Mobile Formen von Schwermetallen im Boden. Zusammenfassung: Schwermetalle im Boden

12.10.2019

Schwermetall-Pflanzenerde

Der Gehalt an HM in Böden hängt, wie von vielen Forschern festgestellt wurde, von der Zusammensetzung des ursprünglichen Gesteins ab, dessen erhebliche Vielfalt mit der komplexen geologischen Geschichte der Entwicklung von Gebieten verbunden ist (Kovda, 1973). Die chemische Zusammensetzung bodenbildender Gesteine, repräsentiert durch Verwitterungsprodukte von Gesteinen, ist durch die chemische Zusammensetzung der Ausgangsgesteine vorgegeben und hängt von den Bedingungen der hypergenen Umwandlung ab.

In den letzten Jahrzehnten war die anthropogene Aktivität des Menschen intensiv in die Prozesse der HM-Migration in die natürliche Umwelt eingebunden. Mengen chemische Elemente, die durch Technogenese in die Umwelt gelangen, übersteigen zum Teil deutlich ihre natürliche Aufnahme. Beispielsweise beträgt die weltweite Freisetzung von Pb aus natürlichen Quellen pro Jahr 12.000 Tonnen. und anthropogene Emissionen von 332.000 Tonnen. (Nriagu, 1989). Eingebunden in natürliche Migrationszyklen führen anthropogene Ströme zur schnellen Ausbreitung von Schadstoffen in den natürlichen Bestandteilen der Stadtlandschaft, wo ihre Wechselwirkung mit dem Menschen unvermeidlich ist. Die Mengen an Schadstoffen, die HM enthalten, nehmen jährlich zu und schädigen die natürliche Umwelt, beeinträchtigen das bestehende ökologische Gleichgewicht und beeinträchtigen die menschliche Gesundheit.

Die Hauptquellen der anthropogenen Freisetzung von HM in die Umwelt sind Wärmekraftwerke, Hüttenbetriebe, Steinbrüche und Minen zur Gewinnung von polymetallischen Erzen, Transport, chemische Mittel zum Schutz von Pflanzen vor Krankheiten und Schädlingen, Verbrennung von Öl und verschiedenen Abfällen, Herstellung von Glas , Düngemittel, Zement usw. Die stärksten HM-Halos treten um Eisen- und insbesondere Nichteisenmetallurgieunternehmen als Ergebnis atmosphärischer Emissionen auf (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Israel, 1984; Geochemistry…, 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala und Singh, 2001). Die Wirkung von Schadstoffen erstreckt sich über mehrere zehn Kilometer von der Quelle der Elemente, die in die Atmosphäre gelangen. So verteilen sich Metalle in einer Menge von 10 bis 30 % der gesamten Emissionen in die Atmosphäre über eine Entfernung von 10 km oder mehr von einem Industrieunternehmen. Gleichzeitig wird eine kombinierte Verschmutzung von Pflanzen beobachtet, die aus der direkten Ablagerung von Aerosolen und Staub auf der Blattoberfläche und der Wurzelassimilation von HMs besteht, die sich über einen langen Zeitraum der Verschmutzung aus der Atmosphäre im Boden angesammelt haben (Ilyin, Syso , 2001).

Anhand der folgenden Daten kann man die Größe der anthropogenen Aktivität der Menschheit beurteilen: Der Beitrag des technogenen Bleis beträgt 94-97% (der Rest ist natürliche Quellen), Cadmium - 84-89%, Kupfer - 56-87%, Nickel - 66-75%, Quecksilber - 58% usw. Gleichzeitig fallen 26-44% des weltweiten anthropogenen Flusses dieser Elemente auf Europa und Europäisches Territorium ehemalige UdSSR - 28-42 % aller Emissionen in Europa (Vronsky, 1996). Das Ausmaß des technogenen Niederschlags von HMs aus der Atmosphäre in verschiedenen Regionen der Welt ist nicht gleich und hängt vom Vorhandensein erschlossener Lagerstätten, dem Entwicklungsgrad der Bergbau- und Verarbeitungs- und Industrieindustrie, dem Transport, der Urbanisierung von Gebieten usw. ab.

Die Untersuchung der Anteilsbeteiligung verschiedener Industrien am globalen Strom von HM-Emissionen zeigt: 73 % des Kupfers und 55 % des Cadmiums sind mit Emissionen von kupfer- und nickelproduzierenden Unternehmen verbunden; 54 % der Quecksilberemissionen stammen aus der Kohleverbrennung; 46% Nickel - für die Verbrennung von Erdölprodukten; 86 % des Bleis gelangen aus Fahrzeugen in die Atmosphäre (Vronsky, 1996). Die Landwirtschaft liefert auch eine gewisse Menge an SM an die Umwelt, wo Pestizide und Mineraldünger verwendet werden, insbesondere Superphosphate enthalten erhebliche Mengen an Chrom, Cadmium, Kobalt, Kupfer, Nickel, Vanadium, Zink usw.

Elemente, die durch die Rohre der Chemie-, Schwer- und Nuklearindustrie in die Atmosphäre emittiert werden, wirken sich spürbar auf die Umwelt aus. Teilen in der Luftverschmutzung von Wärme- und anderen Kraftwerken beträgt 27%, Eisenmetallurgieunternehmen - 24,3%, Unternehmen zur Gewinnung und Herstellung von Baumaterialien - 8,1% (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991). HM (mit Ausnahme von Quecksilber) werden hauptsächlich als Aerosole in die Atmosphäre eingetragen. Die Menge der Metalle und ihr Gehalt in Aerosolen wird durch die Spezialisierung der Industrie- und Energieaktivitäten bestimmt. Wenn Kohle, Öl und Schiefer verbrannt werden, gelangen die in diesen Brennstoffen enthaltenen Elemente zusammen mit Rauch in die Atmosphäre. Kohle enthält also Cer, Chrom, Blei, Quecksilber, Silber, Zinn, Titan sowie Uran, Radium und andere Metalle.

Die bedeutendste Umweltverschmutzung wird durch leistungsstarke Wärmekraftwerke verursacht (Maistrenko et al., 1996). Jedes Jahr, nur wenn Kohle verbrannt wird, wird 8700-mal mehr Quecksilber in die Atmosphäre freigesetzt, als in den natürlichen biogeochemischen Kreislauf aufgenommen werden kann, 60-mal mehr Uran, 40-mal mehr Cadmium, 10-mal mehr Yttrium und Zirkonium und 3-4-mal mehr mehr Zinn. 90 % des Cadmiums, Quecksilbers, Zinns, Titans und Zinks, die die Atmosphäre verschmutzen, gelangen bei der Verbrennung von Kohle in diese. Dies betrifft vor allem die Republik Burjatien, wo Energieunternehmen, die Kohle verwenden, die größten Luftschadstoffe sind. Unter ihnen (nach ihrem Anteil an den Gesamtemissionen) stechen Gusinoozerskaya GRES (30 %) und CHPP-1 von Ulan-Ude (10 %) hervor.

Durch den Transport kommt es zu erheblichen Verschmutzungen der atmosphärischen Luft und des Bodens. Die meisten in Staub- und Gasemissionen von Industriebetrieben enthaltenen HM sind in der Regel löslicher als natürliche Verbindungen (Bol'shakov et al., 1993). Große Industriestädte ragen unter den aktivsten Quellen von HM heraus. Metalle reichern sich relativ schnell in den Böden von Städten an und werden ihnen extrem langsam entzogen: Die Halbwertszeit von Zink beträgt bis zu 500 Jahre, Cadmium bis zu 1100 Jahre, Kupfer bis zu 1500 Jahre, Blei bis zu mehreren tausend Jahren (Maistrenko et al., 1996). In vielen Städten der Welt haben hohe Raten der HM-Verschmutzung zu einer Störung der wichtigsten agrarökologischen Funktionen der Böden geführt (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Der Anbau landwirtschaftlicher Nutzpflanzen in der Nähe dieser Gebiete ist potenziell gefährlich, da die Feldfrüchte übermäßige Mengen an HM anreichern, die zu verschiedenen Krankheiten bei Mensch und Tier führen können.

Laut einer Reihe von Autoren (Ilyin und Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov und Zyrin, 1987 usw.) ist es richtiger, den Grad der Bodenkontamination mit HMs anhand des Gehalts ihrer bioverfügbarsten mobilen Formen zu beurteilen. Maximal zulässige Konzentrationen (MPCs) mobiler Formen der meisten HMs wurden jedoch noch nicht entwickelt. Als Vergleichskriterium können daher die Literaturangaben zur Höhe ihres Gehalts dienen, der zu nachteiligen Umweltfolgen führt.

Drunter ist Kurzbeschreibung Eigenschaften von Metallen, über die Besonderheiten ihres Verhaltens in Böden.

Blei (Pb). Atommasse 207,2. Das primäre Element ist ein Giftstoff. Alle löslichen Bleiverbindungen sind giftig. Unter natürlichen Bedingungen liegt es hauptsächlich in Form von PbS vor. Clark Pbs Erdkruste 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). Im Vergleich zu anderen HMs ist es am wenigsten mobil, und der Grad der Elementmobilität wird stark reduziert, wenn Böden gekalkt werden. Mobiles Pb liegt in Form von Komplexen mit organischen Stoffen vor (60 - 80 % mobiles Pb). Bei hohen pH-Werten wird Blei chemisch im Boden in Form von Hydroxid, Phosphat, Carbonat und Pb-organischen Komplexen fixiert (Zinc and cadmium…, 1992; Heavy…, 1997).

Der natürliche Gehalt an Blei in Böden wird von den Ausgangsgesteinen vererbt und steht in engem Zusammenhang mit deren mineralogischer und chemischer Zusammensetzung (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Die durchschnittliche Konzentration dieses Elements in den Böden der Welt reicht nach verschiedenen Schätzungen von 10 (Saet et al., 1990) bis 35 mg/kg (Bowen, 1979). Der MPC von Blei für Böden in Russland entspricht 30 mg/kg (Instructive…, 1990), in Deutschland - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Die hohe Bleikonzentration in Böden kann sowohl mit natürlichen geochemischen Anomalien als auch mit anthropogenen Einflüssen in Verbindung gebracht werden. Bei technogener Verschmutzung findet sich die höchste Konzentration des Elements in der Regel in der oberen Bodenschicht. In einigen Industriegebieten erreicht es 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983) und in der Oberflächenschicht von Böden um Nichteisenmetallurgieunternehmen in Westeuropa - 545 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Der Bleigehalt in Böden in Russland variiert erheblich je nach Bodentyp, Nähe zu Industrieunternehmen und natürlichen geochemischen Anomalien. In den Böden von Wohngebieten, insbesondere solchen, die mit der Verwendung und Herstellung bleihaltiger Produkte verbunden sind, ist der Gehalt dieses Elements oft zehn- oder mehrfach höher als der MPC (Tabelle 1.4). Nach vorläufigen Schätzungen weisen bis zu 28 % des Landesgebiets im Durchschnitt einen Pb-Gehalt im Boden auf, der unter dem Hintergrundwert liegt, und 11 % können als Risikogebiet eingestuft werden. Gleichzeitig ist in der Russischen Föderation das Problem der Bodenbelastung mit Blei überwiegend ein Problem von Wohngebieten (Snakin et al., 1998).

Cadmium (Cd). Atommasse 112,4. Cadmium hat ähnliche chemische Eigenschaften wie Zink, unterscheidet sich davon jedoch durch eine größere Mobilität in sauren Umgebungen und eine bessere Verfügbarkeit für Pflanzen. In der Bodenlösung liegt das Metall in Form von Cd2+ vor und bildet komplexe Ionen und organische Chelate. Der Hauptfaktor, der den Gehalt des Elements in Böden ohne anthropogenen Einfluss bestimmt, ist das Muttergestein (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Ilyin, 1991; Zink und Cadmium ..., 1992; Cadmium : ökologisch ..., 1994). Clark von Cadmium in der Lithosphäre 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). In bodenbildenden Gesteinen beträgt der durchschnittliche Metallgehalt: in Tonen und Tonschiefern - 0,15 mg / kg, Löss und lössähnlichen Lehmen - 0,08, Sanden und sandigen Lehmen - 0,03 mg / kg (Zink und Cadmium ..., 1992 ). In den quartären Lagerstätten Westsibiriens variiert die Cadmiumkonzentration zwischen 0,01 und 0,08 mg/kg.

Die Mobilität von Cadmium im Boden hängt von der Umgebung und dem Redoxpotential ab (Heavy…, 1997).

Der durchschnittliche Gehalt an Cadmium in den Böden der Welt beträgt 0,5 mg/kg (Saet et al., 1990). Seine Konzentration in der Bodenbedeckung des europäischen Teils Russlands beträgt 0,14 mg / kg - in Soda-Podzol-Boden, 0,24 mg / kg - in Chernozem (Zink und Cadmium ..., 1992), 0,07 mg / kg - in der Hauptsache Typen Böden Westsibiriens (Ilyin, 1991). Ungefähr zulässiger Cadmiumgehalt (AEC) für sandige und su sandiger Boden in Russland beträgt er 0,5 mg/kg, in Deutschland beträgt der MPC für Cadmium 3 mg/kg (Kloke, 1980).

Die Cadmiumkontamination der Bodenbedeckung gilt als eines der gefährlichsten Umweltphänomene, da es sich bereits bei geringer Bodenkontamination in Pflanzen über der Norm anreichert (Kadmiy …, 1994; Ovcharenko, 1998). Die höchsten Cadmiumkonzentrationen in der oberen Bodenschicht werden in Bergbaugebieten beobachtet - bis zu 469 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), in der Nähe von Zinkhütten erreichen sie 1700 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Zink (Zn). Atommasse 65,4. Seine Clarke in der Erdkruste beträgt 83 mg/kg. Zink ist in Tonablagerungen und Tonschiefern in Mengen von 80 bis 120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), in deluvialen, lössartigen und karbonatischen Lehmablagerungen des Urals, in Lehm Westsibiriens - von 60 bis konzentriert 80mg/kg.

Wichtige Einflussfaktoren auf die Mobilität von Zn in Böden sind der Gehalt an Tonmineralien und der pH-Wert. Mit steigendem pH-Wert geht das Element in organische Komplexe über und wird vom Boden gebunden. Auch Zinkionen verlieren ihre Beweglichkeit und gelangen in die Zwischenpaketräume des Montmorillonit-Kristallgitters. Mit organischem Material bildet Zn stabile Formen, daher reichert es sich meist in humusreichen Bodenhorizonten und in Torf an.

Gründe für den erhöhten Zinkgehalt in Böden können sowohl natürliche geochemische Anomalien als auch technogene Belastungen sein. Die wichtigsten anthropogenen Einnahmequellen sind vor allem Nichteisenmetallurgiebetriebe. Die Bodenkontamination mit diesem Metall in einigen Gebieten hat zu einer extrem hohen Anreicherung in der oberen Bodenschicht geführt - bis zu 66400 mg/kg. In Gartenböden reichern sich bis zu 250 oder mehr mg/kg Zink an (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Die AEC von Zink für sandige und sandige Lehmböden beträgt 55 mg/kg, deutsche Wissenschaftler empfehlen eine MPC von 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Kupfer (Cu). Atommasse 63,5. Clark in der Erdkruste 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Kupfer ist chemisch gesehen ein inaktives Metall. Der grundlegende Faktor, der den Wert des Cu-Gehalts beeinflusst, ist seine Konzentration in bodenbildenden Gesteinen (Goryunova et al., 2001). Von den magmatischen Gesteinen wird die größte Menge des Elements von den Hauptgesteinen angesammelt - Basalten (100-140 mg/kg) und Andesiten (20-30 mg/kg). Weniger kupferreich sind deckende und lössartige Lehme (20-40 mg/kg). Sein niedrigster Gehalt wird in Sandsteinen, Kalksteinen und Graniten festgestellt (5-15 mg/kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Die Metallkonzentration in Tonen des europäischen Teils des Territoriums der ehemaligen UdSSR erreicht 25 mg/kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), in lössartigen Lehmen - 18 mg/kg (Kovda, 1989). Sandige und sandige bodenbildende Gesteine des Altai-Gebirges akkumulieren durchschnittlich 31 mg/kg Kupfer (Malgin, 1978), im Süden Westsibiriens - 19 mg/kg (Ilyin, 1973).

In Böden ist Kupfer ein schwach wanderndes Element, obwohl der Gehalt der beweglichen Form recht hoch ist. Die Menge an mobilem Kupfer hängt von vielen Faktoren ab: der chemischen und mineralogischen Zusammensetzung des Ausgangsgesteins, dem pH-Wert der Bodenlösung, dem Gehalt an organischer Substanz usw. (Vinogradov, 1957; Peive, 1961; Kovalsky und Andriyanova, 1970; Alekseev, 1987 usw.). Die größte Kupfermenge im Boden ist mit Eisenoxiden, Mangan-, Eisen- und Aluminiumhydroxiden und insbesondere mit Vermiculit-Montmorillonit verbunden. Humin- und Fulvosäuren sind in der Lage, mit Kupfer stabile Komplexe zu bilden. Bei pH 7-8 ist die Löslichkeit von Kupfer am geringsten.

