym ulegają hydrolizie z uwolnieniem wodorotlenku.
W niezanieczyszczonych i lekko zanieczyszczonych wodach rzecznych zawartość chromu waha się od kilku dziesiątych mikrograma na litr do kilku mikrogramów na litr, w zanieczyszczonych zbiornikach wodnych sięga kilkudziesięciu i setek mikrogramów na litr. Średnie stężenie w wodach morskich wynosi 0,05 µg/dm3, w wodach gruntowych - zwykle w granicach 10 - 102 µg/dm3.
Związki Cr(VI) i Cr(III) w zwiększonych ilościach mają właściwości rakotwórcze. Bardziej niebezpieczne są związki Cr(VI).
Dostaje się do wód naturalnych w wyniku naturalnych procesów niszczenia i rozpuszczania skał i minerałów (sfaleryt, cynkit, goslaryt, smithsonit, kalamin), a także ze ściekami z zakładów przeróbczych rud i galwanizerni, przemysłu pergamin, farby mineralne, włókno wiskozowe itp.
W wodzie występuje głównie w postaci jonowej lub w postaci jej kompleksów mineralno-organicznych. Czasami występuje w formach nierozpuszczalnych: w postaci wodorotlenku, węglanu, siarczku itp.
W wodach rzecznych stężenie cynku waha się zwykle od 3 do 120 µg/dm3, w wodach morskich od 1,5 do 10 µg/dm3. Zawartość w rudzie, a zwłaszcza w wodach kopalnianych o niskich wartościach pH, może być znaczna.
Cynk jest jednym z aktywnych pierwiastków śladowych wpływających na wzrost i prawidłowy rozwój organizmów. Jednocześnie wiele związków cynku jest toksycznych, przede wszystkim jego siarczan i chlorek.
MPCv Zn2+ wynosi 1 mg/dm3 (wskaźnik graniczny szkodliwości – organoleptyczny), MPCvr Zn2+ – 0,01 mg/dm3 (ograniczający znak szkodliwości – toksykologiczny).
Metale ciężkie są już na drugim miejscu pod względem niebezpieczeństwa, za pestycydami i znacznie przed tak znanymi zanieczyszczeniami, jak dwutlenek węgla i siarka, ale w prognozie powinny stać się najniebezpieczniejsze, bardziej niebezpieczne niż odpady nuklearne i odpady stałe. Zanieczyszczenie metalami ciężkimi wiąże się z ich powszechnym stosowaniem w produkcji przemysłowej, połączonym ze złymi systemami czyszczenia, w wyniku czego metale ciężkie przedostają się do środowiska, w tym do gleby, zanieczyszczając je i zatruwając.
Metale ciężkie należą do priorytetowych zanieczyszczeń, których monitorowanie jest obowiązkowe we wszystkich środowiskach. W różnych pracach naukowych i użytkowych autorzy różnie interpretują znaczenie pojęcia „metale ciężkie”. W niektórych przypadkach definicja metali ciężkich obejmuje pierwiastki, które są kruche (na przykład bizmut) lub metaloidy (na przykład arsen).
Gleba jest głównym medium, do którego przedostają się metale ciężkie, w tym z atmosfery i środowisko wodne. Służy również jako źródło wtórnego zanieczyszczenia powietrza powierzchniowego i wód, które dostają się z niego do Oceanu Światowego. Metale ciężkie są asymilowane z gleby przez rośliny, które następnie dostają się do pokarmu lepiej zorganizowanych zwierząt.
kontynuacja
--PODZIAŁ STRONY-- 3.3. zatrucie ołowiem
Obecnie ołów zajmuje pierwsze miejsce wśród przyczyn zatruć przemysłowych. Wynika to z szerokiego zastosowania w różnych gałęziach przemysłu. Pracownicy rudy ołowiu są narażeni na działanie ołowiu w hutach ołowiu, przy produkcji baterii, przy lutowaniu, w drukarniach, przy produkcji szkła kryształowego lub wyrobów ceramicznych, benzyny ołowiowej, farb ołowiowych itp. Zanieczyszczenie powietrza atmosferycznego, gleby i gleby ołowiem Woda w sąsiedztwie takich przemysłów, a także w pobliżu głównych autostrad, stwarza zagrożenie zatruciem ołowiem ludności zamieszkującej te tereny, a przede wszystkim dzieci, które są bardziej wrażliwe na działanie metali ciężkich.
Z przykrością należy zauważyć, że w Rosji nie ma polityki państwa w zakresie prawnych, regulacyjnych i ekonomicznych regulacji wpływu ołowiu na środowisko i zdrowie publiczne, ograniczania emisji (zrzutów, odpadów) ołowiu i jego związków do środowiska , oraz o całkowitym zaprzestaniu produkcji benzyny zawierającej ołów.
Ze względu na skrajnie niesatysfakcjonującą pracę edukacyjną wyjaśniającą społeczeństwu stopień niebezpieczeństwa narażenia organizmu ludzkiego na metale ciężkie, w Rosji liczba kontyngentów mających zawodowy kontakt z ołowiem nie maleje, ale stopniowo rośnie. Przypadki chronicznego zatrucia ołowiem zostały zarejestrowane w 14 branżach w Rosji. Wiodącymi gałęziami przemysłu są przemysł elektryczny (produkcja baterii), przyrządowy, poligraficzny oraz metalurgia metali nieżelaznych, w których zatrucie spowodowane jest przekroczeniem maksymalnego dopuszczalnego stężenia (MAC) ołowiu w powietrzu obszaru roboczego o 20 lub więcej razy.
Istotnym źródłem ołowiu są spaliny samochodowe, ponieważ połowa Rosji nadal używa benzyny ołowiowej. Głównym źródłem zanieczyszczenia środowiska pozostają jednak zakłady metalurgiczne, w szczególności huty miedzi. A tu są liderzy. Na terytorium Obwód swierdłowski w kraju istnieją 3 największe źródła emisji ołowiu: w miastach Krasnouralsk, Kirovograd i Revda.
Kominy huty miedzi w Krasnouralsku, zbudowanej w latach stalinowskiej industrializacji i wyposażonej w sprzęt z 1932 r., wyrzucają rocznie 150-170 ton ołowiu do 34-tysięcznego miasta, pokrywając wszystko ołowianym pyłem.
Stężenie ołowiu w glebie Krasnouralska waha się od 42,9 do 790,8 mg/kg przy maksymalnym dopuszczalnym stężeniu MPC = 130 mikronów/kg. Próbki wody w wodociągu sąsiedniej wsi. Oktiabrsky, zasilany z podziemnego źródła wody, odnotował nawet dwukrotny nadmiar RPP.
Zanieczyszczenie ołowiem ma wpływ na zdrowie człowieka. Narażenie na ołów zaburza żeński i męski układ rozrodczy. Dla kobiet w ciąży i w wieku rozrodczym szczególnie niebezpieczny jest podwyższony poziom ołowiu we krwi, ponieważ ołów zaburza czynności menstruacyjne, częściej dochodzi do przedwczesnych porodów, poronienia i śmierci płodu z powodu przenikania ołowiu przez barierę łożyskową. Noworodki mają wysoką śmiertelność.
Zatrucie ołowiem jest niezwykle niebezpieczne dla małych dzieci – wpływa na rozwój mózgu i układu nerwowego. Badanie 165 dzieci w Krasnouralsku w wieku od 4 lat wykazało znaczne upośledzenie umysłowe u 75,7%, au 6,8% przebadanych dzieci stwierdzono upośledzenie umysłowe, w tym upośledzenie umysłowe.
Najbardziej podatne na szkodliwe działanie ołowiu są dzieci w wieku przedszkolnym, ponieważ ich układ nerwowy jest jeszcze na etapie rozwoju. Nawet przy niskich dawkach zatrucie ołowiem powoduje spadek rozwój intelektualny, uwaga i zdolność koncentracji, opóźnianie się w czytaniu, prowadzi do rozwoju agresywności, nadpobudliwości i innych problemów w zachowaniu dziecka. Te nieprawidłowości rozwojowe mogą być długotrwałe i nieodwracalne. Niska waga urodzeniowa, zahamowanie wzrostu i utrata słuchu są również wynikiem zatrucia ołowiem. Wysokie dawki zatrucia prowadzą do upośledzenia umysłowego, śpiączki, drgawek i śmierci.
