Emäntä 

Raskasmetallien liikkuvat muodot maaperässä. Tiivistelmä: Raskasmetallit maaperässä

raskasmetallikasvimaa

HM:n pitoisuus maaperässä riippuu monien tutkijoiden mukaan alkuperäisten kivien koostumuksesta, jonka merkittävä monimuotoisuus liittyy alueiden monimutkaiseen geologiseen kehitykseen (Kovda, 1973). Maaperää muodostavien kivien kemiallinen koostumus, jota edustavat kivien rapautumistuotteet, määräytyy alkuperäisten kivien kemiallisen koostumuksen perusteella ja riippuu hypergeenimuutoksen olosuhteista.

Viime vuosikymmeninä ihmiskunnan antropogeeninen toiminta on ollut intensiivisesti mukana HM-vaellusprosesseissa luonnonympäristössä. määriä kemiallisia alkuaineita, jotka joutuvat ympäristöön teknogeneesin seurauksena, ylittävät joissakin tapauksissa merkittävästi niiden luonnollisen saannin tason. Esimerkiksi Pb:n maailmanlaajuinen päästö luonnollisista lähteistä on 12 tuhatta tonnia vuodessa. ja ihmisen aiheuttamat päästöt 332 tuhatta tonnia. (Nriagu, 1989). Luonnollisiin muuttokiertoihin osallistuvat ihmisen aiheuttamat virrat johtavat saasteiden nopeaan leviämiseen kaupunkimaiseman luonnollisiin komponentteihin, joissa niiden vuorovaikutus ihmisten kanssa on väistämätöntä. HM:a sisältävien epäpuhtauksien määrät kasvavat vuosittain ja aiheuttavat vahinkoa luonnonympäristölle, heikentävät olemassa olevaa ekologista tasapainoa ja vaikuttavat haitallisesti ihmisten terveyteen.

Tärkeimmät ihmisperäisen HM:n vapautumisen lähteet ympäristöön ovat lämpövoimalaitokset, metallurgiset yritykset, louhokset ja kaivokset polymetallimalmien louhinnassa, kuljetus, kemialliset keinot kasvien suojaamiseksi taudeilta ja tuholaisilta, öljyn ja erilaisten jätteiden polttaminen, lasin tuotanto , lannoitteet, sementti jne. Tehokkaimmat HM-kehot syntyvät rauta- ja erityisesti ei-rautametallien metallurgiayritysten ympärille ilmakehän päästöjen seurauksena (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Israel, 1984; Geochemistry ..., 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala ja Singh, 2001). Saasteiden vaikutus ulottuu kymmenien kilometrien päähän ilmakehään joutuvien alkuaineiden lähteestä. Näin ollen metallit 10-30 % kokonaispäästöistä ilmakehään leviävät vähintään 10 kilometrin etäisyydelle teollisuusyrityksestä. Samanaikaisesti havaitaan kasvien yhteissaastumista, joka koostuu aerosolien ja pölyn suorasta laskeutumisesta lehtien pinnalle sekä maaperään pitkän ilmakehän saastumisen aikana kertyneiden HM:ien juuriassimilaatiosta (Ilyin, Syso). , 2001).

Alla olevien tietojen mukaan voidaan arvioida ihmiskunnan antropogeenisen toiminnan suuruutta: teknogeenisen lyijyn osuus on 94-97 % (loput on luonnonjouset), kadmium - 84-89%, kupari - 56-87%, nikkeli - 66-75%, elohopea - 58% jne. Samaan aikaan 26–44 prosenttia näiden alkuaineiden maailman ihmisperäisestä virtauksesta osuu Eurooppaan, ja Euroopan alueella entinen Neuvostoliitto - 28-42% kaikista päästöistä Euroopassa (Vronsky, 1996). HM:n teknogeenisen laskeuman taso ilmakehästä maailman eri alueilla ei ole sama ja riippuu kehittyneiden esiintymien läsnäolosta, kaivos- ja jalostusteollisuuden sekä teollisuuden kehitysasteesta, liikenteestä, alueiden kaupungistumisesta jne.

Tutkimus eri toimialojen osuudesta HM-päästöjen globaalissa virtauksessa osoittaa: 73 % kuparista ja 55 % kadmiumista liittyy kuparin ja nikkelin tuotantoyritysten päästöihin; 54 prosenttia elohopeapäästöistä tulee hiilen poltosta; 46% nikkeliä - öljytuotteiden polttamiseen; 86 % lyijystä pääsee ilmakehään ajoneuvoista (Vronsky, 1996). Maatalous toimittaa tietyn määrän HM:ää myös ympäristöön, jossa käytetään torjunta-aineita ja mineraalilannoitteita, erityisesti superfosfaatit sisältävät merkittäviä määriä kromia, kadmiumia, kobolttia, kuparia, nikkeliä, vanadiinia, sinkkiä jne.

Kemian-, raskaan ja ydinteollisuuden putkien kautta ilmakehään pääsevillä alkuaineilla on huomattava vaikutus ympäristöön. Jaa lämpö- ja muiden voimalaitosten ilmansaaste on 27%, rautametallialan yritykset - 24,3%, rakennusmateriaalien louhinta- ja valmistusyritykset - 8,1% (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991). HM:t (elohopeaa lukuun ottamatta) päätyvät ilmakehään aerosoleina. Metallien joukon ja niiden pitoisuuden aerosoleissa määrää teollisuuden ja energiatoiminnan erikoistuminen. Kun hiiltä, ​​öljyä ja liusketta poltetaan, näiden polttoaineiden sisältämät alkuaineet pääsevät ilmakehään savun mukana. Joten kivihiili sisältää ceriumia, kromia, lyijyä, elohopeaa, hopeaa, tinaa, titaania sekä uraania, radiumia ja muita metalleja.

Merkittävimmän ympäristön saastumisen aiheuttavat voimakkaat lämpövoimalat (Maistrenko et al., 1996). Joka vuosi, vain kivihiiltä poltettaessa, vapautuu ilmakehään 8700 kertaa enemmän elohopeaa kuin luonnolliseen biogeokemialliseen kiertokulkuun mahtuu, 60 kertaa enemmän uraania, 40 kertaa enemmän kadmiumia, 10 kertaa enemmän yttriumia ja zirkoniumia ja 3-4 kertaa enemmän. lisää tinaa. 90 % ilmakehää saastuttavasta kadmiumista, elohopeasta, tinasta, titaanista ja sinkistä pääsee siihen, kun hiiltä poltetaan. Tämä vaikuttaa suurelta osin Burjatian tasavaltaan, jossa hiiltä käyttävät energiayhtiöt ovat suurimmat ilmansaasteet. Niistä erottuvat (osuuden mukaan kokonaispäästöihin) Gusinoozerskaya GRES (30 %) ja Ulan-Uden CHPP-1 (10 %).

Ilmakehän ja maaperän merkittävä saastuminen johtuu kuljetuksista. Useimmat teollisuusyritysten pöly- ja kaasupäästöjen sisältämät HM:t ovat pääsääntöisesti liukoisempia kuin luonnolliset yhdisteet (Bol'shakov et al., 1993). Suuret teollistuneet kaupungit erottuvat aktiivisimmista HM:n lähteistä. Metallit kerääntyvät suhteellisen nopeasti kaupunkien maaperään ja poistuvat niistä erittäin hitaasti: sinkin puoliintumisaika on jopa 500 vuotta, kadmiumin jopa 1100 vuotta, kuparin jopa 1500 vuotta, lyijyn jopa useita tuhansia vuosia. (Maisttrenko et ai., 1996). Monissa maailman kaupungeissa korkeat HM-saasteet ovat johtaneet maaperän tärkeimpien agroekologisten toimintojen häiriintymiseen (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Ruoaksi käytettävien maatalouskasvien viljely näiden alueiden lähellä on mahdollisesti vaarallista, koska viljelykasveille kertyy liikaa HM:iä, jotka voivat johtaa erilaisiin ihmisten ja eläinten sairauksiin.

Useiden kirjoittajien (Iljin ja Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov ja Zyrin, 1987 jne.) mukaan on oikeampaa arvioida maaperän HM:iden saastumisen aste niiden biosaatavimpien liikkuvien muotojen pitoisuuden perusteella. Useimpien HM:iden liikkuvien muotojen enimmäispitoisuuksia (MPC:t) ei kuitenkaan ole vielä kehitetty. Siksi kirjallisuustiedot niiden haitallisiin ympäristövaikutuksiin johtavasta sisällön tasosta voivat toimia vertailun kriteerinä.

Alla on Lyhyt kuvaus metallien ominaisuudet, jotka koskevat niiden käyttäytymisen erityispiirteitä maaperässä.

Lyijy (Pb). Atomimassa 207,2. Ensisijainen alkuaine on myrkyllinen aine. Kaikki liukenevat lyijyyhdisteet ovat myrkyllisiä. Luonnollisissa olosuhteissa se esiintyy pääasiassa PbS:n muodossa. Clark Pb maankuorta 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). Muihin HM:iin verrattuna se on vähiten liikkuva ja elementtien liikkuvuus vähenee huomattavasti, kun maaperää kalkitaan. Liikkuva Pb on läsnä komplekseina orgaanisen aineen kanssa (60 - 80 % liikkuvaa Pb:tä). Korkeilla pH-arvoilla lyijy kiinnittyy kemiallisesti maaperään hydroksidin, fosfaatin, karbonaatin ja Pb-orgaanisten kompleksien muodossa (sinkki ja kadmium…, 1992; Heavy…, 1997).

Maaperän luonnollinen lyijyn pitoisuus periytyy lähtökivistä ja liittyy läheisesti niiden mineralogiseen ja kemialliseen koostumukseen (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias ja Pendias, 1989). Tämän alkuaineen keskimääräinen pitoisuus maailman maaperässä on eri arvioiden mukaan 10 (Saet et al., 1990) - 35 mg/kg (Bowen, 1979). Venäjällä maaperän lyijyn MPC-arvo vastaa 30 mg/kg (Ohjeellinen…, 1990), Saksassa 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Maaperän korkea lyijypitoisuus voi liittyä sekä luonnollisiin geokemiallisiin poikkeamiin että ihmisen aiheuttamiin vaikutuksiin. Teknogeenisellä saastumisella alkuaineen suurin pitoisuus löytyy yleensä ylemmästä maakerroksesta. Joillakin teollisuusalueilla se saavuttaa arvon 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983) ja Länsi-Euroopan ei-rautametallurgisten yritysten maaperän pintakerroksessa - 545 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Lyijypitoisuus maaperässä Venäjällä vaihtelee merkittävästi riippuen maaperän tyypistä, teollisuusyritysten läheisyydestä ja luonnollisista geokemiallisista poikkeavuuksista. Asuinalueiden maaperässä, erityisesti lyijypitoisten tuotteiden käyttöön ja tuotantoon liittyvissä maaperässä, tämän alkuaineen pitoisuus on usein kymmeniä tai useampia kertoja suurempi kuin MPC (taulukko 1.4). Alustavien arvioiden mukaan jopa 28 %:lla maan pinta-alasta on maaperän Pb-pitoisuus keskimäärin alle taustatason ja 11 % voidaan luokitella riskivyöhykkeeksi. Samaan aikaan Venäjän federaatiossa maaperän lyijyllä aiheuttama saastuminen on pääasiassa asuinalueiden ongelma (Snakin et al., 1998).

Kadmium (Cd). Atomimassa 112,4. Kadmium on kemiallisilta ominaisuuksiltaan samanlainen kuin sinkki, mutta eroaa siitä suuremmalla liikkuvuudella happamissa ympäristöissä ja paremmalla saatavuudella kasveille. Maaliuoksessa metalli on Cd2+:n muodossa ja muodostaa kompleksisia ioneja ja orgaanisia kelaatteja. Päätekijä, joka määrittää alkuaineen pitoisuutta maaperässä ilman ihmisperäistä vaikutusta, ovat lähtökivet (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Iljin, 1991; sinkki ja kadmium ..., 1992; kadmium : ekologinen ..., 1994). Kadmiumin Clark litosfäärissä 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Maaperää muodostavissa kivissä keskimääräinen metallipitoisuus on: savessa ja saviliuskeessa - 0,15 mg / kg, lössissä ja lössin kaltaisissa savikiveissä - 0,08, hiekoissa ja hiekkasaviissa - 0,03 mg / kg (Sink ja kadmium ..., 1992 ). Länsi-Siperian kvaternaariesiintymissä kadmiumin pitoisuus vaihtelee välillä 0,01-0,08 mg/kg.

Kadmiumin liikkuvuus maaperässä riippuu ympäristöstä ja redox-potentiaalista (Heavy…, 1997).

Maailman maaperän keskimääräinen kadmiumin pitoisuus on 0,5 mg/kg (Saet et al., 1990). Sen pitoisuus Venäjän Euroopan osan maapeitteessä on 0,14 mg / kg - sota-podzolic-maassa, 0,24 mg / kg - chernozemissa (sinkki ja kadmium ..., 1992), 0,07 mg / kg - pääasiassa Länsi-Siperian maaperätyyppejä (Ilyin, 1991). Likimääräinen sallittu kadmiumin pitoisuus (AEC) hiekka- ja su hiekkainen maaperä Venäjällä se on 0,5 mg/kg, Saksassa kadmiumin MPC on 3 mg/kg (Kloke, 1980).

Maaperän kadmiumin saastumista pidetään yhtenä vaarallisimmista ympäristöilmiöistä, koska se kerääntyy kasveihin normaalia enemmän myös lievällä maaperän saastumisella (Kadmiy …, 1994; Ovcharenko, 1998). Korkeimmat kadmiumpitoisuudet ylemmissä maakerroksissa havaitaan kaivosalueilla - jopa 469 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), sinkkisulattojen ympäristössä 1700 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Sinkki (Zn). Atomimassa 65,4. Sen clarkea maankuoressa on 83 mg/kg. Sinkki on keskittynyt saviesiintymiin ja liuskeisiin määrinä 80 - 120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Uralin deluviaalisiin, lössimäisiin ja karbonaattisiin saviesiintymiin, Länsi-Siperian savimaihin - 60 - 120 mg/kg. 80 mg/kg.

Tärkeitä Zn:n liikkuvuuteen maaperässä vaikuttavia tekijöitä ovat savimineraalien pitoisuus ja pH-arvo. pH:n noustessa elementti muuttuu orgaanisiksi komplekseiksi ja sitoutuu maaperään. Myös sinkki-ionit menettävät liikkuvuutensa joutuessaan montmorilloniittikidehilan pakettien välisiin tiloihin. Orgaanisen aineen kanssa Zn muodostaa pysyviä muotoja, joten se kerääntyy useimmiten korkean humuspitoisuuden omaaviin maaperään ja turpeeseen.

Syynä sinkkipitoisuuden kasvuun maaperässä voivat olla sekä luonnolliset geokemialliset poikkeavuudet että teknogeeninen saastuminen. Sen tärkeimmät antropogeeniset lähteet ovat pääasiassa ei-rautametallurgiayritykset. Maaperän saastuminen tällä metallilla joillakin alueilla on johtanut sen erittäin suureen kertymiseen maaperän ylempään kerrokseen - jopa 66400 mg/kg. Puutarhamailla sinkkiä kertyy jopa 250 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Sinkin AEC-arvo hiekka- ja hiekkasavimailla on 55 mg/kg; saksalaiset tiedemiehet suosittelevat MPC-arvoa 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Kupari (Cu). Atomimassa 63,5. Clark maankuoressa 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Kemiallisesti kupari on inaktiivinen metalli. Cu-pitoisuuden arvoon vaikuttava perustekijä on sen pitoisuus maaperää muodostavissa kivissä (Goryunova et al., 2001). Magmakivistä suurimman määrän alkuainetta keräävät pääkivet - basaltit (100-140 mg/kg) ja andesiitit (20-30 mg/kg). Peite- ja lössimäiset savet (20-40 mg/kg) ovat vähemmän kuparipitoisia. Sen alhaisin pitoisuus on hiekka-, kalkki- ja graniiteissa (5-15 mg/kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Metallin pitoisuus entisen Neuvostoliiton alueen eurooppalaisen osan savessa saavuttaa 25 mg/kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), lössin kaltaisissa savessa - 18 mg/kg (Kovda, 1989). Altai-vuorten hiekkaiset ja hiekkaiset maaperää muodostavat kivet keräävät kuparia keskimäärin 31 mg/kg (Malgin, 1978), Länsi-Siperian eteläosassa 19 mg/kg (Iljin, 1973).