Der durchschnittliche Kupfergehalt in den Böden der Welt beträgt 30 mg/kg (Bowen, 1979). In der Nähe industrieller Schadstoffquellen können teilweise Bodenbelastungen mit Kupfer bis zu 3500 mg/kg beobachtet werden (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Der durchschnittliche Gehalt an Metall in Böden von Mittel- und südlichen Regionen in der ehemaligen UdSSR 4,5-10,0 mg/kg, im Süden Westsibiriens 30,6 mg/kg (Ilyin, 1973), in Sibirien und im Fernen Osten 27,8 mg/kg (Makeev, 1973). MPC für Kupfer in Russland beträgt 55 mg/kg (Instructive ..., 1990), APC für sandige und sandige Lehmböden - 33 mg/kg (Control ..., 1998), in Deutschland - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Nickel (Ni). Atommasse 58,7. In kontinentalen Sedimenten kommt es hauptsächlich in Form von Sulfiden und Arseniten vor und ist auch mit Karbonaten, Phosphaten und Silikaten vergesellschaftet. Die Clarke eines Elements in der Erdkruste beträgt 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Ultrabasische (1400–2000 mg/kg) und basische (200–1000 mg/kg) Gesteine akkumulieren die größte Menge an Metall, während Sedimentgesteine und saure Gesteine es in viel geringeren Konzentrationen enthalten – 5–90 und 5–15 mg/kg, (Reuce, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias und Pendias, 1989). Von großer Bedeutung bei der Akkumulation von Nickel durch bodenbildende Gesteine ist deren granulometrische Zusammensetzung. Am Beispiel der bodenbildenden Gesteine Westsibiriens ist zu sehen, dass der Gehalt in leichteren Gesteinen am niedrigsten, in schweren Gesteinen am höchsten ist: in Sanden - 17, sandigen Lehmen und leichten Lehmen - 22, mittleren Lehmen - 36, schwere Lehme und Tone - 46 (Ilyin, 2002) .

Der Gehalt an Nickel in Böden hängt weitgehend von der Verfügbarkeit dieses Elements in bodenbildenden Gesteinen ab (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Die höchsten Nickelkonzentrationen werden in der Regel in tonigen und lehmigen Böden beobachtet, in Böden, die auf basischen und vulkanischen Gesteinen gebildet und reich an organischer Substanz sind. Die Verteilung von Ni im Bodenprofil wird durch den Gehalt an organischer Substanz, amorphen Oxiden und die Menge an Tonanteil bestimmt.

Die Höhe der Nickelkonzentration in der oberen Bodenschicht hängt auch vom Grad ihrer technogenen Belastung ab. In Gebieten mit einer entwickelten metallverarbeitenden Industrie kommt es zu einer sehr hohen Akkumulation von Nickel in Böden: In Kanada erreicht sein Bruttogehalt 206–26.000 mg/kg und in Großbritannien erreicht der Gehalt an beweglichen Formen 506–600 mg/kg. In den mit Klärschlamm behandelten Böden von Großbritannien, Holland, Deutschland reichert sich Nickel bis zu 84-101 mg/kg an (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). In Russland (laut einer Untersuchung von 40-60 % der landwirtschaftlichen Böden) sind 2,8 % der Bodenbedeckung mit diesem Element kontaminiert. Der Anteil der Böden, die neben anderen HMs (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As usw.) mit Ni kontaminiert sind, ist tatsächlich am bedeutendsten und wird nur von den mit Kupfer kontaminierten Böden (3,8 %) übertroffen (Aristarkhov, Kharitonova, 2002 ). Laut Landüberwachungsdaten der staatlichen Station des agrochemischen Dienstes "Buryatskaya" für 1993-1997. Auf dem Territorium der Republik Burjatien wurde ein Überschuss des MAC von Nickel von 1,4% des Landes der untersuchten landwirtschaftlichen Fläche registriert, darunter die Böden von Zakamensky (20% des Landes sind verschmutzt - 46 Tausend Hektar) und Khorinsky-Bezirke (11% des Landes sind verschmutzt - 8 Tausend Hektar) werden unterschieden.

Chrom (Cr). Atommasse 52. In natürliche Verbindungen Chrom hat eine Wertigkeit von +3 und +6. Großer Teil Cr3+ ist in Chromit FeCr2O4 oder anderen Mineralien der Spinellreihe vorhanden, wo es Fe und Al ersetzt, denen es in seinen geochemischen Eigenschaften und seinem Ionenradius sehr ähnlich ist.

Clark von Chrom in der Erdkruste - 83 mg / kg. Seine höchsten Konzentrationen unter magmatischen Gesteinen sind typisch für ultrabasische und basische (1600-3400 bzw. 170-200 mg/kg), niedrigere - für mittlere Gesteine (15-50 mg/kg) und die niedrigsten - für saure (4-25 mg/kg).kg). Unter den Sedimentgesteinen wurde der maximale Gehalt des Elements in Tonsedimenten und Tonschiefern (60-120 mg/kg), der minimale Gehalt in Sandsteinen und Kalksteinen (5-40 mg/kg) gefunden (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Der Gehalt an Metall in bodenbildenden Gesteinen verschiedener Regionen ist sehr unterschiedlich. Im europäischen Teil der ehemaligen UdSSR beträgt sein Gehalt in den häufigsten bodenbildenden Gesteinen wie Löss, lössartigem Karbonat und Mantellehm durchschnittlich 75-95 mg/kg (Yakushevskaya, 1973). Die bodenbildenden Gesteine Westsibiriens enthalten durchschnittlich 58 mg/kg Cr, und ihre Menge hängt eng mit der granulometrischen Zusammensetzung der Gesteine zusammen: sandige und sandige Lehmgesteine - 16 mg/kg und mittlere Lehm- und Tongesteine - etwa 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

In Böden liegt das meiste Chrom in Form von Cr3+ vor. Im sauren Milieu ist das Cr3+-Ion inert, bei pH 5,5 fällt es fast vollständig aus. Das Cr6+-Ion ist extrem instabil und wird sowohl in sauren als auch in alkalischen Böden leicht mobilisiert. Die Adsorption von Chrom durch Tone hängt vom pH-Wert des Mediums ab: Mit steigendem pH-Wert nimmt die Adsorption von Cr6+ ab, während die von Cr3+ zunimmt. Organische Bodensubstanz stimuliert die Reduktion von Cr6+ zu Cr3+.

Der natürliche Chromgehalt in Böden hängt hauptsächlich von seiner Konzentration in bodenbildenden Gesteinen ab (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaya et al., 1990), und die Verteilung entlang des Bodenprofils hängt von den Merkmalen der Bodenbildung ab, in insbesondere zur granulometrischen Zusammensetzung genetischer Horizonte. Der durchschnittliche Chromgehalt in Böden beträgt 70 mg/kg (Bowen, 1979). Der höchste Gehalt des Elements wird in Böden beobachtet, die auf basischen und vulkanischen Gesteinen gebildet werden, die reich an diesem Metall sind. Der durchschnittliche Cr-Gehalt in den Böden der USA beträgt 54 mg/kg, China - 150 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukraine - 400 mg/kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). In Russland sind seine hohen Konzentrationen in Böden unter natürlichen Bedingungen auf die Anreicherung von bodenbildenden Gesteinen zurückzuführen. Kursk-Chernozeme enthalten 83 mg/kg Chrom, Soda-Podsol-Böden der Region Moskau - 100 mg/kg. Die auf Serpentiniten gebildeten Böden des Urals enthalten bis zu 10.000 mg/kg Metall, in Westsibirien 86–115 mg/kg (Yakushevskaya, 1973; Krasnokutskaya et al., 1990; Ilyin und Syso, 2001).

Der Beitrag anthropogener Quellen zur Versorgung mit Chrom ist sehr bedeutend. Chrommetall wird hauptsächlich zum Verchromen als Bestandteil von legierten Stählen verwendet. Bodenverunreinigungen mit Cr wurden durch Emissionen aus Zementwerken, Eisen-Chrom-Schlackenhalden, Ölraffinerien, Eisen- und Nichteisenmetallurgiebetrieben, der Verwendung von industriellem Klärschlamm in der Landwirtschaft, insbesondere Gerbereien, und Mineraldünger festgestellt. Die höchsten Chromkonzentrationen in technogen belasteten Böden erreichen 400 oder mehr mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), was besonders charakteristisch für Großstädte ist (Tab. 1.4). In Burjatien sind nach Landüberwachungsdaten, die von der Buryatskaya State Agrochemical Service Station für 1993-1997 durchgeführt wurden, 22.000 Hektar mit Chrom kontaminiert. In den Bezirken Dzhida (6,2 Tausend ha), Zakamensky (17,0 Tausend ha) und Tunkinsky (14,0 Tausend ha) wurden MPC-Überschüsse um das 1,6- bis 1,8-fache festgestellt.

Boden ist die Oberfläche der Erde mit Eigenschaften, die sowohl das Leben als auch das Leben charakterisieren unbelebte Natur.

Der Boden ist ein Indikator für das Ganze. Schadstoffe gelangen in den Boden aus Niederschlag, Oberflächenabfall. Sie werden auch durch Erdgesteine und Grundwasser in die Bodenschicht eingetragen.

Die Gruppe der Schwermetalle umfasst alle, deren Dichte die von Eisen übersteigt. Das Paradoxe an diesen Elementen ist, dass sie in bestimmten Mengen notwendig sind, um das normale Funktionieren von Pflanzen und Organismen zu gewährleisten.

Aber ihr Übermaß kann zu schweren Krankheiten und sogar zum Tod führen. Durch den Nahrungskreislauf gelangen schädliche Verbindungen in den menschlichen Körper und verursachen oft große gesundheitliche Schäden.

Quellen der Schwermetallbelastung sind. Es gibt ein Verfahren, mit dem der zulässige Metallgehalt berechnet wird. Dies berücksichtigt den Gesamtwert mehrerer Metalle Zc.

zulässig;
mäßig gefährlich;
hochgefährlich;
extrem gefährlich.

Bodenschutz ist sehr wichtig. Die ständige Kontrolle und Überwachung erlaubt es nicht, landwirtschaftliche Produkte anzubauen und Vieh auf kontaminierten Flächen zu weiden.

Schwermetalle belasten den Boden

Es gibt drei Gefahrenklassen von Schwermetallen. Weltorganisation Das Gesundheitswesen betrachtet die Kontamination mit Blei, Quecksilber und Cadmium als am gefährlichsten. Aber nicht weniger schädlich ist die hohe Konzentration anderer Elemente.

Quecksilber

Die Verschmutzung des Bodens mit Quecksilber erfolgt durch das Eindringen von Pestiziden, verschiedenen Haushaltsabfällen wie Leuchtstofflampen und Elementen beschädigter Messgeräte.

Nach offiziellen Angaben beträgt die jährliche Freisetzung von Quecksilber mehr als fünftausend Tonnen. Quecksilber kann aus kontaminiertem Boden in den menschlichen Körper gelangen.

Geschieht dies regelmäßig, kann es zu schweren Funktionsstörungen vieler Organe kommen, darunter auch des Nervensystems.

Bei unsachgemäßer Behandlung ist ein tödlicher Ausgang möglich.

Führen

Blei ist sehr gefährlich für Menschen und alle lebenden Organismen.

Es ist extrem giftig. Beim Abbau einer Tonne Blei werden 25 Kilogramm in die Umwelt freigesetzt. Durch die Freisetzung von Abgasen gelangt eine große Menge Blei in den Boden.

Die Bodenbelastungszone entlang der Strecken beträgt rund zweihundert Meter. Im Boden wird Blei von Pflanzen aufgenommen, die von Menschen und Tieren gefressen werden, einschließlich Nutztieren, deren Fleisch auch auf unserer Speisekarte steht. Überschüssiges Blei wirkt sich auf das zentrale Nervensystem, das Gehirn, die Leber und die Nieren aus. Es ist wegen seiner krebserzeugenden und mutagenen Wirkung gefährlich.

Cadmium

Riesige Gefahr für den menschlichen Körper ist die Bodenbelastung mit Cadmium. Wenn es eingenommen wird, verursacht es Skelettdeformitäten, Wachstumsverzögerungen bei Kindern und starke Schmerzen hinten.

Kupfer und Zink

Eine hohe Konzentration dieser Elemente im Boden führt zu einer Verlangsamung des Wachstums und einer Verschlechterung der Fruchtbildung der Pflanzen, was letztendlich zu einem starken Rückgang des Ertrags führt. Beim Menschen treten Veränderungen im Gehirn, in der Leber und in der Bauchspeicheldrüse auf.

Molybdän

Überschüssiges Molybdän verursacht Gicht und Schäden am Nervensystem.

Die Gefahr von Schwermetallen besteht darin, dass sie schlecht aus dem Körper ausgeschieden werden und sich darin anreichern. Sie können sehr giftige Verbindungen bilden, leicht von einer Umgebung in eine andere gelangen und sich nicht zersetzen. Gleichzeitig verursachen sie schwere Krankheiten mit oft irreversiblen Folgen.

Antimon

In einigen Erzen vorhanden.

Es ist Bestandteil der Legierungen, die in verschiedenen Industriebereichen verwendet werden.

Sein Überschuss verursacht schwere Essstörungen.

Arsen

Die Hauptquelle der Bodenkontamination mit Arsen sind Substanzen, die zur Bekämpfung von Schädlingen landwirtschaftlicher Pflanzen verwendet werden, wie Herbizide, Insektizide. Arsen ist ein kumulatives Gift, das chronisch verursacht. Seine Verbindungen provozieren Erkrankungen des Nervensystems, des Gehirns und der Haut.

Mangan

Im Boden und in den Pflanzen wird ein hoher Gehalt dieses Elements beobachtet.

Gelangt zusätzlich Mangan in den Boden, entsteht schnell ein gefährlicher Überschuss. Dies wirkt sich auf den menschlichen Körper in Form einer Zerstörung des Nervensystems aus.

Ein Überschuss an anderen schweren Elementen ist nicht weniger gefährlich.

Aus dem Vorstehenden können wir schließen, dass die Anreicherung von Schwermetallen im Boden schwerwiegende Folgen für die menschliche Gesundheit und die Umwelt insgesamt hat.

Die wichtigsten Methoden zur Bekämpfung der Bodenverschmutzung mit Schwermetallen

Methoden zum Umgang mit Bodenverunreinigungen mit Schwermetallen können physikalischer, chemischer und biologischer Natur sein. Darunter sind folgende Methoden:

Eine Erhöhung des Säuregehalts des Bodens erhöht die Möglichkeit, daher hilft die Einführung von organischem Material und Ton, Kalkung in gewissem Maße im Kampf gegen die Verschmutzung.
Das Säen, Mähen und Entfernen einiger Pflanzen wie Klee von der Bodenoberfläche reduziert die Konzentration von Schwermetallen im Boden erheblich. Außerdem Hier entlang ist absolut umweltfreundlich.
Entgiftung des Grundwassers, seine Förderung und Reinigung.
Vorhersage und Eliminierung der Migration löslicher Schwermetalle.
In einigen besonders schweren Fällen ist eine vollständige Entfernung der Bodenschicht und ihr Ersatz durch eine neue erforderlich.

Das gefährlichste aller dieser Metalle ist Blei. Es hat die Eigenschaft, sich anzusammeln, um den menschlichen Körper zu treffen. Quecksilber ist nicht gefährlich, wenn es ein- oder mehrmals in den menschlichen Körper gelangt, nur Quecksilberdämpfe sind besonders gefährlich. Ich glaube, dass Industrieunternehmen fortschrittlichere Produktionstechnologien einsetzen sollten, die nicht so schädlich für alle Lebewesen sind. Nicht eine Person soll denken, sondern eine Masse, dann kommen wir zu einem guten Ergebnis.

Der Schutz der Umwelt vor Verschmutzung ist zu einer dringenden gesellschaftlichen Aufgabe geworden. Schwermetalle nehmen unter den zahlreichen Schadstoffen einen besonderen Platz ein. Dazu gehören bedingt chemische Elemente mit einer Atommasse von mehr als 50, die die Eigenschaften von Metallen haben. Unter den chemischen Elementen gelten Schwermetalle als die giftigsten.

Der Boden ist das Hauptmedium, in das Schwermetalle gelangen, auch aus der Atmosphäre und aquatische Umgebung. Es dient auch als Quelle der sekundären Verschmutzung der Oberflächenluft und der Gewässer, die von dort in den Weltozean gelangen.

