Mobilās smago metālu formas augsnē. Kopsavilkums: Smagie metāli augsnē

12.10.2019

smago metālu augu augsne

HM saturs augsnēs, kā konstatējuši daudzi pētnieki, ir atkarīgs no sākotnējo iežu sastāva, kuru ievērojama daudzveidība ir saistīta ar sarežģīto teritoriju attīstības ģeoloģisko vēsturi (Kovda, 1973). Augsni veidojošo iežu ķīmisko sastāvu, ko attēlo iežu laikapstākļu produkti, nosaka sākotnējo iežu ķīmiskais sastāvs un tas ir atkarīgs no hipergēnas transformācijas apstākļiem.

Pēdējās desmitgadēs cilvēces antropogēnā darbība ir intensīvi iesaistīta HM migrācijas procesos dabiskajā vidē. daudzumus ķīmiskie elementi, kas nonāk vidē tehnoģenēzes rezultātā, dažos gadījumos ievērojami pārsniedz to dabiskās uzņemšanas līmeni. Piemēram, Pb globālā izplūde no dabīgiem avotiem gadā ir 12 tūkstoši tonnu. un antropogēnās emisijas 332 tūkstošu tonnu apmērā. (Nriagu, 1989). Iesaistoties dabiskajos migrācijas ciklos, antropogēnās plūsmas izraisa strauju piesārņojošo vielu izplatīšanos pilsētas ainavas dabiskajos komponentos, kur to mijiedarbība ar cilvēkiem ir neizbēgama. HM saturošo piesārņojošo vielu apjomi katru gadu palielinās un nodara kaitējumu dabiskajai videi, grauj esošo ekoloģisko līdzsvaru un negatīvi ietekmē cilvēku veselību.

Galvenie antropogēnās HM izplūdes avoti vidē ir termoelektrostacijas, metalurģijas uzņēmumi, karjeri un raktuves polimetālu rūdu ieguvei, transports, ķīmiskie līdzekļi kultūraugu aizsardzībai no slimībām un kaitēkļiem, eļļas un dažādu atkritumu dedzināšana, stikla ražošana. , mēslojums, cements uc Visspēcīgākie HM oreoli parādās ap melno un īpaši krāsaino metālu metalurģijas uzņēmumiem atmosfēras emisiju rezultātā (Kovaļskis, 1974; Dobrovolsky, 1983; Izraēla, 1984; ģeoķīmija ..., 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala un Singh, 2001). Piesārņojošo vielu iedarbība sniedzas desmitiem kilometru no atmosfērā nonākošo elementu avota. Tādējādi metāli 10 līdz 30% apmērā no kopējām emisijām atmosfērā izplatās 10 km vai vairāk attālumā no rūpniecības uzņēmuma. Tajā pašā laikā tiek novērots kombinētais augu piesārņojums, kas sastāv no tiešas aerosolu un putekļu nosēšanās uz lapu virsmas un augsnē uzkrāto HM sakņu asimilācijas ilgstošā atmosfēras piesārņojuma periodā (Iļjina, Syso). , 2001).

Pēc zemāk sniegtajiem datiem var spriest par cilvēces antropogēnās aktivitātes lielumu: tehnogēnā svina devums ir 94-97% (pārējais ir dabiskie avoti), kadmijs - 84-89%, varš - 56-87%, niķelis - 66-75%, dzīvsudrabs - 58% utt. Tajā pašā laikā 26–44% no pasaules antropogēnās šo elementu plūsmas krīt uz Eiropu, un Eiropas teritorija bijusī PSRS - 28-42% no visām emisijām Eiropā (Vronskis, 1996). HM tehnogēno nokrišņu līmenis no atmosfēras dažādos pasaules reģionos nav vienāds un ir atkarīgs no attīstīto atradņu klātbūtnes, ieguves un pārstrādes un rūpnieciskās rūpniecības attīstības pakāpes, transporta, teritoriju urbanizācijas utt.

Pētījums par dažādu nozaru līdzdalību globālajā HM emisiju plūsmā parāda: 73% vara un 55% kadmija ir saistīti ar vara un niķeļa ražošanas uzņēmumu emisijām; 54 % dzīvsudraba emisiju rada ogļu sadedzināšana; 46% niķeļa - naftas produktu sadedzināšanai; 86% svina nonāk atmosfērā no transportlīdzekļiem (Vronsky, 1996). Lauksaimniecība arī piegādā noteiktu daudzumu HM videi, kurā tiek izmantoti pesticīdi un minerālmēsli, jo īpaši superfosfāti satur ievērojamu daudzumu hroma, kadmija, kobalta, vara, niķeļa, vanādija, cinka utt.

Elementi, kas atmosfērā tiek emitēti pa ķīmiskās, smagās un kodolrūpniecības caurulēm, būtiski ietekmē vidi. Dalīties termoelektrostaciju un citu elektrostaciju atmosfēras piesārņojumā ir 27%, melnās metalurģijas uzņēmumos - 24,3%, būvmateriālu ieguves un ražošanas uzņēmumos - 8,1% (Aleksejevs, 1987; Iļjins, 1991). HM (izņemot dzīvsudrabu) galvenokārt nonāk atmosfērā kā aerosoli. Metālu kopumu un to saturu aerosolos nosaka rūpniecisko un enerģētisko darbību specializācija. Dedzinot ogles, naftu un slānekli, šajā kurināmajā esošie elementi kopā ar dūmiem nonāk atmosfērā. Tādējādi ogles satur cēriju, hromu, svinu, dzīvsudrabu, sudrabu, alvu, titānu, kā arī urānu, rādiju un citus metālus.

Būtiskāko vides piesārņojumu rada jaudīgas termostacijas (Maisttrenko et al., 1996). Katru gadu, tikai sadedzinot ogles, atmosfērā izdalās 8700 reizes vairāk dzīvsudraba, nekā var iekļaut dabiskajā bioģeoķīmiskajā ciklā, 60 reizes vairāk urāna, 40 reizes vairāk kadmija, 10 reizes vairāk itrija un cirkonija un 3-4 reizes vairāk. vairāk alvas. Dedzinot ogles, tajā nonāk 90% atmosfēru piesārņojošā kadmija, dzīvsudraba, alvas, titāna un cinka. Tas lielā mērā ietekmē Burjatijas Republiku, kur enerģētikas uzņēmumi, kas izmanto ogles, ir lielākie gaisa piesārņotāji. Starp tiem (atbilstoši to ieguldījumam kopējās emisijās) izceļas Gusinoozerskaya GRES (30%) un Ulan-Udes CHPP-1 (10%).

Būtisks atmosfēras gaisa un augsnes piesārņojums rodas transporta dēļ. Lielākā daļa HM, ko satur rūpniecības uzņēmumu putekļu un gāzu emisijas, parasti ir labāk šķīstoši nekā dabiskie savienojumi (Bol'shakov et al., 1993). Lielās rūpnieciski attīstītās pilsētas izceļas starp aktīvākajiem HM avotiem. Metāli salīdzinoši ātri uzkrājas pilsētu augsnēs un tiek no tām izņemti ārkārtīgi lēni: cinka pussabrukšanas periods ir līdz 500 gadiem, kadmija - līdz 1100 gadiem, vara - līdz 1500 gadiem, svinam - līdz vairākiem tūkstošiem gadu. (Maistrenko et al., 1996). Daudzās pasaules pilsētās augsts HM piesārņojuma līmenis ir izraisījis augšņu galveno agroekoloģisko funkciju traucējumus (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Pārtikā izmantojamo lauksaimniecības augu audzēšana šo teritoriju tuvumā ir potenciāli bīstama, jo kultūraugi uzkrājas pārmērīgi daudz HM, kas var izraisīt dažādas cilvēku un dzīvnieku slimības.

Pēc vairāku autoru domām (Iļjins un Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov un Zyrin, 1987 uc), ir pareizāk novērtēt augsnes piesārņojuma pakāpi ar HM pēc to bioloģiski pieejamāko mobilo formu satura. Tomēr lielākajai daļai HM mobilo formu maksimālās pieļaujamās koncentrācijas (MPC) vēl nav izstrādātas. Tāpēc par salīdzināšanas kritēriju var kalpot literatūras dati par to satura līmeni, kas rada nelabvēlīgas vides sekas.