Maaperässä kupari on heikosti vaeltava alkuaine, vaikka liikkuvan muodon pitoisuus on melko korkea. Liikkuvan kuparin määrä riippuu monista tekijöistä: lähtökiven kemiallisesta ja mineralogisesta koostumuksesta, maaperän liuoksen pH:sta, orgaanisen aineksen pitoisuudesta jne. (Vinogradov, 1957; Peive, 1961; Kovalsky ja Andriyanova, 1970; Alekseev, 1987 jne.). Suurin määrä kuparia maaperässä liittyy raudan, mangaanin, rauta- ja alumiinihydroksidien oksideihin ja erityisesti vermikuliitti-montmorilloniittiin. Humus- ja fulvohapot pystyvät muodostamaan stabiileja komplekseja kuparin kanssa. pH:ssa 7-8 kuparin liukoisuus on alhaisin.

Maailman maaperän kuparipitoisuus on keskimäärin 30 mg/kg (Bowen, 1979). Teollisten saastelähteiden lähellä voidaan joissakin tapauksissa havaita maaperän saastumista kuparilla jopa 3500 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Keskimääräinen metallipitoisuus maaperässä Keski- ja eteläiset alueet entinen Neuvostoliitto on 4,5-10,0 mg/kg, Länsi-Siperian eteläosassa 30,6 mg/kg (Iljin, 1973), Siperiassa ja Kaukoidässä 27,8 mg/kg (Makeev, 1973). MPC kuparille Venäjällä on 55 mg/kg (Ohjeellinen ..., 1990), APC hiekka- ja hiekkasavimaille - 33 mg/kg (Control ..., 1998), Saksassa - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Nikkeli (Ni). Atomimassa 58,7. Mannersedimentissä sitä esiintyy pääasiassa sulfidien ja arseniittien muodossa, ja se liittyy myös karbonaatteihin, fosfaatteihin ja silikaatteihin. Maankuoren alkuaineen clarke on 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Ultraemäksiset (1400-2000 mg/kg) ja emäksiset (200-1000 mg/kg) kivet keräävät eniten metallia, kun taas sedimentti- ja happamat kivet sisältävät sitä paljon pienempinä pitoisuuksina - 5-90 ja 5-15 mg/kg, vastaavasti (Reuce, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias ja Pendias, 1989). Maaperää muodostavien kivien nikkelin kerääntymisessä suuri merkitys on niiden granulometrisellä koostumuksella. Länsi-Siperian maaperää muodostavien kivien esimerkissä voidaan nähdä, että kevyemmässä kivissä sen pitoisuus on pienin, raskaissa kivissä korkein: hiekoissa - 17, hiekkasaveissa ja kevyissä savikiveissä - 22, keskisuurissa savessa - 36, raskaat savet ja savet - 46 (Iljin, 2002).

Maaperän nikkelipitoisuus riippuu suurelta osin tämän alkuaineen saatavuudesta maaperää muodostavissa kivissä (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Korkeimmat nikkelipitoisuudet havaitaan pääsääntöisesti savi- ja savimaissa, emäksisille ja vulkaanisille kiville muodostuneissa ja orgaanisia aineita sisältävissä maaperässä. Ni:n jakautuminen maaprofiiliin määräytyy orgaanisen aineksen, amorfisten oksidien ja savifraktion määrän perusteella.

Nikkelipitoisuuden taso maaperän yläkerroksessa riippuu myös niiden teknogeenisen saastumisen asteesta. Alueilla, joissa metalliteollisuus on kehittynyt, nikkeliä kertyy maaperään erittäin paljon: Kanadassa sen bruttopitoisuus on 206–26 000 mg/kg ja Isossa-Britanniassa liikkuvien muotojen pitoisuus 506–600 mg/kg. Ison-Britannian, Hollannin ja Saksan maaperissä, jotka on käsitelty jätevesilietteellä, nikkeliä kertyy jopa 84-101 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Venäjällä (tutkimustietojen mukaan 40-60 % maatalousmaista) 2,8 % maaperästä on saastunut tällä alkuaineella. Ni:llä saastuneiden maaperän osuus muiden HM:ien joukossa (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As jne.) on itse asiassa merkittävin ja on toiseksi vain kuparilla saastuneen maaperän jälkeen (3,8 %) (Aristarkhov, Kharitonova, 2002). ). Maatalouskemian palvelun "Buryatskaya" maaseurantatietojen mukaan vuosilta 1993-1997. Burjatian tasavallan alueella ylimääräinen nikkelin MAC rekisteröitiin 1,4 prosentilla tutkitun maatalousmaan maa-alasta, joista Zakamenskyn maaperä (20% maasta on saastunut - 46) tuhat hehtaaria) ja Khorinsky-alueet (11% maasta on saastunut - 8 tuhatta hehtaaria) erotetaan.

Chrome (Cr). Atomimassa 52. In luonnollisia yhdisteitä kromin valenssi on +3 ja +6. Suurin osa Cr3+ on kromiitissa FeCr2O4 tai muissa spinellisarjan mineraaleissa, joissa se korvaa Fe:n ja Al:n, joita se on geokemiallisiltaan ja ionisäteeltään hyvin lähellä.

Kromi Clark maankuoressa - 83 mg / kg. Sen korkeimmat pitoisuudet magmakivistä ovat tyypillisiä ultraemäksisille ja emäksisille (1600-3400 ja 170-200 mg/kg, vastaavasti), alhaisemmat - keskisuurille kiville (15-50 mg/kg) ja pienimmät - happamille (4-25). mg/kg). kg). Sedimenttikivistä alkuaineen enimmäispitoisuus löytyi savisedimentistä ja liuskeesta (60-120 mg/kg), minimipitoisuus hiekka- ja kalkkikivestä (5-40 mg/kg) (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Eri alueiden maaperän muodostavissa kivissä metallipitoisuus on hyvin vaihtelevaa. Entisen Neuvostoliiton Euroopan osassa sen pitoisuus yleisimmissä maaperää muodostavissa kivissä, kuten lössissä, lössimäisissä karbonaateissa ja vaippasavissa, on keskimäärin 75-95 mg/kg (Jakushevskaya, 1973). Länsi-Siperian maaperän muodostavat kivet sisältävät keskimäärin 58 mg/kg Cr, ja sen määrä liittyy läheisesti kivien granulometriseen koostumukseen: hiekkaiset ja hiekkaiset savikivet - 16 mg/kg ja keskisavi- ja savikivet - noin 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

Maaperässä suurin osa kromista on Cr3+:n muodossa. Happamassa ympäristössä Cr3+-ioni on inertti, pH 5,5:ssä se saostuu lähes kokonaan. Cr6+-ioni on erittäin epästabiili ja mobilisoituu helposti sekä happamassa että emäksisessä maaperässä. Kromin adsorptio saveen riippuu väliaineen pH:sta: pH:n noustessa Cr6+:n adsorptio laskee, kun taas Cr3+:n adsorptio kasvaa. Maaperän orgaaninen aines stimuloi Cr6+:n pelkistymistä Cr3+:ksi.

Kromin luonnollinen pitoisuus maaperässä riippuu pääasiassa sen pitoisuudesta maaperää muodostavissa kivissä (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaya et al., 1990), ja jakautuminen maaperän profiiliin riippuu maaperän muodostumisen ominaisuuksista. erityisesti geneettisten horisonttien granulometriseen koostumukseen. Keskimääräinen kromipitoisuus maaperässä on 70 mg/kg (Bowen, 1979). Alkuaineen korkein pitoisuus havaitaan maaperässä, joka muodostuu tätä metallia sisältäville emäksisille ja vulkaanisille kiville. Keskimääräinen Cr-pitoisuus USA:n maaperässä on 54 mg/kg, Kiinassa - 150 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukrainassa - 400 mg/kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). Venäjällä sen korkeat pitoisuudet maaperässä luonnollisissa olosuhteissa johtuvat maaperän muodostavien kivien rikastumisesta. Kurskin tshernozemit sisältävät 83 mg/kg kromia, Moskovan alueen sota-podzolic maaperät - 100 mg/kg. Uralin serpentiniteille muodostunut maaperä sisältää metallia jopa 10 000 mg/kg ja Länsi-Siperiassa 86–115 mg/kg (Jakushevskaya, 1973; Krasnokutskaja ym., 1990; Ilyin ja Syso, 2001).

Ihmisperäisten lähteiden osuus kromin saannista on erittäin merkittävä. Kromimetallia käytetään pääasiassa kromipinnoitukseen seosterästen komponenttina. Cr:n aiheuttamaa maaperän pilaantumista on havaittu johtuen sementtitehtaiden, rauta-kromikuonan kaatopaikkojen, öljynjalostamoiden, rauta- ja ei-rautametallien metallurgiayritysten päästöistä, teollisuuden jätevesilietteen käytöstä maataloudessa, erityisesti parkitustehtaissa, sekä mineraalilannoitteista. Korkeimmat kromipitoisuudet teknogeenisesti saastuneessa maaperässä saavuttavat 400 mg/kg tai enemmän (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), mikä on erityisen tyypillistä suurille kaupungeille (taulukko 1.4). Burjatiassa Burjatskajan valtion maatalouskemian huoltoaseman vuosilta 1993-1997 suorittamien maanvalvontatietojen mukaan 22 tuhatta hehtaaria on kromin saastuttamia. Dzhidan (6,2 tuhatta ha), Zakamenskyn (17,0 tuhatta ha) ja Tunkinskyn (14,0 tuhatta ha) alueilla havaittiin 1,6-1,8-kertaisia ​​MPC-ylijäämiä.

Maaperä on maan pinta, jolla on ominaisuuksia, jotka luonnehtivat sekä elävää että elävää eloton luonto.

Maaperä on kokonaismäärän indikaattori. Saastuminen pääsee maaperään sademäärä, pintajätteet. Myös maaperäkivet ja pohjavesi tuovat niitä maakerrokseen.

Raskasmetallien ryhmään kuuluvat kaikki, joiden tiheys ylittää raudan tiheyden. Näiden elementtien paradoksi on, että niitä tarvitaan tietyissä määrin kasvien ja organismien normaalin toiminnan varmistamiseksi.

Mutta niiden ylimäärä voi johtaa vakavaan sairauteen ja jopa kuolemaan. Ruokakierto aiheuttaa haitallisten yhdisteiden pääsyn ihmiskehoon ja aiheuttaa usein suuria terveyshaittoja.

Raskasmetallien saastumisen lähteitä ovat. On olemassa menetelmä, jolla sallittu metallipitoisuus lasketaan. Tämä ottaa huomioon useiden metallien kokonaisarvon Zc.

  • hyväksyttävä;
  • kohtalaisen vaarallinen;
  • erittäin vaarallinen;
  • erittäin vaarallinen.

Maaperän suojelu on erittäin tärkeää. Jatkuva valvonta ja seuranta ei salli maataloustuotteiden kasvattamista ja karjan laiduntamista saastuneilla mailla.

Raskasmetallit saastuttavat maaperää

Raskasmetallien vaaraluokkaa on kolme. Maailmanjärjestö terveydenhuolto pitää lyijyn, elohopean ja kadmiumin saastumista vaarallisimpana. Mutta yhtä haitallista ei ole muiden alkuaineiden korkea pitoisuus.

Merkurius

Maaperän saastuminen elohopealla tapahtuu torjunta-aineiden, erilaisten kotitalousjätteiden, kuten loistelamppujen, ja vaurioituneiden mittauslaitteiden osien joutuessa siihen.

Virallisten tietojen mukaan elohopean vuotuinen vapautuminen on yli viisi tuhatta tonnia. Elohopea voi päästä ihmiskehoon saastuneesta maaperästä.

Jos näin tapahtuu säännöllisesti, monien elinten, mukaan lukien hermoston, työssä voi esiintyä vakavia häiriöitä.

Väärällä hoidolla kuolemaan johtava lopputulos on mahdollista.

Johtaa

Lyijy on erittäin vaarallista ihmisille ja kaikille eläville organismeille.

Se on erittäin myrkyllistä. Kun yksi tonni lyijyä louhitaan, 25 kiloa vapautuu ympäristöön. Suuri määrä lyijyä pääsee maaperään pakokaasujen vapautuessa.

Reittien varrella oleva maaperän pilaantumisvyöhyke on yli kaksisataa metriä. Maaperään joutuessaan lyijy imeytyy kasveihin, joita ihmiset ja eläimet syövät, mukaan lukien karja, jonka liha on myös ruokalistallamme. Ylimääräinen lyijy vaikuttaa keskushermostoon, aivoihin, maksaan ja munuaisiin. Se on vaarallinen syöpää aiheuttavien ja mutageenisten vaikutustensa vuoksi.

Kadmium

Valtava vaara ihmiskeho on maaperän saastuminen kadmiumilla. Nieltynä se aiheuttaa luuston epämuodostumia, lasten kitukasvuisuutta ja kova kipu takana.

Kupari ja sinkki

Näiden alkuaineiden suuri pitoisuus maaperässä hidastaa kasvua ja huonontaa kasvien hedelmällisyyttä, mikä johtaa viime kädessä sadon jyrkkään laskuun. Ihmisillä muutoksia tapahtuu aivoissa, maksassa ja haimassa.

Molybdeeni

Liiallinen molybdeeni aiheuttaa kihtiä ja vaurioita hermostoon.

Raskasmetallien vaara on siinä, että ne erittyvät huonosti kehosta, kerääntyvät siihen. Ne voivat muodostaa erittäin myrkyllisiä yhdisteitä, siirtyä helposti ympäristöstä toiseen, eivät hajoa. Samalla ne aiheuttavat vakavia sairauksia, jotka johtavat usein peruuttamattomiin seurauksiin.

Antimoni

Esiintyy joissakin malmeissa.

Se on osa seoksia, joita käytetään useilla teollisuuden aloilla.

Sen ylimäärä aiheuttaa vakavia syömishäiriöitä.

Arseeni

Pääasiallinen arseenin maaperän saastumisen lähde ovat aineet, joita käytetään maatalouskasvien tuholaisten torjuntaan, kuten rikkakasvien torjunta-aineet, hyönteismyrkyt. Arseeni on kumulatiivinen myrkky, joka aiheuttaa kroonisia. Sen yhdisteet aiheuttavat hermoston, aivojen ja ihon sairauksia.

Mangaani

Maaperässä ja kasveissa havaitaan tämän elementin korkea pitoisuus.

Jos maaperään joutuu ylimääräinen määrä mangaania, siitä muodostuu nopeasti vaarallinen ylimäärä. Tämä vaikuttaa ihmiskehoon hermoston tuhoutumisen muodossa.

Muiden raskaiden alkuaineiden ylimäärä ei ole yhtä vaarallinen.

Edellä olevan perusteella voimme päätellä, että raskasmetallien kertyminen maaperään aiheuttaa vakavia seurauksia ihmisten terveydelle ja koko ympäristölle.

Tärkeimmät menetelmät raskasmetallien aiheuttaman maaperän saastumisen torjumiseksi

Menetelmät maaperän raskasmetallien aiheuttaman saastumisen käsittelemiseksi voivat olla fysikaalisia, kemiallisia ja biologisia. Niiden joukossa ovat seuraavat menetelmät:

  • Maaperän happamuuden lisääntyminen lisää mahdollisuutta, joten orgaanisen aineen ja saven lisääminen, kalkkiminen auttavat jossain määrin saastumisen torjuntaa.
  • Kylvö, niitto ja joidenkin kasvien, kuten apilan, poistaminen maanpinnasta vähentää merkittävästi maaperän raskasmetallipitoisuutta. sitä paitsi tätä menetelmää on täysin ympäristöystävällinen.
  • Maanalaisen veden vieroitus, sen pumppaus ja puhdistus.
  • Raskasmetallien liukoisen muodon kulkeutumisen ennustaminen ja eliminointi.
  • Joissakin erityisen vaikeissa tapauksissa maakerros on poistettava kokonaan ja korvattava uudella.

Kaikista näistä metalleista vaarallisin on lyijy. Sillä on ominaisuus kerääntyä osuakseen ihmiskehoon. Elohopea ei ole vaarallista, jos se joutuu ihmiskehoon kerran tai useita kertoja, vain elohopeahöyry on erityisen vaarallista. Uskon, että teollisuusyritysten tulisi käyttää kehittyneempiä tuotantoteknologioita, jotka eivät ole niin haitallisia kaikille eläville. Ei yhden ihmisen pitäisi ajatella, vaan massan, niin pääsemme hyvään tulokseen.

1

Ympäristön suojelemisesta saastumiselta on tullut yhteiskunnan kiireellinen tehtävä. Raskasmetallit ovat erityinen paikka lukuisten epäpuhtauksien joukossa. Näihin kuuluvat ehdollisesti kemialliset alkuaineet, joiden atomimassa on yli 50 ja joilla on metallien ominaisuuksia. Kemiallisista alkuaineista raskasmetalleja pidetään myrkyllisimpinä.