Biała księga opublikowana przez rosyjskich ekspertów donosi, że zanieczyszczenie ołowiem obejmuje cały kraj i jest jedną z wielu katastrof ekologicznych w byłym Związku Radzieckim, które wyszły na jaw w ostatnich latach. Większość terytorium Rosji doświadcza obciążenia opadem ołowiu, które przekracza wartość krytyczną dla normalnego funkcjonowania ekosystemu. W kilkudziesięciu miastach występuje nadmiar stężeń ołowiu w powietrzu i glebie powyżej wartości odpowiadających MPC.
Najwyższy poziom zanieczyszczenia powietrza ołowiem, przekraczający RPP, zaobserwowano w miastach Komsomolsk nad Amurem, Tobolsk, Tiumeń, Karabash, Władimir, Władywostok.
Maksymalne ładunki depozycji ołowiu prowadzące do degradacji ekosystemów lądowych obserwuje się w rejonach Moskwy, Włodzimierza, Niżnego Nowogrodu, Riazania, Tuły, Rostowa i Leningradu.
Źródła stacjonarne odpowiadają za zrzut ponad 50 ton ołowiu w postaci różnych związków do zbiorników wodnych. Jednocześnie 7 fabryk akumulatorów zrzuca rocznie przez system kanalizacyjny 35 ton ołowiu. Analiza rozkładu zrzutów ołowiu do zbiorników wodnych na terytorium Rosji pokazuje, że liderami tego typu ładunku są regiony Leningrad, Jarosław, Perm, Samara, Penza i Oryol.
Kraj potrzebuje pilnych środków w celu zmniejszenia zanieczyszczenia ołowiem, ale jak dotąd kryzys gospodarczy w Rosji przyćmiewa problemy środowiskowe. W przedłużającej się depresji przemysłowej Rosji brakuje funduszy na usuwanie zanieczyszczeń z przeszłości, ale jeśli gospodarka zacznie się poprawiać, a fabryki wrócą do pracy, zanieczyszczenie może się tylko pogorszyć.
10 najbardziej zanieczyszczonych miast byłego ZSRR
(Metale są wymienione w porządku malejącym według poziomu priorytetu dla danego miasta)
4. Higiena gleby. Utylizacja odpadów.
Gleba w miastach i innych osadach oraz ich okolicach od dawna różni się od naturalnej, biologicznie cennej gleby, która odgrywa ważną rolę w utrzymaniu równowagi ekologicznej. Gleba w miastach podlega takim samym szkodliwym wpływom jak powietrze miejskie i hydrosfera, dlatego wszędzie następuje jej znaczna degradacja. Higienie gleby nie poświęca się wystarczającej uwagi, chociaż jej znaczenie jako jednego z głównych składników biosfery (powietrza, wody, gleby) i biologicznego czynnika środowiskowego jest nawet ważniejsze niż wody, gdyż jej ilość (przede wszystkim jakość wody gruntowe) zależy od stanu gleby i nie można oddzielić tych czynników od siebie. Gleba ma zdolność biologicznego samooczyszczania: w glebie następuje rozszczepienie wpadłych do niej odpadów i ich mineralizacja; w końcu gleba rekompensuje utracone minerały ich kosztem.
Jeżeli w wyniku przeciążenia gleby którykolwiek ze składników jej zdolności mineralizacyjnej zostanie utracony, nieuchronnie doprowadzi to do naruszenia mechanizmu samooczyszczania i całkowitej degradacji gleby. Z drugiej strony stworzenie optymalne warunki do samooczyszczania gleby przyczynia się do zachowania równowagi ekologicznej i warunków istnienia wszystkich żywych organizmów, w tym ludzi.
Dlatego problem unieszkodliwiania odpadów o szkodliwym działaniu biologicznym nie ogranicza się do kwestii ich eksportu; jest to bardziej złożony problem higieniczny, ponieważ gleba jest łącznikiem między wodą, powietrzem i człowiekiem.
4.1.
Rola gleby w metabolizmie
Biologiczny związek między glebą a człowiekiem odbywa się głównie poprzez metabolizm. Gleba jest jak dostawca minerały niezbędne do cyklu metabolicznego, do wzrostu roślin spożywanych przez ludzi i roślinożerców, zjadanych kolejno przez ludzi i mięsożerców. W ten sposób gleba dostarcza pożywienia wielu przedstawicielom świata roślinnego i zwierzęcego.
W konsekwencji pogorszenie jakości gleby, spadek jej wartości biologicznej, jej zdolności do samooczyszczania powoduje reakcję łańcuchową, która w przypadku długotrwałych szkodliwych skutków może prowadzić do różnych zaburzeń zdrowotnych wśród populacji. Ponadto w przypadku spowolnienia procesów mineralizacji azotany, azot, fosfor, potas itp. powstające podczas rozpadu substancji mogą przedostać się do wód gruntowych używanych do picia i powodować poważne choroby (np. azotany mogą powodować methemoglobinemię, głównie u niemowląt). .
Spożywanie wody z gleby ubogiej w jod może powodować endemiczne wole itp.
4.2.
Ekologiczny związek między glebą a wodą i odpadami płynnymi (ściekami)
Człowiek wydobywa z gleby wodę niezbędną do utrzymania procesów metabolicznych i samego życia. Jakość wody zależy od stanu gleby; zawsze odzwierciedla stan biologiczny danej gleby.
Dotyczy to w szczególności wód podziemnych, których wartość biologiczna jest zasadniczo determinowana właściwościami gleby i gleby, zdolnością tych ostatnich do samooczyszczania się, zdolnością filtracyjną, składem makroflory, mikrofauną itp.
Bezpośredni wpływ gleby na wody powierzchniowe jest już mniej znaczący, związany jest głównie z opadami atmosferycznymi. Na przykład po ulewnych deszczach różne zanieczyszczenia są wypłukiwane z gleby do otwartych zbiorników wodnych (rzeki, jeziora), w tym sztuczne nawozy (azot, fosforany), pestycydy, herbicydy; w obszarach krasowych, spękanych osadów mogą przenikać zanieczyszczenia pęka w głąb wód gruntowych.
Nieodpowiednie oczyszczanie ścieków może również powodować szkodliwe skutki biologiczne dla gleby i ostatecznie prowadzić do degradacji gleby. Dlatego ochrona gleby w osiedlach jest jednym z głównych wymogów ochrony środowiska w ogóle.
4.3.
Limity obciążenia gleby odpadami stałymi (odpady z gospodarstw domowych i ulic, odpady przemysłowe, suchy osad z sedymentacji ścieków, substancje radioaktywne itp.)
Problem pogłębia fakt, że w wyniku powstawania w miastach większej ilości odpadów stałych gleba w ich sąsiedztwie poddawana jest coraz większej presji. W coraz szybszym tempie pogarszają się właściwości i skład gleby.
Z 64,3 mln ton papieru wyprodukowanego w USA 49,1 mln ton trafia do odpadów (z tej ilości 26 mln ton dostarcza gospodarstwo domowe, a 23,1 mln ton sieć handlowa).
W związku z powyższym wywóz i ostateczne unieszkodliwianie odpadów stałych jest bardzo istotnym, trudniejszym do realizacji problemem higienicznym w kontekście postępującej urbanizacji.
Możliwa jest ostateczna utylizacja odpadów stałych w zanieczyszczonej glebie. Jednak ze względu na stale pogarszającą się zdolność samooczyszczania się gleby miejskiej, ostateczna utylizacja odpadów zakopanych w ziemi jest niemożliwa.
Człowiek mógłby z powodzeniem wykorzystać procesy biochemiczne zachodzące w glebie, jej neutralizującą i dezynfekującą zdolność do unieszkodliwiania odpadów stałych, ale gleba miejska, w wyniku wielowiekowego zamieszkiwania przez człowieka w miastach i jego działalności, już dawno nie nadaje się do tego celu.