Zemāk ir Īss apraksts metālu īpašības, par to uzvedības īpatnībām augsnēs.

Svins (Pb). Atommasa 207,2. Primārais elements ir toksiska viela. Visi šķīstošie svina savienojumi ir indīgi. Dabiskos apstākļos tas galvenokārt pastāv PbS formā. Klārks Pb zemes garoza 16,0 mg/kg (Vinogradovs, 1957). Salīdzinot ar citiem HM, tas ir vismazāk mobilais, un elementu mobilitātes pakāpe ir ievērojami samazināta, kad augsnes tiek kaļķotas. Mobilais Pb atrodas kompleksu veidā ar organiskām vielām (60 - 80% mobilā Pb). Pie augstām pH vērtībām svins tiek ķīmiski fiksēts augsnē hidroksīda, fosfāta, karbonāta un Pb-organisko kompleksu veidā (Cinks un kadmijs…, 1992; Heavy…, 1997).

Dabiskais svina saturs augsnēs ir pārmantots no pamatiežiem un ir cieši saistīts ar to mineraloģisko un ķīmisko sastāvu (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Vidējā šī elementa koncentrācija pasaules augsnēs pēc dažādām aplēsēm sasniedz no 10 (Saet et al., 1990) līdz 35 mg/kg (Bowen, 1979). Svina MPC augsnēm Krievijā atbilst 30 mg/kg (Instruktīvā…, 1990), Vācijā - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Augstā svina koncentrācija augsnēs var būt saistīta gan ar dabiskām ģeoķīmiskām anomālijām, gan ar antropogēno ietekmi. Ar tehnogēno piesārņojumu lielākā elementa koncentrācija, kā likums, ir atrodama augšējā augsnes slānī. Dažās rūpniecības zonās tas sasniedz 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983), bet augsnes virskārtā ap krāsainās metalurģijas uzņēmumiem Rietumeiropā - 545 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Svina saturs augsnēs Krievijā ievērojami atšķiras atkarībā no augsnes veida, rūpniecības uzņēmumu tuvuma un dabiskām ģeoķīmiskām anomālijām. Dzīvojamo rajonu augsnēs, īpaši tajās, kas saistītas ar svinu saturošu produktu izmantošanu un ražošanu, šī elementa saturs bieži vien ir desmitiem vai vairāk reižu lielāks par MPK (1.4. tabula). Pēc provizoriskiem aprēķiniem, līdz 28% valsts teritorijas Pb saturs augsnē ir vidēji zem fona līmeņa, un 11% ir klasificējami kā riska zona. Tajā pašā laikā Krievijas Federācijā augsnes piesārņojuma ar svinu problēma galvenokārt ir dzīvojamo rajonu problēma (Snakin et al., 1998).

Kadmijs (Cd). Atommasa 112,4. Kadmijs pēc ķīmiskajām īpašībām ir līdzīgs cinkam, taču atšķiras no tā ar lielāku mobilitāti skābā vidē un labāku pieejamību augiem. Augsnes šķīdumā metāls atrodas Cd2+ formā un veido kompleksus jonus un organiskos helātus. Galvenais faktors, kas nosaka elementa saturu augsnēs, ja nav antropogēnas ietekmes, ir pirmieži (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Ilyin, 1991; Cinks un kadmijs ..., 1992; Kadmijs : ekoloģiskais ..., 1994) . Kadmija Clark litosfērā 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Augsni veidojošajos iežos vidējais metālu saturs ir: mālos un māla slānekļos - 0,15 mg / kg, lesā un lesai līdzīgos smilšmālajos - 0,08, smiltīs un smilšmālajos - 0,03 mg / kg (Cinks un kadmijs ..., 1992 ). Rietumsibīrijas kvartāra atradnēs kadmija koncentrācija svārstās 0,01-0,08 mg/kg robežās.

Kadmija mobilitāte augsnē ir atkarīga no vides un redoksspējas (Heavy…, 1997).

Vidējais kadmija saturs pasaules augsnēs ir 0,5 mg/kg (Saet et al., 1990). Tā koncentrācija Krievijas Eiropas daļas augsnes segumā ir 0,14 mg / kg - velēnu-podzolskā augsnē, 0,24 mg / kg - melnzemē (cinks un kadmijs ..., 1992), 0,07 mg / kg - galvenajā. Rietumsibīrijas augsnes veidi (Iļjina, 1991). Aptuvenais pieļaujamais kadmija saturs (AEC) smilšu un su smilšaina augsne Krievijā tas ir 0,5 mg/kg, Vācijā kadmija MPC ir 3 mg/kg (Kloke, 1980).

Augsnes piesārņojums ar kadmiju tiek uzskatīts par vienu no bīstamākajām vides parādībām, jo tas uzkrājas augos virs normas pat ar nelielu augsnes piesārņojumu (Kadmiy …, 1994; Ovcharenko, 1998). Augstākās kadmija koncentrācijas augšējā augsnes slānī novērojamas raktuvju rajonos - līdz 469 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), ap cinka kausētājiem tās sasniedz 1700 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Cinks (Zn). Atommasa 65.4. Tā klarka zemes garozā ir 83 mg/kg. Cinks ir koncentrēts mālu atradnēs un slānekļos no 80 līdz 120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Urālu delūviālās, lesveidīgās un karbonātiskās smilšmāla atradnēs, Rietumsibīrijas smilšmāla nogulumos - no 60 līdz 80 mg/kg.

Svarīgi faktori, kas ietekmē Zn mobilitāti augsnēs, ir mālu minerālvielu saturs un pH vērtība. Palielinoties pH līmenim, elements pāriet organiskos kompleksos un ir saistīts ar augsni. Arī cinka joni zaudē savu mobilitāti, nokļūstot montmorilonīta kristāla režģa starppakešu telpās. Ar organisko vielu Zn veido stabilas formas, tāpēc vairumā gadījumu tas uzkrājas augsnes horizontos ar augstu humusa saturu un kūdrā.

Cinka satura palielināšanās augsnēs var būt gan dabiskas ģeoķīmiskās anomālijas, gan tehnogēnais piesārņojums. Galvenie antropogēnie tā saņemšanas avoti galvenokārt ir krāsainās metalurģijas uzņēmumi. Augsnes piesārņojums ar šo metālu atsevišķās vietās ir izraisījis tā ārkārtīgi lielu uzkrāšanos augsnes augšējā slānī – līdz 66400 mg/kg. Dārza augsnēs uzkrājas līdz 250 un vairāk mg/kg cinka (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Cinka AEC smilšainām un smilšmāla augsnēm ir 55 mg/kg; Vācijas zinātnieki iesaka MPC 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Varš (Cu). Atommasa 63,5. Klārks zemes garozā 47 mg/kg (Vinogradovs, 1962). Ķīmiski varš ir neaktīvs metāls. Galvenais faktors, kas ietekmē Cu satura vērtību, ir tā koncentrācija augsni veidojošajos iežos (Goryunova et al., 2001). No magmatiskajiem iežiem vislielāko elementa daudzumu uzkrāj galvenie ieži - bazalti (100-140 mg/kg) un andezīti (20-30 mg/kg). Segošie un lesai līdzīgi smilšmāli (20-40 mg/kg) ir mazāk bagāti ar varu. Vismazākais tā saturs konstatēts smilšakmeņos, kaļķakmeņos un granītos (5-15 mg/kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Metāla koncentrācija bijušās PSRS teritorijas Eiropas daļas mālos sasniedz 25 mg/kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), lesai līdzīgos smilšmālajos - 18 mg/kg (Kovda, 1989). Altaja kalnu smilšainie un smilšaini augsni veidojošie ieži uzkrāj vidēji 31 mg/kg vara (Malgin, 1978), Rietumsibīrijas dienvidos - 19 mg/kg (Iļjina, 1973).