Maaperä on tärkein väliaine, johon raskasmetallit pääsevät, myös ilmakehästä ja vesiympäristö. Se toimii myös pinta-ilman ja vesien toissijaisen saastumisen lähteenä, joka tulee siitä Maailman valtamereen.

Raskasmetallit ovat vaarallisia, koska niillä on kyky kertyä eläviin organismeihin, osallistua aineenvaihduntakiertoon, muodostaa erittäin myrkyllisiä organometallisia yhdisteitä, muuttaa muotoaan siirtyessään luonnonympäristöstä toiseen ilman biologista hajoamista. Raskasmetallit aiheuttavat ihmisille vakavia fysiologisia häiriöitä, toksikoosia, allergioita, onkologisia sairauksia, vaikuttavat negatiivisesti sikiöön ja geneettiseen perinnöllisyyteen.

Raskasmetalleista lyijyä, kadmiumia ja sinkkiä pidetään ensisijaisina epäpuhtauksina pääasiassa siksi, että niiden teknogeeninen kertyminen ympäristöön etenee nopeasti. Tällä aineryhmällä on korkea affiniteetti fysiologisesti tärkeisiin orgaanisiin yhdisteisiin.

Maaperän saastuminen raskasmetallien liikkuvilla muodoilla on kiireellisintä, koska viime vuosina ympäristön saastumisen ongelma on muuttunut uhkaavaksi. Nykytilanteessa ei ole vain tarpeen tehostaa biosfäärin raskasmetalliongelman kaikkia näkökohtia koskevaa tutkimusta, vaan myös määräajoin tehdä yhteenveto tuloksista, jotta voidaan ymmärtää eri, usein heikosti toisiinsa liittyvien haarojen tuloksia. tiede.

Tämän tutkimuksen kohteena on Uljanovskin Zheleznodorozhny-alueen antropogeeniset maaperät (Transportnaja-kadun esimerkissä).

Tutkimuksen päätavoitteena on määrittää kaupunkimaan maaperän raskasmetallipitoisuuden aste.

Tutkimuksen tavoitteet ovat: pH-arvon määrittäminen valituista maanäytteistä; kuparin, sinkin, kadmiumin ja lyijyn liikkuvien muotojen pitoisuuden määrittäminen; saatujen tietojen analysointi ja suositusehdotus kaupunkimaan raskasmetallipitoisuuden vähentämiseksi.

Näytteet otettiin vuonna 2005 Transportnaya-katua pitkin kulkevalta moottoritieltä ja vuonna 2006 yksityistaloustonttien alueelta (saman kadun varrella), jotka sijaitsevat lähellä rautatiekiskoja. Näytteitä otettiin 0-5 cm ja 5-10 cm syvyydeltä, yhteensä 20 näytettä, joista jokainen painoi 500 g.

Tutkitut näytteet vuosien 2005 ja 2006 näytteistä kuuluvat neutraaliin maaperään. Neutraalit maaperät imevät raskasmetalleja liuoksista enemmän kuin happamat. Mutta vaarana on raskasmetallien liikkuvuuden lisääntyminen ja niiden tunkeutuminen pohjaveteen ja läheiseen säiliöön, kun hapan sade(tutkittu alue sijaitsee Sviyagi-joen tulva-alueella), mikä vaikuttaa välittömästi ravintoketjuihin. Näissä näytteissä havaitaan alhainen humuspitoisuus (2-4 %). Näin ollen maaperällä ei ole kykyä muodostaa organometallisia komplekseja.

Maaperän Cu-, Cd-, Zn-, Pb-pitoisuuksien laboratoriotutkimusten perusteella tehtiin johtopäätökset niiden pitoisuuksista tutkitun alueen maaperässä. Vuoden 2005 näytteissä paljastui Cu:n MPC 1-1,2-kertainen, Cd:n 6-9-kertainen ylitys, eivätkä Zn- ja Pb-pitoisuudet ylittäneet MPC-arvoa. Vuonna 2006 otetuissa näytteissä talon tontteja Cu-pitoisuus ei ylittänyt MPC:tä, Cd-pitoisuus on pienempi kuin tien varrella otetuissa näytteissä, mutta ylittää silti MPC:n eri kohdissa 0,3 - 4,6 kertaa. Zn-pitoisuus kasvaa vain 5. pisteessä ja on 23,3 mg/kg maaperää 0-5 cm syvyydessä (MPC 23 mg/kg) ja 5-10 cm syvyydessä 24,8 mg/kg.

Tutkimuksen tulosten perusteella tehtiin seuraavat johtopäätökset: maaperille on ominaista maa-aineksen neutraali reaktio; maanäytteiden humuspitoisuus on alhainen; Uljanovskin Zheleznodorozhny-alueen alueella havaitaan maaperän saastumista raskasmetalleilla, joiden intensiteetti on vaihteleva; havaitsi, että joissakin näytteissä merkittävä ylimäärä MPC:tä, erityisesti havaittiin kadmiumpitoisuutta koskevissa maaperätutkimuksissa; Maaperän ekologisen ja maantieteellisen tilan parantamiseksi tällä alueella suositellaan raskasmetalliakkujen kasvattamista ja itse maaperän ekologisten ominaisuuksien hallintaa sen keinotekoisen suunnittelun avulla; on tarpeen toteuttaa järjestelmällistä seurantaa ja tunnistaa saastuneimmat ja kansanterveydelle vaarallisimmat alueet.

Bibliografinen linkki

Antonova Yu.A., Safonova M.A. RASKASMETALLIT KAUPUNKIMAALLA // Perustutkimus. - 2007. - nro 11. - s. 43-44;
URL-osoite: http://fundamental-research.ru/ru/article/view?id=3676 (käyttöpäivä: 31.3.2019). Tuomme huomionne Kustantajan "Academy of Natural History" julkaisemat lehdet

Maaperän kokonaissaastuminen kuvaa raskasmetallin kokonaismäärää. Kasvien elementtien saatavuus määräytyy niiden liikkuvan muodon mukaan. Siksi raskasmetallien liikkuvien muotojen pitoisuus maaperässä - tärkein indikaattori, joka luonnehtii saniteetti- ja hygieniatilannetta ja määrittää vieroitustoimenpiteiden tarpeen.
Riippuen käytetystä uuttoaineesta, eri määrä raskasmetallin liikkuva muoto, jota tietyllä tavalla voidaan pitää kasvien saatavilla. Raskasmetallien liikkuvien muotojen uuttamiseen käytetään erilaisia ​​kemiallisia yhdisteitä, joilla on erilainen uuttovoima: happoja, suoloja, puskuriliuoksia ja vettä. Yleisimmät uuttoaineet ovat 1 N HCl ja ammoniumasetaattipuskuri pH 4,8. Tällä hetkellä ei ole kertynyt riittävästi koeaineistoa, jotta voitaisiin karakterisoida eri kemiallisilla liuoksilla uutettujen kasvien raskasmetallipitoisuuden riippuvuutta niiden pitoisuudesta maaperässä. Tämän tilanteen monimutkaisuus johtuu myös siitä, että raskasmetallin liikkuvan muodon saatavuus kasveille riippuu suurelta osin maaperän ominaisuuksista ja kasvien erityisominaisuuksista. Samanaikaisesti jokaisen maaperän elementin käyttäytymisellä on omat erityiset mallinsa.
Maaperän ominaisuuksien vaikutuksen tutkimiseksi raskasmetalliyhdisteiden muuntumiseen suoritettiin mallikokeita ominaisuuksiltaan jyrkästi erilaisilla mailla (taulukko 8). Uuttoaineina käytettiin vahvaa happoa, 1 N HNO3:a, neutraalia suolaa Ca(NO3)2, ammoniumasetaattipuskuriliuosta ja vettä.


Taulukoissa 9-12 annetut analyyttiset tiedot osoittavat tämän. että 1n HNO3 -uutteeseen siirtyvien happoliukoisten sinkin, lyijyn ja kadmiumin yhdisteiden pitoisuus on lähellä niiden maaperään syötettyä määrää.Tällä uuttoaineella uutettiin 78-90 % Pb, 88-100 % Cd ja 78- 96 % Zn, joka joutui maaperään. Näiden alkuaineiden lujasti kiinnittyneiden yhdisteiden määrä riippui maaperän hedelmällisyyden tasosta. Niiden pitoisuus huonosti viljellyssä padatsolimaisessa maaperässä oli alhaisempi kuin kalja-podzoli-viljelyalustassa ja tyypillisessä chernozemissa.
Ca(NO3)2 neutraalisuolan 1-n liuoksella uutettujen Cd-, Pb- ja Zn-vaihtuvien yhdisteiden määrä oli useita kertoja pienempi kuin niiden maaperään joutunut massa ja riippui myös maaperän hedelmällisyydestä. Pienin Ca(NO3)2-liuoksella uutettujen alkuaineiden pitoisuus saatiin chernozemillä. Sota-podzolisen maan viljelyn lisääntyessä myös raskasmetallien liikkuvuus väheni. Suolauutteen perusteella kadmiumyhdisteet ovat liikkuvimpia ja sinkkiyhdisteet jonkin verran vähemmän liikkuvia. Neutraalilla suolalla uutetuille lyijyyhdisteille oli ominaista pienin liikkuvuus.
Am(pH 4,8) uutettujen metallien liikkuvien muotojen pitoisuus määräytyi myös ensisijaisesti maaperän tyypin, koostumuksen ja fysikaalis-kemiallisten ominaisuuksien perusteella.
Mitä tulee näiden alkuaineiden vaihtokelpoisiin (uuttuva 1 N Ca(NO3)2) muotoihin, säännöllisyys säilyy, mikä ilmaistaan ​​liikkuvien Cd-, Pb- ja Zn-yhdisteiden määrän lisääntymisenä happamassa maaperässä sekä aineen liikkuvuudessa. Cd ja Zn ovat korkeammat kuin Pb. Tällä uutteella uutetun kadmiumin määrä oli 90-96 % käytetystä annoksesta huonosti viljellylle maaperälle, 70-76 % sod-podzolic-keskiviljeltylle maaperälle ja 44-48 % chernozemille. CH3COONH4-puskuriliuokseen kulkeutuvan sinkin ja lyijyn määrät ovat vastaavasti yhtä suuret: 57-71 ja 42-67 % sota-podzolic-heikosti viljellyssä maaperässä, 49-70 ja 37-48 % kohtalaisen viljelyssä; 46-65 ja 20-42 % chernozemille. CH3COONH4:n uuttamiskapasiteetin heikkeneminen lyijyn tshernozemilla voidaan selittää sen stabiilimpien kompleksien ja yhdisteiden muodostumisella stabiilien humusyhdisteiden kanssa.
Mallikokeessa käytetyt maaperät erosivat monilta maaperän hedelmällisyyden parametreiltä, ​​mutta ennen kaikkea happamoilta ominaisuuksiltaan ja vaihdettavien emästen lukumäärältä. Kirjallisuudesta saatavilla olevat ja saamiemme kokeelliset tiedot osoittavat, että väliaineen reaktio maaperässä vaikuttaa voimakkaasti alkuaineiden liikkuvuuteen.
Vetyionien pitoisuuden kasvu maa-aineessa johti huonosti liukenevien lyijysuolojen muuttumiseen liukenevimmiksi suoloiksi (erityisen ominaista on PbCO3:n siirtyminen Pb (HCO3) 2:ksi (B.V. Nekrasov, 1974). Lisäksi happamoitumista heikentää lyijy-humuskompleksien stabiilisuutta.Maaliuoksen pH-arvo on yksi tärkeimmistä parametreistä, jotka määräävät maaperän raskasmetalli-ionien sorption määrän.Kun pH laskee, useimpien raskasmetallien liukoisuus kasvaa. J. Esser, N. Bassam (1981) tutkiessaan kadmiumin liikkuvuutta aerobisissa maaperän olosuhteissa havaitsivat, että pH-alueella 4-6 kadmiumin liikkuvuus määräytyy liuoksen ionivahvuuden perusteella pH:ssa yli 6 johtava arvo saa sorption mangaanioksidien toimesta. Liukoiset orgaaniset yhdisteet muodostavat tekijöiden mukaan vain heikkoja komplekseja kadmiumin kanssa ja vaikuttavat sen sorptioon vain pH:ssa 8.
Maaperän raskasmetalliyhdisteiden liikkuvin ja kasvein saavutettavin osa on niiden pitoisuus maaliuoksessa. Maa-ainekseen pääsevien metalli-ionien määrä määrittää tietyn maaperän elementin myrkyllisyyden. Kiinteän faasin liuossysteemin tasapainotila määrää sorptioprosessit, joiden luonne ja suunta riippuvat maaperän ominaisuuksista ja koostumuksesta. Maaperän ominaisuuksien vaikutuksen raskasmetallien liikkuvuuteen ja niiden siirtymiseen vesiuutteeseen vahvistavat tiedot eri määristä vesiliukoisia Zn-, Pb- ja Cd-yhdisteitä, jotka ovat siirtyneet maaperistä eri tasoilla hedelmällisyys samoilla annoksilla lisättyjä metalleja (taulukko 13). Veteen liukenevia metalliyhdisteitä sisältyi tshernozemiin verrattuna sota-podzolic-keskiviljelyssä. Suurin vesiliukoisten Zn-, Pb- ja Cd-yhdisteiden pitoisuus oli huonosti viljellyssä maaperässä. Maanmuokkaus vähensi raskasmetallien liikkuvuutta. Vuonna sotdy-podzolic huonosti viljelty maaperä, sisältö vesiliukoisia muotoja Zn. Pb ja Cd olivat 20-35 % korkeammat kuin keskiviljelyssä ja 1,5-2,0 kertaa korkeammat kuin tyypillisessä chernozemissa. Maaperän hedelmällisyyden kasvu, johon liittyy humuksen, fosfaattien pitoisuuden lisääntyminen, ylimääräisen happamuuden neutralointi ja puskuriominaisuuksien lisääntyminen, johtaa raskasmetallien aggressiivisimman vesiliukoisimman muodon pitoisuuden vähenemiseen.

Ratkaiseva rooli raskasmetallien jakautumisessa maaliuosjärjestelmässä on maaperän kiinteässä faasissa tapahtuvilla sorptio-desorptioprosesseilla, jotka määräytyvät maaperän ominaisuuksien mukaan eivätkä riipu maaperän muodosta. lisätty yhdiste. Syntyvät raskasmetalliyhdisteet maaperän kiinteän faasin kanssa ovat termodynaamisesti stabiilimpia kuin lisätyt yhdisteet ja ne määräävät alkuaineiden pitoisuuden maaliuoksessa (R.I. Pervunina, 1983).
Maaperä on tehokas ja aktiivinen raskasmetallien imejä, se pystyy sitoutumaan lujasti ja siten vähentämään myrkyllisten aineiden virtausta kasveihin. Maaperän mineraali- ja orgaaniset komponentit inaktivoivat aktiivisesti metalliyhdisteitä, mutta niiden toiminnan määrälliset ilmaisut riippuvat maaperän tyypistä (B A. Bolshakov et al., 1978, VB Ilyin, 1987).
Kertynyt koemateriaali osoittaa sen. että suurin määrä raskasmetalleja uutetaan maaperästä 1 n happamalla uutteella. Samalla tiedot ovat lähellä maaperän alkuaineiden kokonaispitoisuutta. Tätä elementtimuotoa voidaan pitää kokonaisvaramääränä, joka pystyy siirtymään liikkuvaan mobiilimuotoon. Maaperästä asetaatti-ammoniumpuskurilla erotettu raskasmetallipitoisuus luonnehtii liikkuvampaa osaa. Vielä liikkuvampi on raskasmetallin vaihtomuoto. uutettavissa neutraalilla suolaliuoksella. V.S. Gorbatov ja N.G. Zyrin (1987) uskoo, että kasveille saavutettavin on suolaliuoksilla selektiivisesti uutettu raskasmetallien vaihtomuoto, jonka anioni ei muodosta komplekseja raskasmetallien kanssa ja kationilla on suuri syrjäytysvoima. Juuri nämä ominaisuudet kokeessamme käytetyllä Ca(NO3)2:lla on. Aggressiivisimmat liuottimet - hapot, useimmiten käytetyt 1 N HCl ja 1 N HNO3, uutteet maaperästä eivät vain muodosta kasvien assimiloituja muotoja, vaan myös osan bruttoalkuaineesta, jotka ovat lähin reservi, siirtymään liikkuviksi yhdisteiksi.
Vesiuutteella uutettujen raskasmetallien pitoisuus maaliuoksessa luonnehtii niiden yhdisteiden aktiivisinta osaa. Tämä on raskasmetallien aggressiivisin ja dynaamisin fraktio, joka luonnehtii maaperän elementtien liikkuvuuden astetta. TM:n vesiliukoisten muotojen korkea pitoisuus voi johtaa kasvituotteiden saastumisen lisäksi myös sadon voimakkaaseen laskuun sen kuolemaan asti. Hyvin korkea sisältö raskasmetallin vesiliukoisen muodon maaperässä siitä tulee itsenäinen tekijä, joka määrää sadon koon ja saastumisasteen.
Maassamme on kertynyt tietoa TM:n liikkuvan muodon sisällöstä saastumattomissa maaperässä, pääasiassa niistä, jotka tunnetaan hivenaineina - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (taulukko 14). Liikkuvan muodon määrittämiseen käytettiin useimmiten yksittäisiä uuttoaineita (Peive Ya.V.:n ja Rinkis G.Ya.:n mukaan). Kuten taulukosta 14 voidaan nähdä, yksittäisten alueiden maaperät erosivat merkittävästi saman metallin liikkuvan muodon määrässä.