Dobrze znane są mechanizmy samooczyszczania, mineralizacji zachodzącej w glebie, rola biorących w nich udział bakterii i enzymów, a także produktów pośrednich i końcowych rozkładu substancji. Obecnie badania mają na celu identyfikację czynników zapewniających równowagę biologiczną naturalnej gleby, a także wyjaśnienie, ile odpadów stałych (i jaki skład) może prowadzić do naruszenia równowagi biologicznej gleby.
Ilość odpadów domowych (śmieci) na mieszkańca niektórych dużych miast świata
Należy zauważyć, że stan higieniczny gleby w miastach w wyniku jej przeciążenia gwałtownie się pogarsza, chociaż zdolność gleby do samooczyszczania jest głównym wymogiem higienicznym utrzymania równowagi biologicznej. Gleba w miastach nie jest już w stanie poradzić sobie ze swoim zadaniem bez pomocy człowieka. Jedynym wyjściem z tej sytuacji jest całkowita neutralizacja i zniszczenie odpadów zgodnie z wymogami higienicznymi.
Dlatego budowa obiektów komunalnych powinna mieć na celu zachowanie naturalnej zdolności gleby do samooczyszczania, a jeśli ta zdolność już stała się niezadowalająca, należy ją sztucznie przywrócić.
Najbardziej niekorzystne jest toksyczne działanie odpadów przemysłowych, zarówno płynnych, jak i stałych. Do gleby trafia coraz więcej takich odpadów, z którymi nie jest w stanie sobie poradzić. I tak np. zanieczyszczenie gleby arsenem stwierdzono w sąsiedztwie zakładów produkujących superfosfaty (w promieniu 3 km). Jak wiadomo, niektóre pestycydy, takie jak związki chloroorganiczne, które dostały się do gleby, nie rozkładają się przez długi czas.
Sytuacja jest podobna w przypadku niektórych syntetycznych materiałów opakowaniowych (polichlorek winylu, polietylen itp.).
Niektóre toksyczne związki prędzej czy później dostają się do wód gruntowych, w wyniku czego nie tylko zaburzona zostaje biologiczna równowaga gleby, ale również jakość wód gruntowych pogarsza się do tego stopnia, że nie można ich już używać jako wody pitnej.
Procent ilości podstawowych materiałów syntetycznych zawartych w odpadach domowych (śmieci)
*
Razem z odpadami innych tworzyw sztucznych, które twardnieją pod wpływem ciepła.
Problem odpadów nasilił się dziś również dlatego, że część odpadów, głównie odchody ludzi i zwierząt, jest wykorzystywana do nawożenia gruntów rolnych [odchody zawierają znaczną ilość azotu – 0,4-0,5%, fosforu (P203) – 0,2-0,6 %, potas (K>0) -0,5-1,5%, węgiel-5-15%]. Ten problem miasta rozprzestrzenił się na dzielnice miasta.
4.4.
Rola gleby w rozprzestrzenianiu się różnych chorób
Gleba odgrywa rolę w rozprzestrzenianiu się chorób zakaźnych. Poinformowali o tym w ubiegłym stuleciu Petterkoffer (1882) i Fodor (1875), którzy podkreślali głównie rolę gleby w rozprzestrzenianiu się chorób jelitowych: cholery, tyfusu, czerwonki itp. Zwrócili również uwagę na fakt, że niektórzy bakterie i wirusy pozostają żywotne i zjadliwe w glebie przez wiele miesięcy. Następnie wielu autorów potwierdziło swoje obserwacje, zwłaszcza w odniesieniu do gleby miejskiej. Na przykład czynnik sprawczy cholery pozostaje żywy i patogenny w wodach gruntowych od 20 do 200 dni, czynnik sprawczy tyfusu w kale - od 30 do 100 dni, czynnik sprawczy paratyfusu - od 30 do 60 dni. (Pod względem rozprzestrzeniania się chorób zakaźnych gleba miejska jest znacznie bardziej niebezpieczna niż gleba polna nawożona obornikiem.)
Do określenia stopnia zanieczyszczenia gleby wielu autorów stosuje oznaczanie liczby bakterii (E. coli), a także przy określaniu jakości wody. Inni autorzy uznają za celowe określenie dodatkowo liczby bakterii termofilnych biorących udział w procesie mineralizacji.
Rozprzestrzenianie się chorób zakaźnych przez glebę znacznie ułatwia nawadnianie gleby ściekami. Jednocześnie pogarszają się również właściwości mineralizacyjne gleby. Dlatego podlewanie ściekami powinno odbywać się pod stałym ścisłym nadzorem sanitarnym i tylko poza obszarem miejskim.
4.5.
Szkodliwe działanie głównych rodzajów zanieczyszczeń (odpadów stałych i płynnych) prowadzących do degradacji gleby
4.5.1.
Neutralizacja odpadów płynnych w glebie
W wielu miejscowościach, które nie mają kanalizacji, część odpadów, w tym obornik, jest neutralizowana w glebie.
Jak wiesz, to najłatwiejszy sposób na zneutralizowanie. Jest to jednak dopuszczalne tylko wtedy, gdy mamy do czynienia z glebą biologicznie cenną, która zachowała zdolność do samooczyszczania, co nie jest typowe dla gleb miejskich. Jeżeli gleba nie posiada już tych właściwości, to aby chronić ją przed dalszą degradacją, potrzebne jest kompleksowe zaplecze techniczne do unieszkodliwiania płynnych ścieków.
W wielu miejscach odpady unieszkodliwiane są w dołach kompostowych. Technicznie to rozwiązanie jest trudne zadanie. Ponadto płyny są w stanie wnikać w glebę na dość duże odległości. Zadanie komplikuje dodatkowo fakt, że ścieki komunalne zawierają coraz większą ilość toksycznych odpadów przemysłowych, które pogarszają właściwości mineralizacyjne gleby w jeszcze większym stopniu niż odchody ludzi i zwierząt. Dlatego w doły kompostowe dopuszczalne jest odprowadzanie tylko ścieków, które zostały wstępnie osadzone. W przeciwnym razie zdolność filtracyjna gleby jest zaburzona, wtedy gleba traci resztę właściwości ochronne, pory są stopniowo zatykane itp.
Wykorzystanie ludzkich odchodów do nawadniania pól uprawnych jest drugim sposobem unieszkodliwiania płynnych odpadów. Metoda ta stwarza podwójne zagrożenie higieniczne: po pierwsze może prowadzić do przeciążenia gleby, po drugie odpady te mogą stać się poważnym źródłem infekcji. Dlatego kał musi być najpierw zdezynfekowany i poddany odpowiedniej obróbce, a dopiero potem wykorzystany jako nawóz. Są tu dwa przeciwstawne punkty widzenia. Według wymagania higieniczne odchody ulegają niemal całkowitemu zniszczeniu iz punktu widzenia gospodarki narodowej stanowią cenny nawóz. Świeże odchody nie mogą być używane do podlewania ogrodów i pól bez ich uprzedniej dezynfekcji. Jeśli nadal musisz używać świeżych odchodów, wymagają one takiego stopnia neutralizacji, że prawie nie mają wartości jako nawóz.
Kał może być stosowany jako nawóz tylko w specjalnie wyznaczonych miejscach – przy stałej kontroli sanitarno-higienicznej, zwłaszcza pod kątem stanu wód gruntowych, ilości much itp.
Wymagania dotyczące usuwania i usuwania odchodów zwierzęcych do gleby nie różnią się zasadniczo od wymagań dotyczących usuwania odchodów ludzkich.
Do niedawna obornik był dla rolnictwa znaczącym źródłem cennych składników odżywczych, poprawiających żyzność gleby. Jednak w ostatnich latach obornik stracił na znaczeniu częściowo z powodu mechanizacji rolnictwa, a częściowo z powodu rosnącego stosowania nawozów sztucznych.
W przypadku braku odpowiedniej obróbki i utylizacji niebezpieczny jest również obornik, a także nieoczyszczony ludzki kał. Dlatego przed zabraniem na pola obornik może dojrzewać, aby w tym czasie (w temperaturze 60-70 ° C) mogły w nim zachodzić niezbędne procesy biotermiczne. Następnie obornik jest uważany za „dojrzały” i wolny od większości zawartych w nim patogenów (bakterie, jaja robaków itp.).