Augsnēs varš ir vāji migrējošs elements, lai gan mobilās formas saturs ir diezgan augsts. Kustīgā vara daudzums ir atkarīgs no daudziem faktoriem: pamatieža ķīmiskā un mineraloģiskā sastāva, augsnes šķīduma pH, organisko vielu satura u.c. (Vinogradovs, 1957; Peive, 1961; Kovaļskis un Andrijanova, 1970; Aleksejevs, 1987 utt.). Lielākais vara daudzums augsnē ir saistīts ar dzelzs, mangāna, dzelzs un alumīnija hidroksīdu oksīdiem un, jo īpaši, ar vermikulīta montmorilonītu. Humīnskābes un fulvoskābes spēj veidot stabilus kompleksus ar varu. Pie pH 7-8 vara šķīdība ir viszemākā.

Vidējais vara saturs pasaules augsnēs ir 30 mg/kg (Bowen, 1979). Rūpniecisko piesārņojuma avotu tuvumā dažos gadījumos var novērot augsnes piesārņojumu ar varu līdz 3500 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Vidējais metālu saturs augsnēs centrālās un dienvidu reģionos bijušajā PSRS ir 4,5-10,0 mg/kg, Rietumsibīrijas dienvidos - 30,6 mg/kg (Iļjina, 1973), Sibīrijā un Tālajos Austrumos - 27,8 mg/kg (Makeev, 1973). MPC vara Krievijā ir 55 mg/kg (Instrukcija ..., 1990), APC smilšainām un smilšmāla augsnēm - 33 mg/kg (Control ..., 1998), Vācijā - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Niķelis (Ni). Atommasa 58,7. Kontinentālajos nogulumos tas galvenokārt atrodas sulfīdu un arsenītu veidā, kā arī ir saistīts ar karbonātiem, fosfātiem un silikātiem. Elementa klarka zemes garozā ir 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Vislielāko metāla daudzumu uzkrāj ultrabāziskajos (1400-2000 mg/kg) un bāziskajos (200-1000 mg/kg) ieži, savukārt nogulumieži un skābie ieži to satur daudz mazākā koncentrācijā - 5-90 un 5-15 mg/kg, attiecīgi (Reuce, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias un Pendias, 1989). Liela nozīme niķeļa uzkrāšanā augsni veidojošos akmeņos ir to granulometriskajam sastāvam. Uz Rietumsibīrijas augsni veidojošo iežu piemēra redzams, ka gaišākos iežos tā saturs ir vismazākais, smagajos iežos tas ir vislielākais: smiltīs - 17, smilšmāla un vieglsmilšmāla - 22, vidēji smilšmāla - 22 36, smagie smilšmāli un māli - 46 (Iļjina, 2002) .

Niķeļa saturs augsnēs lielā mērā ir atkarīgs no šī elementa pieejamības augsni veidojošajos iežos (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Vislielākās niķeļa koncentrācijas parasti tiek novērotas mālainās un smilšmāla augsnēs, augsnēs, kas veidojas uz pamata un vulkāniskajiem iežiem un bagātas ar organiskām vielām. Ni izplatību augsnes profilā nosaka organisko vielu, amorfo oksīdu saturs un mālu frakcijas daudzums.

Niķeļa koncentrācijas līmenis augšējā augsnes slānī ir atkarīgs arī no to tehnogēnā piesārņojuma pakāpes. Teritorijās ar attīstītu metālapstrādes rūpniecību augsnēs notiek ļoti liela niķeļa uzkrāšanās: Kanādā tā bruto saturs sasniedz 206–26 000 mg/kg, bet Lielbritānijā mobilo formu saturs sasniedz 506–600 mg/kg. Lielbritānijas, Holandes, Vācijas augsnēs, kas apstrādātas ar notekūdeņu dūņām, niķelis uzkrājas līdz 84-101 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Krievijā (saskaņā ar 40-60% lauksaimniecības augsņu apsekojumu) 2,8% augsnes seguma ir piesārņoti ar šo elementu. Ar Ni piesārņoto augšņu īpatsvars starp citiem HM (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As u.c.) faktiski ir visnozīmīgākais un ir otrajā vietā aiz ar varu piesārņotajām augsnēm (3,8%) (Aristarkhov, Kharitonova, 2002). ). Saskaņā ar Agroķīmiskā dienesta Valsts stacijas "Buryatskaya" zemes monitoringa datiem par 1993.-1997. Burjatijas Republikas teritorijā tika reģistrēts niķeļa MPC pārsniegums par 1,4% no apsekotās lauksaimniecības zemes platības, tostarp Zakamensky augsnes (piesārņotas ir 20% zemes - 46 tūkstoši hektāru) un Horinskas rajoni (piesārņoti 11% zemes - 8 tūkstoši hektāru).

Chrome (Cr). Atommasa 52. In dabiskie savienojumi hroma valence ir +3 un +6. Lielākā daļa Cr3+ atrodas hromītā FeCr2O4 vai citos spineļa sērijas minerālos, kur tas aizvieto Fe un Al, kam tas ir ļoti tuvs pēc savām ģeoķīmiskajām īpašībām un jonu rādiusa.

Klārks no hroma zemes garozā - 83 mg / kg. Tā lielākās koncentrācijas starp magmatiskajiem iežiem ir raksturīgas ultrabāziskiem un bāziskiem (attiecīgi 1600-3400 un 170-200 mg/kg), zemākas - vidējiem (15-50 mg/kg) un zemākās - skābajiem (4-25). mg/kg). kg). No nogulumiežiem maksimālais elementa saturs konstatēts mālu nogulumos un slānekļos (60-120 mg/kg), minimālais saturs konstatēts smilšakmeņos un kaļķakmeņos (5-40 mg/kg) (Kabata-Pendias, Pendias, Pendias 1989). Metāla saturs dažādu reģionu augsni veidojošajos iežos ir ļoti dažāds. Bijušās PSRS Eiropas daļā tā saturs visbiežāk sastopamajos augsni veidojošajos iežos, piemēram, lesā, lesai līdzīgos karbonātos un mantijas smilšmālajos, vidēji ir 75-95 mg/kg (Jakuševskaja, 1973). Rietumsibīrijas augsni veidojošie ieži satur vidēji 58 mg/kg Cr, un tā daudzums ir cieši saistīts ar iežu granulometrisko sastāvu: smilšainos un smilšmālajos iežos - 16 mg/kg, un vidēji smilšmāla un mālainā iežos - apmēram 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

Augsnēs lielākā daļa hroma ir Cr3+ formā. Skābā vidē Cr3+ jons ir inerts, pie pH 5,5 tas gandrīz pilnībā izgulsnējas. Cr6+ jons ir ārkārtīgi nestabils un viegli mobilizējams gan skābās, gan sārmainās augsnēs. Hroma adsorbcija ar māliem ir atkarīga no vides pH: paaugstinoties pH, Cr6+ adsorbcija samazinās, savukārt Cr3+ palielinās. Augsnes organiskās vielas stimulē Cr6+ samazināšanos līdz Cr3+.

Dabīgais hroma saturs augsnēs galvenokārt ir atkarīgs no tā koncentrācijas augsni veidojošajos iežos (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaya et al., 1990), un izplatība pa augsnes profilu ir atkarīga no augsnes veidošanās iezīmēm, in jo īpaši par ģenētisko horizontu granulometrisko sastāvu. Vidējais hroma saturs augsnēs ir 70 mg/kg (Bowen, 1979). Vislielākais elementa saturs ir novērojams augsnēs, kas veidojas uz pamata un vulkāniskajiem iežiem, kas bagāti ar šo metālu. ASV vidējais Cr saturs augsnēs ir 54 mg/kg, Ķīnas - 150 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukrainas - 400 mg/kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). Krievijā tā augstās koncentrācijas augsnēs dabiskos apstākļos ir saistītas ar augsni veidojošo iežu bagātināšanu. Kurskas chernozems satur 83 mg/kg hroma, Maskavas apgabala velēnainās-podzoliskās augsnes - 100 mg/kg. Urālu augsnes, kas veidojas uz serpentinītiem, satur līdz 10 000 mg/kg metāla, bet Rietumsibīrijā – 86–115 mg/kg (Jakuševskaja, 1973; Krasnokutskaja et al., 1990; Iļjina un Syso, 2001).