Schwermetalle sind gefährlich, weil sie die Fähigkeit haben, sich in lebenden Organismen anzureichern, in den Stoffwechselkreislauf aufgenommen zu werden, hochgiftige metallorganische Verbindungen zu bilden, ihre Form zu ändern, wenn sie sich von einer natürlichen Umgebung in eine andere bewegen, ohne einer biologischen Zersetzung unterzogen zu werden. Schwermetalle verursachen beim Menschen schwere physiologische Störungen, Toxikose, Allergien, onkologische Erkrankungen, beeinträchtigen den Fötus und die genetische Vererbung.

Unter den Schwermetallen gelten Blei, Cadmium und Zink als vorrangige Schadstoffe, vor allem weil ihre technogene Anreicherung in der Umwelt mit hoher Geschwindigkeit voranschreitet. Diese Stoffgruppe hat eine hohe Affinität zu physiologisch wichtigen organischen Verbindungen.

Am dringendsten ist die Bodenbelastung mit beweglichen Formen von Schwermetallen, da das Problem der Umweltverschmutzung in den letzten Jahren einen bedrohlichen Charakter angenommen hat. In der aktuellen Situation ist es notwendig, nicht nur die Forschung zu allen Aspekten der Schwermetallproblematik in der Biosphäre zu intensivieren, sondern auch die Ergebnisse periodisch zusammenzufassen, um die erzielten Ergebnisse in verschiedenen, oft nur schwach miteinander verflochtenen Zweigen nachvollziehen zu können Wissenschaft.

Gegenstand dieser Studie sind die anthropogenen Böden des Zheleznodorozhny-Bezirks von Uljanowsk (am Beispiel der Transportnaya-Straße).

Das Hauptziel der Studie ist es, den Grad der Belastung urbaner Böden mit Schwermetallen zu bestimmen.

Die Ziele der Studie sind: Bestimmung des pH-Wertes in den ausgewählten Bodenproben; Bestimmung der Konzentration beweglicher Formen von Kupfer, Zink, Cadmium, Blei; Analyse der erhaltenen Daten und Vorschlag von Empfehlungen zur Reduzierung des Gehalts an Schwermetallen in städtischen Böden.

Die Proben wurden 2005 entlang der Autobahn entlang der Transportnaya-Straße und 2006 auf dem Territorium privater Haushaltsparzellen (entlang derselben Straße) in der Nähe der Eisenbahnschienen entnommen. Proben wurden in einer Tiefe von 0–5 cm und 5–10 cm entnommen.Insgesamt wurden 20 Proben mit einem Gewicht von jeweils 500 g entnommen.

Die untersuchten Proben der Proben von 2005 und 2006 gehören zum neutralen Boden. Neutrale Böden nehmen Schwermetalle aus Lösungen stärker auf als saure. Es besteht jedoch die Gefahr einer Erhöhung der Mobilität von Schwermetallen und deren Eindringen in das Grundwasser und einen nahe gelegenen Stausee saurer Regen(das untersuchte Gebiet befindet sich in der Überschwemmungsebene des Sviyagi-Flusses), was sich unmittelbar auf die Nahrungsketten auswirken wird. In diesen Proben wird ein geringer Humusgehalt (2-4%) beobachtet. Dementsprechend gibt es keine Fähigkeit des Bodens, metallorganische Komplexe zu bilden.

Anhand von Laboruntersuchungen von Böden auf den Gehalt an Cu, Cd, Zn, Pb wurden Rückschlüsse auf deren Konzentrationen in den Böden des Untersuchungsgebietes gezogen. In den Proben von 2005 wurde ein Überschuss des MPC von Cu um das 1- bis 1,2-fache, Cd um das 6- bis 9-fache festgestellt, und der Gehalt an Zn und Pb überstieg den MPC nicht. In Proben aus dem Jahr 2006 für Haushaltsparzellen Die Cu-Konzentration hat den MPC nicht überschritten, der Cd-Gehalt ist geringer als in den entlang der Straße entnommenen Proben, überschreitet aber immer noch den MPC an verschiedenen Punkten um das 0,3- bis 4,6-fache. Der Zn-Gehalt ist nur am 5. Punkt erhöht und beträgt in einer Tiefe von 0-5 cm (MPC 23 mg/kg) 23,3 mg/kg Boden und in einer Tiefe von 5-10 cm 24,8 mg/kg.

Basierend auf den Ergebnissen der Studie wurden folgende Schlussfolgerungen gezogen: Böden zeichnen sich durch eine neutrale Reaktion der Bodenlösung aus; Bodenproben haben einen geringen Humusgehalt; Auf dem Territorium des Bezirks Zheleznodorozhny in Uljanowsk wird eine Verschmutzung des Bodens mit Schwermetallen unterschiedlicher Intensität beobachtet. festgestellt, dass in einigen Proben ein erheblicher Überschuss an MPC, insbesondere in Bodenuntersuchungen zur Konzentration von Cadmium, beobachtet wird; Zur Verbesserung des ökologischen und geografischen Zustands des Bodens in diesem Gebiet wird empfohlen, Schwermetallspeicherpflanzen anzubauen und die ökologischen Eigenschaften des Bodens selbst durch seine künstliche Gestaltung zu verwalten. Es ist notwendig, eine systematische Überwachung durchzuführen und die am stärksten verschmutzten und gefährlichsten Gebiete für die öffentliche Gesundheit zu ermitteln.

Bibliographischer Link

Antonova Yu.A., Safonova M.A. SCHWERMETALLE IN STÄDTISCHEN BÖDEN // Grundlagenforschung. - 2007. - Nr. 11. - S. 43-44;
URL: http://fundamental-research.ru/ru/article/view?id=3676 (Zugriffsdatum: 31.03.2019). Wir machen Sie auf die Zeitschriften des Verlags "Academy of Natural History" aufmerksam

Die Gesamtbelastung des Bodens charakterisiert die Bruttomenge an Schwermetallen. Die Verfügbarkeit von Elementen für Pflanzen wird durch ihre beweglichen Formen bestimmt. Daher ist der Gehalt an mobilen Formen von Schwermetallen im Boden - der wichtigste Indikator, die die sanitäre und hygienische Situation charakterisiert und die Notwendigkeit von Sanierungs- und Entgiftungsmaßnahmen feststellt.
Je nach verwendetem Extraktionsmittel andere Menge mobile Form von Schwermetall, die mit einer gewissen Konvention als pflanzenverfügbar angesehen werden kann. Zur Extraktion mobiler Schwermetalle werden verschiedene chemische Verbindungen mit unterschiedlicher Extraktionskraft verwendet: Säuren, Salze, Pufferlösungen und Wasser. Die gebräuchlichsten Extraktionsmittel sind 1 N HCl und Ammoniumacetatpuffer pH 4,8. Derzeit ist noch nicht genügend experimentelles Material zusammengetragen worden, um die Abhängigkeit des Gehalts an Schwermetallen in Pflanzen, die durch verschiedene chemische Lösungen extrahiert werden, von ihrer Konzentration im Boden zu charakterisieren. Die Komplexität dieser Situation liegt auch darin begründet, dass die Verfügbarkeit eines mobilen Schwermetalls für Pflanzen stark von den Eigenschaften des Bodens und den spezifischen Eigenschaften der Pflanzen abhängt. Gleichzeitig hat das Verhalten jedes Elements im Boden seine eigenen spezifischen Muster, die ihm innewohnen.
Um den Einfluss der Bodeneigenschaften auf die Umwandlung von Schwermetallverbindungen zu untersuchen, wurden Modellversuche mit Böden mit stark unterschiedlichen Eigenschaften durchgeführt (Tabelle 8). Die verwendeten Extraktionsmittel waren eine starke Säure, 1 N HNO3, ein neutrales Salz Ca(NO3)2, eine Ammoniumacetat-Pufferlösung und Wasser.

Die analytischen Daten in den Tabellen 9-12 weisen darauf hin. dass der Gehalt an säurelöslichen Verbindungen von Zink, Blei und Cadmium, die in den Extrakt von 1n HNO3 übergehen, nahe an der Menge liegt, die in den Boden eingebracht wurde.Dieses Extraktionsmittel extrahierte 78-90% Pb, 88-100% Cd und 78- 96 % Zn, das in den Boden gelangt ist . Die Zahl der fest gebundenen Verbindungen dieser Elemente hing von der Bodenfruchtbarkeit ab. Ihr Gehalt im schlecht kultivierten Soda-Podsol-Boden war geringer als im Soda-Podsol-Mittel kultivierten und typischen Schwarzerde.
Die Menge der austauschbaren Cd-, Pb- und Zn-Verbindungen, die durch eine 1-n-Lösung von Ca(NO3)2-Neutralsalz extrahiert wurden, war um ein Vielfaches geringer als ihre in den Boden eingebrachte Masse und hing auch von der Bodenfruchtbarkeit ab. Der niedrigste Gehalt an durch Ca(NO3)2-Lösung extrahierten Elementen wurde auf Chernozem erhalten. Mit zunehmendem Anbau von Soda-Podzol-Boden nahm auch die Mobilität von Schwermetallen ab. Dem Salzextrakt nach zu urteilen, sind Cadmiumverbindungen am mobilsten und Zinkverbindungen etwas weniger mobil. Die mit dem Neutralsalz extrahierten Bleiverbindungen zeichneten sich durch die geringste Mobilität aus.
Der Gehalt an beweglichen Metallen, die mit einer Ammoniumacetat-Pufferlösung mit pH 4,8 extrahiert wurden, wurde ebenfalls hauptsächlich von der Art des Bodens, seiner Zusammensetzung und den physikalisch-chemischen Eigenschaften bestimmt.
Bei den austauschbaren (extrahierbaren 1 N Ca(NO3)2) Formen dieser Elemente bleibt die Regelmäßigkeit erhalten, was sich in einer Zunahme der Menge an beweglichen Cd-, Pb- und Zn-Verbindungen in sauren Böden und der Mobilität von ausdrückt Cd und Zn ist höher als die von Pb. Die durch diesen Extrakt extrahierte Cadmiummenge betrug 90–96 % der angewendeten Dosis für schlecht kultivierte Böden, 70–76 % für naschig-podzolische mittelkultivierte Böden und 44–48 % für Schwarzerde. Die Menge an Zink und Blei, die in die CH3COONH4-Pufferlösung übergeht, ist jeweils gleich: 57-71 und 42-67 % für schlecht kultivierte Böden mit Soda-Podsol, 49-70 und 37-48 % für mäßig kultivierte Böden; 46-65 und 20-42 % für Schwarzerde. Die Abnahme der Extraktionskapazität von CH3COONH4 für Blei auf Schwarzerde kann durch die Bildung seiner stabileren Komplexe und Verbindungen mit stabilen Huminverbindungen erklärt werden.
Die im Modellversuch verwendeten Böden unterschieden sich in vielen Parametern der Bodenfruchtbarkeit, vor allem aber im Säureverhalten und der Anzahl austauschbarer Basen. Die in der Literatur verfügbaren und von uns erhaltenen experimentellen Daten weisen darauf hin, dass die Reaktion des Mediums im Boden die Mobilität der Elemente stark beeinflusst.
Eine Erhöhung der Konzentration von Wasserstoffionen in der Bodenlösung führte zum Übergang von schwer löslichen Bleisalzen zu löslicheren Salzen (besonders charakteristisch ist der Übergang von PbCO3 zu Pb (HCO3) 2 (B.V. Nekrasov, 1974). Außerdem Versauerung verringert die Stabilität von Blei-Humus-Komplexen Der pH-Wert der Bodenlösung ist einer der wichtigsten Parameter, der die Menge der Sorption von Schwermetallionen durch den Boden bestimmt.Wenn der pH-Wert sinkt, steigt die Löslichkeit der meisten Schwermetalle und folglich ihre Mobilität im Boden-Festphase-Lösungssystem.J. Esser, N. Bassam (1981), die die Mobilität von Cadmium unter aeroben Bodenbedingungen untersuchten, fanden heraus, dass im Bereich von pH 4–6 die Mobilität von Cadmium wird durch die Ionenstärke der Lösung bestimmt, bei einem pH-Wert von mehr als 6 führender Wert erwirbt Sorption durch Manganoxide. Lösliche organische Verbindungen bilden laut den Autoren nur schwache Komplexe mit Cadmium und beeinflussen dessen Sorption nur bei pH 8.
Der mobilste und pflanzenverfügbarste Teil der Schwermetallverbindungen im Boden ist ihr Gehalt in der Bodenlösung. Die Menge an Metallionen, die in die Bodenlösung gelangen, bestimmt die Toxizität eines bestimmten Elements im Boden. Der Gleichgewichtszustand im System Festphase-Lösung bestimmt Sorptionsvorgänge, deren Art und Richtung von der Beschaffenheit und Zusammensetzung des Bodens abhängen. Die Auswirkung der Bodeneigenschaften auf die Mobilität von Schwermetallen und deren Übertragung in Wasserextrakt wird durch Daten zu unterschiedlichen Mengen an wasserlöslichen Zn-, Pb- und Cd-Verbindungen bestätigt, die aus Böden mit übertragen wurden verschiedene Level Fertilität bei denselben Dosen eingeführter Metalle (Tabelle 13). Im Vergleich zum Schwarzerde waren mehr wasserlösliche Metallverbindungen in der soddy-podzolischen Kulturerde enthalten. Der höchste Gehalt an wasserlöslichen Zn-, Pb- und Cd-Verbindungen wies der schlecht bearbeitete Boden auf. Die Bodenbearbeitung verringerte die Mobilität von Schwermetallen. In dem soddy-podsolischen schlecht bearbeiteten Boden ist der Gehalt an wasserlöslichen Formen von Zn. Pb und Cd waren 20-35 % höher als in durchschnittlichem Kulturboden und 1,5- bis 2,0-mal höher als in typischem Schwarzerde. Das Wachstum der Bodenfruchtbarkeit, begleitet von einer Erhöhung des Gehalts an Humus, Phosphaten, einer Neutralisierung überschüssiger Säure und einer Erhöhung der Puffereigenschaften, führt zu einer Verringerung des Gehalts der aggressivsten wasserlöslichen Form von Schwermetallen.

Die entscheidende Rolle bei der Verteilung von Schwermetallen im System Boden-Lösung spielen die Prozesse der Sorption-Desorption an der festen Phase des Bodens, die von den Eigenschaften des Bodens bestimmt werden und nicht von der Form des Bodens abhängen eingeführte Verbindung. Die resultierenden Verbindungen von Schwermetallen mit der festen Phase des Bodens sind thermodynamisch stabiler als die eingeführten Verbindungen und sie bestimmen die Konzentration von Elementen in der Bodenlösung (R.I. Pervunina, 1983).
Der Boden ist ein starker und aktiver Absorber von Schwermetallen, er ist in der Lage, Giftstoffe fest zu binden und dadurch den Eintrag von Giftstoffen in Pflanzen zu reduzieren. Die mineralischen und organischen Bestandteile des Bodens inaktivieren aktiv Metallverbindungen, aber die quantitativen Ausdrücke ihrer Wirkung hängen von der Art des Bodens ab (B A. Bolshakov et al., 1978, V. B. Ilyin, 1987).
Darauf weist das gesammelte Versuchsmaterial hin. dass die größte Menge an Schwermetallen durch 1 n Säureextraktion aus dem Boden extrahiert wird. Gleichzeitig liegen die Daten nahe am Gesamtgehalt der Elemente im Boden. Diese Form von Elementen kann als Gesamtersatzmenge betrachtet werden, die in eine mobile mobile Form übergehen kann. Der Gehalt an Schwermetallen bei Extraktion aus dem Boden mit einem Acetat-Ammonium-Puffer kennzeichnet einen mobileren Teil. Noch mobiler ist die Austauschform des Schwermetalls. extrahierbar mit neutraler Kochsalzlösung. VS. Gorbatov und N.G. Zyrin (1987) glaubt, dass die für Pflanzen am besten zugängliche Austauschform von Schwermetallen ist, die selektiv durch Salzlösungen extrahiert wird, deren Anion keine Komplexe mit Schwermetallen bildet und deren Kationen eine hohe Verdrängungskraft haben. Diese Eigenschaften besitzt das in unserem Experiment verwendete Ca(NO3)2. Die aggressivsten Lösungsmittel - Säuren, am häufigsten verwendete 1N HCl und 1N HNO3, extrahieren aus dem Boden nicht nur Formen, die von Pflanzen assimiliert werden, sondern auch einen Teil des Rohelements, das die nächste Reserve für die Umwandlung in bewegliche Verbindungen darstellt.
Die Konzentration in der Bodenlösung von durch Wasserextrakt extrahierten Schwermetallen charakterisiert den aktivsten Teil ihrer Verbindungen. Dies ist die aggressivste und dynamischste Fraktion von Schwermetallen, die den Mobilitätsgrad von Elementen im Boden charakterisiert. Ein hoher Gehalt an wasserlöslichen TM-Formen kann nicht nur zu einer Kontamination pflanzlicher Produkte, sondern auch zu einem starken Ertragsrückgang bis hin zum Absterben führen. Bei sehr hoher Inhalt im Boden einer wasserlöslichen Form von Schwermetall wird es zu einem unabhängigen Faktor, der die Größe der Ernte und den Grad ihrer Verunreinigung bestimmt.
In unserem Land wurden Informationen über den Gehalt der mobilen Form von TM in nicht kontaminierten Böden gesammelt, hauptsächlich solche, die als Spurenelemente bekannt sind - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (Tabelle 14). Zur Bestimmung der mobilen Form wurden am häufigsten einzelne Extraktionsmittel verwendet (nach Peive Ya.V. und Rinkis G.Ya.). Wie aus Tabelle 14 ersichtlich, unterschieden sich die Böden einzelner Regionen deutlich in der Menge der beweglichen Form desselben Metalls.