Należy pamiętać, że magazyny obornika mogą stanowić idealne pożywki dla much, które sprzyjają rozprzestrzenianiu się różnych infekcji jelitowych. Należy zauważyć, że muchy do rozrodu najchętniej wybierają obornik świński, następnie koński, owczy i in ostatni krowa. Przed wywiezieniem obornika na pola należy go poddać działaniu środków owadobójczych.
kontynuacja
--PODZIAŁ STRONY--
Całkowite zanieczyszczenie gleby charakteryzuje całkowitą ilość metali ciężkich. O dostępności elementów dla roślin decydują ich mobilne formy. Dlatego zawartość mobilnych form metali ciężkich w glebie - najważniejszy wskaźnik, który charakteryzuje sytuację sanitarno-higieniczną i determinuje konieczność podjęcia rekultywacyjnych działań detoksykacyjnych.
W zależności od użytego ekstrahenta ekstrahowana jest różna ilość ruchomej postaci metalu ciężkiego, która zgodnie z pewną konwencją może być uznana za dostępną dla roślin. Do ekstrakcji ruchomych form metali ciężkich stosuje się różne związki chemiczne o nierównych właściwościach ekstrakcyjnych: kwasy, sole, roztwory buforowe i wodę. Najpopularniejszymi ekstrahentami są 1N HCl i bufor octanu amonu o pH 4,8. Obecnie nie zgromadzono wystarczającej ilości materiału doświadczalnego do scharakteryzowania zależności zawartości metali ciężkich w roślinach, które są ekstrahowane różnymi roztworami chemicznymi, od ich stężenia w glebie. Złożoność tej sytuacji wynika również z faktu, że dostępność mobilnej formy metalu ciężkiego dla roślin zależy w dużej mierze od właściwości gleby i specyficzne cechy rośliny. Jednocześnie zachowanie każdego elementu w glebie ma swoje specyficzne wzorce.
W celu zbadania wpływu właściwości gleb na przemiany związków metali ciężkich przeprowadzono eksperymenty modelowe z glebami o wyraźnie odmiennych właściwościach (tab. 8). Stosowanymi ekstrahentami były mocny kwas, 1N HNO3, obojętna sól Ca(NO3)2, roztwór buforowy octanu amonu i woda.
Wskazują na to dane analityczne podane w tabelach 9-12. że zawartość rozpuszczalnych w kwasach związków cynku, ołowiu i kadmu, przechodzących do ekstraktu 1n HNO3, jest zbliżona do ich ilości wprowadzonej do gleby.Ekstraktant ten wyekstrahował 78-90% Pb, 88-100% Cd i 78- 96% Zn, który dostał się do gleby . Liczba trwale związanych związków tych pierwiastków zależała od poziomu żyzności gleby. Ich zawartość w słabo uprawianej glebie bielicowo-leśnej była mniejsza niż w uprawianej glebie bielicowo-leśnej i typowym czarnoziemie.
Ilość związków wymiennych Cd, Pb i Zn wyekstrahowanych 1-n roztworem soli obojętnej Ca(NO3)2 była kilkakrotnie mniejsza od ich masy wprowadzonej do gleby, a także zależała od poziomu żyzności gleby. Najniższą zawartość pierwiastków ekstrahowanych roztworem Ca(NO3)2 uzyskano na czarnoziemie. Wraz ze wzrostem uprawy gleby bielicowo-błękitnej zmniejszyła się również mobilność metali ciężkich. Sądząc po ekstrakcie soli, związki kadmu są najbardziej ruchliwe, a związki cynku są nieco mniej ruchliwe. Najmniejszą ruchliwością charakteryzowały się związki ołowiu wyekstrahowane solą obojętną.
O zawartości mobilnych form metali ekstrahowanych roztworem buforowym octanu amonu o pH 4,8 decydował również przede wszystkim rodzaj gleby, jej skład oraz właściwości fizykochemiczne.
W przypadku wymiennych (ekstrahowalnych 1 N Ca(NO3)2) form tych pierwiastków zachowana jest prawidłowość, która wyraża się wzrostem ilości mobilnych związków Cd, Pb i Zn w glebie kwaśnej oraz ruchliwością Cd i Zn są wyższe niż Pb. Ilość kadmu wyekstrahowanego tym ekstraktem wynosiła 90-96% zastosowanej dawki dla gleby słabo uprawianej, 70-76% dla gleby darniowo-bielicowej, a dla czarnoziemu 44-48%. Ilości cynku i ołowiu przechodzące do roztworu buforowego CH3COONH4 są równe odpowiednio: 57-71 i 42-67% dla gleby sodowo-bielicowej słabo uprawianej, 49-70 i 37-48% dla gleby uprawianej średnio; 46-65 i 20-42% dla czarnoziemu. Spadek zdolności ekstrakcji CH3COONH4 dla ołowiu na czarnoziemie można wytłumaczyć powstawaniem jego bardziej stabilnych kompleksów i związków ze stabilnymi związkami humusowymi.
Gleby użyte w doświadczeniu modelowym różniły się wieloma parametrami żyzności gleby, ale przede wszystkim cechami kwasowymi i liczbą wymiennych zasad. Dostępne w literaturze i uzyskane przez nas dane doświadczalne wskazują, że reakcja ośrodka w glebie silnie wpływa na ruchliwość pierwiastków.
Wzrost stężenia jonów wodorowych w roztworze glebowym prowadził do przemiany słabo rozpuszczalnych soli ołowiu w bardziej rozpuszczalne sole (szczególnie charakterystyczna jest przemiana PbCO3 w Pb (HCO3) 2 (B.V. Nekrasov, 1974). Ponadto zakwaszenie zmniejsza stabilność kompleksów ołowiowo-próchniczych.Wartość pH roztworu glebowego jest jednym z najważniejszych parametrów decydujących o ilości sorpcji jonów metali ciężkich przez glebę.Wraz ze spadkiem pH wzrasta rozpuszczalność większości metali ciężkich i w konsekwencji ich ruchliwość w układzie gleba faza stała – roztwór J. Esser, N. Bassam (1981), badając ruchliwość kadmu w tlenowych warunkach glebowych, stwierdzili, że w zakresie pH 4-6 mobilność kadmu zależy od siły jonowej roztworu, przy pH powyżej 6 pierwszoplanowe znaczenie nabiera sorpcja przez tlenki manganu.Rozpuszczalne związki organiczne, zdaniem autorów, tworzą tylko słabe kompleksy z kadmem i wpływają na jego sorpcję dopiero przy pH 8.
Najbardziej ruchliwą i dostępną dla roślin częścią związków metali ciężkich w glebie jest ich zawartość w roztworze glebowym. Ilość jonów metali przedostających się do roztworu glebowego określa toksyczność danego pierwiastka w glebie. Stan równowagi w układzie faza stała-roztwór determinuje procesy sorpcyjne, których charakter i kierunek zależą od właściwości i składu gleby. Wpływ właściwości gleby na mobilność metali ciężkich i ich przenoszenie do ekstraktu wodnego potwierdzają dane dotyczące inna kwota rozpuszczalne w wodzie związki Zn, Pb i Cd przenoszone z gleb o różnym poziomie żyzności przy tych samych dawkach zastosowanych metali (tab. 13). W porównaniu z czarnoziemem w glebie ornatowo-bielicowej było więcej rozpuszczalnych w wodzie związków metali. Największą zawartość rozpuszczalnych w wodzie związków Zn, Pb i Cd stwierdzono w glebie słabo uprawianej. Uprawa gleby zmniejszyła mobilność metali ciężkich. W glebie bagienno-bielicowej słabo uprawianej zawartość rozpuszczalnych w wodzie form Zn. Pb i Cd były o 20-35% wyższe niż w przeciętnej glebie uprawnej i 1,5-2,0 razy wyższe niż w typowym czarnoziemie. Wzrost żyzności gleby, któremu towarzyszy wzrost zawartości próchnicy, fosforanów, neutralizacja nadmiernej kwasowości oraz wzrost właściwości buforowych, prowadzi do zmniejszenia zawartości najbardziej agresywnej, rozpuszczalnej w wodzie formy metali ciężkich.