Antropogēno avotu ieguldījums hroma apgādē ir ļoti nozīmīgs. Hroma metālu galvenokārt izmanto hromēšanai kā leģēto tēraudu sastāvdaļu. Augsnes piesārņojums ar Cr konstatēts emisiju dēļ no cementa rūpnīcām, dzelzs-hroma izdedžu izgāztuvēm, naftas pārstrādes rūpnīcām, melnā un krāsainā metalurģijas uzņēmumiem, rūpniecisko notekūdeņu dūņu izmantošanas lauksaimniecībā, īpaši miecētavās, un minerālmēslu dēļ. Augstākās hroma koncentrācijas tehnogēni piesārņotās augsnēs sasniedz 400 un vairāk mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), kas īpaši raksturīgi lielajām pilsētām (1.4.tabula). Burjatijā saskaņā ar Burjatskas Valsts agroķīmiskā servisa stacijas veiktajiem zemes monitoringa datiem par 1993.-1997.gadu 22 tūkstoši hektāru ir piesārņoti ar hromu. MPC pārsniegumi par 1,6-1,8 reizēm tika konstatēti Džidas (6,2 tūkst. ha), Zakamenska (17,0 tūkst. ha) un Tunkinska (14,0 tūkst. ha) rajonos.

Augsne ir zemes virsma, kurai piemīt īpašības, kas raksturo gan dzīvo, gan nedzīvā daba.

Augsne ir kopsummas rādītājs. Piesārņojums augsnē nonāk no nokrišņi, virsmas atkritumi. Tos augsnes slānī ievada arī augsnes ieži un gruntsūdeņi.

Smago metālu grupā ietilpst visi, kuru blīvums pārsniedz dzelzs blīvumu. Šo elementu paradokss ir tāds, ka tie ir nepieciešami noteiktos daudzumos, lai nodrošinātu normālu augu un organismu darbību.

Bet to pārpalikums var izraisīt nopietnas slimības un pat nāvi. Pārtikas cikls izraisa kaitīgu savienojumu iekļūšanu cilvēka organismā un bieži vien rada lielu kaitējumu veselībai.

Smago metālu piesārņojuma avoti ir. Ir metode, pēc kuras tiek aprēķināts pieļaujamais metāla saturs. Tas ņem vērā vairāku metālu kopējo vērtību Zc.

pieļaujams;
vidēji bīstams;
ļoti bīstams;
ārkārtīgi bīstami.

Ļoti svarīga ir augsnes aizsardzība. Pastāvīga kontrole un uzraudzība neļauj audzēt lauksaimniecības produkciju un ganīt lopus piesārņotās zemēs.

Smagie metāli, kas piesārņo augsni

Ir trīs smago metālu bīstamības klases. Pasaules organizācija veselības aprūpe par visbīstamāko uzskata svina, dzīvsudraba un kadmija piesārņojumu. Bet ne mazāk kaitīga ir arī citu elementu augstā koncentrācija.

Merkurs

Augsnes piesārņojums ar dzīvsudrabu notiek, tajā nonākot pesticīdiem, dažādiem sadzīves atkritumiem, piemēram, dienasgaismas spuldzēm, bojātu mērinstrumentu elementiem.

Saskaņā ar oficiālajiem datiem ikgadējā dzīvsudraba emisija ir vairāk nekā pieci tūkstoši tonnu. Dzīvsudrabs var iekļūt cilvēka ķermenī no piesārņotas augsnes.

Ja tas notiek regulāri, var rasties smagi daudzu orgānu, tostarp nervu sistēmas, darbības traucējumi.

Ar nepareizu ārstēšanu ir iespējams letāls iznākums.

Svins

Svins ir ļoti bīstams cilvēkiem un visiem dzīviem organismiem.

Tas ir ārkārtīgi toksisks. Iegūstot vienu tonnu svina, apkārtējā vidē nonāk divdesmit pieci kilogrami. Liels daudzums svina nonāk augsnē ar izplūdes gāzu izdalīšanos.

Augsnes piesārņojuma zona gar trasēm ir vairāk nekā divsimt metru apkārt. Nokļūstot augsnē, svinu uzsūc augi, kurus ēd cilvēki un dzīvnieki, tostarp mājlopi, kuru gaļa arī ir mūsu ēdienkartē. Svina pārpalikums ietekmē centrālo nervu sistēmu, smadzenes, aknas un nieres. Tas ir bīstams ar savu kancerogēno un mutagēno iedarbību.

Kadmijs

Milzīgas briesmas cilvēka ķermenis ir augsnes piesārņojums ar kadmiju. Norijot, tas izraisa skeleta deformāciju, bērniem augšanu un stipras sāpes aizmugurē.

Varš un cinks

Augsta šo elementu koncentrācija augsnē palēninās augšana un pasliktinās augu augšana, kas galu galā izraisa strauju ražas samazināšanos. Cilvēkiem izmaiņas notiek smadzenēs, aknās un aizkuņģa dziedzerī.

Molibdēns

Molibdēna pārpalikums izraisa podagru un nervu sistēmas bojājumus.

Smago metālu briesmas slēpjas faktā, ka tie slikti izdalās no organisma, uzkrājas tajā. Tie var veidot ļoti toksiskus savienojumus, viegli pāriet no vienas vides uz otru, nesadalās. Tajā pašā laikā tie izraisa smagas slimības, kas bieži izraisa neatgriezeniskas sekas.

Antimons

Klāt dažās rūdās.

Tā ir daļa no sakausējumiem, ko izmanto dažādās rūpniecības jomās.

Tās pārpalikums izraisa smagus ēšanas traucējumus.

Arsēns

Galvenais augsnes piesārņojuma avots ar arsēnu ir vielas, ko izmanto lauksaimniecības augu kaitēkļu apkarošanai, piemēram, herbicīdi, insekticīdi. Arsēns ir kumulatīva inde, kas izraisa hronisku. Tās savienojumi provocē nervu sistēmas, smadzeņu un ādas slimības.

Mangāns

Augsnē un augos tiek novērots augsts šī elementa saturs.

Ja augsnē nokļūst papildu mangāna daudzums, ātri rodas bīstams tā pārpalikums. Tas ietekmē cilvēka ķermeni nervu sistēmas iznīcināšanas veidā.

Citu smago elementu pārpalikums ir ne mazāk bīstams.

No iepriekš minētā var secināt, ka smago metālu uzkrāšanās augsnē rada nopietnas sekas cilvēka veselībai un videi kopumā.

Galvenās metodes augsnes piesārņojuma apkarošanai ar smagajiem metāliem

Metodes augsnes piesārņojuma novēršanai ar smagajiem metāliem var būt fizikālas, ķīmiskas un bioloģiskas. Starp tiem ir šādas metodes:

Augsnes skābuma palielināšanās palielina iespēju, tāpēc organisko vielu un mālu ieviešana, kaļķošana zināmā mērā palīdz cīņā pret piesārņojumu.
Dažu augu, piemēram, āboliņa, sēšana, pļaušana un noņemšana no augsnes virsmas būtiski samazina smago metālu koncentrāciju augsnē. Turklāt šādā veidā ir pilnīgi videi draudzīgs.
Pazemes ūdens detoksikācija, tā atsūknēšana un tīrīšana.
Smago metālu šķīstošās formas migrācijas prognozēšana un likvidēšana.
Dažos īpaši smagos gadījumos ir nepieciešama pilnīga augsnes slāņa noņemšana un tā aizstāšana ar jaunu.

Visbīstamākais no visiem šiem metāliem ir svins. Tam ir īpašība uzkrāties, lai ietriektos cilvēka ķermenī. Dzīvsudrabs nav bīstams, ja tas cilvēka organismā nonāk vienu vai vairākas reizes, īpaši bīstami ir tikai dzīvsudraba tvaiki. Uzskatu, ka rūpniecības uzņēmumiem vajadzētu izmantot progresīvākas ražošanas tehnoloģijas, kas nemaz tik ļoti nekaitē visam dzīvajam. Ne jau vienam cilvēkam jādomā, bet masai, tad tiksim pie laba rezultāta.

Vides aizsardzība no piesārņojuma ir kļuvusi par neatliekamu sabiedrības uzdevumu. Smagie metāli ieņem īpašu vietu starp daudzajiem piesārņotājiem. Tie nosacīti ietver ķīmiskos elementus, kuru atomu masa ir lielāka par 50 un kuriem piemīt metālu īpašības. Starp ķīmiskajiem elementiem smagos metālus uzskata par toksiskākajiem.