Der Grund könnte laut V.B. Iljin (1991), genetische Merkmale Böden, vor allem die Besonderheiten der granulometrischen und mineralogischen Zusammensetzung, der Humusgehalt und die Reaktion der Umwelt. Aus diesem Grund sind Böden gleich natürliche Region und darüber hinaus sogar ein genetischer Typ innerhalb dieser Region.
Die Differenz zwischen der minimalen und maximalen Menge an angetroffener beweglicher Form kann innerhalb einer mathematischen Größenordnung liegen. Es gibt absolut unzureichende Informationen über den Gehalt der mobilen Form von Pb, Cd, Cr, Hg und anderen höchst giftigen Elementen in Böden. Eine korrekte Einschätzung der Mobilität von TM in Böden erschwert den Einsatz von Chemikalien mit stark unterschiedlichem Lösungsvermögen als Extraktionsmittel. So extrahierte beispielsweise 1 N HCl bewegliche Formen aus dem Pflughorizont in mg/kg: Mn – 414, Zn – 7,8, Ni – 8,3, Cu – 3,5, Pb – 6,8, Co – 5,3 (Böden Westsibiriens), während 2,5 % CH3COOH extrahiert 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (Böden der Region Tomsk Ob, Daten von Ilyin, 1991). Diese Materialien zeigen, dass 1 N HCl aus dem Boden extrahiert, mit Ausnahme von Zink, etwa 30 % der Metalle der Gesamtmenge und 2,5 % CH3COOH - weniger als 10 %. Daher hat das in der agrochemischen Forschung und Bodencharakterisierung weit verbreitete Extraktionsmittel 1 N HCl eine hohe Mobilisierungskapazität für Schwermetallreserven.
Der Hauptteil der beweglichen Verbindungen von Schwermetallen ist auf die humus- oder wurzelbesiedelten Bodenhorizonte beschränkt, in denen biochemische Prozesse aktiv ablaufen und viele organische Substanzen enthalten. Schwermetalle. die Teil organischer Komplexe sind, haben eine hohe Mobilität. V.B. Ilyin (1991) weist auf die Möglichkeit der Akkumulation von Schwermetallen in den illuvialen und Karbonathorizonten hin, in die mit Schwermetallen gesättigte feine Partikel aus der darüber liegenden Schicht und wasserlöslichen Formen von Elementen wandern. In den Illuvial- und Karbonathorizonten fallen metallhaltige Verbindungen aus. Dies wird am meisten durch einen starken Anstieg des pH-Werts des Mediums im Boden dieser Horizonte aufgrund des Vorhandenseins von Karbonaten erleichtert.
Die Fähigkeit von Schwermetallen, sich in den unteren Bodenhorizonten anzureichern, wird durch Daten zu Bodenprofilen in Sibirien gut veranschaulicht (Tabelle 15). Im Humushorizont wird unabhängig von ihrer Genese ein erhöhter Gehalt vieler Elemente (Sr, Mn, Zn, Ni etc.) festgestellt. In vielen Fällen ist eine Zunahme des Gehalts an mobilem Sr im Karbonathorizont deutlich zu erkennen. Der Gesamtgehalt an beweglichen Formen in geringerer Menge ist typisch für sandige Böden und viel mehr - für lehmige. Das heißt, es besteht eine enge Beziehung zwischen dem Gehalt an beweglichen Formen von Elementen und der granulometrischen Zusammensetzung von Böden. Ein ähnlich positiver Zusammenhang lässt sich zwischen dem Gehalt an beweglichen Schwermetallen und dem Gehalt an Humus nachweisen.

Der Gehalt an beweglichen Formen von Schwermetallen unterliegt starken Schwankungen, was mit der sich ändernden biologischen Aktivität von Böden und dem Einfluss von Pflanzen zusammenhängt. Nach Untersuchungen von V.B. Ilyin, der Gehalt an mobilem Molybdän in Soddy-Podsol-Boden und südlichem Schwarzerde änderte sich während der Vegetationsperiode fünfmal.
In den letzten Jahren haben einige Forschungseinrichtungen den Einfluss der Langzeitanwendung von mineralischen, organischen und kalkhaltigen Düngemitteln auf den Gehalt an beweglichen Formen von Schwermetallen im Boden untersucht.
In der agrochemischen Versuchsstation Dolgoprudnaya (DAOS, Region Moskau) wurde die Anreicherung von Schwermetallen, toxischen Elementen im Boden und deren Mobilität unter Bedingungen der Langzeitanwendung von Phosphatdünger auf kalkhaltigem, soddy-podzolischem, schwerem Lehmboden untersucht (Yu. A. Potatueva et al., 1994. ). Konsequenter Einsatz von Ballast und konzentrierten Düngemitteln seit 60 Jahren, verschiedene Formen Phosphate für 20 Jahre und Phosphatgestein aus verschiedenen Lagerstätten für 8 Jahre hatten keinen signifikanten Einfluss auf den Gesamtgehalt an Schwermetallen und toxischen Elementen (TE) im Boden, führten jedoch zu einer Erhöhung der Mobilität einiger TM und TE in es. Der Gehalt an beweglichen und wasserlöslichen Formen im Boden stieg bei systematischem Einsatz aller untersuchten Formen von Phosphordünger um etwa das 2-fache an, betrug jedoch nur 1/3 des MPC. Die Menge an mobilem Strontium erhöhte sich im Boden, der einfaches Superphosphat erhielt, um das 4,5-fache. Die Einführung von Rohphosphoriten aus der Kingisep-Lagerstätte führte zu einer Erhöhung des Gehalts an beweglichen Formen im Boden (AAB pH 4,8): Blei um das 2-fache, Nickel um 20% und Chrom um 17%, was 1/4 und ausmachte 1/10 des MPC. Eine Erhöhung des Gehalts an beweglichem Chrom um 17 % wurde in dem Boden festgestellt, der rohe Phosphorite aus der Chilisai-Lagerstätte erhielt (Tabelle 16).

Der Vergleich der experimentellen Daten von Langzeit-Feldversuchen mit DAOS mit sanitären und hygienischen Standards für den Gehalt an mobilen Formen von Schwermetallen im Boden und bei deren Fehlen mit den in der Literatur vorgeschlagenen Empfehlungen zeigt, dass der Gehalt an mobilen Formen dieser Elemente im Boden unter den zulässigen Werten lag. Diese experimentellen Daten weisen darauf hin, dass selbst ein sehr langfristiger Einsatz von Phosphatdüngern über 60 Jahre nicht zu einer Überschreitung des MPC-Gehalts im Boden führte, weder in Bezug auf grobe noch mobile Formen von Schwermetallen. Gleichzeitig weisen diese Daten darauf hin, dass die Rationierung von Schwermetallen im Boden nur nach groben Formen nicht ausreichend begründet ist und durch den Gehalt der mobilen Form ergänzt werden sollte, der sowohl die chemischen Eigenschaften der Metalle selbst als auch die Eigenschaften widerspiegelt des Bodens, auf dem die Pflanzen wachsen.
Auf der Grundlage einer langen Praxiserfahrung, die unter der Leitung von Akademiker N.S. Avdonin an der Versuchsbasis der Moskauer Staatlichen Universität "Chashnikovo" wurde 41 Jahre lang eine Studie über die Auswirkungen der langfristigen Verwendung von mineralischen, organischen und kalkhaltigen Düngemitteln und deren Kombination auf den Gehalt an beweglichen Formen von Schwermetallen im Boden durchgeführt (V. G. Mineev et al., 1994). Die Ergebnisse der Studien in Tabelle 17 zeigten, dass die Schaffung optimaler Bedingungen für das Wachstum und die Entwicklung von Pflanzen den Gehalt an beweglichen Formen von Blei und Cadmium im Boden signifikant reduzierte. Die systematische Anwendung von Stickstoff-Kalium-Düngemitteln, die Ansäuerung der Bodenlösung und die Verringerung des Gehalts an beweglichem Phosphor verdoppelten die Konzentration an beweglichen Blei- und Nickelverbindungen und erhöhten den Gehalt an Cadmium im Boden um das 1,5-fache.

Der Gehalt an groben und beweglichen Formen von TM im soddy-podsolischen leichten Lehmboden Weißrusslands wurde während der Langzeitnutzung von kommunalem Klärschlamm untersucht: thermophil fermentiert aus Schlickfeldern (TIP) und thermophil fermentiert mit anschließender mechanischer Entwässerung (TMD).
In 8 Jahren Forschung betrug die Sättigung der Fruchtfolge mit OCB 6,25 t/ha (Einzeldosis) und 12,5 t/ha (Doppeldosis), was etwa 2-3 Mal höher ist als die empfohlenen Dosen.
Wie aus Tabelle 18 ersichtlich ist, gibt es ein klares Muster einer Zunahme des Inhalts von groben und mobilen Formen von TM als Ergebnis einer dreimaligen Anwendung von WWS. Darüber hinaus zeichnet sich Zink durch die höchste Mobilität aus, deren Menge in der mobilen Form im Vergleich zum Kontrollboden um das 3- bis 4-fache zugenommen hat (N. P. Reshetsky, 1994). Gleichzeitig änderte sich der Gehalt an beweglichen Verbindungen von Cadmium, Kupfer, Blei und Chrom nicht wesentlich.

Forschungen von Gelehrten der belarussischen Seite - x. Akademien zeigten, dass bei Einleitung von Klärschlamm (Nassschlamm aus Schlickfeldern, SIP, TMF) der Gehalt an beweglichen Formen von Elementen im Boden merklich zunahm, am stärksten jedoch Cadmium, Zink und Kupfer (Tab. 19) . Das Äschern hatte praktisch keinen Einfluss auf die Beweglichkeit von Metallen. Laut den Autoren. die Verwendung eines Extrakts in 1 N HNO3 zur Charakterisierung des Mobilitätsgrads von Metallen ist nicht erfolgreich, da mehr als 80 % des Gesamtgehalts des Elements darin übergehen (A.I. Gorbyleva et al., 1994).

Die Feststellung bestimmter Abhängigkeiten der Veränderungen der Mobilität von TM im Boden vom Säuregrad wurde in Mikrofeldversuchen an ausgelaugten Schwarzerden des zentralen Schwarzerde der Russischen Föderation durchgeführt. Gleichzeitig wurden Cadmium, Zink und Blei in folgenden Extrakten bestimmt: Salzsäure, Salpetersäure, Schwefelsäure, Ammoniumacetatpuffer bei pH 4,8 und pH 3,5, Ammoniumnitrat, destilliertes Wasser. Es wurde eine enge Beziehung zwischen dem Gesamtgehalt an Zink und seinen mit Säuren extrahierten beweglichen Formen festgestellt R = 0,924-0,948. Bei Verwendung von AAB pH 4,8 R = 0,784, AAB pH 3,5 = 0,721. Extrahierbare Bleisalzsäure und Salpetersäure weniger eng mit dem Bruttogehalt korreliert: R=0,64-0,66. Andere Extrakte hatten viel niedrigere Korrelationskoeffizienten. Die Korrelation zwischen säureextrahierten Cadmiumverbindungen und Bruttoreserven war sehr hoch (R=0,98-0,99). beim Extrahieren von AAB pH 4,8 – R = 0,92. Die Verwendung anderer Extrakte ergab Ergebnisse, die auf eine schwache Beziehung zwischen den groben und beweglichen Formen von Schwermetallen im Boden hinweisen (N.P. Bogomazov, P.G. Akulov, 1994).
In einem langjährigen Feldversuch (Allrussisches Forschungsinstitut für Flachs, Region Twer) bei längerem Einsatz von Düngemitteln auf soddy-podzolischem Boden nahm der Anteil beweglicher Metallverbindungen vom Gehalt ihrer potenziell verfügbaren Formen besonders deutlich ab 3. Jahr der Nachwirkung von Kalk bei einer Dosis von 2 g q. (Tab. 20). Im 13. Jahr der Nachwirkung reduzierte Kalk bei gleicher Dosierung nur den Gehalt an beweglichem Eisen und Aluminium im Boden. im 15. Jahr - Eisen, Aluminium und Mangan (L.I. Petrova. 1994).

Um den Gehalt an beweglichen Blei- und Kupferformen im Boden zu reduzieren, ist es daher erforderlich, die Böden wiederholt zu kalken.
Die Untersuchung der Mobilität von Schwermetallen in den Schwarzerden der Region Rostow zeigte, dass in einer Meterschicht gewöhnlicher Schwarzerde die durch den Ammoniumacetat-Pufferextrakt mit pH 4,8 extrahierte Zinkmenge zwischen 0,26 und 0,54 mg/kg variierte. Mangan 23,1–35,7 mg/kg, Kupfer 0,24–0,42 (G. V. Agafonov, 1994) Ein Vergleich dieser Zahlen mit den Bruttovorräten an Mikroelementen im Boden derselben Parzellen zeigte, dass die Mobilität verschiedener Elemente signifikant unterschiedlich ist. Zink-auf-Carbonat-Chernozem ist 2,5- bis 4,0-mal weniger für Pflanzen verfügbar als Kupfer und 5- bis 8-mal weniger als Mangan (Tabelle 21).

So zeigen die Ergebnisse der durchgeführten Recherchen. dass das Problem der Mobilität von Schwermetallen im Boden komplex und multifaktoriell ist. Der Gehalt an beweglichen Formen von Schwermetallen im Boden hängt von vielen Bedingungen ab. Die Hauptmethode, die zu einer Verringerung des Gehalts dieser Form von Schwermetallen führt, ist eine Erhöhung der Bodenfruchtbarkeit (Kalkung, Erhöhung des Humus- und Phosphorgehalts usw.). Gleichzeitig gibt es keine allgemein akzeptierte Formulierung für mobile Metalle. In diesem Abschnitt haben wir unser Verständnis der verschiedenen Fraktionen beweglicher Metalle im Boden vorgeschlagen:
1) Gesamtbestand an beweglichen Formen (durch Säuren extrahiert);
2) mobile mobile Form (mit Pufferlösungen gewinnbar):
3) austauschbar (extrahiert durch neutrale Salze);
4) wasserlöslich.

SEITENUMBRUCH-- Schwermetalle, das eine breite Gruppe von Schadstoffen charakterisiert, ist in letzter Zeit weit verbreitet. In verschiedenen wissenschaftlichen und angewandten Arbeiten interpretieren die Autoren die Bedeutung dieses Begriffs auf unterschiedliche Weise. Dabei variiert die Anzahl der Elemente, die der Gruppe der Schwermetalle zugeordnet werden, in einem weiten Bereich. Als Zugehörigkeitskriterien werden zahlreiche Eigenschaften verwendet: Atommasse, Dichte, Toxizität, Verbreitung in der natürlichen Umwelt, Grad der Beteiligung an natürlichen und technogenen Kreisläufen. In einigen Fällen umfasst die Definition von Schwermetallen spröde Elemente (z. B. Wismut) oder Halbmetalle (z. B. Arsen).