Syynä voi olla V.B. Ilyin (1991), geneettisiä ominaisuuksia maaperät, ennen kaikkea granulometristen ja mineralogisten koostumusten erityispiirteet, humuspitoisuuden taso ja ympäristön reaktio. Tästä syystä maaperän sama luonnollinen alue ja lisäksi jopa yksi geneettinen tyyppi tällä alueella.
Siirrettävän lomakkeen vähimmäis- ja enimmäismäärän välinen ero voi olla matemaattisen järjestyksen sisällä. Pb:n, Cd:n, Cr:n, Hg:n ja muiden myrkyllisimpien alkuaineiden pitoisuuksista maaperässä on täysin riittämätöntä tietoa. Oikea arvio TM:n liikkuvuudesta maaperässä vaikeuttaa liukenemisvoimaltaan suuresti eroavien kemikaalien käyttöä uuttoaineina. Joten esimerkiksi 1 N HCl:lla uutettu liikkuva muoto aurahorisontista mg/kg: Mn - 414, Zn - 7,8 Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (Länsi-Siperian maaperä), kun taas 2,5 % CH3COOH uutettu 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (Tomsk Obin alueen maaperät, tiedot Iljinistä, 1991). Nämä materiaalit osoittavat, että 1 N HCl uutettiin maaperästä sinkkiä lukuun ottamatta noin 30 % kokonaismäärästä metalleista ja 2,5 % CH3COOH - alle 10 %. Siksi uuttoaineella 1N HCl, jota käytetään laajalti maatalouskemiallisessa tutkimuksessa ja maaperän karakterisoinnissa, on suuri raskasmetallivarastojen mobilisointikyky.
Suurin osa liikkuvista raskasmetalliyhdisteistä rajoittuu maaperän humukseen tai juurien asuttamiin horisontteihin, joissa biokemialliset prosessit tapahtuvat aktiivisesti ja sisältävät monia orgaanisia aineita. Raskasmetallit. jotka ovat osa orgaanisia komplekseja, niillä on korkea liikkuvuus. V.B. Ilyin (1991) viittaa raskasmetallien kertymisen mahdollisuuteen illuviaali- ja karbonaattihorisontissa, joihin raskasmetalleilla kyllästetyt hienot hiukkaset kulkeutuvat yläkerroksesta ja vesiliukoisista alkuainemuodoista. Illuviaali- ja karbonaattihorisontissa metallipitoisia yhdisteitä saostuu. Tätä helpottaa eniten väliaineen pH:n jyrkkä nousu näiden horisonttien maaperässä karbonaattien läsnäolon vuoksi.
Raskasmetallien kyky kerääntyä maaperän alempaan horisonttiin kuvaa hyvin Siperian maaprofiileja (taulukko 15). Humushorisontissa havaitaan monien alkuaineiden (Sr, Mn, Zn, Ni jne.) lisääntynyt pitoisuus niiden synnystä riippumatta. Monissa tapauksissa liikkuvan Sr:n pitoisuuden kasvu karbonaattihorisontissa on selvästi nähtävissä. Liikkuvien muotojen kokonaispitoisuus pienemmässä määrin on tyypillistä hiekkamaille ja paljon enemmän - savimaille. Eli liikkuvien alkuainemuotojen sisällön ja maaperän granulometrisen koostumuksen välillä on läheinen yhteys. Samanlainen positiivinen suhde voidaan jäljittää raskasmetallien liikkuvien muotojen ja humuspitoisuuden välillä.

Liikkuvien raskasmetallimuotojen pitoisuudet ovat alttiina voimakkaille vaihteluille, mikä liittyy maaperän muuttuvaan biologiseen aktiivisuuteen ja kasvien vaikutuksiin. Joten V.B.n tekemän tutkimuksen mukaan. Iljinin mukaan liikkuvan molybdeenin pitoisuus sota-podzolic-maaperässä ja eteläisessä chernozemissa muuttui kasvukauden aikana 5 kertaa.
Eräät tutkimuslaitokset ovat viime vuosina tutkineet mineraali-, orgaanisten ja kalkkilannoitteiden pitkäaikaisen käytön vaikutusta maaperän liikkuvien raskasmetallimuotojen pitoisuuteen.
Dolgoprudnajan maatalouskemian koeasemalla (DAOS, Moskovan alue) tutkittiin raskasmetallien, myrkyllisten alkuaineiden kertymistä maaperään ja niiden liikkuvuutta fosfaattilannoitteiden pitkäaikaiskäytön olosuhteissa kalkkipitoisessa sota-podzolic raskaassa savimaassa. (Yu.A. Potatueva et ai., 1994. ). Painolastin ja lannoitetiivisteiden järjestelmällinen käyttö 60 vuoden ajan, erilaisia ​​muotoja fosfaatit 20 vuoden ajan ja fosfaattikivi eri esiintymistä 8 vuoden ajan eivät vaikuttaneet merkittävästi maaperän raskasmetallien ja myrkyllisten alkuaineiden (TE) kokonaispitoisuuteen, mutta johtivat joidenkin TM:n ja TE:n liikkuvuuden lisääntymiseen maaperässä. se. Liikkuvien ja vesiliukoisten muotojen pitoisuus maaperässä nousi noin 2-kertaiseksi, kun kaikkia tutkittuja fosforilannoitemuotoja käytettiin systemaattisesti, kuitenkin vain 1/3 MPC:stä. Liikkuvan strontiumin määrä kasvoi 4,5-kertaiseksi maaperässä, joka sai yksinkertaista superfosfaattia. Raakafosforiittien tuominen Kingisepin esiintymästä lisäsi liikkuvien muotojen pitoisuutta maaperässä (AAB pH 4,8): lyijyä 2 kertaa, nikkeliä 20 % ja kromia 17 %, mikä oli 1/4 ja kromi 1/10 MPC:stä. Liikkuvan kromin pitoisuuden kasvu 17 % havaittiin maaperässä, joka sai raakafosforiitteja Chilisai-esiintymästä (taulukko 16).



DAOS:lla tehtyjen pitkäaikaisten kenttäkokeiden kokeellisten tietojen vertailu maaperän liikkuvien raskasmetallimuotojen pitoisuuksiin liittyvien terveys- ja hygieniastandardien kanssa ja niiden puuttuessa kirjallisuudessa ehdotettuihin suosituksiin osoittaa, että liikkuvien muotojen sisältö Näiden alkuaineiden määrä maaperässä oli alle sallitun tason. Nämä kokeelliset tiedot osoittavat, että edes erittäin pitkäaikainen fosfaattilannoitteiden käyttö 60 vuoden ajan ei johtanut MPC-tason ylitykseen maaperässä, ei raskasmetallien bruttomuodoissa tai liikkuvissa muodoissa. Samalla nämä tiedot viittaavat siihen, että raskasmetallien säännöstelyä maaperässä vain bruttomuotojen mukaan ei ole riittävästi perusteltu ja sitä tulisi täydentää liikkuvan muodon sisällöllä, joka heijastaa sekä metallien itsensä kemiallisia ominaisuuksia että ominaisuuksia. maaperästä, jolla kasvit kasvavat.
Pitkän kenttäkokemuksen perusteella, akateemikon N.S.:n ohjauksessa. Avdonin Moskovan valtionyliopiston "Chashnikovo" kokeellisessa tukikohdassa tutkittiin mineraali-, orgaanisten, kalkkilannoitteiden ja niiden yhdistelmän pitkäaikaisen käytön vaikutuksesta maaperän liikkuvien raskasmetallimuotojen pitoisuuteen 41 vuoden ajan. (V.G. Mineev et ai., 1994). Taulukon 17 tutkimustulokset osoittivat, että optimaalisten olosuhteiden luominen kasvien kasvulle ja kehitykselle vähensi merkittävästi liikkuvien lyijyn ja kadmiumin pitoisuutta maaperässä. Typpi-kaliumlannoitteiden systemaattinen käyttö, maaliuoksen happamoittaminen ja liikkuvan fosforin pitoisuuden vähentäminen kaksinkertaisti liikkuvien lyijyn ja nikkelin yhdisteiden pitoisuuden ja nosti kadmiumpitoisuutta maaperässä 1,5-kertaiseksi.


TM:n karkeiden ja liikkuvien muotojen pitoisuutta Valko-Venäjän liete-podzolisessa kevyessä savimaassa tutkittiin yhdyskuntajätevesilietteen pitkäaikaiskäytön aikana: termofiilisesti fermentoituna lietepelloilta (TIP) ja termofiilisesti fermentoituna, jonka jälkeen mekaaninen dehydraatio (TMD).
Kahdeksan vuoden tutkimuksen aikana viljelykierron kyllästyminen OCB:llä oli 6,25 t/ha (kerta-annos) ja 12,5 t/ha (kaksoisannos), mikä on noin 2-3 kertaa suositeltuja annoksia suurempi.
Kuten taulukosta 18 voidaan nähdä, on olemassa selvä kuvio TM:n brutto- ja mobiilimuotojen sisällössä lisääntymisestä kolminkertaisen WWS-sovelluksen seurauksena. Lisäksi sinkille on ominaista suurin liikkuvuus, jonka määrä liikkuvassa muodossa kasvoi 3-4 kertaa vertailumaahan verrattuna (N.P. Reshetsky, 1994). Samaan aikaan liikkuvien kadmiumin, kuparin, lyijyn ja kromin pitoisuudet eivät muuttuneet merkittävästi.


Valkovenäjän sivun tutkijoiden tutkimukset - x. Akatemiat osoittivat, että kun jätevesilietettä otettiin käyttöön (märkä liete lietekentiltä, ​​SIP, TMF), maaperän liikkuvien alkuaineiden, mutta voimakkaimmin kadmiumin, sinkin ja kuparin, pitoisuus lisääntyi huomattavasti (taulukko 19). . Kalkiuksella ei käytännössä ollut vaikutusta metallien liikkuvuuteen. Kirjoittajien mukaan. 1 N HNO3:ssa olevan uutteen käyttö metallien liikkuvuusasteen karakterisoimiseksi ei ole onnistunut, koska yli 80 % alkuaineen kokonaispitoisuudesta siirtyy siihen (A.I. Gorbyleva et al., 1994).


Tiettyjen riippuvuuksien määrittäminen TM:n liikkuvuuden muutoksissa maaperässä happamuuden tasosta suoritettiin mikrokenttäkokeissa Venäjän federaation Keski-Tšernozemillä. Samanaikaisesti määritettiin kadmium, sinkki ja lyijy seuraavista uutteista: kloorivety-, typpi-, rikkihapot, ammoniumasetaattipuskuri pH 4,8 ja pH 3,5, ammoniumnitraatti, tislattu vesi. Sinkin kokonaispitoisuuden ja sen hapoilla uutettujen liikkuvien muotojen välillä R=0,924-0,948 on todettu läheinen yhteys. Käytettäessä AAB pH 4,8 R = 0,784, AAB pH 3,5 = 0,721. Uutettava lyijykloridi- ja typpihappo vähemmän läheisesti korreloi bruttosisällön kanssa: R=0,64-0,66. Muiden otteiden korrelaatiokertoimien arvot olivat paljon alhaisemmat. Hapolla uutettujen kadmiumyhdisteiden ja bruttovarantojen välinen korrelaatio oli erittäin korkea (R=0,98-0,99). uuttamalla AAB pH 4,8-R = 0,92. Muiden uutteiden käyttö antoi tuloksia, jotka osoittavat heikkoa suhdetta maaperän raskasmetallien karkeiden ja liikkuvien muotojen välillä (N.P. Bogomazov, P.G. Akulov, 1994).
Pitkäaikaisessa kenttäkokeessa (All-Russian Research Institute of Pellava, Tverin alue), kun lannoitteita käytettiin pidempään soo-podzolic-maalla, liikkuvien metalliyhdisteiden osuus niiden mahdollisesti saatavilla olevien muotojen sisällöstä väheni erityisen selvästi Kalkin jälkivaikutuksen 3. vuosi annoksella 2 g q. (taulukko 20). Jälkivaikutuksen 13. vuonna kalkki vähensi samalla annoksella vain liikkuvan raudan ja alumiinin pitoisuutta maaperässä. 15. vuonna - rauta, alumiini ja mangaani (L.I. Petrova. 1994).


Siksi liikkuvien lyijyn ja kuparin pitoisuuden vähentämiseksi maaperässä on tarpeen suorittaa toistuva maaperän kalkitus.
Raskasmetallien liikkuvuuden tutkimus Rostovin alueen tshernozemeissa osoitti, että tavallisten tšernozemmien metrikerroksessaa, jonka pH oli 4,8, uutetun sinkin määrä vaihteli välillä 0,26-0,54 mg/kg. mangaani 23,1-35,7 mg/kg, kupari 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994) Näiden lukujen vertailu samojen tonttien maaperän hivenainevarastojen kanssa osoitti, että eri alkuaineiden liikkuvuus vaihtelee merkittävästi. Karbonaattisen chernozemin sinkkiä on kasveille 2,5–4,0 kertaa vähemmän saatavilla kuin kuparia ja 5–8 kertaa vähemmän kuin mangaania (taulukko 21).


Näin ollen tehdyn tutkimuksen tulokset osoittavat. että raskasmetallien liikkuvuus maaperässä on monimutkainen ja monitekijäinen ongelma. Liikkuvien raskasmetallimuotojen pitoisuus maaperässä riippuu monista olosuhteista. Tärkein tekniikka, joka johtaa tämän muodon raskasmetallipitoisuuden vähenemiseen, on maaperän hedelmällisyyden lisääminen (kalkitus, humus- ja fosforipitoisuuden lisääminen jne.). Samaan aikaan liikkuville metalleille ei ole yleisesti hyväksyttyä formulaatiota. Tässä osiossa olemme ehdottaneet ymmärrystämme liikkuvien metallien eri fraktioista maaperässä:
1) liikkuvien muotojen kokonaisvarasto (hapoilla uutettu);
2) mobiili mobiililomake (palautettavissa puskuriratkaisuilla):
3) vaihdettavissa (uutettu neutraaleilla suoloilla);
4) vesiliukoinen.

SIVUNVAIHTO-- raskasmetallit, joka on tyypillistä laajalle epäpuhtausryhmälle, on viime aikoina yleistynyt. Erilaisissa tieteellisissä ja soveltavissa teoksissa kirjoittajat tulkitsevat tämän käsitteen merkitystä eri tavoin. Tässä suhteessa raskasmetallien ryhmään määritettyjen alkuaineiden määrä vaihtelee laajalla alueella. Jäsenyyden kriteereinä käytetään lukuisia ominaisuuksia: atomimassa, tiheys, myrkyllisyys, esiintyvyys luonnollisessa ympäristössä, osallistumisaste luonnollisiin ja teknogeenisiin kiertokulkuihin. Joissakin tapauksissa raskasmetallien määritelmä sisältää alkuaineita, jotka ovat hauraita (esimerkiksi vismutti) tai metalloideja (esimerkiksi arseeni).