Augsne ir galvenā vide, kurā nonāk smagie metāli, tostarp no atmosfēras un ūdens vide. Tas kalpo arī kā virszemes gaisa un ūdeņu sekundārā piesārņojuma avots, kas no tā nonāk Pasaules okeānā.

Smagie metāli ir bīstami, jo tiem piemīt spēja uzkrāties dzīvos organismos, iekļauties vielmaiņas ciklā, veidot ļoti toksiskus metālorganiskos savienojumus un mainīt savu formu, pārvietojoties no vienas dabas vides uz otru, nepakļaujoties bioloģiskai sadalīšanai. Smagie metāli cilvēkiem izraisa nopietnus fizioloģiskus traucējumus, toksikozi, alerģijas, onkoloģiskās saslimšanas, nelabvēlīgi ietekmē augli un ģenētisko iedzimtību.

No smagajiem metāliem svins, kadmijs un cinks tiek uzskatīti par prioritāriem piesārņotājiem, galvenokārt tāpēc, ka to tehnogēnā uzkrāšanās vidē notiek ļoti strauji. Šai vielu grupai ir augsta afinitāte pret fizioloģiski svarīgiem organiskiem savienojumiem.

Vissteidzamākais ir augsnes piesārņojums ar smago metālu mobilajām formām, jo pēdējos gados vides piesārņojuma problēma ir ieguvusi draudīgu raksturu. Pašreizējā situācijā ir nepieciešams ne tikai pastiprināt pētījumus par visiem smago metālu problēmas aspektiem biosfērā, bet arī periodiski apkopot rezultātus, lai izprastu iegūtos rezultātus dažādās, bieži vien vāji savstarpēji saistītās nozarēs. zinātne.

Šī pētījuma objekts ir Uļjanovskas Železnodorozhny rajona antropogēnās augsnes (uz Transportnaya ielas piemēra).

Pētījuma galvenais mērķis ir noteikt pilsētu augšņu piesārņojuma pakāpi ar smagajiem metāliem.

Pētījuma mērķi ir: pH vērtības noteikšana atlasītajos augsnes paraugos; vara, cinka, kadmija, svina kustīgo formu koncentrācijas noteikšana; iegūto datu analīze un ieteikumu piedāvājums smago metālu satura samazināšanai pilsētu augsnēs.

Paraugi 2005. gadā tika ņemti pa šoseju pa Transportnaya ielu, un 2006. gadā privāto saimniecības zemes gabalu teritorijā (gar to pašu ielu), kas atrodas netālu no dzelzceļa sliedēm. Paraugi tika ņemti 0-5 cm un 5-10 cm dziļumā.Kopā tika ņemti 20 paraugi, katrs sver 500 g.

Izpētītie 2005. un 2006. gada paraugu paraugi pieder pie neitrālas augsnes. Neitrālas augsnes vairāk absorbē smagos metālus no šķīdumiem nekā skābās. Bet pastāv smago metālu mobilitātes palielināšanās un to iekļūšanas gruntsūdeņos un tuvējā rezervuārā risks, kad skābais lietus(apsekotā teritorija atrodas Svijagi upes palienē), kas nekavējoties ietekmēs barības ķēdes. Šajos paraugos novērojams zems humusa saturs (2-4%). Attiecīgi nav augsnes spējas veidot metālorganiskos kompleksus.

Balstoties uz laboratoriskiem augsnes pētījumiem par Cu, Cd, Zn, Pb saturu, tika izdarīti secinājumi par to koncentrācijām apsekojamās teritorijas augsnēs. 2005. gada paraugos tika konstatēts Cu MPC pārsniegums par 1-1,2 reizēm, Cd par 6-9 reizēm, un Zn un Pb saturs nepārsniedza MPC. Paraugos, kas ņemti 2006. gadā par saimniecības zemes gabali Cu koncentrācija nepārsniedza MPC, Cd saturs ir mazāks nekā pa ceļu ņemtajos paraugos, bet tomēr pārsniedz MPC dažādos punktos no 0,3 līdz 4,6 reizēm. Zn saturs tiek palielināts tikai 5. punktā un ir 23,3 mg/kg augsnes 0-5 cm dziļumā (MPC 23 mg/kg), bet 5-10 cm dziļumā 24,8 mg/kg.

Pamatojoties uz pētījuma rezultātiem, tika izdarīti sekojoši secinājumi: augsnes raksturo neitrāla augsnes šķīduma reakcija; augsnes paraugos ir zems humusa saturs; Uļjanovskas Železnodorožnijas rajona teritorijā tiek novērots dažādas intensitātes augsnes piesārņojums ar smagajiem metāliem; konstatēja, ka dažos paraugos ievērojams MPC pārsniegums, īpaši novērots augsnes pētījumos par kadmija koncentrāciju; augsnes ekoloģiskā un ģeogrāfiskā stāvokļa uzlabošanai šajā teritorijā ieteicams audzēt smago metālu akumulatoru augus un ar tās mākslīgā dizaina palīdzību pārvaldīt pašas augsnes ekoloģiskās īpašības; nepieciešams veikt sistemātisku monitoringu un apzināt sabiedrības veselībai visvairāk piesārņotās un bīstamākās teritorijas.

Bibliogrāfiskā saite

Antonova Yu.A., Safonova M.A. SMAGIE METĀLI PILSĒTU AUGSnēs // Fundamentālie pētījumi. - 2007. - Nr.11. - P. 43-44;
URL: http://fundamental-research.ru/ru/article/view?id=3676 (piekļuves datums: 31.03.2019.). Jūsu uzmanībai piedāvājam izdevniecības "Dabas vēstures akadēmija" izdotos žurnālus

Kopējais augsnes piesārņojums raksturo smago metālu bruto daudzumu. Elementu pieejamību augiem nosaka to mobilās formas. Tāpēc smago metālu mobilo formu saturs augsnē - svarīgākais rādītājs, kas raksturo sanitāri higiēnisko situāciju un nosaka meliorācijas detoksikācijas pasākumu nepieciešamību.
Atkarībā no izmantotā ekstraktora, atšķirīgs daudzums mobilā smagā metāla forma, ko ar noteiktu konvenciju var uzskatīt par pieejamu augiem. Smago metālu kustīgo formu ekstrakcijai tiek izmantoti dažādi ķīmiskie savienojumi, kuriem ir nevienlīdzīgas ekstrakcijas spējas: skābes, sāļi, buferšķīdumi un ūdens. Visizplatītākie ekstrakcijas līdzekļi ir 1N HCl un amonija acetāta buferšķīdums, pH 4,8. Šobrīd nav uzkrāts pietiekami daudz eksperimentālo materiālu, lai raksturotu smago metālu satura atkarību augos, kurus ekstrahē ar dažādiem ķīmiskiem šķīdumiem, no to koncentrācijas augsnē. Šīs situācijas sarežģītība ir saistīta arī ar to, ka mobilā smagā metāla formas pieejamība augiem lielā mērā ir atkarīga no augsnes īpašībām un augu specifiskajām īpašībām. Tajā pašā laikā katra elementa uzvedībai augsnē ir savi specifiski modeļi.
Lai izpētītu augsnes īpašību ietekmi uz smago metālu savienojumu transformāciju, tika veikti modelēšanas eksperimenti ar augsnēm ar krasi atšķirīgām īpašībām (8. tabula). Izmantotie ekstraktanti bija spēcīga skābe, 1N HNO3, neitrāls sāls Ca(NO3)2, amonija acetāta buferšķīdums un ūdens.