In den Werken, die sich den Problemen der Umweltverschmutzung und der Umweltüberwachung widmen, geht es bis heute um Schwermetalle umfassen mehr als 40 Metalle des Periodensystems D.I. Mendelejew mit einer Atommasse von mehr als 50 Atomeinheiten: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi usw. Gleichzeitig spielen folgende Bedingungen bei der Kategorisierung von Schwermetallen eine wichtige Rolle: ihre hohe Toxizität für lebende Organismen in relativ geringen Konzentrationen sowie ihre Fähigkeit zur Bioakkumulation und Biomagnifikation. Fast alle Metalle, die unter diese Definition fallen (mit Ausnahme von Blei, Quecksilber, Cadmium und Wismut, deren biologische Rolle derzeit nicht geklärt ist), sind aktiv an biologischen Prozessen beteiligt und Bestandteil vieler Enzyme. Nach der Klassifikation von N. Reimers sind Metalle mit einer Dichte von mehr als 8 g/cm3 als schwer anzusehen. So sind Schwermetalle Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formal definiert Schwermetalle entspricht große Menge Elemente. Laut Forschern, die an praktischen Aktivitäten im Zusammenhang mit der Organisation von Beobachtungen des Zustands und der Umweltverschmutzung beteiligt sind, sind die Verbindungen dieser Elemente jedoch bei weitem nicht gleichwertig mit Schadstoffen. Daher kommt es bei vielen Arbeiten zu einer Einengung des Geltungsbereichs der Gruppe der Schwermetalle gemäß den Prioritätskriterien aufgrund der Ausrichtung und Spezifika der Arbeiten. In den bereits klassischen Werken von Yu.A. Israel in die Liste der zu bestimmenden Chemikalien aufgenommen natürliche Umgebungen an Hintergrundstationen Biosphärenreservate, Im Kapitel Schwermetalle genannt Pb, Hg, Cd, As. Andererseits, so der Beschluss der Task Force on Heavy Metal Emissions, die unter der Schirmherrschaft der Wirtschaftskommission der Vereinten Nationen für Europa arbeitet und nur Informationen über Schadstoffemissionen in europäischen Ländern sammelt und analysiert Zn, As, Se und Sb zugeordnet wurden Schwermetalle. Nach der Definition von N. Reimers stehen Edelmetalle und seltene Metalle neben Schwermetallen bzw. bleiben nur Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Bei der angewandten Arbeit werden am häufigsten Schwermetalle zugesetzt Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metallionen sind unverzichtbare Bestandteile natürlicher Gewässer. Je nach Umgebungsbedingungen (pH-Wert, Redoxpotential, Vorhandensein von Liganden) liegen sie in unterschiedlichen Oxidationsgraden vor und sind Teil einer Vielzahl von anorganischen und metallorganischen Verbindungen, die echt gelöst, kolloidal dispergiert oder Bestandteil davon sein können mineralische und organische Suspensionen.

Die wirklich gelösten Formen von Metallen wiederum sind sehr vielfältig, was mit den Prozessen der Hydrolyse, der hydrolytischen Polymerisation (Bildung mehrkerniger Hydroxokomplexe) und der Komplexierung mit verschiedenen Liganden verbunden ist. Dementsprechend hängen sowohl die katalytischen Eigenschaften von Metallen als auch die Verfügbarkeit für aquatische Mikroorganismen von ihren Existenzformen im aquatischen Ökosystem ab.

Viele Metalle bilden ziemlich starke Komplexe mit organischen Stoffen; diese Komplexe sind eine der wichtigsten Formen der Elementmigration in natürlichen Gewässern. Die meisten organischen Komplexe werden durch den Chelatzyklus gebildet und sind stabil. Die von Bodensäuren mit Salzen von Eisen, Aluminium, Titan, Uran, Vanadium, Kupfer, Molybdän und anderen Schwermetallen gebildeten Komplexe sind in neutralen, schwach sauren und schwach alkalischen Medien relativ gut löslich. Daher sind metallorganische Komplexe in der Lage, in natürlichen Gewässern über sehr beträchtliche Entfernungen zu wandern. Dies ist besonders wichtig für niedrig mineralisierte und vor allem Oberflächenwässer, in denen die Bildung anderer Komplexe unmöglich ist.

Um die Faktoren zu verstehen, die die Metallkonzentration in natürlichen Gewässern regulieren, ihre chemische Reaktivität, Bioverfügbarkeit und Toxizität, ist es notwendig, nicht nur den Gesamtgehalt, sondern auch den Anteil an freien und gebundenen Metallformen zu kennen.

Der Übergang von Metallen im wässrigen Medium in die Metallkomplexform hat drei Konsequenzen:

1. Es kann eine Erhöhung der Gesamtkonzentration von Metallionen aufgrund ihres Übergangs in Lösung aus Bodensedimenten geben;

2. Die Membranpermeabilität komplexer Ionen kann sich erheblich von der Permeabilität hydratisierter Ionen unterscheiden;

3. Die Toxizität des Metalls kann sich durch Komplexierung stark verändern.

Also Chelatformen Cu, Cd, Hg weniger toxisch als freie Ionen. Um die Faktoren zu verstehen, die die Metallkonzentration in natürlichen Gewässern regulieren, ihre chemische Reaktivität, Bioverfügbarkeit und Toxizität, ist es notwendig, nicht nur den Gesamtgehalt, sondern auch das Verhältnis von gebundener und freier Form zu kennen.

Quellen der Gewässerbelastung mit Schwermetallen sind Abwässer aus Verzinkereien, Bergbau, Eisen- und Nichteisenmetallurgie und Maschinenbaubetrieben. Schwermetalle sind in Düngemitteln und Pestiziden enthalten und können zusammen mit dem Abfluss von landwirtschaftlichen Flächen in Gewässer gelangen.

Eine Erhöhung der Konzentration von Schwermetallen in natürlichen Gewässern ist oft mit anderen Arten von Belastungen verbunden, beispielsweise mit Versauerung. Die Ausfällung von Säureniederschlägen trägt zur Absenkung des pH-Wertes und zum Übergang von Metallen aus einem an mineralischen und organischen Substanzen adsorbierten Zustand in einen freien Zustand bei.

Zuallererst sind diejenigen Metalle von Interesse, die die Atmosphäre am stärksten verschmutzen, da sie in beträchtlichen Mengen bei Produktionstätigkeiten verwendet werden, und aufgrund ihrer Anreicherung in der äußeren Umgebung eine ernsthafte Gefahr hinsichtlich ihrer biologischen Aktivität und toxischen Eigenschaften darstellen . Dazu gehören Blei, Quecksilber, Cadmium, Zink, Wismut, Kobalt, Nickel, Kupfer, Zinn, Antimon, Vanadium, Mangan, Chrom, Molybdän und Arsen.
Biogeochemische Eigenschaften von Schwermetallen

H - hoch, Y - mäßig, H - niedrig

Vanadium.

Vanadium liegt überwiegend in dispergiertem Zustand vor und findet sich in Eisenerzen, Öl, Asphalt, Bitumen, Ölschiefer, Kohle usw. Eine der Hauptquellen der Vanadiumverschmutzung natürlicher Gewässer sind Öl und seine Produkte.

Es kommt in natürlichen Gewässern in sehr geringen Konzentrationen vor: im Flusswasser 0,2 - 4,5 µg/dm3, im Meerwasser - durchschnittlich 2 µg/dm3

In Wasser bildet es stabile anionische Komplexe (V4O12)4- und (V10O26)6-. Bei der Migration von Vanadium ist die Rolle seiner gelösten Komplexverbindungen mit organischen Stoffen, insbesondere mit Huminsäuren, wesentlich.

Erhöhte Konzentrationen von Vanadium sind gesundheitsschädlich. MPCv von Vanadium beträgt 0,1 mg/dm3 (der begrenzende Indikator der Schädlichkeit ist gesundheitlich-toxikologische), MPCvr beträgt 0,001 mg/dm3.

Die natürlichen Quellen von Wismut, die in natürliche Gewässer gelangen, sind die Prozesse der Auswaschung von wismuthaltigen Mineralien. Eintragsquelle in natürliche Wässer können auch Abwässer aus der Pharma- und Parfümindustrie, einigen Betrieben der Glasindustrie sein.

Es kommt in unverschmutzten Oberflächengewässern in Submikrogrammkonzentrationen vor. Die höchste Konzentration wurde im Grundwasser gefunden und beträgt 20 µg/dm3, in Meerwasser- 0,02 µg/dm3 MPCv ist 0,1 mg/dm3

Die Hauptquellen für Eisenverbindungen in Oberflächengewässern sind die Prozesse der chemischen Verwitterung von Gesteinen, begleitet von deren mechanischer Zerstörung und Auflösung. Bei der Wechselwirkung mit mineralischen und organischen Substanzen, die in natürlichen Gewässern enthalten sind, entsteht ein komplexer Komplex von Eisenverbindungen, die sich in gelöstem, kolloidalem und suspendiertem Zustand im Wasser befinden. Erhebliche Mengen an Eisen gelangen mit unterirdischen Abflüssen und mit Abwässern von Betrieben der Hütten-, Metallverarbeitungs-, Textil-, Farben- und Lackindustrie und mit landwirtschaftlichen Abwässern.

Phasengleichgewichte abhängen chemische Zusammensetzung Wasser, pH, Eh und teilweise Temperatur. In der Routineanalyse gewichtete Form emittieren Partikel mit einer Größe von mehr als 0,45 Mikrometer. Es handelt sich überwiegend um eisenhaltige Mineralien, Eisenoxidhydrate und an Suspensionen adsorbierte Eisenverbindungen. Wirklich gelöste und kolloidale Form werden normalerweise zusammen betrachtet. Gelöstes Eisen vertreten durch Verbindungen in ionischer Form, in Form eines Hydroxokomplexes und Komplexe mit gelösten anorganischen und organischen Substanzen natürlicher Gewässer. In der ionischen Form wandert hauptsächlich Fe(II) und Fe(III) kann ohne komplexbildende Substanzen nicht in nennenswertem Umfang in gelöstem Zustand vorliegen.

Eisen kommt vor allem in Gewässern mit niedrigen Eh-Werten vor.

Durch chemische und biochemische (unter Beteiligung von Eisenbakterien) Oxidation geht Fe(II) in Fe(III) über, das bei der Hydrolyse als Fe(OH)3 ausfällt. Sowohl Fe(II) als auch Fe(III) neigen dazu, Hydroxokomplexe des Typs zu bilden +, 4+, +, 3+, - und andere, die je nach pH-Wert in unterschiedlichen Konzentrationen in Lösung koexistieren und im Allgemeinen den Zustand des Eisen-Hydroxyl-Systems bestimmen. Die Hauptvorkommensform von Fe(III) in Oberflächengewässern sind seine Komplexverbindungen mit gelösten anorganischen und organischen Verbindungen, hauptsächlich Huminstoffen. Bei pH = 8,0 ist die Hauptform Fe(OH)3, am wenigsten untersucht ist die kolloidale Form von Eisen, Eisenoxidhydrat Fe(OH)3 und Komplexe mit organischen Substanzen.

Der Eisengehalt in den Oberflächengewässern des Landes beträgt Zehntel Milligramm, in der Nähe der Sümpfe - einige Milligramm. In Sumpfwässern wird ein erhöhter Eisengehalt beobachtet, in dem es in Form von Komplexen mit Salzen von Huminsäuren - Humaten - vorkommt. Die höchsten Eisenkonzentrationen (bis zu mehreren zehn und hundert Milligramm pro 1 dm3) werden in Grundwasser mit niedrigen pH-Werten beobachtet.

Als biologisch aktives Element beeinflusst Eisen bis zu einem gewissen Grad die Intensität der Phytoplanktonentwicklung und die qualitative Zusammensetzung der Mikroflora im Reservoir.

Eisenkonzentrationen unterliegen starken saisonalen Schwankungen. Normalerweise ist in Stauseen mit hoher biologischer Produktivität während der Sommer- und Winterstagnation ein Anstieg der Eisenkonzentration in den unteren Wasserschichten erkennbar. Die Herbst-Frühling-Vermischung von Wassermassen (Homothermie) wird von der Oxidation von Fe(II) zu Fe(III) und der Ausfällung des letzteren in Form von Fe(OH)3 begleitet.

Es gelangt bei der Auslaugung von Böden, polymetallischen Erzen und Kupfererzen durch die Zersetzung von Wasserorganismen, die es anreichern können, in natürliche Gewässer. Cadmiumverbindungen werden mit Abwässern aus Blei-Zink-Anlagen, Erzaufbereitungsanlagen, einigen Chemiebetrieben (Schwefelsäureherstellung), Galvanik sowie mit Grubenwässern in Oberflächengewässer eingetragen. Die Abnahme der Konzentration gelöster Cadmiumverbindungen erfolgt durch Sorption, Ausfällung von Cadmiumhydroxid und -carbonat und deren Verbrauch durch Wasserorganismen.

Gelöste Formen von Cadmium in natürlichen Gewässern sind hauptsächlich mineralische und organo-mineralische Komplexe. Die hauptsächlich suspendierte Form von Cadmium sind seine adsorbierten Verbindungen. Ein erheblicher Teil von Cadmium kann innerhalb der Zellen von Wasserorganismen wandern.

In nicht kontaminierten und leicht verschmutzten Gewässern ist Cadmium in Submikrogrammkonzentrationen enthalten, in verschmutzten und in Abwässern kann die Cadmiumkonzentration mehrere zehn Mikrogramm pro 1 dm3 erreichen.

Cadmiumverbindungen spielen eine wichtige Rolle im Leben von Tieren und Menschen. Es ist in hohen Konzentrationen giftig, insbesondere in Kombination mit anderen giftigen Stoffen.

MPCv beträgt 0,001 mg/dm3, MPCvr beträgt 0,0005 mg/dm3 (das Grenzzeichen der Schädlichkeit ist toxikologisch).

Kobaltverbindungen gelangen durch Auswaschung aus Kupferkies und anderen Erzen, aus Böden bei der Zersetzung von Organismen und Pflanzen sowie mit Abwässern aus metallurgischen, metallverarbeitenden und chemischen Betrieben in natürliche Gewässer. Einige Mengen an Kobalt stammen aus Böden als Ergebnis der Zersetzung pflanzlicher und tierischer Organismen.

Kobaltverbindungen liegen in natürlichen Gewässern in gelöstem und suspendiertem Zustand vor, deren Mengenverhältnis durch die chemische Zusammensetzung des Wassers, Temperatur und pH-Wert bestimmt wird. Gelöste Formen werden hauptsächlich durch komplexe Verbindungen vertreten, inkl. mit organischen Stoffen in natürlichen Gewässern. Zweiwertige Kobaltverbindungen sind am charakteristischsten für Oberflächengewässer. In Gegenwart von Oxidationsmitteln kann dreiwertiges Kobalt in nennenswerten Konzentrationen vorhanden sein.

Kobalt gehört zu den biologisch aktiven Elementen und kommt immer im Körper von Tieren und Pflanzen vor. Ein unzureichender Kobaltgehalt in Pflanzen ist mit seinem unzureichenden Gehalt in Böden verbunden, was zur Entwicklung von Anämie bei Tieren beiträgt (Taiga-Wald-Nicht-Chernozem-Zone). Als Teil von Vitamin B12 wirkt Kobalt sehr aktiv auf die Aufnahme stickstoffhaltiger Substanzen, eine Erhöhung des Gehalts an Chlorophyll und Ascorbinsäure, aktiviert die Biosynthese und erhöht den Gehalt an Proteinstickstoff in Pflanzen. Erhöhte Konzentrationen von Kobaltverbindungen sind jedoch toxisch.

In unverschmutzten und leicht verschmutzten Flusswässern schwankt sein Gehalt zwischen Zehntel und Tausendstel Milligramm pro 1 dm3, der durchschnittliche Gehalt in Meerwasser beträgt 0,5 μg/dm3. MPCv beträgt 0,1 mg/dm3, MPCv beträgt 0,01 mg/dm3.

Mangan

Mangan gelangt durch Auswaschung von Ferromanganerzen und anderen manganhaltigen Mineralien (Pyrolusit, Psilomelan, Brownit, Manganit, Schwarzocker) in Oberflächengewässer. Erhebliche Mengen an Mangan stammen aus der Zersetzung von Wassertieren und Pflanzenorganismen, insbesondere Blaugrün, Kieselalgen und höher Wasserpflanzen. Manganverbindungen werden mit Abwässern aus manganverarbeitenden Betrieben, Hüttenwerken, Betrieben der chemischen Industrie und Grubenwässern in Reservoirs eingeleitet.

Durch die Oxidation von Mn(II) zu MnO2 und anderen hochvalenten Oxiden, die ausfallen, kommt es zu einer Abnahme der Manganionenkonzentration in natürlichen Wässern. Die Hauptparameter, die die Oxidationsreaktion bestimmen, sind die Konzentration des gelösten Sauerstoffs, der pH-Wert und die Temperatur. Die Konzentration gelöster Manganverbindungen nimmt durch die Verwertung durch Algen ab.

Die Hauptmigrationsform von Manganverbindungen in Oberflächengewässer sind Suspensionen, deren Zusammensetzung wiederum durch die Zusammensetzung von durch Gewässer entwässerten Gesteinen sowie kolloidalen Hydroxiden von Schwermetallen und sorbierten Manganverbindungen bestimmt wird. Von wesentlicher Bedeutung bei der Migration von Mangan in gelöster und kolloidaler Form sind organische Substanzen und die Prozesse der Komplexbildung von Mangan mit anorganischen und organischen Liganden. Mn(II) bildet lösliche Komplexe mit Bicarbonaten und Sulfaten. Mangankomplexe mit einem Chloridion sind selten. Komplexverbindungen von Mn(II) mit organischen Substanzen sind meist weniger stabil als mit anderen Übergangsmetallen. Dazu gehören Verbindungen mit Aminen, organischen Säuren, Aminosäuren und Huminstoffen. Mn(III) kann in hohen Konzentrationen nur in Gegenwart starker Komplexbildner in gelöstem Zustand vorliegen, Mn(YII) kommt in natürlichen Gewässern nicht vor.