Ympäristön saastumisen ja ympäristön seurannan ongelmille omistetuissa töissä tähän mennessä raskasmetallit sisältää yli 40 jaksollisen järjestelmän metallia D.I. Mendelejev, jonka atomimassa on yli 50 atomiyksikköä: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi jne. Samanaikaisesti seuraavilla olosuhteilla on tärkeä rooli raskasmetallien luokittelussa: niiden korkea myrkyllisyys eläville organismeille suhteellisen pieninä pitoisuuksina sekä niiden kyky bioakkumuloitua ja biomagnifioitua. Melkein kaikki tämän määritelmän piiriin kuuluvat metallit (lukuun ottamatta lyijyä, elohopeaa, kadmiumia ja vismuttia, joiden biologinen rooli ei ole tällä hetkellä selvä) osallistuvat aktiivisesti biologisiin prosesseihin ja ovat osa monia entsyymejä. N. Reimesin luokituksen mukaan metallit, joiden tiheys on yli 8 g/cm3, tulisi katsoa raskaiksi. Raskasmetallit ovat siis Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Muodollisesti määritelty raskasmetallit vastaa suuri määrä elementtejä. Ympäristön tilan ja saastumisen havaintojen järjestämiseen liittyviin käytännön toimiin osallistuvien tutkijoiden mukaan näiden alkuaineiden yhdisteet eivät kuitenkaan ole läheskään samanarvoisia saasteina. Tästä syystä monissa töissä raskasmetallien ryhmän laajuutta kavennetaan prioriteettikriteerien mukaisesti työn suunnan ja erityispiirteiden vuoksi. Joten Yu.A:n jo klassisissa teoksissa. Israel määritettävien kemikaalien luettelossa luonnonympäristöihin tausta-asemilla biosfäärialueet, Luvussa raskasmetallit nimetty Pb, Hg, Cd, As. Toisaalta Yhdistyneiden Kansakuntien Euroopan talouskomission alaisuudessa toimivan ja Euroopan maiden epäpuhtauspäästöjä koskevia tietoja keräävän ja analysoivan Heavy Metal Emissions -työryhmän päätöksen mukaan vain Zn, As, Se ja Sb määrättiin raskasmetallit. N. Reimesin määritelmän mukaan jalometallit ja harvinaiset metallit erottuvat raskasmetalleista, vastaavasti säilyvät. vain Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Soveltavassa työssä raskasmetalleja lisätään useimmiten Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metalli-ionit ovat luonnollisten vesistöjen välttämättömiä komponentteja. Ympäristöolosuhteista (pH, redox-potentiaali, ligandien läsnäolo) riippuen niitä on eri hapetusasteissa ja ne ovat osa erilaisia ​​epäorgaanisia ja organometallisia yhdisteitä, jotka voivat olla todella liuenneita, kolloidisesti dispergoituneita tai mineraali- ja orgaaniset suspensiot.

Metallien todella liuenneet muodot puolestaan ​​ovat hyvin erilaisia, mikä liittyy hydrolyysiprosesseihin, hydrolyyttiseen polymeroitumiseen (polynukleaaristen hydroksokompleksien muodostuminen) ja kompleksoitumiseen eri ligandien kanssa. Näin ollen sekä metallien katalyyttiset ominaisuudet että vesien mikro-organismien saatavuus riippuvat niiden olemassaolon muodoista vesiekosysteemissä.

Monet metallit muodostavat melko vahvoja komplekseja orgaanisen aineen kanssa; nämä kompleksit ovat yksi tärkeimmistä alkuaineiden kulkeutumismuodoista luonnonvesissä. Useimmat orgaaniset kompleksit muodostuvat kelaattisyklissä ja ovat stabiileja. Maaperän happojen muodostamat kompleksit raudan, alumiinin, titaanin, uraanin, vanadiinin, kuparin, molybdeenin ja muiden raskasmetallien suolojen kanssa liukenevat suhteellisen hyvin neutraaleihin, lievästi happamiin ja lievästi emäksisiin väliaineisiin. Siksi organometalliset kompleksit pystyvät kulkeutumaan luonnollisissa vesissä hyvin pitkiä matkoja. Tämä on erityisen tärkeää vähämineralisoiduille ja ennen kaikkea pintavesille, joissa muiden kompleksien muodostuminen on mahdotonta.

Luonnonvesien metallipitoisuutta säätelevien tekijöiden, niiden kemiallisen reaktiivisuuden, biologisen hyötyosuuden ja myrkyllisyyden ymmärtämiseksi on tarpeen tietää kokonaispitoisuuden lisäksi myös vapaiden ja sitoutuneiden metallimuotojen osuus.

Metallien siirtymisellä vesipitoisessa väliaineessa metallikompleksimuotoon on kolme seurausta:

1. Metalli-ionien kokonaispitoisuus saattaa kasvaa, koska se muuttuu pohjasedimentistä liuokseksi;

2. Kompleksisten ionien kalvoläpäisevyys voi poiketa merkittävästi hydratoituneiden ionien läpäisevyydestä;

3. Metallin myrkyllisyys kompleksin muodostumisen seurauksena voi muuttua suuresti.

Eli kelatoidut muodot Cu, Cd, Hg vähemmän myrkyllisiä kuin vapaat ionit. Luonnonvesien metallipitoisuutta säätelevien tekijöiden, niiden kemiallisen reaktiivisuuden, biologisen hyötyosuuden ja myrkyllisyyden ymmärtämiseksi on tiedettävä kokonaispitoisuuden lisäksi myös sitoutuneiden ja vapaiden muotojen osuus.

Raskasmetallien vesien saastumisen lähteitä ovat sinkitystehtaiden, kaivosten, rauta- ja ei-rautametallien metallurgian sekä koneenrakennustehtaiden jätevedet. Raskasmetalleja löytyy lannoitteista ja torjunta-aineista, ja ne voivat päästä vesistöihin maatalousmaasta valumien mukana.

Luonnonvesien raskasmetallipitoisuuksien nousu liittyy usein muuntyyppiseen saastumiseen, kuten happamoimiseen. Happaman saostuksen saostuminen edistää pH-arvon laskua ja metallien siirtymistä mineraali- ja orgaanisiin aineisiin adsorboituneesta tilasta vapaaseen tilaan.

Ensinnäkin kiinnostavat metallit, jotka saastuttavat eniten ilmakehää johtuen niiden käytöstä merkittävissä määrin tuotantotoiminnassa ja muodostavat ulkoiseen ympäristöön kertymisen seurauksena vakavan vaaran biologisen aktiivisuutensa ja myrkyllisten ominaisuuksiensa vuoksi. . Näitä ovat lyijy, elohopea, kadmium, sinkki, vismutti, koboltti, nikkeli, kupari, tina, antimoni, vanadiini, mangaani, kromi, molybdeeni ja arseeni.
Raskasmetallien biogeokemialliset ominaisuudet

H - korkea, Y - kohtalainen, H - matala

Vanadiini.

Vanadiini on pääasiassa hajaantunutta ja sitä löytyy rautamalmeista, öljystä, asfaltista, bitumista, öljyliuskeesta, hiilestä jne. Yksi tärkeimmistä luonnonvesien vanadiinin saastumisen lähteistä on öljy ja sen tuotteet.

Sitä esiintyy luonnollisissa vesissä erittäin pieninä pitoisuuksina: jokivesissä 0,2 - 4,5 µg/dm3, merivedessä - keskimäärin 2 µg/dm3

Vedessä se muodostaa stabiileja anionisia komplekseja (V4O12)4- ja (V10O26)6-. Vanadiinin kulkeutumisessa sen liuenneiden kompleksiyhdisteiden rooli orgaanisten aineiden, erityisesti humushappojen kanssa, on olennainen.

Suuret vanadiinipitoisuudet ovat haitallisia ihmisten terveydelle. Vanadiinin MPCv on 0,1 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava indikaattori on terveystoksikologinen), MPCvr on 0,001 mg/dm3.

Luonnonvesiin joutuvan vismutin luonnolliset lähteet ovat vismuttipitoisten mineraalien huuhtoutumisprosessit. Luonnonvesien lähde voi olla myös lääke- ja hajuvesiteollisuuden sekä joidenkin lasiteollisuuden yritysten jätevesiä.

Sitä esiintyy saastumattomissa pintavesissä alle mikrogramman pitoisuuksina. Suurin pitoisuus löydettiin pohjavedestä ja se on 20 µg/dm3, in merivedet- 0,02 µg/dm3. MPCv on 0,1 mg/dm3

Pääasialliset rautayhdisteiden lähteet pintavesissä ovat kivien kemialliset rapautumisprosessit, joihin liittyy niiden mekaaninen tuhoutuminen ja liukeneminen. Vuorovaikutuksessa luonnonvesien sisältämien mineraali- ja orgaanisten aineiden kanssa muodostuu monimutkainen rautayhdisteiden kompleksi, jotka ovat vedessä liuenneessa, kolloidisessa ja suspendoituneessa tilassa. Merkittävät määrät rautaa tulee maanalaisen valuman ja metalli-, metalli-, tekstiili-, maali- ja lakkateollisuuden yritysten jätevesistä sekä maatalouden jätevesistä.

Vaihetasapainot riippuvat kemiallinen koostumus vesi, pH, Eh ja jossain määrin lämpötila. Rutiinianalyysissä painotettu muoto päästää hiukkasia, joiden koko on yli 0,45 mikronia. Se on pääasiassa rautaa sisältäviä mineraaleja, rautaoksidihydraattia ja suspensioihin adsorboituneita rautayhdisteitä. Todella liuennutta ja kolloidista muotoa tarkastellaan yleensä yhdessä. Liuennut rauta joita edustavat ionimuodossa olevat yhdisteet, hydroksokompleksin muodossa ja kompleksit luonnonvesien liuenneiden epäorgaanisten ja orgaanisten aineiden kanssa. Ionimuodossa pääosin Fe(II) kulkeutuu ja Fe(III) ei voi olla merkittäviä määriä liuenneena ilman komplekseja muodostavia aineita.

Rautaa löytyy pääasiassa vesistä, joissa on alhainen Eh-arvo.

Kemiallisen ja biokemiallisen (raudan bakteerien osallistuessa) hapettumisen seurauksena Fe(II) muuttuu Fe(III:ksi), joka hydrolysoituessaan saostuu Fe(OH)3:n muodossa. Sekä Fe(II) että Fe(III) pyrkivät muodostamaan tämän tyyppisiä hydroksokomplekseja +, 4+, +, 3+, - ja muut, jotka esiintyvät rinnakkain liuoksessa eri pitoisuuksina pH:sta riippuen ja yleensä määrittävät rauta-hydroksyylijärjestelmän tilan. Pääasiallinen Fe(III):n esiintymismuoto pintavesissä ovat sen monimutkaiset yhdisteet liuenneiden epäorgaanisten ja orgaanisten yhdisteiden, pääasiassa humusaineiden, kanssa. Kun pH = 8,0, päämuoto on Fe(OH)3. Raudan kolloidinen muoto on vähiten tutkittu, se on rautaoksidihydraatti Fe(OH)3 ja komplekseja orgaanisten aineiden kanssa.

Rautapitoisuus maan pintavesissä on milligramman kymmenesosia, soiden lähellä - muutama milligramma. Lisääntynyttä rautapitoisuutta havaitaan suovesissä, joissa se löytyy kompleksien muodossa humushappojen - humaattien - suolojen kanssa. Korkeimmat rautapitoisuudet (jopa useita kymmeniä ja satoja milligrammoja per 1 dm3) havaitaan pohjavedessä, jonka pH-arvo on alhainen.

Koska rauta on biologisesti aktiivinen alkuaine, se vaikuttaa jossain määrin kasviplanktonin kehityksen intensiteettiin ja säiliön mikroflooran laadulliseen koostumukseen.

Rautapitoisuudet ovat alttiina merkittäville vuodenaikojen vaihteluille. Yleensä säiliöissä, joilla on korkea biologinen tuottavuus, kesän ja talven pysähtymisen aikana, rautapitoisuuden kasvu veden pohjakerroksissa on havaittavissa. Vesimassojen syys-kevät sekoittumiseen (homotermia) liittyy Fe(II):n hapettuminen Fe(III):ksi ja jälkimmäisen saostuminen Fe(OH)3:n muodossa.

Se pääsee luonnollisiin vesiin maaperän, polymetalli- ja kuparimalmien huuhtoutuessa sen kerääntymiseen kykenevien vesieliöiden hajoamisen seurauksena. Kadmiumyhdisteitä kuljetetaan pintavesiin lyijy-sinkkitehtaiden, malminmurskauslaitosten, useiden kemian alan yritysten (rikkihapon tuotanto), galvaanisen tuotannon sekä kaivosvesien jätevesien mukana. Liuenneiden kadmiumyhdisteiden pitoisuuden lasku johtuu sorptioprosesseista, kadmiumhydroksidin ja -karbonaatin saostumisesta ja niiden kuluttamisesta vesieliöille.

Luonnonvesien liuenneet kadmiumin muodot ovat pääasiassa mineraali- ja orgaanis-mineraalikomplekseja. Kadmiumin tärkein suspendoitunut muoto ovat sen adsorboituneet yhdisteet. Merkittävä osa kadmiumista voi kulkeutua vesieliöiden solujen sisällä.

Jokien saastumattomissa ja lievästi saastuneissa vesissä kadmiumia on alle mikrogramman pitoisuuksina, saastuneissa ja jätevesissä kadmiumin pitoisuus voi nousta kymmeniin mikrogrammoihin per 1 dm3.

Kadmiumyhdisteillä on tärkeä rooli eläinten ja ihmisten elämässä. Se on myrkyllistä korkeina pitoisuuksina, erityisesti yhdessä muiden myrkyllisten aineiden kanssa.

MPCv on 0,001 mg/dm3, MPCvr on 0,0005 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava merkki on toksikologinen).

Kobolttiyhdisteet päätyvät luonnonvesiin huuhtoutuessaan kuparipyriitistä ja muista malmeista, maaperästä organismien ja kasvien hajoamisen aikana sekä metallurgian, metallintyöstön ja kemian tehtaiden jäteveden mukana. Jotkut määrät kobolttia tulee maaperästä kasvi- ja eläinorganismien hajoamisen seurauksena.

Luonnonvesissä kobolttiyhdisteet ovat liuenneessa ja suspendoituneessa tilassa, joiden välisen kvantitatiivisen suhteen määrää veden kemiallinen koostumus, lämpötila ja pH-arvot. Liuenneita muotoja edustavat pääasiassa kompleksiyhdisteet, mm. orgaanisen aineen kanssa luonnonvesissä. Kaksiarvoiset kobolttiyhdisteet ovat tyypillisimpiä pintavesille. Hapettavien aineiden läsnä ollessa kolmiarvoista kobolttia voi esiintyä huomattavia pitoisuuksia.

Koboltti on yksi biologisesti aktiivisista alkuaineista, ja sitä löytyy aina eläinten ja kasvien kehosta. Riittämätön kobolttipitoisuus kasveissa liittyy sen riittämättömään pitoisuuteen maaperässä, mikä edistää anemian kehittymistä eläimillä (taiga-metsän ei-chernozem-vyöhyke). Osana B12-vitamiinia koboltti vaikuttaa erittäin aktiivisesti typpipitoisten aineiden saantiin, lisää klorofyllin ja askorbiinihapon pitoisuutta, aktivoi biosynteesiä ja lisää kasvien proteiinityppipitoisuutta. Kobolttiyhdisteiden kohonneet pitoisuudet ovat kuitenkin myrkyllisiä.

Saastumattomissa ja lievästi saastuneissa jokivesissä sen pitoisuus vaihtelee milligramman kymmenesosista tuhannesosaan per 1 dm3, meriveden keskimääräinen pitoisuus on 0,5 μg/dm3. MPCv on 0,1 mg/dm3, MPCv on 0,01 mg/dm3.

Mangaani

Mangaani pääsee pintavesiin ferromangaanimalmien ja muiden mangaania sisältävien mineraalien (pyrolusiitti, psilomelaani, browniitti, manganiitti, musta okra) huuhtoutumisen seurauksena. Huomattavia määriä mangaania tulee vesieläinten ja kasviorganismien, erityisesti sinivihreän, piilevien ja korkeampien hajoamisesta. vesikasveja. Mangaaniyhdisteitä johdetaan säiliöön jätevesien mukana mangaanin rikastuslaitoksista, metallurgisista laitoksista, kemianteollisuudesta ja kaivosvesistä.

Mangaani-ionien pitoisuuden lasku luonnollisissa vesissä tapahtuu Mn(II):n hapettumisen seurauksena MnO2:ksi ja muiksi korkeaarvoisiksi oksideiksi, jotka saostuvat. Tärkeimmät hapetusreaktion määräävät parametrit ovat liuenneen hapen pitoisuus, pH-arvo ja lämpötila. Liuenneiden mangaaniyhdisteiden pitoisuus laskee, koska levät hyödyntävät niitä.

Pääasiallinen mangaaniyhdisteiden kulkeutumismuoto pintavesissä on suspensiot, joiden koostumuksen määrää vuorostaan ​​vesien valuttamien kivien koostumus sekä raskasmetallien kolloidiset hydroksidit ja sorboituneet mangaaniyhdisteet. Olennaista mangaanin kulkeutumisessa liuenneessa ja kolloidisessa muodossa ovat orgaaniset aineet ja mangaanin kompleksinmuodostusprosessit epäorgaanisten ja orgaanisten ligandien kanssa. Mn(II) muodostaa liukoisia komplekseja bikarbonaattien ja sulfaattien kanssa. Mangaanin ja kloori-ionien kompleksit ovat harvinaisia. Mn(II):n kompleksiset yhdisteet orgaanisten aineiden kanssa ovat yleensä vähemmän stabiileja kuin muiden siirtymämetallien kanssa. Näitä ovat yhdisteet amiinien, orgaanisten happojen, aminohappojen ja humusaineiden kanssa. Mn(III) voi olla korkeissa pitoisuuksissa liuenneessa tilassa vain vahvojen kompleksinmuodostajien läsnä ollessa, Mn(YII) ei esiinny luonnollisissa vesissä.