Decydującą rolę w rozmieszczeniu metali ciężkich w układzie gleba-roztwór odgrywają procesy sorpcji-desorpcji na fazie stałej gleby, które są determinowane właściwościami gleby i nie zależą od postaci wprowadzony związek. Powstałe związki metali ciężkich z fazą stałą gleby są termodynamicznie bardziej stabilne niż wprowadzone związki i determinują stężenie pierwiastków w roztworze glebowym (R.I. Pervunina, 1983).
Gleba jest silnym i aktywnym pochłaniaczem metali ciężkich, jest w stanie mocno wiązać i tym samym ograniczać dopływ toksyn do roślin. Składniki mineralne i organiczne gleby aktywnie dezaktywują związki metali, ale ilościowe przejawy ich działania zależą od rodzaju gleby (BA. Bolshakov i in., 1978, V. B. Ilyin, 1987).
Zgromadzony materiał doświadczalny wskazuje na to. że największą ilość metali ciężkich wydobywa z gleby 1 n ekstraktu kwaśnego. Jednocześnie dane są zbliżone do całkowitej zawartości pierwiastków w glebie. Tę formę elementów można uznać za całkowitą zapasową ilość zdolną do przejścia w mobilną formę mobilną. Zawartość metali ciężkich po wyekstrahowaniu z gleby buforem octanowo-amonowym charakteryzuje bardziej ruchomą część. Jeszcze bardziej mobilna jest forma wymiany metalu ciężkiego. ekstrahowany obojętnym roztworem soli fizjologicznej. VS. Gorbatow i N.G. Zyrin (1987) uważają, że najbardziej dostępna dla roślin jest forma wymienna metali ciężkich, selektywnie ekstrahowana roztworami soli, której anion nie tworzy kompleksów z metalami ciężkimi, a kation ma dużą siłę wypierania. To właśnie te właściwości posiada Ca(NO3)2 użyty w naszym eksperymencie. Najbardziej agresywne rozpuszczalniki - kwasy, najczęściej stosowane 1N HCl i 1N HNO3, wydobywają z gleby nie tylko formy przyswojone przez rośliny, ale także część pierwiastka brutto, które stanowią najbliższą rezerwę do przejścia w związki mobilne.
Stężenie w roztworze glebowym metali ciężkich wyekstrahowanych ekstraktem wodnym charakteryzuje najbardziej aktywną część ich związków. Jest to najbardziej agresywna i dynamiczna frakcja metali ciężkich, która charakteryzuje stopień ruchliwości pierwiastków w glebie. Wysoka zawartość rozpuszczalnych w wodzie form TM może prowadzić nie tylko do skażenia produktów roślinnych, ale także do gwałtownego spadku plonu aż do jego śmierci. Przy bardzo wysokiej zawartości rozpuszczalnej w wodzie formy metali ciężkich w glebie staje się niezależnym czynnikiem determinującym wielkość plonu i stopień jego zanieczyszczenia.
W naszym kraju zgromadzono informacje o zawartości mobilnej formy TM w nieskażonych glebach, głównie tych, które są znane jako pierwiastki śladowe - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (Tabela 14). Do określenia formy mobilnej najczęściej stosowano ekstrahenty indywidualne (wg Peive Ya.V. i Rinkis G.Ya.). Jak widać z tabeli 14, gleby poszczególne regiony różniły się znacznie liczbą ruchomych form tego samego metalu.
Powodem może być, według V.B. Ilyin (1991), cechy genetyczne gleb, przede wszystkim specyfika składu granulometrycznego i mineralogicznego, poziom zawartości próchnicy, odczyn środowiska. Z tego powodu gleby jednego regionu naturalnego mogą się znacznie różnić, a ponadto mogą mieć ten sam typ genetyczny w tym regionie.
Różnica między minimalną i maksymalną ilością napotkanej formy ruchomej może mieścić się w porządku matematycznym. Nie ma absolutnie niewystarczającej informacji o zawartości w glebach formy mobilnej Pb, Cd, Cr, Hg i innych najbardziej toksycznych pierwiastków. Prawidłowa ocena ruchliwości TM w glebie utrudnia stosowanie jako ekstrahentów chemikaliów, które znacznie różnią się pod względem siły rozpuszczania. I tak np. 1 N HCl wyekstrahowano z poziomu ornego formy ruchome w mg/kg: Mn – 414, Zn – 7,8, Ni – 8,3, Cu – 3,5, Pb – 6,8, Co – 5,3 (gleby zachodniej Syberii), natomiast wyekstrahowano 2,5% CH3COOH 76; 0,8; 1.2; 1.3; 0,3; 0,7 (gleby obwodu Tomsk Ob, dane z Ilyin, 1991). Materiały te wskazują, że 1 N HCl wyekstrahowany z gleby, z wyjątkiem cynku, około 30% metali w całkowitej ilości, a 2,5% CH3COOH - mniej niż 10%. Dlatego ekstrahent 1N HCl, szeroko stosowany w badaniach agrochemicznych i charakterystyce gleby, ma wysoką zdolność mobilizacji rezerw metali ciężkich.
Główna część ruchomych związków metali ciężkich jest ograniczona do próchnicy lub zakorzenionych poziomów gleby, w których aktywnie zachodzą procesy biochemiczne i zawierają wiele substancji organicznych. Metale ciężkie. wchodzące w skład kompleksów organicznych mają dużą mobilność. V.B. Ilyin (1991) wskazuje na możliwość akumulacji metali ciężkich w poziomach iluwialnych i węglanowych, do których drobne cząstki nasycone metalami ciężkimi migrują z warstwy przykrywającej i rozpuszczalnych w wodzie form pierwiastków. W poziomach iluwialnych i węglanowych wytrącają się związki zawierające metal. Najbardziej ułatwia to gwałtowny wzrost pH pożywki w glebie tych poziomów, ze względu na obecność węglanów.
Zdolność metali ciężkich do akumulacji w niższych warstwach glebowych dobrze ilustrują dane dotyczące profili glebowych na Syberii (tab. 15). W horyzoncie próchniczym obserwuje się podwyższoną zawartość wielu pierwiastków (Sr, Mn, Zn, Ni itp.) niezależnie od ich genezy. W wielu przypadkach wyraźnie widoczny jest wzrost zawartości ruchomego Sr w horyzoncie węglanowym. Ogólna zawartość form mobilnych w mniejszej ilości jest typowa dla gleb piaszczystych, a znacznie więcej dla gliniastych. Oznacza to, że istnieje ścisły związek między zawartością ruchomych form pierwiastków a składem granulometrycznym gleb. Podobną pozytywną zależność można prześledzić między zawartością ruchomych form metali ciężkich a zawartością próchnicy.
Zawartość mobilnych form metali ciężkich podlega silnym wahaniom, co związane jest ze zmienną aktywnością biologiczną gleb oraz wpływem roślin. Tak więc, według badań przeprowadzonych przez V.B. Iljin, zawartość mobilnego molibdenu w glebie bielicowo-bielicowej i południowo-czarnoziemnym w okresie wegetacji zmieniała się 5 razy.
W ostatnich latach w niektórych jednostkach naukowych badano wpływ wieloletniego stosowania nawozów mineralnych, organicznych i wapniowych na zawartość mobilnych form metali ciężkich w glebie.
W agrochemicznej stacji doświadczalnej Dolgoprudnaya (DAOS, obwód moskiewski) przeprowadzono badania akumulacji metali ciężkich, pierwiastków toksycznych w glebie oraz ich mobilności w warunkach długotrwałego stosowania nawozów fosforowych na glebie wapienno-bielicowej ciężkiej gliniastej (Yu.A. Potatueva i in., 1994.). Systematyczne stosowanie nawozów balastowych i skoncentrowanych od 60 lat, Różne formy fosforany przez 20 lat i fosforyty z różnych złóż przez 8 lat nie miały istotnego wpływu na całkowitą zawartość metali ciężkich i pierwiastków toksycznych (TE) w glebie, ale powodowały wzrost mobilności niektórych TM i TE w glebie. to. Zawartość form mobilnych i rozpuszczalnych w wodzie w glebie wzrosła około 2-krotnie przy systematycznym stosowaniu wszystkich badanych form nawozów fosforowych, jednak wyniosła zaledwie 1/3 MPC. Ilość strontu mobilnego wzrosła 4,5 razy w glebie, która otrzymała superfosfat prosty. Wprowadzenie surowych fosforytów ze złoża Kingisep spowodowało wzrost zawartości form mobilnych w glebie (AAB pH 4,8): ołowiu o 2 razy, niklu o 20% i chromu o 17%, co wyniosło 1/4 i 1/10 członków RPP. W glebie, do której wprowadzono surowe fosforyty ze złoża Chilisai, odnotowano wzrost zawartości chromu mobilnego o 17% (tab. 16).