9.–12. tabulā sniegtie analītiskie dati liecina par to. ka skābē šķīstošo cinka, svina un kadmija savienojumu saturs, nonākot 1n HNO3 ekstraktā, ir tuvu to daudzumam, kas ievadīts augsnē.Šis ekstraktors ekstrahēja 78-90% Pb, 88-100% Cd un 78- 96% Zn, kas iekļuva augsnē. Šo elementu stingri fiksēto savienojumu skaits bija atkarīgs no augsnes auglības līmeņa. To saturs slikti apstrādātā velēnu-podzolajā augsnē bija mazāks nekā velēnu-podzoliskajā vidē kultivētajā un tipiskajā melnzemē.
Cd, Pb un Zn maināmo savienojumu daudzums, kas ekstrahēts ar 1-n Ca(NO3)2 neitrālā sāls šķīdumu, bija vairākas reizes mazāks par to masu, kas tika ievadīts augsnē, kā arī bija atkarīgs no augsnes auglības līmeņa. Vismazākais elementu saturs, kas ekstrahēts ar Ca(NO3)2 šķīdumu, tika iegūts uz chernozem. Palielinoties velēnu-podzoliskās augsnes apstrādāšanai, samazinājās arī smago metālu kustīgums. Spriežot pēc sāls ekstrakta, kadmija savienojumi ir viskustīgākie, un cinka savienojumi ir nedaudz mazāk kustīgi. Svina savienojumiem, kas ekstrahēti ar neitrālu sāli, bija viszemākā mobilitāte.
Mobilo metālu formu saturu, kas ekstrahēts ar amonija acetāta buferšķīdumu ar pH 4,8, arī noteica galvenokārt augsnes veids, sastāvs un fizikāli ķīmiskās īpašības.
Attiecībā uz šo elementu maināmajām (ekstrahējamā 1 N Ca(NO3)2) formām tiek saglabāta likumsakarība, kas izpaužas kā kustīgo Cd, Pb un Zn savienojumu daudzuma palielināšanās skābā augsnē un mobilitāte. Cd un Zn ir augstāki nekā Pb. Ar šo ekstraktu iegūtais kadmija daudzums bija 90-96% no izlietotās devas slikti apstrādātai augsnei, 70-76% velēnu-podzoliskai vidēji kultivētai augsnei un 44-48% melnzemei. Cinka un svina daudzums, kas nonāk buferšķīdumā CH3COONH4, ir vienāds attiecīgi: 57-71 un 42-67% velēnu-podzoliskai slikti apstrādātai augsnei, 49-70 un 37-48% vidēji kultivētai augsnei; 46-65 un 20-42% melnzemei. CH3COONH4 ekstrakcijas spējas samazināšanās svinam uz chernozem ir izskaidrojama ar tā stabilāku kompleksu un savienojumu ar stabiliem humusa savienojumiem veidošanos.
Modeļa eksperimentā izmantotās augsnes atšķīrās pēc daudziem augsnes auglības parametriem, bet visvairāk pēc skābuma īpašībām un maināmo bāzu skaita. Literatūrā pieejamie un pie mums iegūtie eksperimentālie dati liecina, ka barotnes reakcija augsnē spēcīgi ietekmē elementu kustīgumu.
Ūdeņraža jonu koncentrācijas palielināšanās augsnes šķīdumā izraisīja slikti šķīstošo svina sāļu pāreju uz vairāk šķīstošiem sāļiem (īpaši raksturīga ir PbCO3 pāreja uz Pb (HCO3) 2 (B.V. Nekrasov, 1974). Turklāt paskābināšanās. samazina svina-humusa kompleksu stabilitāti.Augsnes šķīduma pH vērtība ir viens no svarīgākajiem parametriem, kas nosaka smago metālu jonu sorbcijas daudzumu augsnē.Pazeminoties pH, vairumam smago metālu šķīdība palielinās un , līdz ar to to mobilitāte augsnes cietās fāzes - šķīduma sistēmā J. Esser, N. Bassam (1981), pētot kadmija mobilitāti aerobos augsnes apstākļos, atklāja, ka pH diapazonā no 4-6 kadmija mobilitāte nosaka pēc šķīduma jonu stipruma, ja pH ir lielāks par 6 vadošā vērtība iegūst sorbciju ar mangāna oksīdiem. Šķīstošie organiskie savienojumi, pēc autoru domām, veido tikai vājus kompleksus ar kadmiju un ietekmē tā sorbciju tikai pie pH 8.
Viskustīgākā un augiem pieejamākā smago metālu savienojumu daļa augsnē ir to saturs augsnes šķīdumā. Metāla jonu daudzums, kas nonāk augsnes šķīdumā, nosaka konkrēta elementa toksicitāti augsnē. Līdzsvara stāvoklis cietās fāzes-šķīduma sistēmā nosaka sorbcijas procesus, kuru raksturs un virziens ir atkarīgs no augsnes īpašībām un sastāva. Augsnes īpašību ietekmi uz smago metālu kustīgumu un to pārnesi ūdens ekstraktā apstiprina dati par dažādiem ūdenī šķīstošo Zn, Pb un Cd savienojumu daudzumiem, kas pārnesti no augsnēm ar dažādi līmeņi auglība pie tādām pašām ievadīto metālu devām (13. tabula). Vidēji kultivētajā velēnu-podzoliskajā augsnē, salīdzinot ar melnzemi, bija vairāk ūdenī šķīstošo metālu savienojumu. Vislielākais ūdenī šķīstošo Zn, Pb un Cd savienojumu saturs bija slikti apstrādātajā augsnē. Augsnes kultivēšana samazināja smago metālu mobilitāti. Slikti kultivētajā velēnu-podzoliskajā augsnē Zn ūdenī šķīstošo formu saturs. Pb un Cd bija par 20-35% augstāki nekā vidēji kultivētajā augsnē un 1,5-2,0 reizes augstāki nekā tipiskajā melnzemē. Augsnes auglības pieaugums, ko papildina humusa, fosfātu satura palielināšanās, liekā skābuma neitralizēšana un bufera īpašību palielināšanās, noved pie visagresīvākās ūdenī šķīstošās smago metālu formas satura samazināšanās.

Izšķirošā loma smago metālu izplatīšanā augsnes šķīduma sistēmā ir sorbcijas-desorbcijas procesiem uz augsnes cietās fāzes, ko nosaka augsnes īpašības un kas nav atkarīgi no augsnes formas. ieviests savienojums. Iegūtie smago metālu savienojumi ar augsnes cieto fāzi ir termodinamiski stabilāki par ievadītajiem savienojumiem, un tie nosaka elementu koncentrāciju augsnes šķīdumā (R.I. Pervunina, 1983).
Augsne ir spēcīgs un aktīvs smago metālu absorbētājs, tas spēj stingri saistīt un tādējādi samazināt toksisko vielu ieplūšanu augos. Augsnes minerālie un organiskie komponenti aktīvi inaktivē metālu savienojumus, bet to iedarbības kvantitatīvās izpausmes ir atkarīgas no augsnes veida (B A. Bolshakov et al., 1978, V. B. Ilyin, 1987).
Uzkrātais eksperimentālais materiāls liecina par to. ka lielāko smago metālu daudzumu no augsnes iegūst ar 1 n skābes ekstraktu. Tajā pašā laikā dati ir tuvu kopējam elementu saturam augsnē. Šo elementu formu var uzskatīt par kopējo rezerves daudzumu, ko var pārvietot uz mobilo mobilo formu. Smago metālu saturs, ekstrahējot no augsnes ar acetātamonija buferi, raksturo mobilāku daļu. Vēl mobilāka ir smagā metāla apmaiņas forma. ekstrahējams ar neitrālu sāls šķīdumu. V.S. Gorbatovs un N.G. Zyrin (1987) uzskata, ka augiem vispieejamākā ir smago metālu apmaiņas forma, ko selektīvi ekstrahē ar sāls šķīdumiem, kuru anjons neveido kompleksus ar smagajiem metāliem, un katjonam ir liels pārvietošanas spēks. Tieši šīs īpašības piemīt mūsu eksperimentā izmantotajam Ca(NO3)2. Agresīvākie šķīdinātāji - skābes, visbiežāk izmanto 1N HCl un 1N HNO3, no augsnes ekstrahē ne tikai augu asimilētas formas, bet arī daļu no rupjā elementa, kas ir tuvākā rezerve, pārejai kustīgos savienojumos.
Ar ūdens ekstraktu ekstrahēto smago metālu koncentrācija augsnes šķīdumā raksturo to savienojumu aktīvāko daļu. Šī ir agresīvākā un dinamiskākā smago metālu frakcija, kas raksturo elementu mobilitātes pakāpi augsnē. Augsts ūdenī šķīstošo TM formu saturs var izraisīt ne tikai augu produktu piesārņojumu, bet arī strauju ražas samazināšanos līdz tās nāvei. Pie ļoti augsts saturs smago metālu ūdenī šķīstošās formas augsnē kļūst par neatkarīgu faktoru, kas nosaka ražas lielumu un piesārņojuma pakāpi.
Mūsu valstī ir uzkrāta informācija par TM mobilās formas saturu nepiesārņotās augsnēs, galvenokārt tajās, kuras pazīstamas kā mikroelementi - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (14. tabula). Mobilās formas noteikšanai visbiežāk tika izmantoti individuāli ekstraktanti (pēc Peive Ya.V. un Rinkis G.Ya.). Kā redzams 14. tabulā, atsevišķu reģionu augsnes būtiski atšķīrās viena un tā paša metāla kustīgās formas daudzumā.