Jokivesissä mangaanipitoisuus vaihtelee yleensä välillä 1-160 µg/dm3, meriveden keskimääräinen pitoisuus on 2 µg/dm3, pohjavesissä - n.102 - n.103 µg/dm3.

Pintavesien mangaanipitoisuus on alttiina vuodenaikojen vaihteluille.

Mangaanipitoisuuksien muutoksia määrääviä tekijöitä ovat pinta- ja maanalaisen valuman välinen suhde, sen kulutuksen intensiteetti fotosynteesin aikana, kasviplanktonin, mikro-organismien ja korkeamman vesikasvillisuuden hajoaminen sekä sen sedimentaatioprosessit pohjaan. vesistöjä.

Mangaanin rooli korkeampien kasvien ja levien elämässä vesistöissä on erittäin suuri. Mangaani edistää kasvien hiilidioksidin hyödyntämistä, mikä lisää fotosynteesin intensiteettiä, osallistuu kasvien nitraattien pelkistys- ja typen assimilaatioprosesseihin. Mangaani edistää aktiivisen Fe(II):n siirtymistä Fe(III:ksi), mikä suojaa solua myrkytykseltä, nopeuttaa organismien kasvua jne. Mangaanin tärkeä ekologinen ja fysiologinen rooli tekee tarpeelliseksi tutkia ja levittää mangaania luonnonvesissä.

Saniteettikäyttöön tarkoitetuissa vesistöissä MPCv (mangaani-ionin mukaan) on asetettu arvoon 0,1 mg/dm3.

Alla on kartat metallien keskimääräisten pitoisuuksien jakautumisesta: mangaani, kupari, nikkeli ja lyijy, jotka on rakennettu vuosien 1989 - 1993 havaintotietojen mukaan. 123 kaupungissa. Uudempien tietojen käytön oletetaan olevan epätarkoituksenmukaista, koska tuotannon vähentymisen seurauksena kiintoainepitoisuudet ja vastaavasti metallien pitoisuudet ovat laskeneet merkittävästi.

Vaikutus terveyteen. Monet metallit ovat pölyn ainesosia ja niillä on merkittävä vaikutus terveyteen.

Mangaania tulee ilmakehään rautametallurgisten yritysten päästöistä (60 % kaikista mangaanipäästöistä), konepaja- ja metalliteollisuudesta (23 %), ei-rautametalliteollisuudesta (9 %), lukuisista pienistä lähteistä, esimerkiksi hitsauksesta.

Suuret mangaanipitoisuudet johtavat neurotoksisten vaikutusten ilmaantumiseen, keskushermoston progressiiviseen vaurioitumiseen ja keuhkokuumeeseen.
Korkeimmat mangaanipitoisuudet (0,57 - 0,66 µg/m3) havaitaan suurissa metallurgian keskuksissa: Lipetskissä ja Tšerepovetsissa sekä Magadanissa. Suurin osa kaupungeista, joissa on korkeita Mn-pitoisuuksia (0,23 - 0,69 µg/m3), on keskittynyt Kuolan niemimaalle: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (katso kartta).

Vuosille 1991-1994 mangaanipäästöt teollisista lähteistä laskivat 62 %, keskimääräiset pitoisuudet - 48 %.

Kupari on yksi tärkeimmistä hivenaineista. Kuparin fysiologinen aktiivisuus liittyy pääasiassa sen sisällyttämiseen redox-entsyymien aktiivisten keskusten koostumukseen. Maaperän riittämätön kuparipitoisuus vaikuttaa haitallisesti proteiinien, rasvojen ja vitamiinien synteesiin ja edistää kasvieliöiden hedelmättömyyttä. Kupari osallistuu fotosynteesiprosessiin ja vaikuttaa kasvien typen imeytymiseen. Samaan aikaan liiallisilla kuparipitoisuuksilla on haitallinen vaikutus kasvi- ja eläinorganismeihin.

Cu(II)-yhdisteet ovat yleisimpiä luonnonvesissä. Cu(I)-yhdisteistä yleisimpiä ovat Cu2O, Cu2S ja CuCl, jotka ovat niukkaliukoisia veteen. Ligandien läsnä ollessa vesipitoisessa väliaineessa, yhdessä hydroksidin dissosiaatiotasapainon kanssa, on tarpeen ottaa huomioon erilaisten kompleksisten muotojen muodostuminen, jotka ovat tasapainossa metallivesi-ionien kanssa.

Pääasiallinen luonnonvesiin tulevan kuparin lähde on kemian- ja metallurgisen teollisuuden jätevesi, kaivosvedet sekä levien tappamiseen käytettävät aldehydireagenssit. Kuparia voi muodostua kupariputkien ja muiden vesijärjestelmissä käytettävien rakenteiden korroosion seurauksena. Pohjaveden kuparipitoisuus johtuu veden vuorovaikutuksesta sitä sisältävien kivien kanssa (kalkopyriitti, kalkosiitti, kovelliitti, borniitti, malakiitti, atsuriitti, krysakolla, brotantiini).

Suurin sallittu kuparipitoisuus saniteetti- ja talousvesialtaiden vedessä on 0,1 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava merkki on yleinen hygienia), kalastusaltaiden vedessä 0,001 mg/dm3.

Kaupunki

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Kuparioksidipäästöt М (tuhatta tonnia/vuosi) ja kuparin keskimääräiset vuosipitoisuudet q (µg/m3).

Kupari pääsee ilmaan metallurgisen teollisuuden päästöjen mukana. Hiukkaspäästöissä se sisältyy pääasiassa yhdisteiden, pääasiassa kuparioksidin, muodossa.

Ei-rautametallurgian yritysten osuus kaikista tämän metallin ihmisperäisistä päästöistä on 98,7 %, joista 71 % on Norilsk Nickel -konsernin Zapolyarnyissa ja Nikelissä, Monchegorskissa ja Norilskissa sijaitsevissa yrityksissä, ja noin 25 % kuparipäästöistä kulkeutuu mukanaan. Revdassa, Krasnouralskissa, Kolchuginossa ja muissa.


Suuret kuparipitoisuudet johtavat myrkytykseen, anemiaan ja hepatiittiin.

Kuten kartasta voidaan nähdä, suurimmat kuparipitoisuudet ovat Lipetskin ja Rudnaja Pristanin kaupungeissa. Kuparipitoisuuksia nostettiin myös Kuolan niemimaan kaupungeissa Zapolyarnyssa, Monchegorskissa, Nikelissä, Olenegorskissa ja myös Norilskissa.

Teollisuuden kuparin päästöt vähenivät 34 %, keskimääräiset pitoisuudet - 42 %.

Molybdeeni

Molybdeeniyhdisteet päätyvät pintavesiin huuhtoutuessaan molybdeenia sisältävistä eksogeenisista mineraaleista. Molybdeeni pääsee vesistöihin myös käsittelylaitosten ja ei-rautametallialan yritysten jäteveden mukana. Molybdeeniyhdisteiden pitoisuudet pienenevät niukkaliukoisten yhdisteiden saostumisen, mineraalisuspensioiden adsorptioprosessien ja kasvien vesieliöiden kulutuksen seurauksena.

Pintavesissä oleva molybdeeni on pääasiassa muodossa MoO42-. On erittäin todennäköistä, että se esiintyy organomineraalisten kompleksien muodossa. Jonkin verran kertymisen mahdollisuus kolloidiseen tilaan johtuu siitä, että molybdeniitin hapettumistuotteet ovat irtonaisia ​​hienojakoisia aineita.

Jokivesissä molybdeenin pitoisuudet ovat 2,1-10,6 µg/dm3. Merivesi sisältää molybdeeniä keskimäärin 10 µg/dm3.

Pieninä määrinä molybdeeni on välttämätön kasvi- ja eläinorganismien normaalille kehitykselle. Molybdeeni on osa ksantiinioksidaasientsyymiä. Molybdeenin puutteessa entsyymiä muodostuu riittämättöminä määrinä, mikä aiheuttaa negatiivisia reaktioita kehossa. Suurina pitoisuuksina molybdeeni on haitallista. Molybdeenin ylimäärällä aineenvaihdunta häiriintyy.

Suurin sallittu molybdeenin pitoisuus saniteettikäyttöön tarkoitetuissa vesistöissä on 0,25 mg/dm3.

Arseeni pääsee luonnollisiin vesiin mineraalilähteistä, arseenin mineralisaatioalueilta (arseenipyriitit, realgar, orpimentti) sekä polymetalli-, kupari-koboltti- ja volframityyppisten kivien hapetusvyöhykkeiltä. Tietty määrä arseenia tulee maaperästä sekä kasvi- ja eläinorganismien hajoamisesta. Vesieliöiden arseenin kulutus on yksi syy sen pitoisuuden laskuun vedessä, mikä ilmenee selkeimmin planktonin intensiivisen kehityksen aikana.

Huomattavia määriä arseenia päätyy vesistöihin käsittelylaitosten jätevesien, väriaineiden, parkitustehtaiden ja torjunta-ainetehtaiden jätteiden sekä torjunta-aineita käyttävien maatalousmaiden kanssa.

Luonnonvesissä arseeniyhdisteet ovat liuenneessa ja suspendoituneessa tilassa, joiden välisen suhteen määrää veden kemiallinen koostumus ja pH-arvot. Liuenneessa muodossa arseeni esiintyy kolmi- ja viisiarvoisessa muodossa, pääasiassa anioneina.

Saastumattomissa jokivesissä arseenia löytyy yleensä mikrogrammapitoisuuksina. AT kivennäisvedet sen pitoisuus voi olla useita milligrammoja per 1 dm3, merivesissä se sisältää keskimäärin 3 µg/dm3, pohjavesissä sitä esiintyy pitoisuuksina n.105 µg/dm3. Suurina pitoisuuksina arseeniyhdisteet ovat myrkyllisiä eläinten ja ihmisten keholle: ne estävät oksidatiivisia prosesseja, estävät hapen saantia elimiin ja kudoksiin.

Arseenin MPCv on 0,05 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava indikaattori on terveystoksikologinen) ja MPCv on 0,05 mg/dm3.

Nikkelin esiintyminen luonnollisissa vesissä johtuu kivien koostumuksesta, jonka läpi vesi kulkee: sitä löytyy sulfidikupari-nikkelimalmien ja rauta-nikkelimalmien esiintymistä. Se pääsee veteen maaperästä sekä kasvi- ja eläinorganismeista rappeutuessaan. Sinilevässä havaittiin korkeampi nikkelipitoisuus muihin leviviin verrattuna. Nikkeliyhdisteet päätyvät vesistöihin myös nikkelöintitehtaiden, synteettisen kumin tehtaiden ja nikkelinrikastuslaitosten jäteveden mukana. Fossiilisten polttoaineiden polttamiseen liittyy valtavat nikkelipäästöt.

Sen pitoisuus voi laskea yhdisteiden, kuten syanidien, sulfidien, karbonaattien tai hydroksidien, saostumisen seurauksena (pH-arvojen kasvaessa), koska vesieliöt kuluttavat sitä ja adsorptioprosesseja.

Pintavesissä nikkeliyhdisteet ovat liuenneessa, suspendoituneessa ja kolloidisessa tilassa, joiden välinen määrällinen suhde riippuu veden koostumuksesta, lämpötilasta ja pH-arvoista. Nikkeliyhdisteiden sorbentteja voivat olla rautahydroksidi, orgaaniset aineet, erittäin dispergoitunut kalsiumkarbonaatti, savet. Liuenneet muodot ovat pääosin kompleksisia ioneja, useimmiten aminohappojen, humus- ja fulvohappojen kanssa sekä myös vahvan syanidikompleksin muodossa. Nikkeliyhdisteet ovat yleisimpiä luonnonvesissä, joissa se on hapetustilassa +2. Ni3+-yhdisteet muodostuvat yleensä alkalisessa väliaineessa.

Nikkeliyhdisteillä on tärkeä rooli hematopoieettisissa prosesseissa katalyytteinä. Sen lisääntynyt pitoisuus vaikuttaa erityisesti sydän- ja verisuonijärjestelmään. Nikkeli on yksi syöpää aiheuttavista alkuaineista. Se voi aiheuttaa hengitystiesairauksia. Uskotaan, että vapaat nikkeli-ionit (Ni2+) ovat noin 2 kertaa myrkyllisempiä kuin sen monimutkaiset yhdisteet.


Saastumattomissa ja lievästi saastuneissa jokivesissä nikkelipitoisuus vaihtelee yleensä välillä 0,8 - 10 µg/dm3; saastuneessa se on useita kymmeniä mikrogrammia per 1 dm3. Meriveden nikkelin keskimääräinen pitoisuus on 2 µg/dm3, pohjavedessä - n,103 µg/dm3. Nikkelipitoisia kiviä pesevissä maanalaisissa vesissä nikkelipitoisuus nousee joskus jopa 20 mg/dm3.

Nikkeliä tulee ilmakehään ei-rautametallialan yrityksistä, jotka muodostavat 97 % kaikista nikkelipäästöistä, joista 89 % tulee Norilsk Nickel -konsernin Zapolyarnyissa ja Nikelissä, Monchegorskissa ja Norilskissa sijaitsevista yrityksistä.

Lisääntynyt nikkelipitoisuus ympäristössä johtaa endeemisten sairauksien, keuhkoputkisyövän, ilmaantumiseen. Nikkeliyhdisteet kuuluvat karsinogeenien 1. ryhmään.
Kartta näyttää useita pisteitä, joissa on korkeita keskimääräisiä nikkelipitoisuuksia Norilskin nikkelikonsernin sijainneissa: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Teollisuusyritysten nikkelipäästöt vähenivät 28 %, keskimääräiset pitoisuudet - 35 %.

Nikkelin päästöt М (tuhatta tonnia/vuosi) ja keskimääräiset vuosipitoisuudet q (µg/m3).

Se pääsee luonnollisiin vesiin tinaa sisältävien mineraalien (kassiteriitti, stanniini) huuhtoutumisen seurauksena sekä eri teollisuudenalojen jäteveden mukana (kankaiden värjäys, orgaanisten väriaineiden synteesi, seosten valmistus tinaa lisäämällä jne.).

Tinan myrkyllinen vaikutus on pieni.

Tinaa löytyy saastumattomista pintavesistä alle mikrogramman pitoisuuksina. Pohjavedessä sen pitoisuus saavuttaa muutaman mikrogramman per 1 dm3. MPCv on 2 mg/dm3.

Elohopeayhdisteet voivat päästä pintavesiin kivien huuhtoutumisen seurauksena elohopeaesiintymien alueella (sinobar, metasinnabariitti, elävä kivi) elohopeaa keräävien vesieliöiden hajoamisen seurauksena. Merkittäviä määriä päätyy vesistöihin väriaineita, torjunta-aineita, lääkkeitä ja eräitä räjähteitä valmistavien yritysten jätevettä. Hiililämpövoimalaitokset päästävät ilmakehään merkittäviä määriä elohopeayhdisteitä, jotka märän ja kuivan laskeuman seurauksena päätyvät vesistöihin.

Liuenneiden elohopeayhdisteiden pitoisuuden lasku johtuu siitä, että monet meren ja makean veden organismit uuttavat niitä, joilla on kyky kerätä sitä pitoisuuksina, jotka ovat monta kertaa suurempia kuin sen pitoisuus vedessä, sekä suspendoituneiden kiintoaineiden ja kiintoaineiden adsorptioprosesseista. pohjasedimentit.

Pintavesissä elohopeayhdisteet ovat liuenneessa ja suspendoituneessa tilassa. Niiden välinen suhde riippuu veden kemiallisesta koostumuksesta ja pH-arvoista. Suspendoitu elohopea on sorboituja elohopeayhdisteitä. Liuenneet muodot ovat dissosioitumattomia molekyylejä, monimutkaisia ​​orgaanisia ja mineraaliyhdisteitä. Vesistöjen vedessä elohopea voi olla metyylielohopeayhdisteiden muodossa.

Elohopeayhdisteet ovat erittäin myrkyllisiä, ne vaikuttavat ihmisen hermostoon, aiheuttavat muutoksia limakalvoissa, heikentävät motorista toimintaa ja eritystä. Ruoansulatuskanava, muutokset veressä jne. Bakteerien metylaatioprosessit tähtäävät metyylielohopeayhdisteiden muodostumiseen, jotka ovat monta kertaa myrkyllisempiä kuin elohopean mineraalisuolat. Metyylielohopeayhdisteet kerääntyvät kaloihin ja voivat päästä ihmiskehoon.