In Flussgewässern liegt der Mangangehalt normalerweise zwischen 1 und 160 µg/dm3, der durchschnittliche Gehalt in Meerwasser beträgt 2 µg/dm3, in unterirdischen Gewässern - n.102 - n.103 µg/dm3.

Die Konzentration von Mangan in Oberflächengewässern unterliegt jahreszeitlichen Schwankungen.

Die Faktoren, die Änderungen der Mangankonzentrationen bestimmen, sind das Verhältnis zwischen Oberflächen- und Untergrundabfluss, die Intensität seines Verbrauchs während der Photosynthese, der Abbau von Phytoplankton, Mikroorganismen und höherer aquatischer Vegetation sowie die Prozesse seiner Sedimentation am Boden. Wasserteilchen.

Die Rolle von Mangan im Leben höherer Pflanzen und Algen in Gewässern ist sehr groß. Mangan trägt zur Nutzung von CO2 durch Pflanzen bei, was die Intensität der Photosynthese erhöht, an den Prozessen der Nitratreduktion und Stickstoffassimilation durch Pflanzen beteiligt ist. Mangan fördert den Übergang von aktivem Fe(II) zu Fe(III), was die Zelle vor Vergiftung schützt, das Wachstum von Organismen beschleunigt usw. Die wichtige ökologische und physiologische Rolle von Mangan erfordert die Untersuchung und Verbreitung von Mangan in natürlichen Gewässern.

Für Wasserkörper für sanitäre Zwecke wird MPCv (nach Manganionen) auf 0,1 mg/dm3 festgesetzt.

Unten sind Karten der Verteilung der durchschnittlichen Konzentrationen von Metallen: Mangan, Kupfer, Nickel und Blei, erstellt nach Beobachtungsdaten für 1989 - 1993. in 123 Städten. Die Verwendung neuerer Daten wird als nicht sachgerecht angesehen, da durch die Reduzierung der Produktion die Konzentrationen an Schwebstoffen und damit an Metallen deutlich zurückgegangen sind.

Auswirkungen auf die Gesundheit. Viele Metalle sind Bestandteil von Staub und haben erhebliche Auswirkungen auf die Gesundheit.

Mangan gelangt in die Atmosphäre aus Emissionen von Eisenmetallurgiebetrieben (60 % aller Manganemissionen), Maschinenbau und Metallverarbeitung (23 %), Nichteisenmetallurgie (9 %), zahlreichen kleinen Quellen, z. B. durch Schweißen.

Hohe Mangankonzentrationen führen zum Auftreten neurotoxischer Wirkungen, fortschreitender Schädigung des Zentralnervensystems, Lungenentzündung.
Die höchsten Mangankonzentrationen (0,57 - 0,66 µg/m3) werden in großen Zentren der Metallurgie beobachtet: in Lipetsk und Cherepovets sowie in Magadan. Die meisten Städte mit hohen Mn-Konzentrationen (0,23 - 0,69 µg/m3) konzentrieren sich auf die Kola-Halbinsel: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (siehe Karte).

Für 1991 - 1994 Manganemissionen aus industriellen Quellen sanken um 62%, durchschnittliche Konzentrationen - um 48%.

Kupfer ist eines der wichtigsten Spurenelemente. Die physiologische Aktivität von Kupfer hängt hauptsächlich mit seiner Aufnahme in die Zusammensetzung der aktiven Zentren von Redoxenzymen zusammen. Ein unzureichender Kupfergehalt in Böden beeinträchtigt die Synthese von Proteinen, Fetten und Vitaminen und trägt zur Unfruchtbarkeit pflanzlicher Organismen bei. Kupfer ist am Prozess der Photosynthese beteiligt und beeinflusst die Aufnahme von Stickstoff durch Pflanzen. Gleichzeitig wirken sich zu hohe Kupferkonzentrationen nachteilig auf pflanzliche und tierische Organismen aus.

Cu(II)-Verbindungen kommen in natürlichen Gewässern am häufigsten vor. Von den Cu(I)-Verbindungen sind die in Wasser schwerlöslichen Cu2O, Cu2S und CuCl am weitesten verbreitet. In Gegenwart von Liganden in einem wässrigen Medium muss neben dem Gleichgewicht der Hydroxiddissoziation die Bildung verschiedener Komplexformen berücksichtigt werden, die im Gleichgewicht mit Metallwasserionen stehen.

Die Hauptquelle für Kupfer, das in natürliche Gewässer gelangt, sind Abwässer aus der chemischen und metallurgischen Industrie, Grubenwasser und Aldehyd-Reagenzien, die zur Abtötung von Algen verwendet werden. Kupfer kann als Folge der Korrosion von Kupferrohren und anderen in Wassersystemen verwendeten Strukturen auftreten. Im Grundwasser ist der Kupfergehalt auf die Wechselwirkung des Wassers mit enthaltenden Gesteinen zurückzuführen (Chalkopyrit, Chalkosin, Kovellit, Bornit, Malachit, Azurit, Chrysakoll, Brotantin).

Die höchstzulässige Kupferkonzentration im Wasser von Stauseen für Sanitär- und Haushaltswasser beträgt 0,1 mg/dm3 (Grenzzeichen der Schädlichkeit ist allgemeine Sanitärversorgung), im Wasser von Fischereibecken 0,001 mg/dm3.

Die Stadt

Norilsk

Mönchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapoljarny

Emissionen М (Tausend Tonnen/Jahr) von Kupferoxid und durchschnittliche Jahreskonzentrationen q (µg/m3) von Kupfer.

Kupfer gelangt mit Emissionen aus der metallurgischen Industrie in die Luft. In Feinstaubemissionen ist es hauptsächlich in Form von Verbindungen enthalten, hauptsächlich Kupferoxid.

Nichteisenmetallurgieunternehmen machen 98,7 % aller anthropogenen Emissionen dieses Metalls aus, von denen 71 % von Unternehmen des Norilsk-Nickel-Konzerns in Zapolyarny und Nikel, Monchegorsk und Norilsk durchgeführt werden und etwa 25 % der Kupferemissionen transportiert werden in Revda, Krasnouralsk, Kolchugino und anderen.

Hohe Kupferkonzentrationen führen zu Vergiftungen, Blutarmut und Hepatitis.

Wie aus der Karte ersichtlich ist, werden die höchsten Kupferkonzentrationen in den Städten Lipetsk und Rudnaya Pristan festgestellt. Die Kupferkonzentrationen wurden auch in den Städten der Kola-Halbinsel, in Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Olenegorsk und auch in Norilsk erhöht.

Die Emissionen von Kupfer aus industriellen Quellen gingen um 34% zurück, die durchschnittlichen Konzentrationen um 42%.

Molybdän

Molybdänverbindungen gelangen infolge ihrer Auswaschung aus exogenen molybdänhaltigen Mineralien in Oberflächengewässer. Molybdän gelangt auch mit Abwässern aus Verarbeitungsbetrieben und Nichteisenmetallurgiebetrieben in Gewässer. Eine Abnahme der Konzentrationen von Molybdänverbindungen erfolgt durch Ausfällungen schwerlöslicher Verbindungen, Adsorptionsvorgänge durch Mineralsuspensionen und Aufnahme durch pflanzliche Wasserorganismen.

Molybdän liegt in Oberflächengewässern hauptsächlich in der Form vor MoO42-. Es ist sehr wahrscheinlich, dass es in Form von organomineralischen Komplexen vorliegt. Die Möglichkeit einer gewissen Akkumulation im kolloidalen Zustand folgt aus der Tatsache, dass die Produkte der Molybdänit-Oxidation lockere, fein dispergierte Substanzen sind.

In Flusswässern wird Molybdän in Konzentrationen von 2,1 bis 10,6 µg/dm3 gefunden. Meerwasser enthält durchschnittlich 10 µg/dm3 Molybdän.

Molybdän ist in geringen Mengen für die normale Entwicklung pflanzlicher und tierischer Organismen notwendig. Molybdän ist Teil des Enzyms Xanthinoxidase. Bei einem Mangel an Molybdän wird das Enzym in unzureichender Menge gebildet, was zu negativen Reaktionen im Körper führt. In hohen Konzentrationen ist Molybdän gesundheitsschädlich. Bei einem Überschuss an Molybdän ist der Stoffwechsel gestört.

Die maximal zulässige Konzentration von Molybdän in Gewässern für sanitäre Zwecke beträgt 0,25 mg/dm3.

Arsen gelangt aus Mineralquellen, Gebieten mit Arsenmineralisierung (Pyritarsen, Realgar, Orpiment) sowie aus Oxidationszonen von polymetallischen, Kupfer-Kobalt- und Wolframgesteinen in natürliche Gewässer. Eine gewisse Menge Arsen stammt aus Böden sowie aus der Zersetzung pflanzlicher und tierischer Organismen. Der Verbrauch von Arsen durch Wasserorganismen ist einer der Gründe für die Abnahme seiner Konzentration im Wasser, die sich am deutlichsten während der Zeit der intensiven Entwicklung von Plankton manifestiert.

Erhebliche Mengen an Arsen gelangen mit Abwässern aus Verarbeitungsbetrieben, Abfällen aus der Produktion von Farbstoffen, Gerbereien und Pestizidfabriken sowie aus landwirtschaftlichen Flächen, auf denen Pestizide eingesetzt werden, in Gewässer.

Arsenverbindungen liegen in natürlichen Gewässern in gelöstem und suspendiertem Zustand vor, deren Verhältnis durch die chemische Zusammensetzung des Wassers und den pH-Wert bestimmt wird. In gelöster Form kommt Arsen in drei- und fünfwertiger Form hauptsächlich als Anionen vor.

In unverschmutzten Flussgewässern wird Arsen normalerweise in Mikrogrammkonzentrationen gefunden. BEIM Mineralwasser seine Konzentration kann mehrere Milligramm pro 1 dm3 erreichen, in Meerwasser enthält es durchschnittlich 3 µg/dm3, in unterirdischen Gewässern kommt es in Konzentrationen von n.105 µg/dm3 vor. Arsenverbindungen sind in hohen Konzentrationen toxisch für den Körper von Tieren und Menschen: Sie hemmen oxidative Prozesse, hemmen die Sauerstoffversorgung von Organen und Geweben.

MPCv für Arsen beträgt 0,05 mg/dm3 (der begrenzende Indikator für die Schädlichkeit ist gesundheitlich-toxikologischer Natur) und MPCv beträgt 0,05 mg/dm3.

Das Vorhandensein von Nickel in natürlichen Gewässern ist auf die Zusammensetzung des Gesteins zurückzuführen, durch das Wasser fließt: Es findet sich an Orten mit Ablagerungen von Sulfid-Kupfer-Nickel-Erzen und Eisen-Nickel-Erzen. Es gelangt aus Böden sowie aus pflanzlichen und tierischen Organismen bei deren Verwesung ins Wasser. Bei Blaualgen wurde ein im Vergleich zu anderen Algenarten erhöhter Gehalt an Nickel gefunden. Nickelverbindungen gelangen auch mit Abwässern aus Vernickelungswerken, Fabriken für synthetischen Kautschuk und Nickelanreicherungsanlagen in Gewässer. Riesige Nickelemissionen gehen mit der Verbrennung fossiler Brennstoffe einher.

Seine Konzentration kann durch Ausfällung von Verbindungen wie Cyaniden, Sulfiden, Carbonaten oder Hydroxiden (bei steigendem pH-Wert), durch Aufnahme durch Wasserorganismen und Adsorptionsprozesse abnehmen.

In Oberflächengewässern liegen Nickelverbindungen in gelöstem, suspendiertem und kolloidalem Zustand vor, deren Mengenverhältnis von Wasserzusammensetzung, Temperatur und pH-Wert abhängt. Sorptionsmittel von Nickelverbindungen können Eisenhydroxid, organische Substanzen, hochdisperses Calciumcarbonat, Tone sein. Gelöste Formen sind hauptsächlich komplexe Ionen, am häufigsten mit Aminosäuren, Humin- und Fulvinsäuren und auch in Form eines starken Cyanidkomplexes. Nickelverbindungen kommen am häufigsten in natürlichen Gewässern vor, in denen es sich in der Oxidationsstufe +2 befindet. Ni3+-Verbindungen werden normalerweise im alkalischen Medium gebildet.

Nickelverbindungen spielen als Katalysatoren eine wichtige Rolle in hämatopoetischen Prozessen. Sein erhöhter Gehalt hat eine spezifische Wirkung auf das Herz-Kreislauf-System. Nickel gehört zu den krebserregenden Elementen. Es kann Atemwegserkrankungen verursachen. Es wird angenommen, dass freie Nickelionen (Ni2+) etwa 2-mal toxischer sind als ihre komplexen Verbindungen.

In unbelasteten und leicht belasteten Flusswässern liegt die Nickelkonzentration üblicherweise zwischen 0,8 und 10 μg/dm3; in verschmutztem Zustand sind es mehrere zehn Mikrogramm pro 1 dm3. Die durchschnittliche Nickelkonzentration im Meerwasser beträgt 2 µg/dm3, im Grundwasser - n.103 µg/dm3. In unterirdischen Gewässern, die nickelhaltiges Gestein waschen, steigt die Nickelkonzentration manchmal auf bis zu 20 mg/dm3 an.

Nickel gelangt von Nichteisenmetallurgieunternehmen in die Atmosphäre, die für 97 % aller Nickelemissionen verantwortlich sind, von denen 89 % von Unternehmen des Norilsk-Nickel-Konzerns in Zapolyarny und Nikel, Monchegorsk und Norilsk stammen.

Der erhöhte Nickelgehalt in der Umwelt führt zum Auftreten von Volkskrankheiten, Bronchialkrebs. Nickelverbindungen gehören zur 1. Gruppe der Karzinogene.
Die Karte zeigt mehrere Punkte mit hohen durchschnittlichen Nickelkonzentrationen an den Standorten des Konzerns Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Die Nickelemissionen von Industrieunternehmen gingen um 28% zurück, die durchschnittlichen Konzentrationen um 35%.

Emissionen М (Tsd. Tonnen/Jahr) und durchschnittliche Jahreskonzentrationen q (µg/m3) von Nickel.

Durch Auslaugen zinnhaltiger Mineralien (Kasiterit, Stannin) sowie mit Abwässern verschiedener Industrien (Stofffärberei, Synthese organischer Farbstoffe, Herstellung von Legierungen mit Zinnzusatz etc.) gelangt es in natürliche Gewässer.

Die toxische Wirkung von Zinn ist gering.

Zinn kommt in unverschmutzten Oberflächengewässern in Submikrogrammkonzentrationen vor. Im Grundwasser erreicht seine Konzentration einige Mikrogramm pro 1 dm3. MPCv beträgt 2 mg/dm3.

Quecksilberverbindungen können durch Auswaschung von Gesteinen im Bereich von Quecksilbervorkommen (Zinnober, Metazinnabarit, Livingstone) bei der Zersetzung von Wasserorganismen, die Quecksilber anreichern, in Oberflächengewässer gelangen. Erhebliche Mengen gelangen mit Abwässern von Unternehmen in Gewässer, die Farbstoffe, Pestizide, Arzneimittel und einige Sprengstoffe herstellen. Kohlebefeuerte Wärmekraftwerke emittieren erhebliche Mengen an Quecksilberverbindungen in die Atmosphäre, die durch nassen und trockenen Fallout in Gewässer gelangen.

Die Abnahme der Konzentration von gelösten Quecksilberverbindungen erfolgt durch ihre Extraktion durch viele Meeres- und Süßwasserorganismen, die die Fähigkeit haben, es in Konzentrationen anzureichern, die um ein Vielfaches höher sind als ihr Gehalt im Wasser, sowie durch Adsorptionsprozesse durch Schwebstoffe und untere Sedimente.

In Oberflächengewässern liegen Quecksilberverbindungen in gelöstem und suspendiertem Zustand vor. Das Verhältnis zwischen ihnen hängt von der chemischen Zusammensetzung des Wassers und den pH-Werten ab. Schwebendes Quecksilber sind sorbierte Quecksilberverbindungen. Gelöste Formen sind undissoziierte Moleküle, komplexe organische und mineralische Verbindungen. Im Wasser von Gewässern kann Quecksilber in Form von Methylquecksilberverbindungen vorliegen.

Quecksilberverbindungen sind hochgiftig, sie greifen das menschliche Nervensystem an, verursachen Schleimhautveränderungen, Beeinträchtigungen der Motorik und Sekretion Magen-Darmtrakt, Veränderungen im Blut usw. Bakterielle Methylierungsprozesse zielen auf die Bildung von Methylquecksilberverbindungen ab, die um ein Vielfaches giftiger sind als mineralische Quecksilbersalze. Methylquecksilberverbindungen reichern sich in Fischen an und können in den menschlichen Körper gelangen.

MPCv von Quecksilber beträgt 0,0005 mg/dm3 (das Grenzzeichen der Schädlichkeit ist gesundheitlich-toxikologische), MPCv beträgt 0,0001 mg/dm3.