Porównanie danych doświadczalnych z wieloletnich doświadczeń polowych z DAOS z normami sanitarno-higienicznymi na zawartość mobilnych form metali ciężkich w glebie, a przy ich braku z zaleceniami proponowanymi w literaturze, wskazuje, że zawartość form mobilnych tych pierwiastków w glebie była mniejsza. dopuszczalne poziomy. Te dane doświadczalne wskazują, że nawet bardzo długotrwałe stosowanie nawozów fosforowych przez 60 lat nie doprowadziło do przekroczenia poziomu MPC w glebie, ani w postaci brutto, ani mobilnych form metali ciężkich. Jednocześnie dane te wskazują, że reglamentacja metali ciężkich w glebie jedynie formami brutto nie jest dostatecznie uzasadniona i powinna być uzupełniona o zawartość formy mobilnej, która odzwierciedla zarówno właściwości chemiczne samych metali, jak i właściwości gleby, na której rosną rośliny.
Na podstawie wieloletniego doświadczenia terenowego, opracowanego pod kierunkiem akademika N.S. Avdonin w bazie doświadczalnej Moskiewskiego Uniwersytetu Państwowego „Czasznikowo” przeprowadzono badanie wpływu długotrwałego stosowania nawozów mineralnych, organicznych, wapiennych i ich kombinacji na zawartość mobilnych form metali ciężkich w glebie przez 41 lat (V.G. Mineev i in., 1994). Wyniki badań w tabeli 17 wykazały, że stworzenie optymalnych warunków do wzrostu i rozwoju roślin istotnie obniżyło zawartość mobilnych form ołowiu i kadmu w glebie. Systematyczne stosowanie nawozów azotowo-potasowych, zakwaszające roztwór glebowy i zmniejszające zawartość mobilnego fosforu, podwoiło stężenie mobilnych związków ołowiu i niklu oraz 1,5-krotnie zwiększyło zawartość kadmu w glebie.
Zbadano zawartość form ogólnych i mobilnych TM w glebie bagienno-bielicowej lekkiej Białorusi przy wieloletnim stosowaniu komunalnych osadów ściekowych: termofilnie fermentowanych z pól namułowych (TIP) i termofilnie fermentowanych z późniejszym odwadnianiem mechanicznym (TMD).
W ciągu 8 lat badań nasycenie płodozmianu OCB wyniosło 6,25 t/ha (pojedyncza dawka) i 12,5 t/ha (podwójna dawka), czyli około 2-3 razy więcej niż dawki zalecane.
Jak widać z Tabeli 18, widać wyraźny wzorzec wzrostu zawartości brutto i mobilnych form TM w wyniku trzykrotnego zastosowania WWS. Ponadto największą ruchliwością charakteryzuje się cynk, którego ilość w postaci mobilnej wzrosła 3-4-krotnie w porównaniu z glebą kontrolną (N.P. Reshetsky, 1994). Jednocześnie nie zmieniła się istotnie zawartość związków mobilnych kadmu, miedzi, ołowiu i chromu.
Badania naukowców strony białoruskiej - x. uczelnie wykazały, że przy wprowadzaniu osadów ściekowych (mokry osad SIP z pól mułowych, HIP, TMF) zauważalny był wzrost zawartości mobilnych form pierwiastków w glebie, ale najsilniej kadmu, cynku i miedzi (tab. 19). ). Wapnowanie praktycznie nie miało wpływu na mobilność metali. Według autorów. zastosowanie ekstraktu w 1 N HNO3 do scharakteryzowania stopnia ruchliwości metali nie jest skuteczne, ponieważ przechodzi do niego ponad 80% całkowitej zawartości pierwiastka (A.I. Gorbyleva i wsp., 1994).
Ustalenie pewnych zależności zmian ruchliwości TM w glebie od poziomu kwasowości przeprowadzono w doświadczeniach mikropolowych na ługowanych czarnoziemach Centralnego Czarnoziemu Federacji Rosyjskiej. Jednocześnie oznaczano kadm, cynk i ołów w ekstraktach: kwas solny, azotowy, siarkowy, bufor octanu amonu o pH 4,8 i pH 3,5, saletra amonowa, woda destylowana. Stwierdzono ścisły związek między całkowitą zawartością cynku a jego formami mobilnymi wyekstrahowanymi kwasami R=0,924-0,948. Przy stosowaniu AAB pH 4,8 R=0,784, AAB pH 3,5=0,721. Ołów odzyskany przez kwas solny i azotowy słabiej skorelowany z zawartością brutto: R=0,64-0,66. Pozostałe ekstrakty miały znacznie niższe wartości współczynników korelacji. Korelacja pomiędzy kwasowymi związkami kadmu ekstrahowanych a rezerwami brutto była bardzo wysoka (R=0,98-0,99). przy ekstrakcji AAB pH 4,8-R=0,92. Zastosowanie innych ekstraktów dało wyniki wskazujące na słabą zależność między ogólnymi i ruchomymi formami metali ciężkich w glebie (N.P. Bogomazov, P.G. Akulov, 1994).
W wieloletnim eksperymencie polowym (Ogólnorosyjski Instytut Badawczy Lnu, Region Twerski), przy długotrwałym stosowaniu nawozów na glebie bielicowo-błękitnej, udział ruchomych związków metali z zawartości ich potencjalnie dostępnych form zmniejszył się szczególnie wyraźnie w 3 rok od następstw wapna w dawce 2 g q. (tab. 20). W 13 roku od następstw wapno w tej samej dawce zmniejszyło jedynie zawartość mobilnego żelaza i glinu w glebie. w 15 roku - żelazo, aluminium i mangan (L.I. Petrova. 1994).
Dlatego w celu zmniejszenia zawartości mobilnych form ołowiu i miedzi w glebie konieczne jest wielokrotne wapnowanie gleb.
Badania ruchliwości metali ciężkich w czarnoziemach regionu Rostowa wykazały, że w warstwie metrowej zwykłych czarnoziemów ilość cynku wyekstrahowanego ekstraktem buforowym octanu amonu o pH 4,8 wahała się w granicach 0,26-0,54 mg/kg. mangan 23,1-35,7 mg / kg, miedź 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994), Porównanie tych danych z rezerwami brutto pierwiastków śladowych w glebie tych samych działek wykazało, że ruchliwość różne elementy różni się znacznie. Cynk na czarnoziemie węglanu jest 2,5-4,0 razy mniej dostępny dla roślin niż miedź i 5-8 razy mniej niż mangan (Tabela 21).
Tak więc pokazują wyniki przeprowadzonych badań. że problem mobilności metali ciężkich w glebie jest złożony i wieloczynnikowy. Zawartość mobilnych form metali ciężkich w glebie zależy od wielu warunków. Główną metodą prowadzącą do obniżenia zawartości tej formy metali ciężkich jest zwiększenie żyzności gleby (wapnowanie, zwiększenie zawartości próchnicy i fosforu itp.). Jednocześnie nie ma ogólnie przyjętej formuły dla metali ruchomych. W tej sekcji zaproponowaliśmy nasze zrozumienie różnych frakcji metali ruchomych w glebie:
1) całkowity zasób form mobilnych (wyekstrahowanych kwasami);
2) mobilna forma mobilna (odzyskiwalna za pomocą roztworów buforowych):
3) wymienny (ekstrahowany solami obojętnymi);
4) rozpuszczalny w wodzie.
Skład chemiczny gleb na różnych terytoriach jest niejednorodny, a rozkład pierwiastków chemicznych zawartych w glebach na całym terytorium jest nierównomierny. Na przykład metale ciężkie, znajdujące się głównie w stanie rozproszonym, mogą tworzyć lokalne wiązania, w których ich stężenia są setki i tysiące razy wyższe niż poziomy Clarke'a.