Elohopean MPCv on 0,0005 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava merkki on terveystoksikologinen), MPCv on 0,0001 mg/dm3.

Luonnollisia lyijyn lähteitä pintavesissä ovat endogeenisten (galena) ja eksogeenisten (anglesiitti, kerussiitti jne.) mineraalien liukenemisprosessit. Merkittävä lyijypitoisuuden lisääntyminen ympäristössä (mukaan lukien pintavesissä) liittyy hiilen polttamiseen, tetraetyylilyijyn käyttöön moottoripolttoaineen nakutusnestoaineena sekä poistoon vesistöihin malminkäsittelylaitosten jäteveden kanssa. , jotkut metallurgiset laitokset, kemianteollisuus, kaivokset jne. Merkittäviä tekijöitä lyijyn pitoisuuden alentamisessa vedessä on sen adsorptio suspendoituneisiin kiintoaineisiin ja sedimentoituminen niiden mukana pohjasedimentteihin. Hydrobiontit uuttavat ja keräävät muiden metallien joukossa lyijyä.

Lyijyä löytyy luonnollisista vesistä liuenneena ja suspendoituneena (sorboituneena). Liuenneessa muodossa sitä esiintyy mineraali- ja organomineraalisten kompleksien sekä yksinkertaisten ionien muodossa, liukenemattomassa muodossa - pääasiassa sulfidien, sulfaattien ja karbonaattien muodossa.

Jokivesissä lyijypitoisuus vaihtelee kymmenesosista mikrogrammaan yksikköihin 1 dm3:a kohti. Jopa monimetallimalmialueiden viereisten vesistöjen vedessä sen pitoisuus saavuttaa harvoin kymmeniä milligrammoja per 1 dm3. Vain kloridilämpövesissä lyijyn pitoisuus saavuttaa joskus useita milligrammoja per 1 dm3.

Lyijyn haitallisuuden rajoittava indikaattori on saniteettitoksikologinen. Lyijyn MPCv on 0,03 mg/dm3, MPCv on 0,1 mg/dm3.

Lyijyä on metallurgian, metallintyöstön, sähkötekniikan, petrokemian ja autoliikenteen yritysten päästöissä.

Lyijyn terveysvaikutukset johtuvat lyijyä sisältävän ilman hengityksestä ja lyijyn nauttimisesta ruoan, veden ja pölyhiukkasten kanssa. Lyijy kerääntyy elimistöön, luihin ja pintakudoksiin. Lyijy vaikuttaa munuaisiin, maksaan, hermostoon ja verenmuodostuselimiin. Vanhukset ja lapset ovat erityisen herkkiä pienillekin lyijynannoksille.

Lyijyn päästöt M (tuhatta tonnia/vuosi) ja keskimääräiset vuosipitoisuudet q (µg/m3).


Seitsemässä vuodessa teollisuuden lyijypäästöt ovat vähentyneet 60 % tuotannon leikkausten ja useiden yritysten sulkemisen vuoksi. Teollisuuden päästöjen voimakkaaseen laskuun ei liity ajoneuvojen päästöjen vähenemistä. Keskimääräiset lyijypitoisuudet laskivat vain 41 %. Poistomäärien ja lyijypitoisuuksien erot voidaan selittää ajoneuvojen päästöjen aliarvioimisella aikaisempina vuosina; Tällä hetkellä autojen määrä ja niiden liikkeen intensiteetti on lisääntynyt.

Tetraetyylilyijy

Se päätyy luonnollisiin vesiin, koska sitä käytetään vesiajoneuvojen moottoripolttoaineissa nakutuksenestoaineena sekä kaupunkialueiden pintavaluna.

Tälle aineelle on ominaista korkea myrkyllisyys, sillä on kumulatiivisia ominaisuuksia.

Pintavesiin päätyvän hopean lähteitä ovat pohjavesi sekä kaivosten, käsittelylaitosten ja valokuvausalan jätevedet. Lisääntynyt hopeapitoisuus liittyy bakterisidisten ja algisidisten valmisteiden käyttöön.

Jätevedessä hopea voi olla liuenneena ja suspendoituneena, enimmäkseen halogenidisuoloina.

Saastumattomissa pintavesissä hopeaa on alle mikrogrammapitoisuuksina. Pohjavedessä hopean pitoisuus vaihtelee muutamasta kymmeneen mikrogrammaan per 1 dm3, merivedessä - keskimäärin 0,3 µg/dm3.

Hopeaionit pystyvät tuhoamaan bakteereja ja steriloimaan vettä pieninäkin pitoisuuksina (hopeaionien bakterisidisen vaikutuksen alaraja on 2,10-11 mol/dm3). Hopean roolia eläinten ja ihmisten kehossa ei ole tutkittu tarpeeksi.

Hopean MPCv on 0,05 mg/dm3.

Antimoni pääsee pintavesiin antimonimineraalien (stibniitti, senarmontiitti, valentiniitti, servingiitti, stibiokaniitti) huuhtoutuessa sekä kumi-, lasi-, värjäys- ja tulitikkuyritysten jäteveden mukana.

Luonnollisissa vesissä antimoniyhdisteet ovat liuenneessa ja suspendoituneessa tilassa. Pintavesille ominaisissa redox-olosuhteissa voi esiintyä sekä kolmiarvoista että viisiarvoista antimonia.

Saastumattomissa pintavesissä antimonia on alle mikrogrammapitoisuuksina, merivedessä sen pitoisuus on 0,5 µg/dm3, pohjavedessä - 10 µg/dm3. Antimonin MPCv on 0,05 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava indikaattori on terveystoksikologinen), MPCv on 0,01 mg/dm3.

Kolmi- ja kuusiarvoisia kromiyhdisteitä joutuu pintavesiin kivestä (kromiitti, krokoiitti, uvaroviitti jne.) huuhtoutuneena. Jotkut määrät tulevat organismien ja kasvien hajoamisesta maaperästä. Vesistöihin pääsee merkittäviä määriä jätevettä galvanoinnista, tekstiiliyritysten värjäymyksistä, nahkatehtaista ja kemianteollisuudesta. Kromi-ionien pitoisuuden väheneminen voidaan havaita vesieliöiden kulutuksen ja adsorptioprosessien seurauksena.

Pintavesissä kromiyhdisteet ovat liuenneessa ja suspendoituneessa tilassa, joiden välinen suhde riippuu veden koostumuksesta, lämpötilasta ja liuoksen pH:sta. Suspendoidut kromiyhdisteet ovat pääasiassa sorboituja kromiyhdisteitä. Sorbentteja voivat olla savet, rautahydroksidi, erittäin dispergoitunut laskeutuva kalsiumkarbonaatti, kasvi- ja eläintähteet. Liuenneessa muodossa kromi voi olla kromaattien ja bikromaattien muodossa. Aerobisissa olosuhteissa Cr(VI) muuttuu Cr(III:ksi), jonka suolat neutraalissa ja emäksisessä väliaineessa hydrolysoituvat hydroksidin vapautuessa.

Saastumattomissa ja lievästi saastuneissa jokivesissä kromipitoisuus vaihtelee muutamasta kymmenesosasta mikrogrammaa litrassa useisiin mikrogrammiin litrassa, saastuneissa vesistöissä se on useita kymmeniä ja satoja mikrogrammia litrassa. Keskimääräinen pitoisuus merivesissä on 0,05 µg/dm3, pohjavedessä - yleensä n.10 - n.102 µg/dm3.

Cr(VI)- ja Cr(III)-yhdisteillä on lisääntyneitä määriä syöpää aiheuttavia ominaisuuksia. Cr(VI)-yhdisteet ovat vaarallisempia.

Se pääsee luonnollisiin vesiin kivien ja mineraalien (sfaleriitti, sinsiitti, goslariitti, smithsoniitti, kalamiini) luonnollisten tuhoutumis- ja liukenemisprosessien seurauksena sekä malminjalostuslaitosten ja galvanointilaitosten jäteveden, pergamenttipaperin ja mineraalimaalien tuotannon seurauksena. , viskoosikuitu ja muut

Vedessä se esiintyy pääasiassa ionisessa muodossa tai mineraali- ja orgaanisten kompleksien muodossa. Joskus sitä esiintyy liukenemattomissa muodoissa: hydroksidin, karbonaatin, sulfidin jne. muodossa.

Jokivesissä sinkin pitoisuus vaihtelee yleensä välillä 3-120 µg/dm3, merivesissä - 1,5-10 µg/dm3. Pitoisuus malmissa ja erityisesti kaivosvesissä, joissa pH-arvo on alhainen, voi olla merkittävä.

Sinkki on yksi aktiivisista hivenaineista, jotka vaikuttavat organismien kasvuun ja normaaliin kehitykseen. Samaan aikaan monet sinkkiyhdisteet, pääasiassa sen sulfaatti ja kloridi, ovat myrkyllisiä.

MPCv Zn2+ on 1 mg/dm3 (haitallisuuden raja-indikaattori - organoleptinen), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (haitallisuuden rajoittava merkki - toksikologinen).

Raskasmetallit ovat vaarallisuudessa jo toisella sijalla, antaen periksi torjunta-aineille ja selvästi edellä sellaisia ​​tunnettuja saasteita kuin hiilidioksidi ja rikki, mutta ennusteen mukaan niistä tulee vaarallisimpia, vaarallisimpia kuin ydinvoimalaitosjätteet ja kiinteät aineet. jätettä. Raskasmetallien aiheuttama saastuminen liittyy niiden laajaan käyttöön Suomessa teollisuustuotanto yhdistettynä heikkoihin puhdistusjärjestelmiin, minkä seurauksena raskasmetallit pääsevät ympäristöön, mukaan lukien maaperään, saastuttavat ja myrkyttävät sitä.

Raskasmetallit ovat ensisijaisia ​​saasteita, joiden seuranta on pakollista kaikissa ympäristöissä. Erilaisissa tieteellisissä ja soveltavissa töissä kirjoittajat tulkitsevat "raskasmetallien" käsitteen merkitystä eri tavoin. Joissakin tapauksissa raskasmetallien määritelmä sisältää alkuaineita, jotka ovat hauraita (esimerkiksi vismutti) tai metalloideja (esimerkiksi arseeni).

Maaperä on tärkein väliaine, johon raskasmetallit pääsevät, myös ilmakehästä ja vesiympäristöstä. Se toimii myös pinta-ilman ja vesien toissijaisen saastumisen lähteenä, joka tulee siitä Maailman valtamereen. Kasvit imevät raskasmetalleja maaperästä, ja ne pääsevät sitten paremmin järjestäytyneiden eläinten ravintoon.
jatkoa
--SIVUNVAIHTO-- 3.3. lyijymyrkytys
Tällä hetkellä lyijyllä on ensimmäinen paikka teollisuusmyrkytysten aiheuttajista. Tämä johtuu sen laajasta soveltamisesta eri teollisuudenaloilla. Lyijymalmityöntekijät altistuvat lyijylle lyijysulatoissa, akkujen valmistuksessa, juottamisessa, painotaloissa, kristallilasin tai keraamisten tuotteiden, lyijypitoisen bensiinin, lyijymaalien jne. valmistuksessa. Ilman, maaperän ja maaperän lyijy saastuminen vettä tällaisten teollisuudenalojen läheisyydessä sekä lähellä suuria moottoritiet uhkaa lyijyaltistusta näillä alueilla asuvalle väestölle ja erityisesti lapsille, jotka ovat herkempiä raskasmetallien vaikutuksille.
On valitettavaa todeta, että Venäjällä ei ole valtion politiikkaa lyijyn ympäristö- ja kansanterveysvaikutusten laillisesta, sääntelystä ja taloudellisesta sääntelystä, lyijyn ja sen yhdisteiden ympäristöpäästöjen (päästöt, jätteet) vähentämisestä. , ja lyijyä sisältävän bensiinin tuotannon lopettamisesta kokonaan.

Johtuen äärimmäisen epätyydyttävästä koulutustyöstä, jonka tarkoituksena on selittää väestölle raskasmetallien altistumisen vaara ihmiskeholle, Venäjällä lyijyä koskevissa ammatillisissa ryhmissä olevien joukko ei vähene, vaan kasvaa vähitellen. Kroonisia lyijymyrkytystapauksia on todettu Venäjällä 14 toimialalla. Johtavia toimialoja ovat sähköteollisuus (akkujen valmistus), instrumentointi, painatus ja värimetallurgia, joissa päihtymyksen aiheuttaa työalueen ilman suurimman sallitun lyijypitoisuuden (MAC) ylitys 20 tai useamman kerran.

Merkittävä lyijyn lähde on autojen pakokaasut, sillä puolet Venäjästä käyttää edelleen lyijyllistä bensiiniä. Metallurgiset laitokset, erityisesti kuparisulatto, ovat kuitenkin edelleen suurin ympäristön saastumisen lähde. Ja täällä on johtajia. Sverdlovskin alueella on maan kolme suurinta lyijypäästöjen lähdettä: Krasnouralskin, Kirovogradin ja Revdan kaupungeissa.

Stalinin teollistumisen vuosina rakennetun Krasnouralskin kuparisulaton savupiiput, joissa on käytetty laitteita vuodelta 1932, roiskuvat vuosittain 150-170 tonnia lyijyä 34 000 asukkaan kaupunkiin peittäen kaiken lyijypölyllä.

Lyijyn pitoisuus Krasnouralskin maaperässä vaihtelee välillä 42,9 - 790,8 mg/kg ja suurin sallittu pitoisuus MPC = 130 mikronia/kg. Vesinäytteet naapurikylän vesistöön. Oktyabrsky, jota syötti maanalainen vesilähde, kirjasi ylimääräisen MPC:n jopa kaksi kertaa.

Lyijyllä on vaikutusta ihmisten terveyteen. Lyijyaltistus häiritsee naisten ja miesten lisääntymisjärjestelmiä. Raskaana oleville ja hedelmällisessä iässä oleville naisille veren kohonnut lyijypitoisuus on erityisen vaarallinen, sillä lyijy häiritsee kuukautisten toimintaa, useammin tapahtuu ennenaikaisia ​​synnytyksiä, keskenmenoja ja sikiökuolemia lyijyn tunkeutumisesta istukan läpi. Vastasyntyneiden kuolleisuus on korkea.

Lyijymyrkytys on erittäin vaarallista pienille lapsille - se vaikuttaa aivojen ja hermoston kehitykseen. 165 Krasnouralskin yli 4-vuotiaan lapsen testaus paljasti merkittävän kehitysvammaisuuden 75,7 %:lla, ja 6,8 %:lla tutkituista lapsista havaittiin kehitysvammaisuutta, mukaan lukien henkinen jälkeenjääneisyys.

Lapset esikouluikäinen alttiimpia lyijyn haitallisille vaikutuksille, koska niiden hermosto on muodostumassa. Jo pienillä annoksilla lyijymyrkytys aiheuttaa vähenemistä henkistä kehitystä, tarkkaavaisuus ja keskittymiskyky, jälkeenjääneisyys lukemisessa, johtaa aggressiivisuuden, yliaktiivisuuden ja muiden ongelmien kehittymiseen lapsen käyttäytymisessä. Nämä kehityshäiriöt voivat olla pitkäaikaisia ​​ja peruuttamattomia. Alhainen syntymäpaino, kitukasvuisuus ja kuulon menetys ovat myös seurausta lyijymyrkytyksestä. Suuret päihdeannokset johtavat henkiseen jälkeenjääneisyyteen, koomaan, kouristukseen ja kuolemaan.

Venäläisten asiantuntijoiden julkaisemassa valkoisessa kirjassa kerrotaan, että lyijysaasteet kattavat koko maan ja ovat yksi monista entisen Neuvostoliiton ympäristökatastrofeista, jotka ovat tulleet julkisuuteen viime vuosina. Suurin osa Venäjän alueesta kärsii lyijylaskeumasta, joka ylittää ekosysteemin normaalin toiminnan kriittisen arvon. Kymmenissä kaupungeissa on ylimääräisiä lyijypitoisuuksia ilmassa ja maaperässä MPC:tä vastaavien arvojen yläpuolella.

Korkein lyijyn aiheuttama ilmansaaste, joka ylitti MPC:n, havaittiin Komsomolsk-on-Amur, Tobolsk, Tjumen, Karabash, Vladimir ja Vladivostok kaupungeissa.

Maaekosysteemien hajoamiseen johtavat lyijylaskeumakuormitukset havaitaan Moskovan, Vladimirin, Nižni Novgorodin, Rjazanin, Tulan, Rostovin ja Leningradin alueilla.