Natürliche Bleiquellen in Oberflächengewässern sind die Auflösungsprozesse von körpereigenen (Bleiglanz) und körperfremden (Angelsit, Cerussit etc.) Mineralien. Eine signifikante Erhöhung des Bleigehalts in der Umwelt (auch in Oberflächengewässern) ist mit der Verbrennung von Kohle, der Verwendung von Tetraethylblei als Antiklopfmittel in Kraftstoffen und der Einleitung in Gewässer mit Abwässern aus Erzverarbeitungsanlagen verbunden , einige Hüttenwerke, chemische Industrien, Bergwerke usw. Wesentliche Faktoren zur Senkung der Bleikonzentration im Wasser sind die Adsorption durch Schwebstoffe und die Sedimentation mit diesen in Bodensedimente. Neben anderen Metallen wird Blei von Hydrobionten extrahiert und angereichert.

Blei kommt in natürlichen Gewässern in gelöstem und suspendiertem (sorbiertem) Zustand vor. In gelöster Form kommt es in Form von Mineral- und Organomineralkomplexen sowie einfachen Ionen in unlöslicher Form vor - hauptsächlich in Form von Sulfiden, Sulfaten und Carbonaten.

In Flussgewässern reicht die Bleikonzentration von Zehntel bis Mikrogrammeinheiten pro 1 dm3. Selbst im Wasser von Gewässern, die an Gebiete mit polymetallischen Erzen angrenzen, erreicht seine Konzentration selten mehrere zehn Milligramm pro 1 dm3. Nur in chlorhaltigem Thermalwasser erreicht die Bleikonzentration manchmal mehrere Milligramm pro 1 dm3.

Der begrenzende Indikator der Schädlichkeit von Blei ist sanitär-toxikologisch. MPCv von Blei beträgt 0,03 mg/dm3, MPCv beträgt 0,1 mg/dm3.

Blei ist in Emissionen von Unternehmen der Metallurgie, Metallverarbeitung, Elektrotechnik, Petrochemie und des Kraftverkehrs enthalten.

Die Auswirkungen von Blei auf die Gesundheit treten durch das Einatmen von bleihaltiger Luft und die Aufnahme von Blei mit Lebensmitteln, Wasser und Staubpartikeln auf. Blei reichert sich im Körper, in Knochen und Oberflächengeweben an. Blei wirkt auf Nieren, Leber, Nervensystem und blutbildende Organe. Ältere Menschen und Kinder reagieren besonders empfindlich auf selbst geringe Bleidosen.

Emissionen M (Tsd. Tonnen/Jahr) und durchschnittliche Jahreskonzentrationen q (µg/m3) Blei.

In sieben Jahren sind die Bleiemissionen aus industriellen Quellen aufgrund von Produktionskürzungen und der Schließung vieler Unternehmen um 60 % zurückgegangen. Der starke Rückgang der Industrieemissionen geht nicht mit einem Rückgang der Fahrzeugemissionen einher. Die durchschnittlichen Bleikonzentrationen nahmen nur um 41 % ab. Der Unterschied bei den Minderungsraten und Bleikonzentrationen lässt sich durch die Unterschätzung der Fahrzeugemissionen in den Vorjahren erklären; Derzeit hat die Anzahl der Autos und die Intensität ihrer Bewegung zugenommen.

Tetraethylblei

Durch die Verwendung als Antiklopfmittel im Kraftstoff von Wasserfahrzeugen sowie mit Oberflächenabflüssen aus städtischen Gebieten gelangt es in natürliche Gewässer.

Diese Substanz zeichnet sich durch hohe Toxizität aus, hat kumulative Eigenschaften.

Die Quellen von Silber, das in Oberflächengewässer gelangt, sind Grundwasser und Abwasser von Minen, Verarbeitungsbetrieben und Fotounternehmen. Der erhöhte Silbergehalt ist mit der Verwendung von bakteriziden und algiziden Präparaten verbunden.

Im Abwasser kann Silber in gelöster und suspendierter Form vorliegen, meist in Form von Halogenidsalzen.

In unverschmutzten Oberflächengewässern wird Silber in Submikrogrammkonzentrationen gefunden. Im Grundwasser schwankt die Silberkonzentration zwischen wenigen und mehreren zehn Mikrogramm pro 1 dm3, im Meerwasser im Durchschnitt bei 0,3 µg/dm3.

Silberionen sind bereits in geringen Konzentrationen in der Lage, Bakterien abzutöten und Wasser zu entkeimen (die untere Grenze der bakteriziden Wirkung von Silberionen liegt bei 2,10-11 mol/dm3). Die Rolle von Silber im Körper von Tieren und Menschen ist noch nicht ausreichend erforscht.

MPCv von Silber beträgt 0,05 mg/dm3.

Antimon gelangt durch die Auswaschung von Antimonmineralien (Stibnit, Senarmontit, Valentinit, Servierit, Stibiocanit) und mit Abwässern von Gummi-, Glas-, Färberei- und Streichholzbetrieben in Oberflächengewässer.

In natürlichen Gewässern liegen Antimonverbindungen in gelöstem und suspendiertem Zustand vor. Unter den für Oberflächengewässer charakteristischen Redoxbedingungen kann sowohl dreiwertiges als auch fünfwertiges Antimon vorkommen.

In nicht kontaminierten Oberflächengewässern wird Antimon in Submikrogrammkonzentrationen gefunden, im Meerwasser erreicht seine Konzentration 0,5 µg/dm3, im Grundwasser - 10 µg/dm3. MPCv von Antimon beträgt 0,05 mg/dm3 (der begrenzende Indikator der Schädlichkeit ist gesundheitlich-toxikologische), MPCv beträgt 0,01 mg/dm3.

Drei- und sechswertige Chromverbindungen gelangen durch Auswaschung aus Gestein (Chromit, Krokoit, Uvarovit etc.) in Oberflächengewässer. Einige Mengen stammen aus der Zersetzung von Organismen und Pflanzen, aus Böden. Mit Abwässern aus Galvaniken, Färbereien von Textilbetrieben, Gerbereien und der chemischen Industrie können erhebliche Mengen in Gewässer gelangen. Durch den Verbrauch durch Wasserorganismen und Adsorptionsprozesse ist eine Abnahme der Konzentration von Chromionen zu beobachten.

In Oberflächengewässern befinden sich Chromverbindungen in gelöstem und suspendiertem Zustand, wobei das Verhältnis zwischen diesen von der Zusammensetzung des Wassers, der Temperatur und dem pH-Wert der Lösung abhängt. Suspendierte Chromverbindungen sind hauptsächlich sorbierte Chromverbindungen. Sorptionsmittel können Tone, Eisenhydroxid, sich hochdispers absetzendes Calciumcarbonat, pflanzliche und tierische Rückstände sein. In gelöster Form kann Chrom in Form von Chromaten und Bichromaten vorliegen. Unter aeroben Bedingungen wandelt sich Cr(VI) in Cr(III) um, dessen Salze in neutralen und alkalischen Medien unter Freisetzung von Hydroxid hydrolysiert werden.

In unverschmutzten und leicht verschmutzten Flusswässern reicht der Chromgehalt von mehreren Zehntel Mikrogramm pro Liter bis zu mehreren Mikrogramm pro Liter, in verschmutzten Gewässern erreicht er mehrere zehn und hundert Mikrogramm pro Liter. Die durchschnittliche Konzentration im Meerwasser beträgt 0,05 µg/dm3, im Grundwasser - normalerweise zwischen n.10 und n.102 µg/dm3.

Cr(VI)- und Cr(III)-Verbindungen haben in erhöhten Mengen krebserzeugende Eigenschaften. Cr(VI)-Verbindungen sind gefährlicher.

In natürliche Gewässer gelangt es durch natürliche Zerstörungs- und Auflösungsprozesse von Gesteinen und Mineralien (Sphalerit, Zinkit, Goslarit, Smithsonit, Galmei) sowie mit Abwässern aus Erzaufbereitungsanlagen und Galvaniken, Pergamentpapierherstellung, Mineralfarben , Viskosefaser und andere

Im Wasser liegt es hauptsächlich in ionischer Form oder in Form seiner mineralischen und organischen Komplexe vor. Manchmal kommt es in unlöslichen Formen vor: in Form von Hydroxid, Carbonat, Sulfid usw.

In Flussgewässern liegt die Zinkkonzentration normalerweise zwischen 3 und 120 µg/dm3, in Meerwasser zwischen 1,5 und 10 µg/dm3. Der Gehalt in Erzen und insbesondere in Grubenwässern mit niedrigen pH-Werten kann erheblich sein.

Zink ist eines der aktiven Spurenelemente, die das Wachstum und die normale Entwicklung von Organismen beeinflussen. Gleichzeitig sind viele Zinkverbindungen giftig, vor allem ihr Sulfat und Chlorid.

MPCv Zn2+ beträgt 1 mg/dm3 (Grenzindikator der Schädlichkeit – organoleptisch), MPCvr Zn2+ – 0,01 mg/dm3 (Grenzindikator der Schädlichkeit – toxikologisch).

Schwermetalle liegen in puncto Gefährlichkeit bereits auf Platz zwei, nachgebend gegenüber Pestiziden und deutlich vor so bekannten Schadstoffen wie Kohlendioxid und Schwefel, dürften aber laut Prognose die gefährlichsten werden, gefährlicher als Atommüll und Feststoff Abfall. Die Verschmutzung mit Schwermetallen ist mit ihrer weit verbreiteten Verwendung in verbunden industrielle Produktion gepaart mit schwachen Reinigungssystemen, wodurch Schwermetalle in die Umwelt, einschließlich des Bodens, gelangen und ihn verschmutzen und vergiften.

Schwermetalle gehören zu den vorrangigen Schadstoffen, deren Überwachung in allen Umgebungen obligatorisch ist. In verschiedenen wissenschaftlichen und angewandten Arbeiten interpretieren die Autoren die Bedeutung des Begriffs „Schwermetalle“ auf unterschiedliche Weise. In einigen Fällen umfasst die Definition von Schwermetallen spröde Elemente (z. B. Wismut) oder Halbmetalle (z. B. Arsen).

Der Boden ist das Hauptmedium, in das Schwermetalle gelangen, auch aus der Atmosphäre und der aquatischen Umwelt. Es dient auch als Quelle der sekundären Verschmutzung der Oberflächenluft und der Gewässer, die von dort in den Weltozean gelangen. Schwermetalle werden aus dem Boden von Pflanzen aufgenommen, die dann in die Nahrung höher organisierter Tiere gelangen.
Fortsetzung
--SEITENUMBRUCH-- 3.3. Bleivergiftung
Derzeit nimmt Blei den ersten Platz unter den Verursachern industrieller Vergiftungen ein. Dies liegt an seiner breiten Anwendung in verschiedenen Branchen. Bleierzarbeiter sind in Bleihütten, bei der Herstellung von Batterien, beim Löten, in Druckereien, bei der Herstellung von Kristallglas oder keramischen Produkten, bleihaltigem Benzin, Bleifarben usw. Blei ausgesetzt Wasser in der Nähe solcher Industrien sowie in der Nähe von großen Autobahnen stellt für die in diesen Gebieten lebende Bevölkerung und insbesondere für Kinder, die empfindlicher auf die Auswirkungen von Schwermetallen reagieren, eine Gefahr der Bleiexposition dar.
Es muss mit Bedauern festgestellt werden, dass es in Russland keine staatliche Politik zur rechtlichen, behördlichen und wirtschaftlichen Regulierung der Auswirkungen von Blei auf die Umwelt und die öffentliche Gesundheit sowie zur Verringerung der Emissionen (Einleitungen, Abfälle) von Blei und seinen Verbindungen in die Umwelt gibt , und über die vollständige Einstellung der Produktion von bleihaltigem Benzin.

Aufgrund der äußerst unbefriedigenden Aufklärungsarbeit zur Aufklärung der Bevölkerung über die Gefährlichkeit einer Schwermetallbelastung des menschlichen Körpers nimmt in Russland die Zahl der Kontingente mit beruflichem Kontakt mit Blei nicht ab, sondern nimmt allmählich zu. Fälle von chronischer Bleivergiftung wurden in 14 Branchen in Russland registriert. Die führenden Industrien sind die Elektroindustrie (Batterieherstellung), die Messtechnik, die Druckerei und die Nichteisenmetallurgie, in denen eine Vergiftung durch eine Überschreitung der maximal zulässigen Konzentration (MAK) von Blei in der Luft des Arbeitsbereichs um 20 oder 20 verursacht wird mehrere Male.

Eine bedeutende Bleiquelle sind Autoabgase, da die Hälfte Russlands immer noch verbleites Benzin verwendet. Hüttenwerke, insbesondere Kupferhütten, bleiben jedoch die Hauptquelle der Umweltverschmutzung. Und hier gibt es Anführer. Auf dem Territorium des Gebiets Swerdlowsk gibt es die drei größten Quellen von Bleiemissionen im Land: in den Städten Krasnouralsk, Kirovograd und Revda.

Die Schornsteine der Krasnouralsker Kupferhütte, die in den Jahren der stalinistischen Industrialisierung und mit Geräten von 1932 gebaut wurden, spuckten jährlich 150-170 Tonnen Blei in die Stadt mit 34.000 Einwohnern und bedeckten alles mit Bleistaub.

Die Bleikonzentration im Boden von Krasnouralsk variiert zwischen 42,9 und 790,8 mg/kg mit der maximal zulässigen Konzentration MPC = 130 Mikron/kg. Wasserproben in der Wasserversorgung des Nachbardorfes. Oktyabrsky, der von einer unterirdischen Wasserquelle gespeist wird, verzeichnete einen bis zu zweifachen Überschuss an MPC.

Die Belastung durch Blei hat Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit. Bleibelastung stört das weibliche und männliche Fortpflanzungssystem. Für Frauen im schwangeren und gebärfähigen Alter stellen erhöhte Bleiwerte im Blut eine besondere Gefahr dar, da Blei die Menstruationsfunktion stört, es häufiger zu Frühgeburten, Fehlgeburten und Fruchttod durch das Eindringen von Blei durch die Plazentaschranke kommt. Neugeborene haben eine hohe Sterblichkeitsrate.

Eine Bleivergiftung ist für Kleinkinder äußerst gefährlich - sie beeinträchtigt die Entwicklung des Gehirns und des Nervensystems. Die Untersuchung von 165 Krasnouralsk-Kindern ab 4 Jahren ergab eine signifikante geistige Behinderung bei 75,7 %, und bei 6,8 % der untersuchten Kinder wurde eine geistige Behinderung einschließlich geistiger Behinderung festgestellt.

Kinder Vorschulalter sind am anfälligsten für die schädlichen Wirkungen von Blei, da sich ihr Nervensystem im Entstehungsprozess befindet. Auch bei niedrigen Dosen führt eine Bleivergiftung zu einer Abnahme intellektuelle Entwicklung, Aufmerksamkeit und Konzentrationsfähigkeit, die beim Lesen zurückbleiben, führen zur Entwicklung von Aggressivität, Hyperaktivität und anderen Problemen im Verhalten des Kindes. Diese Entwicklungsstörungen können langfristig und irreversibel sein. Niedriges Geburtsgewicht, Wachstumsstörungen und Hörverlust sind ebenfalls die Folge einer Bleivergiftung. Hohe Rauschdosen führen zu geistiger Behinderung, Koma, Krämpfen und Tod.

Ein von russischen Experten veröffentlichtes Weißbuch berichtet, dass die Bleiverschmutzung das ganze Land bedeckt und eine der vielen Umweltkatastrophen in der ehemaligen Sowjetunion ist, die in den letzten Jahren ans Licht gekommen sind. Der größte Teil des Territoriums Russlands ist einer Bleibelastung ausgesetzt, die den kritischen Wert für das normale Funktionieren des Ökosystems übersteigt. In Dutzenden von Städten gibt es einen Überschuss an Bleikonzentrationen in der Luft und im Boden über den Werten, die dem MPC entsprechen.

Die höchste Luftverschmutzung mit Blei, die den MPC überstieg, wurde in den Städten Komsomolsk am Amur, Tobolsk, Tjumen, Karabasch, Wladimir und Wladiwostok beobachtet.

Die maximalen Bleiablagerungen, die zur Degradation der terrestrischen Ökosysteme führen, werden in den Regionen Moskau, Wladimir, Nischni Nowgorod, Rjasan, Tula, Rostow und Leningrad beobachtet.

Stationäre Quellen sind für die Einleitung von mehr als 50 Tonnen Blei in Form verschiedener Verbindungen in Gewässer verantwortlich. Gleichzeitig entsorgen 7 Batteriefabriken jährlich 35 Tonnen Blei in der Kanalisation. Eine Analyse der Verteilung von Bleieinleitungen in Gewässer auf dem Territorium Russlands zeigt, dass die Regionen Leningrad, Jaroslawl, Perm, Samara, Pensa und Orjol bei dieser Art von Belastung führend sind.