Szereg pierwiastków chemicznych jest niezbędnych do normalnego funkcjonowania organizmu. Ich niedobór, nadmiar lub brak równowagi mogą powodować choroby zwane mikroelementozami 1 , czyli endemie biogeochemiczne, które mogą być zarówno naturalne, jak i wywołane przez człowieka. W ich dystrybucji ważną rolę odgrywa woda, a także produkty spożywcze, w których pierwiastki chemiczne przedostają się z gleby poprzez łańcuchy pokarmowe.
Ustalono doświadczalnie, że na procentową zawartość HM w roślinach wpływa procent HM w glebie, atmosferze i wodzie (w przypadku glonów). Zauważono również, że na glebach o tej samej zawartości metali ciężkich ten sam plon daje inny plon, choć warunki klimatyczne również się pokrywały. Następnie odkryto zależność produktywności od kwasowości gleby.
Najbardziej zbadane wydaje się zanieczyszczenie gleby kadmem, rtęcią, ołowiem, arsenem, miedzią, cynkiem i manganem. Rozważ zanieczyszczenie gleby tymi metalami oddzielnie dla każdego. 2
Kadm (Cd)
Zawartość kadmu w skorupie ziemskiej wynosi około 0,15 mg/kg. Kadm jest skoncentrowany w skałach wulkanicznych (od 0,001 do 1,8 mg/kg), metamorficznych (od 0,04 do 1,0 mg/kg) i osadowych (od 0,1 do 11,0 mg/kg). Gleby powstałe na bazie takich materiałów źródłowych zawierają 0,1-0,3; odpowiednio 0,1 - 1,0 i 3,0 - 11,0 mg/kg kadmu.
W glebach kwaśnych kadm występuje w postaci Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , aw glebach wapiennych - w postaci Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3 + .
Pobieranie kadmu przez rośliny znacznie spada, gdy gleby kwaśne są wapnowane. W tym przypadku wzrost pH zmniejsza rozpuszczalność kadmu w wilgotności gleby, a także biodostępność kadmu glebowego. Tak więc zawartość kadmu w liściach buraków na glebach wapiennych była mniejsza niż zawartość kadmu w tych samych roślinach na glebach nie wapnowanych. Podobny efekt wykazał ryż i pszenica -->.
Negatywny wpływ wzrostu pH na dostępność kadmu wiąże się ze spadkiem nie tylko rozpuszczalności kadmu w fazie roztworu glebowego, ale także aktywności korzeni, która wpływa na wchłanianie.
Kadm jest raczej nieaktywny w glebie, a jeśli materiał zawierający kadm zostanie dodany do jej powierzchni, większość pozostaje nienaruszona.
Metody usuwania zanieczyszczeń z gleby obejmują usunięcie samej skażonej warstwy, usunięcie kadmu z warstwy lub przykrycie skażonej warstwy. Kadm można przekształcić w złożone nierozpuszczalne związki za pomocą dostępnych środków chelatujących (np. kwas etylenodiaminotetraoctowy). .
Ze względu na stosunkowo szybkie pobieranie kadmu z gleby przez rośliny i niski poziom toksyczności powszechnie spotykanych stężeń, kadm może gromadzić się w roślinach i szybciej wchodzić do łańcucha pokarmowego niż ołów i cynk. Dlatego kadm stanowi największe zagrożenie dla zdrowia ludzi, gdy odpady są wprowadzane do gleby.
Procedura minimalizacji ilości kadmu, który może dostać się do ludzkiego łańcucha pokarmowego ze skażonej gleby, jest gleba roślinna, nieużywane do żywności lub upraw, które pochłaniają niewielkie ilości kadmu.
Generalnie rośliny na glebach kwaśnych pochłaniają więcej kadmu niż na glebach obojętnych lub zasadowych. Dlatego wapnowanie gleb kwaśnych jest skuteczny środek zmniejszenie ilości wchłanianego kadmu.
Rtęć (Hg)
Rtęć występuje w przyrodzie w postaci pary metalu Hg 0 utworzonej podczas jej parowania ze skorupy ziemskiej; w postaci nieorganicznych soli Hg (I) i Hg (II) oraz w postaci organicznego związku metylortęci CH 3 Hg +, monometylo- i dimetylowych pochodnych CH 3 Hg + i (CH 3) 2 Hg.
Rtęć gromadzi się w górnym horyzoncie (0-40 cm) gleby i słabo migruje do jej głębszych warstw. Związki rtęci są wysoce stabilnymi substancjami glebowymi. Rośliny rosnące na glebie skażonej rtęcią pobierają znaczne ilości pierwiastka i gromadzą go w niebezpiecznych stężeniach lub nie rosną.
Ołów (Pb)
Według danych z doświadczeń przeprowadzonych w warunkach hodowli piaskowej z wprowadzeniem do gleby progowych stężeń Hg (25 mg/kg) i Pb (25 mg/kg) i przekroczeniem progu 2–20 razy, rośliny owsa rosną i rozwijają się zwykle do pewnego poziomu zanieczyszczenia. Wraz ze wzrostem stężenia metali (dla Pb od dawki 100 mg/kg) zmienia się wygląd roślin. Przy ekstremalnych dawkach metali rośliny umierają w ciągu trzech tygodni od rozpoczęcia eksperymentów. Zawartość metali w składnikach biomasy rozkłada się w kolejności malejącej: korzenie – część nadziemna – ziarno.
Całkowite pobranie ołowiu do atmosfery (a tym samym częściowo do gleby) z pojazdów w Rosji w 1996 r. oszacowano na około 4,0 tys. ton, z czego 2,16 tys. ton stanowiły przewozy towarowe. Maksymalne obciążenie ołowiem znajdowało się w regionach Moskwy i Samary, a następnie w regionach Kaługa, Niżny Nowogród, Włodzimierz i inne podmioty Federacji Rosyjskiej znajdujące się w środkowej części europejskiego terytorium Rosji i Północny Kaukaz. Największe bezwzględne emisje ołowiu zaobserwowano w rejonie Uralu (685 t), Wołgi (651 t) i Zachodniej Syberii (568 t). A najbardziej niekorzystny wpływ emisji ołowiu odnotowano w regionach Tatarstan, Krasnodar i Stawropol, Rostów, Moskwa, Leningrad, Niżny Nowogród, Wołgograd, Woroneż, Saratów i Samara (gazeta Green World, wydanie specjalne nr 28, 1997).
Arsen (as)
Arsen występuje w środowisku w różnych stabilnych chemicznie formach. Jego dwa główne stopnie utlenienia to As(III) i As(V). W naturze arszenik pięciowartościowy występuje powszechnie w postaci różnych związków nieorganicznych, chociaż arszenik trójwartościowy łatwo znajduje się w wodzie, zwłaszcza w warunkach beztlenowych.
Miedź(c)
Naturalne minerały miedzi w glebie obejmują siarczany, fosforany, tlenki i wodorotlenki. Siarczki miedzi mogą tworzyć się w słabo osuszonych lub zalanych glebach, w których spełnione są warunki redukujące. Minerały miedzi są zwykle zbyt rozpuszczalne, aby pozostać w swobodnie odwadnianych glebach rolniczych. Jednak w glebach zanieczyszczonych metalami środowisko chemiczne może być kontrolowane przez procesy nierównowagowe prowadzące do akumulacji metastabilnych ciał stałych. Przypuszcza się, że kowelit (CuS) lub chalkopiryt (CuFeS 2) można również znaleźć w regenerowanych glebach skażonych miedzią.
Ślady miedzi mogą występować jako oddzielne wtrącenia siarczkowe w krzemianach i mogą izomorficznie zastępować kationy w krzemianach warstwowych. Niezrównoważone ładunkowo minerały ilaste niespecyficznie absorbują miedź, podczas gdy tlenki i wodorotlenki żelaza i manganu wykazują bardzo wysokie specyficzne powinowactwo do miedzi. Związki organiczne o wysokiej masie cząsteczkowej mogą być stałymi absorbentami miedzi, podczas gdy substancje organiczne o niskiej masie cząsteczkowej mają tendencję do tworzenia rozpuszczalnych kompleksów.