Iemesls varētu būt, pēc V.B. Iļjins (1991), ģenētiskās iezīmes augsnes, pirmkārt, granulometriskā un mineraloģiskā sastāva specifika, trūdvielu satura līmenis un vides reakcija. Šī iemesla dēļ augsnes vienādas dabiskais reģions un turklāt pat viens ģenētiskais tips šajā reģionā.
Atšķirība starp minimālo un maksimālo pārvietojamās formas apjomu var būt matemātiskā secībā. Ir absolūti nepietiekama informācija par Pb, Cd, Cr, Hg un citu toksiskāko elementu mobilās formas saturu augsnēs. Pareizs TM mobilitātes novērtējums augsnē apgrūtina ķīmisko vielu izmantošanu, kuru šķīdināšanas spēja ir ļoti atšķirīga, kā ekstrakcijas līdzekļus. Tā, piemēram, ar 1 N HCl ekstrahētas mobilās formas no arkla horizonta mg/kg: Mn - 414, Zn - 7,8 Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (Rietumsibīrijas augsnes), savukārt 2,5% CH3COOH ekstrahēts 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (Tomskas ob apgabala augsnes, dati no Iļjinas, 1991). Šie materiāli liecina, ka 1 N HCl, kas iegūts no augsnes, izņemot cinku, apmēram 30% no kopējā daudzuma metāliem, un 2,5% CH3COOH - mazāk nekā 10%. Tāpēc ekstrahējošajam 1N HCl, ko plaši izmanto agroķīmiskajos pētījumos un augsnes raksturošanā, ir augsta mobilizētā spēja smago metālu rezerves.
Galvenā smago metālu kustīgo savienojumu daļa atrodas augsnes trūdvielu vai sakņu apdzīvotajā horizontā, kurā aktīvi notiek bioķīmiskie procesi un satur daudzas organiskas vielas. Smagie metāli. kas ir daļa no organiskiem kompleksiem, ir augsta mobilitāte. V.B. Iļjins (1991) norāda uz smago metālu uzkrāšanās iespējamību iluviālajā un karbonātu horizontā, kurā no pārklājošā slāņa migrē ar smagajiem metāliem piesātinātas smalkas daļiņas un ūdenī šķīstošās elementu formas. Iluviālajā un karbonātu horizontā izgulsnējas metālu saturoši savienojumi. To visvairāk veicina straujš barotnes pH pieaugums šo horizontu augsnē karbonātu klātbūtnes dēļ.
Smago metālu spēju uzkrāties augsnes apakšējos horizontos labi ilustrē dati par augsnes profiliem Sibīrijā (15. tabula). Humusa horizontā tiek novērots palielināts daudzu elementu (Sr, Mn, Zn, Ni uc) saturs neatkarīgi no to ģenēzes. Daudzos gadījumos ir skaidri redzams mobilā Sr satura pieaugums karbonātu horizontā. Kopējais mobilo formu saturs mazākā daudzumā ir raksturīgs smilšainām augsnēm un daudz vairāk smilšmāla augsnēm. Tas nozīmē, ka pastāv cieša saistība starp elementu mobilo formu saturu un augsnes granulometrisko sastāvu. Līdzīgas pozitīvas attiecības var izsekot starp smago metālu kustīgo formu saturu un humusa saturu.

Smago metālu kustīgo formu saturs ir pakļauts spēcīgām svārstībām, kas ir saistītas ar mainīgo augsnes bioloģisko aktivitāti un augu ietekmi. Tātad, saskaņā ar pētījumu, ko veica V.B. Iļjina, mobilā molibdēna saturs velēnu-podzoliskā augsnē un dienvidu černozem augšanas sezonā mainījās 5 reizes.
Pēdējos gados dažas pētniecības iestādes ir pētījušas minerālmēslu, organisko un kaļķu mēslojuma ilgtermiņa lietošanas ietekmi uz smago metālu kustīgo formu saturu augsnē.
Dolgoprudnaja agroķīmiskajā izmēģinājumu stacijā (DAOS, Maskavas apgabals) tika pētīta smago metālu, toksisko elementu uzkrāšanās augsnē un to mobilitāte ilgstošas fosfātu mēslošanas līdzekļu lietošanas apstākļos uz kaļķainas velēnu-podzoliskas smagas smilšmāla augsnes. (Yu.A. Potatueva et al., 1994. ). Sistemātiska balasta un koncentrēta mēslošanas līdzekļu izmantošana 60 gadus, dažādas formas fosfāti 20 gadus un fosfātu ieži no dažādām atradnēm 8 gadus būtiski neietekmēja kopējo smago metālu un toksisko elementu (TE) saturu augsnē, bet izraisīja dažu TM un TE mobilitātes palielināšanos to. Mobilo un ūdenī šķīstošo formu saturs augsnē palielinājās aptuveni 2 reizes, sistemātiski izmantojot visas pētītās fosfora mēslošanas līdzekļu formas, tomēr veidojot tikai 1/3 no MPC. Mobilā stroncija daudzums augsnē, kas saņēma vienkāršu superfosfātu, palielinājās 4,5 reizes. Neapstrādātu fosforītu ievadīšana no Kingisepas atradnes izraisīja kustīgo formu satura palielināšanos augsnē (AAB pH 4,8): svina 2 reizes, niķeļa par 20% un hroma par 17%, kas veidoja 1/4 un hroma. 1/10 no MPC, attiecīgi. Mobilā hroma satura palielināšanās par 17% tika konstatēta augsnē, kas saņēma neapstrādātus fosforītus no Čilisai atradnes (16. tabula).

Ilgstošu lauka eksperimentu ar DAOS eksperimentālo datu salīdzinājums ar augsnē esošo smago metālu mobilo formu satura sanitārajiem un higiēnas standartiem un, ja to nav, ar literatūrā piedāvātajiem ieteikumiem, liecina, ka mobilo formu saturs. šo elementu daudzums augsnē bija zem pieļaujamā līmeņa. Šie eksperimentālie dati liecina, ka pat ļoti ilgstoša fosfātu mēslošanas līdzekļu izmantošana 60 gadu garumā neizraisīja MPC līmeņa pārsniegšanu augsnē ne bruto, ne mobilā smago metālu formā. Tajā pašā laikā šie dati liecina, ka smago metālu normēšana augsnē tikai pēc bruto formām nav pietiekami pamatota un jāpapildina ar mobilās formas saturu, kas atspoguļo gan pašu metālu ķīmiskās īpašības, gan īpašības. no augsnes, uz kuras aug augi.
Pamatojoties uz ilgstošu lauka pieredzi, kas noteikta akadēmiķa N.S. vadībā. Avdonin Maskavas Valsts universitātes "Chashnikovo" eksperimentālajā bāzē tika veikts pētījums par minerālmēslu, organisko, kaļķu mēslošanas līdzekļu un to kombinācijas ilgtermiņa lietošanas ietekmi uz smago metālu kustīgo formu saturu augsnē 41 gadu garumā. (V.G. Mineev et al., 1994). Pētījumu rezultāti 17. tabulā parādīja, ka optimālu apstākļu radīšana augu augšanai un attīstībai būtiski samazināja mobilo svina un kadmija formu saturu augsnē. Sistemātiska slāpekļa-kālija mēslošanas līdzekļu izmantošana, paskābinot augsnes šķīdumu un samazinot kustīgā fosfora saturu, dubultoja svina un niķeļa kustīgo savienojumu koncentrāciju un 1,5 reizes palielināja kadmija saturu augsnē.