Das Land braucht dringend Maßnahmen zur Verringerung der Bleibelastung, aber bisher überschattet die Wirtschaftskrise in Russland ökologische Probleme. In einer anhaltenden Wirtschaftskrise fehlen Russland die Mittel, um die Verschmutzung der Vergangenheit zu beseitigen, aber wenn sich die Wirtschaft zu erholen beginnt und die Fabriken wieder arbeiten, könnte die Verschmutzung nur noch schlimmer werden.
10 am stärksten verschmutzten Städte der ehemaligen UdSSR

(Metalle sind in absteigender Reihenfolge der Prioritätsstufe für eine bestimmte Stadt aufgeführt.)

4. Bodenhygiene. Müllentsorgung.
Der Boden in Städten und anderen Siedlungen und deren Umland unterscheidet sich seit langem vom natürlichen, biologisch wertvollen Boden, der eine wichtige Rolle bei der Aufrechterhaltung des ökologischen Gleichgewichts spielt. Der Boden in Städten ist den gleichen schädlichen Auswirkungen ausgesetzt wie die städtische Luft und Hydrosphäre, sodass seine erhebliche Verschlechterung überall auftritt. Der Bodenhygiene wird zu wenig Beachtung geschenkt, obwohl ihre Bedeutung als einer der Hauptbestandteile der Biosphäre (Luft, Wasser, Boden) und als biologischer Umweltfaktor noch bedeutender ist als Wasser, da dessen Menge (vor allem die Qualität von Grundwasser) wird durch den Zustand des Bodens bestimmt und kann nicht voneinander getrennt werden. Der Boden hat die Fähigkeit zur biologischen Selbstreinigung: Im Boden findet eine Aufspaltung der hineingefallenen Abfälle und deren Mineralisierung statt; Am Ende kompensiert der Boden die verlorenen Mineralien auf ihre Kosten.

Geht durch Bodenüberlastung ein Bestandteil seiner Mineralisierungskapazität verloren, führt dies unweigerlich zu einer Verletzung des Selbstreinigungsmechanismus und zu einer vollständigen Degradation des Bodens. Im Gegenteil, die Schaffung optimaler Bedingungen für die Selbstreinigung des Bodens trägt zur Erhaltung des ökologischen Gleichgewichts und der Existenzbedingungen aller lebenden Organismen, einschließlich des Menschen, bei.

Daher beschränkt sich das Problem der Neutralisierung biologisch schädigender Abfälle nicht auf die Frage ihres Exports; Es ist ein komplexeres hygienisches Problem, da der Boden das Bindeglied zwischen Wasser, Luft und Mensch ist.
4.1.
Die Rolle des Bodens im Stoffwechsel

Die biologische Beziehung zwischen Boden und Mensch erfolgt hauptsächlich über den Stoffwechsel. Der Boden ist sozusagen ein Lieferant von Mineralien, die für den Stoffwechselkreislauf, für das Wachstum von Pflanzen notwendig sind, von Menschen und Pflanzenfressern verzehrt, wiederum von Menschen und Fleischfressern gefressen. So bietet der Boden Nahrung für viele Vertreter der Pflanzen- und Tierwelt.

Folglich bewirkt die Verschlechterung der Bodenqualität, die Abnahme seiner biologischen Wertigkeit, seiner Fähigkeit zur Selbstreinigung eine biologische Kettenreaktion, die bei anhaltender schädlicher Einwirkung zu vielfältigen gesundheitlichen Störungen in der Bevölkerung führen kann. Darüber hinaus können bei Verlangsamung der Mineralisierungsprozesse Nitrate, Stickstoff, Phosphor, Kalium usw., die beim Zerfall von Stoffen entstehen, in das Grundwasser gelangen, das zu Trinkzwecken verwendet wird, und schwere Krankheiten verursachen (z. B. können Nitrate Methämoglobinämie verursachen, hauptsächlich bei Säuglingen). .

Der Verbrauch von Wasser aus jodarmen Böden kann zu endemischem Kropf usw. führen.
4.2.
Ökologischer Zusammenhang zwischen Boden und Wasser und flüssigem Abfall (Abwasser)

Ein Mensch entzieht dem Boden das Wasser, das für die Aufrechterhaltung von Stoffwechselprozessen und das Leben selbst notwendig ist. Die Wasserqualität hängt von der Beschaffenheit des Bodens ab; sie spiegelt immer den biologischen Zustand eines bestimmten Bodens wider.

Dies gilt insbesondere für das Grundwasser, dessen biologische Wertigkeit im Wesentlichen durch die Eigenschaften von Böden und Böden, deren Selbstreinigungsfähigkeit, ihrer Filterleistung, der Zusammensetzung ihrer Makroflora, Mikrofauna usw. bestimmt wird.

Der direkte Einfluss des Bodens auf die Oberflächengewässer ist bereits geringer, er ist hauptsächlich mit Niederschlägen verbunden. Beispielsweise werden nach starken Regenfällen verschiedene Schadstoffe aus dem Boden in offene Gewässer (Flüsse, Seen) ausgewaschen, darunter Kunstdünger (Stickstoff, Phosphat), Pestizide, Herbizide; in Gebieten mit Karst, zerklüfteten Ablagerungen können Schadstoffe durchdringen Risse ins tiefe Grundwasser.

Unzureichende Abwasserbehandlung kann auch schädliche biologische Auswirkungen auf den Boden haben und schließlich zu Bodendegradation führen. Daher ist der Bodenschutz in Siedlungen eine der Hauptanforderungen an den Umweltschutz im Allgemeinen.
4.3.
Bodenbelastungsgrenzen für feste Abfälle (Haushalts- und Straßenabfälle, Gewerbeabfälle, Trockenschlamm aus der Abwassersedimentation, radioaktive Substanzen usw.)

Verschärft wird das Problem dadurch, dass durch das Aufkommen von immer mehr Festmüll in Städten die Böden in deren Umgebung zunehmend belastet werden. Bodeneigenschaften und -zusammensetzung verschlechtern sich immer schneller.

Von den 64,3 Millionen Tonnen Papier, die in den USA produziert werden, landen 49,1 Millionen Tonnen im Abfall (davon werden 26 Millionen Tonnen vom Haushalt geliefert und 23,1 Millionen Tonnen vom Handelsnetz).

Im Zusammenhang mit dem Vorstehenden ist die Entfernung und endgültige Entsorgung von festen Abfällen ein sehr bedeutendes, schwieriger zu realisierendes hygienisches Problem im Zusammenhang mit der zunehmenden Verstädterung.

Endlagerung von festen Abfällen in kontaminiertem Boden ist möglich. Aufgrund der sich ständig verschlechternden Selbstreinigungskraft des städtischen Bodens ist eine endgültige Entsorgung des im Boden vergrabenen Mülls jedoch unmöglich.

Eine Person könnte erfolgreich für die Entsorgung von festen Abfällen verwenden biochemische Prozesse Die im Boden vorkommenden Stoffe, ihre neutralisierende und desinfizierende Wirkung, jedoch sind urbane Böden durch Jahrhunderte menschlicher Besiedlung und Aktivität in Städten für diesen Zweck längst ungeeignet geworden.

Die im Boden ablaufenden Mechanismen der Selbstreinigung, der Mineralisierung, die Rolle der daran beteiligten Bakterien und Enzyme sowie die Zwischen- und Endprodukte des Stoffabbaus sind bekannt. Derzeit zielt die Forschung darauf ab, die Faktoren zu identifizieren, die das biologische Gleichgewicht des natürlichen Bodens gewährleisten, sowie die Frage zu klären, wie viel feste Abfälle (und welche Zusammensetzung) zu einer Störung des biologischen Gleichgewichts des Bodens führen können.
Die Menge an Hausmüll (Müll) pro Einwohner einiger Großstädte der Welt

Es ist zu beachten, dass sich der hygienische Zustand des Bodens in Städten infolge seiner Überlastung rapide verschlechtert, obwohl die Fähigkeit des Bodens zur Selbstreinigung die wichtigste hygienische Voraussetzung für die Aufrechterhaltung des biologischen Gleichgewichts ist. Der Boden in den Städten ist seiner Aufgabe ohne menschliche Hilfe nicht mehr gewachsen. Der einzige Ausweg aus dieser Situation ist die vollständige Neutralisierung und Vernichtung von Abfällen gemäß den hygienischen Anforderungen.

Daher sollte der Bau von öffentlichen Versorgungseinrichtungen darauf abzielen, die natürliche Fähigkeit des Bodens zur Selbstreinigung zu erhalten, und wenn diese Fähigkeit bereits unbefriedigend geworden ist, muss sie künstlich wiederhergestellt werden.

Am ungünstigsten ist die toxische Wirkung von Industrieabfällen, sowohl flüssig als auch fest. Immer mehr solcher Abfälle gelangen in den Boden, dem dieser nicht gewachsen ist. So wurden beispielsweise in der Nähe von Superphosphat-Produktionsanlagen (im Umkreis von 3 km) Bodenkontaminationen mit Arsen festgestellt. Bekanntermaßen zersetzen sich einige in den Boden gelangte Pestizide, wie z. B. chlororganische Verbindungen, nicht lange.

Ähnlich verhält es sich mit einigen synthetischen Verpackungsmaterialien (Polyvinylchlorid, Polyethylen etc.).

Einige toxische Verbindungen gelangen früher oder später ins Grundwasser, wodurch nicht nur das biologische Gleichgewicht des Bodens gestört wird, sondern auch die Qualität des Grundwassers so stark verschlechtert wird, dass es nicht mehr als Trinkwasser genutzt werden kann.
Anteil der im Hausmüll (Müll) enthaltenen Menge an Basiskunststoffen

*
Zusammen mit Abfällen anderer Kunststoffe, die unter Hitzeeinwirkung aushärten.
Das Abfallproblem hat heute auch deshalb zugenommen, weil ein Teil des Abfalls, hauptsächlich menschliche und tierische Fäkalien, zur Düngung landwirtschaftlicher Flächen verwendet wird [Fäkalien enthalten eine erhebliche Menge an Stickstoff – 0,4–0,5 %, Phosphor (P203) – 0,2–0,6 %, Kalium (K? 0) -0,5-1,5 %, Kohlenstoff-5-15 %]. Dieses Problem der Stadt hat sich auf die Nachbarschaften der Stadt ausgeweitet.
4.4.
Die Rolle des Bodens bei der Ausbreitung verschiedener Krankheiten

Der Boden spielt bei der Verteilung eine Rolle Infektionskrankheiten. Dies wurde bereits im letzten Jahrhundert von Petterkoffer (1882) und Fodor (1875) berichtet, die hauptsächlich die Rolle des Bodens bei der Ausbreitung von Darmkrankheiten hervorhoben: Cholera, Typhus, Ruhr usw. Sie wiesen auch darauf hin, dass einige Bakterien und Viren bleiben monatelang im Boden lebensfähig und virulent. In der Folge bestätigten einige Autoren ihre Beobachtungen, insbesondere in Bezug auf den städtischen Boden. Beispielsweise bleibt der Erreger der Cholera 20 bis 200 Tage im Grundwasser lebensfähig und pathogen, der Erreger des Typhus im Kot 30 bis 100 Tage, der Erreger des Paratyphus 30 bis 60 Tage. (In Bezug auf die Ausbreitung von Infektionskrankheiten stellt der städtische Boden einen bedeutenden große Gefahr als der mit Mist gedüngte Boden auf den Feldern.)

Zur Bestimmung des Verschmutzungsgrades von Böden verwenden einige Autoren die Bestimmung der Keimzahl (E. coli), wie bei der Bestimmung der Wasserqualität. Andere Autoren halten es für sinnvoll, zusätzlich die Zahl der am Mineralisationsprozess beteiligten thermophilen Bakterien zu bestimmen.

Die Ausbreitung von Infektionskrankheiten durch den Boden wird durch die Bewässerung des Landes mit Abwasser erheblich erleichtert. Gleichzeitig verschlechtern sich auch die Mineralisierungseigenschaften des Bodens. Daher sollte die Bewässerung mit Abwasser unter ständiger strenger sanitärer Überwachung und nur außerhalb des Stadtgebietes erfolgen.

4.5.
Schädliche Wirkung der wichtigsten Arten von Schadstoffen (feste und flüssige Abfälle), die zu Bodendegradation führen

4.5.1.
Neutralisierung von flüssigen Abfällen im Boden

In einer Reihe von Siedlungen ohne Kanalisation werden einige Abfälle, darunter Gülle, im Boden neutralisiert.

Wie Sie wissen, ist dies der einfachste Weg, um zu neutralisieren. Sie ist jedoch nur zulässig, wenn es sich um einen biologisch wertvollen Boden handelt, der die für Stadtböden untypische Fähigkeit zur Selbstreinigung erhalten hat. Besitzt der Boden diese Eigenschaften nicht mehr, so sind, um ihn vor weiterem Abbau zu schützen, aufwendige technische Anlagen zur Neutralisation flüssiger Abfälle erforderlich.

Mancherorts werden Abfälle in Kompostgruben neutralisiert. Technisch ist diese Lösung eine schwierige Aufgabe. Außerdem können Flüssigkeiten über größere Entfernungen in den Boden eindringen. Erschwert wird die Aufgabe noch dadurch, dass kommunales Abwasser immer mehr giftige Industrieabfälle enthält, die die Mineralisierungseigenschaften des Bodens noch stärker verschlechtern als menschliche und tierische Fäkalien. Daher darf in Kompostgruben nur Abwasser geleitet werden, das zuvor sedimentiert wurde. Sonst wird die Filterleistung des Bodens gestört, dann verliert der Boden seine sonstigen Schutzeigenschaften, die Poren verstopfen allmählich usw.

Die Verwendung menschlicher Fäkalien zur Bewässerung landwirtschaftlicher Felder ist die zweite Möglichkeit, flüssige Abfälle zu neutralisieren. Diese Methode stellt eine doppelte hygienische Gefahr dar: Erstens kann sie zu einer Überlastung des Bodens führen, zweitens können diese Abfälle zu einer ernsthaften Infektionsquelle werden. Daher müssen Fäkalien zunächst desinfiziert und einer entsprechenden Behandlung unterzogen und erst dann als Dünger verwendet werden. Hier gibt es zwei gegensätzliche Standpunkte. Fäkalien unterliegen nach hygienischen Anforderungen einer nahezu vollständigen Vernichtung und stellen aus volkswirtschaftlicher Sicht einen wertvollen Dünger dar. Frischer Kot darf ohne vorherige Desinfektion nicht zur Bewässerung von Gärten und Feldern verwendet werden. Wenn Sie trotzdem auf frischen Kot zurückgreifen müssen, dann benötigen diese einen solchen Neutralisationsgrad, dass sie als Dünger fast wertlos sind.

Kot darf nur in speziell ausgewiesenen Bereichen als Dünger verwendet werden - unter ständiger sanitärer und hygienischer Kontrolle, insbesondere auf den Zustand des Grundwassers, die Anzahl der Fliegen usw.

Die Anforderungen an die Entsorgung und Entsorgung tierischer Fäkalien im Boden unterscheiden sich grundsätzlich nicht von denen für die Entsorgung menschlicher Fäkalien.

Gülle war bis vor kurzem eine bedeutende Quelle wertvoller Nährstoffe in der Landwirtschaft zur Verbesserung der Bodenfruchtbarkeit. In den letzten Jahren hat Gülle jedoch teilweise aufgrund der Mechanisierung an Bedeutung verloren. Landwirtschaft, teilweise aufgrund des zunehmenden Einsatzes von Kunstdünger.

In Ermangelung einer angemessenen Behandlung und Entsorgung ist Gülle ebenso gefährlich wie unbehandelter menschlicher Kot. Daher wird der Mist vor dem Transport auf die Felder reifen gelassen, damit in dieser Zeit (bei einer Temperatur von 60-70 ° C) die notwendigen biothermischen Prozesse darin ablaufen können. Danach gilt der Mist als „reif“ und ist von den meisten darin enthaltenen Krankheitserregern (Bakterien, Wurmeier etc.) befreit.

Es muss daran erinnert werden, dass Güllelager ideale Brutstätten für Fliegen bieten können, die die Ausbreitung verschiedener Arten fördern Darminfektionen. Es sei darauf hingewiesen, dass Fliegen zur Fortpflanzung am ehesten Schweinemist, dann Pferde-, Schafs- und nicht zuletzt Kuhmist wählen. Bevor Gülle auf die Felder exportiert wird, muss sie mit Insektiziden behandelt werden.
Fortsetzung
--SEITENUMBRUCH--

Mobile Formen von Schwermetallen im Boden. Zusammenfassung: Schwermetalle im Boden

Schwermetalle belasten den Boden

Quecksilber

Führen

Cadmium

Kupfer und Zink

Molybdän

Antimon

Arsen

Mangan

Die wichtigsten Methoden zur Bekämpfung der Bodenverschmutzung mit Schwermetallen

Bibliographischer Link

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