Kiinteät lähteet vastaavat yli 50 tonnin lyijypäästöistä eri yhdisteiden muodossa vesistöihin. Samaan aikaan 7 akkutehdasta kaataa vuosittain 35 tonnia lyijyä viemäriverkostoon. Analyysi lyijypäästöjen jakautumisesta vesistöihin Venäjän alueella osoittaa, että Leningradin, Jaroslavlin, Permin, Samaran, Penzan ja Oryolin alueet ovat johtavia tämäntyyppisissä kuormissa.

Maa tarvitsee kiireellisiä toimenpiteitä lyijypäästöjen vähentämiseksi, mutta toistaiseksi Venäjän talouskriisi varjostaa ekologisia ongelmia. Pitkään jatkuneen teollisen laman aikana Venäjällä ei ole varoja aiemman saastumisen puhdistamiseen, mutta jos talous alkaa elpyä ja tehtaat palaavat töihin, saastuminen voi vain pahentua.
10 entisen Neuvostoliiton saastuneinta kaupunkia

(Metallit on lueteltu tietyn kaupungin prioriteettitason mukaan laskevassa järjestyksessä)

4. Maaperän hygienia. Jätehuolto.
Kaupunkien ja muiden taajamien ja niiden ympäristön maaperä on pitkään ollut erilainen kuin luonnollinen, biologisesti arvokas maa, jolla on tärkeä rooli ekologisen tasapainon ylläpitäjänä. Kaupunkien maaperään kohdistuu samoja haitallisia vaikutuksia kuin kaupunkiilmaan ja hydrosfääriin, joten sen merkittävää huononemista tapahtuu kaikkialla. Maaperän hygieniaan ei kiinnitetä riittävästi huomiota, vaikka sen merkitys yhtenä biosfäärin (ilma, vesi, maaperä) pääkomponenteista ja biologisena ympäristötekijänä on vieläkin tärkeämpi kuin vesi, koska viimeksi mainitun määrä (ensisijaisesti maaperän laatu). pohjavesi) määräytyy maaperän tilan mukaan, eikä näitä tekijöitä voida erottaa toisistaan. Maaperällä on biologinen itsepuhdistuskyky: maaperässä tapahtuu siihen pudonneiden jätteiden halkeamista ja niiden mineralisoitumista; lopulta maaperä kompensoi kadonneita mineraaleja heidän kustannuksellaan.

Jos maaperän ylikuormituksen seurauksena jokin sen mineralisointikyvyn komponenteista menetetään, tämä johtaa väistämättä itsepuhdistusmekanismin rikkomiseen ja maaperän täydelliseen hajoamiseen. Ja päinvastoin, optimaalisten olosuhteiden luominen maaperän itsepuhdistumiselle edistää ekologisen tasapainon ja olosuhteiden säilyttämistä kaikkien elävien organismien, mukaan lukien ihmiset, olemassaololle.

Siksi haitallisen biologisen vaikutuksen omaavien jätteiden neutralointiongelma ei rajoitu niiden vientiin; se on monimutkaisempi hygieniaongelma, koska maaperä on linkki veden, ilman ja ihmisen välillä.
4.1.
Maaperän rooli aineenvaihdunnassa

Maaperän ja ihmisen välinen biologinen suhde tapahtuu pääasiassa aineenvaihdunnan kautta. Maaperä on ikään kuin aineenvaihduntakiertoon, ihmisten ja kasvinsyöjien kuluttamien kasvien kasvuun tarvittavien mineraalien toimittaja, joita vuorostaan ​​syövät ihmiset ja lihansyöjät. Siten maaperä tarjoaa ruokaa monille kasvi- ja eläinmaailman edustajille.

Tästä johtuen maaperän laadun heikkeneminen, sen biologisen arvon ja itsepuhdistuskyvyn aleneminen aiheuttaa biologisen ketjureaktion, joka voi pitkittyneiden haitallisten vaikutusten sattuessa johtaa erilaisiin terveysongelmiin väestön keskuudessa. Lisäksi, jos mineralisaatioprosessit hidastuvat, aineiden hajoamisen aikana muodostuneet nitraatit, typpi, fosfori, kalium jne. voivat päästä juomaveteen ja aiheuttaa vakavia sairauksia (esimerkiksi nitraatit voivat aiheuttaa methemoglobinemiaa ensisijaisesti pikkulapsella) .

Jodipitoisen maaperän veden kulutus voi aiheuttaa endeemisen struumaa jne.
4.2.
Ekologinen suhde maaperän ja veden sekä nestemäisen jätteen (jäteveden) välillä

Ihminen ottaa maaperästä vettä, jota tarvitaan aineenvaihduntaprosessien ja elämän ylläpitämiseen. Veden laatu riippuu maaperän tilasta; se heijastaa aina tietyn maaperän biologista tilaa.

Tämä koskee erityisesti pohjavettä, jonka biologisen arvon määräävät olennaisesti maaperän ja maaperän ominaisuudet, viimeksi mainitun itsepuhdistuskyky, sen suodatuskyky, sen makroflooran koostumus, mikroeläimistö jne.

Maaperän suora vaikutus pintavesiin on jo vähemmän merkittävä, se liittyy pääasiassa sateeseen. Esimerkiksi rankkasateiden jälkeen maaperästä huuhtoutuu erilaisia ​​epäpuhtauksia avoimiin vesistöihin (joet, järvet), mukaan lukien keinolannoitteet (typpi, fosfaatti), torjunta-aineet, rikkakasvien torjunta-aineet; karstin alueilla, murtuneissa kerrostumissa saasteet voivat tunkeutua läpi. halkeilee syvälle pohjaveteen.

Riittämätön jätevesien käsittely voi myös aiheuttaa haitallisia biologisia vaikutuksia maaperään ja johtaa lopulta maaperän huononemiseen. Siksi siirtokuntien maaperän suojelu on yksi ympäristönsuojelun päävaatimuksista yleensä.
4.3.
Maaperän kuormitusrajat kiinteälle jätteelle (kotitalo- ja katujätteet, teollisuusjätteet, jäteveden sedimentaation kuivaliete, radioaktiiviset aineet jne.)

Ongelmaa pahentaa se, että kun kaupungeissa syntyy yhä enemmän kiinteää jätettä, niiden lähialueen maaperään kohdistuu lisääntyvää painetta. Maaperän ominaisuudet ja koostumus huononevat yhä nopeammin.

Yhdysvalloissa valmistetusta 64,3 miljoonasta tonnista paperia 49,1 miljoonaa tonnia päätyy jätteeseen (tästä 26 miljoonaa tonnia tulee kotitalouksilta ja 23,1 miljoonaa tonnia kauppaverkostolta).

Edelliseen liittyen kiinteän jätteen poisto ja loppusijoitus on erittäin merkittävä, vaikeammin toteutettavissa oleva hygieniaongelma lisääntyvän kaupungistumisen yhteydessä.

Kiinteän jätteen loppusijoitus saastuneeseen maaperään on mahdollista. Kaupunkimaan jatkuvasti heikkenevän itsepuhdistuskyvyn vuoksi maahan haudatun jätteen loppusijoitus on kuitenkin mahdotonta.

Henkilö voisi menestyksekkäästi käyttää kiinteän jätteen hävittämiseen biokemialliset prosessit maaperässä esiintyvä, sen neutraloiva ja desinfioiva kyky, mutta kaupunkimaa on vuosisatojen ihmisasutuksen ja kaupungeissa tapahtuneen toiminnan seurauksena muuttunut pitkään soveltumattomaksi tähän tarkoitukseen.

Itsepuhdistumisen mekanismit, maaperässä tapahtuva mineralisaatio, niihin osallistuvien bakteerien ja entsyymien rooli sekä aineiden hajoamisen väli- ja lopputuotteet tunnetaan hyvin. Tällä hetkellä tutkimuksella pyritään tunnistamaan tekijöitä, jotka varmistavat luonnollisen maaperän biologisen tasapainon, sekä selvittämään kysymystä siitä, kuinka paljon kiinteää jätettä (ja mikä koostumus) voi johtaa maaperän biologisen tasapainon rikkomiseen.
Kotitalousjätteen (roskien) määrä asukasta kohti joissakin maailman suurissa kaupungeissa

On huomattava, että maaperän hygieeninen tila kaupungeissa sen ylikuormituksen seurauksena huononee nopeasti, vaikka maaperän kyky itsepuhdistua on tärkein hygieeninen vaatimus biologisen tasapainon ylläpitämiseksi. Kaupunkien maaperä ei enää selviä tehtävästään ilman ihmisen apua. Ainoa tie ulos tästä tilanteesta on jätteiden täydellinen neutralointi ja tuhoaminen hygieniavaatimusten mukaisesti.

Siksi kunnallistekniikan rakentamisen tulee pyrkiä säilyttämään maaperän luonnollinen itsepuhdistuskyky, ja jos tämä kyky on jo tullut epätyydyttäväksi, se on palautettava keinotekoisesti.

Epäedullisin on teollisuusjätteen, sekä nestemäisen että kiinteän, myrkyllinen vaikutus. Yhä suurempi määrä tällaista jätettä joutuu maaperään, jota se ei pysty käsittelemään. Joten esimerkiksi maaperän saastuminen arseenilla havaittiin superfosfaatin tuotantolaitosten läheisyydestä (3 km:n säteellä). Kuten tiedetään, jotkin torjunta-aineet, kuten maaperään päässeet orgaaniset klooriyhdisteet, eivät hajoa pitkään aikaan.

Tilanne on samanlainen joidenkin synteettisten pakkausmateriaalien (polyvinyylikloridi, polyeteeni jne.) kanssa.

Jotkut myrkylliset yhdisteet pääsevät ennemmin tai myöhemmin pohjaveteen, minkä seurauksena ei pelkästään maaperän biologinen tasapaino häiriinny, vaan myös pohjaveden laatu huononee siinä määrin, ettei sitä voida enää käyttää juomavetenä.
Prosenttiosuus kotitalousjätteiden (roskien) sisältämien synteettisten perusmateriaalien määrästä

*
Yhdessä muiden muovijätteiden kanssa, jotka kovettuvat lämmön vaikutuksesta.
Jäteongelma on lisääntynyt nykyään myös siksi, että osa jätteestä, pääasiassa ihmisten ja eläinten ulosteita, käytetään maatalousmaan lannoitukseen [ulosteet sisältävät merkittävän määrän typpeä-0,4-0,5%, fosforia (P203)-0,2-0,6 %, kalium (K20) -0,5-1,5%, hiili-5-15 %]. Tämä kaupungin ongelma on levinnyt kaupungin lähiöihin.
4.4.
Maaperän rooli eri sairauksien leviämisessä

Maaperällä on rooli jakelussa tarttuvat taudit. Tämän raportoivat jo viime vuosisadalla Petterkoffer (1882) ja Fodor (1875), jotka korostivat pääasiassa maaperän roolia suolistosairauksien leviämisessä: kolera, lavantauti, punatauti jne. He kiinnittivät myös huomiota siihen, että jotkut bakteerit ja virukset pysyvät elinkykyisinä ja virulenteina maaperässä kuukausia. Myöhemmin useat kirjoittajat vahvistivat havaintonsa, erityisesti koskien kaupunkimaata. Esimerkiksi koleran aiheuttaja pysyy elinkelpoisena ja patogeenisena pohjavedessä 20 - 200 päivää, lavantautien aiheuttaja ulosteessa - 30 - 100 päivää, paratyfoidin aiheuttaja - 30 - 60 päivää. (Tarttatautien leviämisen kannalta kaupunkimaa on merkittävä suuri vaara kuin lannalla lannoitettujen peltojen maaperä.)

Maaperän saastumisasteen määrittämiseksi useat kirjoittajat käyttävät bakteerien lukumäärän (E. coli) määritystä, kuten veden laadun määrittämisessä. Muut kirjoittajat pitävät tarkoituksenmukaisena määrittää lisäksi mineralisaatioprosessiin osallistuvien termofiilisten bakteerien lukumäärä.

Tartuntatautien leviämistä maaperän läpi helpottaa suuresti maan kasteleminen jätevedellä. Samalla maaperän mineralisaatio-ominaisuudet heikkenevät. Siksi jätevedellä kastelu tulisi suorittaa jatkuvassa tiukassa saniteettivalvonnassa ja vain kaupunkialueen ulkopuolella.

4.5.
Pääasiallisten saastetyyppien (kiinteä ja nestemäinen jäte) haitallinen vaikutus, joka johtaa maaperän huononemiseen

4.5.1.
Nestemäisen jätteen neutralointi maaperässä

Useissa siirtokunnissa, joissa ei ole viemärijärjestelmiä, osa jätteistä, mukaan lukien lantaa, neutraloituu maaperään.

Kuten tiedät, tämä on helpoin tapa neutraloida. Se on kuitenkin sallittua vain, jos kyseessä on biologisesti arvokas maaperä, joka on säilyttänyt kykynsä puhdistaa itseään, mikä ei ole tyypillistä kaupunkimaille. Jos maaperällä ei enää ole näitä ominaisuuksia, sen suojelemiseksi lisähajoamiselta tarvitaan monimutkaisia ​​teknisiä laitteita nestemäisen jätteen neutraloimiseksi.

Monissa paikoissa jätteet neutraloidaan kompostikuopissa. Teknisesti tämä ratkaisu on vaikea tehtävä. Lisäksi nesteet pystyvät tunkeutumaan maaperään melko pitkiä matkoja. Tehtävää vaikeuttaa entisestään se, että yhdyskuntajätevesi sisältää yhä enemmän myrkyllistä teollisuusjätettä, joka heikentää maaperän mineralisaatioominaisuuksia jopa enemmän kuin ihmisten ja eläinten ulosteet. Siksi kompostikuopoihin saa valuttaa vain jätevettä, joka on aiemmin sedimentoitunut. Muuten maaperän suodatuskyky häiriintyy, jolloin maa menettää muut suojaominaisuudet, huokoset tukkeutuvat vähitellen jne.

Ihmisen ulosteiden käyttö maatalouspeltojen kasteluun on toinen tapa neutraloida nestemäistä jätettä. Tämä menetelmä sisältää kaksinkertaisen hygieenisen vaaran: ensinnäkin se voi johtaa maaperän ylikuormitukseen ja toiseksi tästä jätteestä voi tulla vakava infektiolähde. Siksi ulosteet on ensin desinfioitava ja käsiteltävä asianmukaisesti, ja vasta sitten käytetään lannoitteena. Tässä on kaksi vastakkaista näkemystä. Hygieniavaatimusten mukaan ulosteet tuhoutuvat lähes täydellisesti ja ovat kansantalouden kannalta arvokasta lannoitetta. Tuoreita ulosteita ei voi käyttää puutarhojen ja peltojen kasteluun ilman, että ne on ensin desinfioitu. Jos joudut silti käyttämään tuoreita ulosteita, ne vaativat niin paljon neutralointia, että niillä ei ole juuri mitään arvoa lannoitteena.

Ulosteita voidaan käyttää lannoitteena vain erityisesti merkityillä alueilla - jatkuvalla saniteetti- ja hygieniavalvonnalla, erityisesti pohjaveden tilan, kärpästen lukumäärän jne.

Vaatimukset eläinten ulosteiden hävittämiselle ja maaperään hävittämiselle eivät periaatteessa poikkea ihmisten ulosteiden hävittämisen vaatimuksista.

Viime aikoihin asti lanta on ollut merkittävä arvokkaiden ravinteiden lähde maataloudelle maaperän hedelmällisyyden parantamiseksi. Viime vuosina lannan merkitys on kuitenkin mennyt osittain koneellistamisen vuoksi. Maatalous johtuu osittain lisääntyvästä keinolannoitteiden käytöstä.

Asianmukaisen käsittelyn ja hävittämisen puuttuessa lanta on myös vaarallista, samoin kuin käsittelemättömät ihmisen ulosteet. Siksi lannan annetaan ennen pelloille viemistä kypsyä, jotta tänä aikana (60-70 ° C:n lämpötilassa) siinä voi tapahtua tarvittavat biotermiset prosessit. Sen jälkeen lantaa pidetään "kypsänä" ja se vapautetaan useimmista sen sisältämistä taudinaiheuttajista (bakteerit, madonmunat jne.).

On muistettava, että lantavarastot voivat tarjota ihanteelliset kasvupaikat erilaisten leviämistä edistäville kärpäsille suoliston infektiot. On huomattava, että kärpäset valitsevat lisääntymiselle helpoimmin sianlannan, sitten hevosen, lampaan ja viimeisenä mutta ei vähäisimpänä lehmänlannan. Ennen lannan vientiä pelloille se on käsiteltävä hyönteismyrkkyillä.
jatkoa
--SIVUNVAIHTO--

Onko sinulla kysyttävää?

Ilmoita kirjoitusvirheestä

Toimituksellemme lähetettävä teksti:

Lähettää