Złożoność składu gleby ogranicza możliwość ilościowego rozdziału związków miedzi na określone formy chemiczne. wskazuje na --> Obecność dużej masy konglomeratów miedzi stwierdza się zarówno w substancjach organicznych, jak iw tlenkach Fe i Mn. Wprowadzenie odpadów zawierających miedź lub nieorganicznych soli miedzi zwiększa stężenie związków miedzi w glebie, które można ekstrahować stosunkowo łagodnymi odczynnikami; tak więc miedź można znaleźć w glebie w postaci nietrwałych form chemicznych. Ale pierwiastek łatwo rozpuszczalny i wymienny - miedź - tworzy niewielką liczbę form zdolnych do przyswajania przez rośliny, zwykle mniej niż 5% całkowitej zawartości miedzi w glebie.
Toksyczność miedzi wzrasta wraz ze wzrostem pH gleby i niską zdolnością do wymiany kationów gleby. Wzbogacenie miedzi w wyniku ekstrakcji następuje tylko w powierzchniowych warstwach gleby, a uprawy z głębokim systemem korzeniowym nie cierpią z tego powodu.
Środowisko i odżywianie roślin może wpływać na fitotoksyczność miedzi. Na przykład toksyczność miedzi w stosunku do ryżu na równinach była wyraźnie zauważona, gdy rośliny były podlewane raczej zimną niż ciepłą wodą. Faktem jest, że aktywność mikrobiologiczna jest stłumiona w zimnej glebie i stwarza w glebie te warunki redukujące, które przyczyniłyby się do wytrącania miedzi z roztworu.
Fitotoksyczność dla miedzi występuje początkowo z nadmiaru dostępnej miedzi w glebie i jest wzmacniana przez kwasowość gleby. Ponieważ miedź jest stosunkowo nieaktywna w glebie, prawie cała miedź, która dostaje się do gleby, pozostaje w górnych warstwach. Wprowadzenie substancji organicznych do gleb skażonych miedzią może zmniejszyć toksyczność dzięki adsorpcji rozpuszczalnego metalu przez podłoże organiczne (w tym przypadku jony Cu 2+ są przekształcane w związki złożone mniej dostępne dla roślin) lub poprzez zwiększenie mobilności Jony Cu 2+ i wypłukiwanie ich z gleby w postaci rozpuszczalnych kompleksów miedzioorganicznych.
Cynk (Zn)
Cynk występuje w glebie w postaci oksosiarczanów, węglanów, fosforanów, krzemianów, tlenków i wodorotlenków. Te nieorganiczne związki są metastabilne na dobrze osuszonych terenach rolniczych. Najwyraźniej sfaleryt ZnS jest termodynamicznie dominującą formą zarówno w glebach zredukowanych, jak i utlenionych. Pewne powiązanie cynku z fosforem i chlorem jest widoczne w zredukowanych osadach zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Dlatego w glebach bogatych w metale powinny znajdować się stosunkowo rozpuszczalne sole cynku.
Cynk jest izomorficznie zastępowany innymi kationami w minerałach krzemianowych i może być okludowany lub współwytrącany z wodorotlenkami manganu i żelaza. Krzemiany warstwowe, węglany, uwodnione tlenki metali i związki organiczne dobrze wchłaniają cynk, wykorzystując zarówno specyficzne, jak i niespecyficzne miejsca wiązania.
Rozpuszczalność cynku wzrasta w glebach kwaśnych, a także w tworzeniu kompleksów z ligandami organicznymi o małej masie cząsteczkowej. Warunki ograniczające mogą zmniejszyć rozpuszczalność cynku z powodu tworzenia nierozpuszczalnego ZnS.
Fitotoksyczność cynku zwykle objawia się, gdy korzenie roślin wchodzą w kontakt z nadmiarem roztworu cynku w glebie. Transport cynku przez glebę odbywa się poprzez wymianę i dyfuzję, przy czym ten ostatni proces dominuje w glebach o niskiej zawartości cynku. Transport metaboliczny jest bardziej istotny w glebach o wysokiej zawartości cynku, w których stężenia rozpuszczalnego cynku są stosunkowo stabilne.
Mobilność cynku w glebie wzrasta w obecności czynników chelatujących (naturalnych lub syntetycznych). Wzrost stężenia rozpuszczalnego cynku spowodowany tworzeniem rozpuszczalnych chelatów kompensuje spadek ruchliwości spowodowany wzrostem wielkości cząsteczek. Stężenie cynku w tkankach roślinnych, całkowity pobór i objawy toksyczności są dodatnio skorelowane ze stężeniem cynku w roztworze do płukania korzeni.
Wolny jon Zn 2+ jest wchłaniany głównie przez system korzeniowy roślin, dlatego tworzenie rozpuszczalnych chelatów przyczynia się do rozpuszczalności tego metalu w glebie, a reakcja ta kompensuje zmniejszoną dostępność cynku w formie chelatowanej.
Początkowa forma zanieczyszczenia metalami wpływa na potencjalną toksyczność cynku: dostępność cynku dla rośliny w nawożonych glebach o równoważnej całkowitej zawartości tego metalu zmniejsza się w kompoście serii ZnSO 4 >osad>śmieci.
Większość eksperymentów dotyczących zanieczyszczenia gleby osadami zawierającymi cynk nie wykazała spadku plonu ani ich oczywistej fitotoksyczności; jednak ich długotrwałe stosowanie w dużym tempie może uszkodzić rośliny. Proste stosowanie cynku w postaci ZnSO 4 powoduje zmniejszenie wzrostu plonów na glebach kwaśnych, natomiast długotrwałe stosowanie cynku w glebach prawie obojętnych pozostaje niezauważone.
Poziomy toksyczności w glebach rolniczych osiągane przez cynk są zwykle spowodowane cynkiem powierzchniowym; zwykle nie wnika głębiej niż 15-30 cm Głębokie korzenie niektórych upraw mogą uniknąć kontaktu z nadmiarem cynku ze względu na ich położenie w niezanieczyszczonym podłożu.
Wapnowanie gleb zanieczyszczonych cynkiem zmniejsza jego koncentrację w uprawach polowych. Dodatki NaOH lub Ca(OH) 2 zmniejszają toksyczność cynku w warzywach uprawianych na glebach torfowych o wysokiej zawartości cynku, chociaż w tych glebach pobieranie cynku przez rośliny jest bardzo ograniczone. Niedobór żelaza wywołany cynkiem można wyeliminować stosując chelaty żelaza lub FeSO 4 do gleby lub bezpośrednio do liści. Fizyczne usunięcie lub usunięcie całkowicie skażonej cynkiem warstwy wierzchniej może zapobiec toksycznemu wpływowi metalu na rośliny.
Mangan
W glebie mangan występuje na trzech stopniach utlenienia: +2, +3, +4. W większości metal ten jest związany z minerałami pierwotnymi lub tlenkami metali wtórnych. W glebie całkowita ilość manganu waha się na poziomie 500 - 900 mg/kg.
Rozpuszczalność Mn 4+ jest niezwykle niska; mangan trójwartościowy jest bardzo niestabilny w glebie. Większość manganu w glebach występuje jako Mn 2+ , natomiast w glebach dobrze napowietrzonych większość w fazie stałej występuje w postaci tlenku, w którym metal znajduje się w IV stopniu utlenienia; w słabo napowietrzonych glebach mangan jest powoli redukowany przez środowisko mikrobiologiczne i przechodzi do roztworu glebowego, dzięki czemu staje się wysoce mobilny.
Rozpuszczalność Mn 2+ znacznie wzrasta przy niskim pH, ale zmniejsza się wchłanianie manganu przez rośliny.
Toksyczność manganu często występuje, gdy całkowity poziom manganu jest średni do wysokiego, pH gleby jest dość niskie, a dostępność tlenu w glebie jest również niska (tj. występują warunki redukujące). Aby wyeliminować wpływ tych warunków należy zwiększyć pH gleby poprzez wapnowanie, należy dążyć do poprawy odwodnienia gleby, ograniczenia dopływu wody, tj. ogólnie poprawiają strukturę gleby.