TM rupjo un kustīgo formu saturs Baltkrievijas velēnu-podzoliskajā vieglsmilšmāla augsnē tika pētīts, ilgstoši izmantojot pilsētas notekūdeņu dūņas: termofīli raudzētas no dūņu laukiem (TIP) un termofīli raudzētas ar sekojošu mehānisko dehidratāciju (TMD).
8 gadu pētījumu laikā augsekas piesātinājums ar OCB bija 6,25 t/ha (vienreizēja deva) un 12,5 t/ha (dubultā deva), kas ir aptuveni 2-3 reizes lielāka par ieteicamajām devām.
Kā redzams no 18. tabulas, trīskārtējas WWS piemērošanas rezultātā ir redzams skaidrs TM bruto un mobilo formu satura pieauguma modelis. Turklāt cinkam ir raksturīga visaugstākā mobilitāte, kura daudzums mobilajā formā, salīdzinot ar kontroles augsni, palielinājās 3-4 reizes (N.P. Reshetsky, 1994). Tajā pašā laikā kadmija, vara, svina un hroma kustīgo savienojumu saturs būtiski nemainījās.

Baltkrievijas lapas zinātnieku pētījumi - x. akadēmijas parādīja, ka, ieviešot notekūdeņu dūņas (slapjās dūņas no dūņu laukiem, SIP, TMF), ievērojami palielinājās kustīgo elementu formu saturs augsnē, bet visvairāk kadmija, cinka un vara saturs (19. tabula). . Kaļķošana praktiski neietekmēja metālu kustīgumu. Pēc autoru domām. ekstrakta izmantošana 1 N HNO3 metālu mobilitātes pakāpes raksturošanai nav veiksmīga, jo tajā nonāk vairāk nekā 80% no kopējā elementa satura (A.I. Gorbyleva et al., 1994).

Atsevišķu TM mobilitātes izmaiņu atkarību noteikšana augsnē no skābuma līmeņa tika veikta mikrolauka eksperimentos ar Krievijas Federācijas Centrālās Černozes izskalotiem černozemiem. Tajā pašā laikā kadmijs, cinks un svins tika noteikti šādos ekstraktos: sālsskābe, slāpekļskābe, sērskābe, amonija acetāta buferšķīdums pie pH 4,8 un pH 3,5, amonija nitrāts, destilēts ūdens. Ir konstatēta cieša sakarība starp kopējo cinka saturu un tā kustīgajām formām, kas ekstrahētas ar skābēm R=0,924-0,948. Lietojot AAB pH 4,8 R=0,784, AAB pH 3,5=0,721. Ekstrahējams svina sāls un slāpekļskābe mazāk cieši korelē ar bruto saturu: R=0,64-0,66. Citiem ekstraktiem korelācijas koeficientu vērtības bija daudz zemākas. Korelācija starp skābi ekstrahētajiem kadmija savienojumiem un bruto rezervēm bija ļoti augsta (R=0,98-0,99). ekstrahējot AAB pH 4,8-R=0,92. Izmantojot citus ekstraktus, tika iegūti rezultāti, kas liecina par vājām attiecībām starp smago metālu bruto un mobilajām formām augsnē (N.P. Bogomazovs, P.G. Akulovs, 1994).
Ilgtermiņa eksperimentā uz lauka (Viskrievijas Linu pētniecības institūts, Tveras apgabals), ilgstoši izmantojot mēslojumu velēnu-podzoliskajā augsnē, mobilo metālu savienojumu īpatsvars to potenciāli pieejamo formu saturā īpaši ievērojami samazinājās. 3. kaļķu pēcefekta gads devā 2 g q. (20. tabula). 13. pēcefekta gadā kaļķi tādā pašā devā samazināja tikai kustīgās dzelzs un alumīnija saturu augsnē. 15. kursā - dzelzs, alumīnijs un mangāns (L.I. Petrova. 1994).

Tāpēc, lai samazinātu mobilo svina un vara formu saturu augsnē, nepieciešams veikt atkārtotu augšņu kaļķošanu.
Smago metālu mobilitātes pētījums Rostovas apgabala černozemos parādīja, ka parasto černozemu metru slānī cinka daudzums, kas ekstrahēts ar amonija acetāta bufera ekstraktu ar pH 4,8, svārstījās 0,26-0,54 mg/kg robežās. mangāns 23,1-35,7 mg/kg, varš 0,24-0,42 (G.V. Agafonovs, 1994.) Salīdzinot šos skaitļus ar mikroelementu bruto rezervēm šo pašu parauglaukumu augsnē, tika konstatēts, ka dažādu elementu kustīgums būtiski atšķiras. Cinks uz karbonāta chernozem ir 2,5-4,0 reizes mazāk pieejams augiem nekā varš un 5-8 reizes mazāks nekā mangāns (21. tabula).

Tādējādi veiktā pētījuma rezultāti liecina. ka smago metālu mobilitātes problēma augsnē ir sarežģīta un daudzfaktorāla. Mobilo smago metālu formu saturs augsnē ir atkarīgs no daudziem apstākļiem. Galvenais paņēmiens, kas noved pie šīs smago metālu formas satura samazināšanās, ir augsnes auglības palielināšanās (kaļķošana, humusa un fosfora satura palielināšanās utt.). Tajā pašā laikā mobilajiem metāliem nav vispārpieņemta formulējuma. Šajā sadaļā mēs esam piedāvājuši savu izpratni par dažādām mobilo metālu frakcijām augsnē:
1) kopējais mobilo formu krājums (ekstrahēts ar skābēm);
2) mobilā mobilā forma (atkopjama ar buferšķīdumiem):
3) maināmie (ekstrahēti ar neitrāliem sāļiem);
4) ūdenī šķīstošs.

PAGE_BREAK-- smagie metāli, kas raksturo plašu piesārņojošo vielu grupu, pēdējā laikā ir kļuvis plaši izplatīts. Dažādos zinātniskos un lietišķos darbos autori dažādi interpretē šī jēdziena nozīmi. Šajā sakarā smago metālu grupai piešķirto elementu skaits svārstās plašā diapazonā. Kā dalības kritēriji tiek izmantoti daudzi raksturlielumi: atomu masa, blīvums, toksicitāte, izplatība dabiskajā vidē, iesaistīšanās pakāpe dabiskajos un tehnogēnajos ciklos. Dažos gadījumos smago metālu definīcija ietver elementus, kas ir trausli (piemēram, bismuts) vai metaloīdus (piemēram, arsēns).

Vides piesārņojuma un vides monitoringa problēmām veltītajos darbos līdz šim smagie metāli ietver vairāk nekā 40 metālu no periodiskās sistēmas D.I. Mendeļejevs ar atomu masu vairāk nekā 50 atomu vienību: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi uc Tajā pašā laikā smago metālu kategorizācijā liela nozīme ir šādiem apstākļiem: to augstā toksicitāte dzīviem organismiem salīdzinoši zemās koncentrācijās, kā arī spēja bioakumulēties un biomagnificēties. Gandrīz visi metāli, uz kuriem attiecas šī definīcija (izņemot svinu, dzīvsudrabu, kadmiju un bismutu, kuru bioloģiskā loma pašlaik nav skaidra), aktīvi piedalās bioloģiskajos procesos un ir daļa no daudziem fermentiem. Saskaņā ar N. Reimera klasifikāciju metāli, kuru blīvums ir lielāks par 8 g/cm3, jāuzskata par smagiem. Tādējādi smagie metāli ir Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formāli definēts smagie metāli atbilst liels skaits elementi. Taču, pēc praktiskajās darbībās ar vides stāvokļa un vides piesārņojuma novērojumu organizēšanu saistītās pētnieku domām, šo elementu savienojumi nebūt nav līdzvērtīgi piesārņotājiem. Tāpēc daudzos darbos notiek smago metālu grupas tvēruma sašaurināšanās, atbilstoši prioritātes kritērijiem, darba virziena un specifikas dēļ. Tātad jau klasiskajos Yu.A. Izraēla ķīmisko vielu sarakstā, kas jānosaka dabas vidi fona stacijās biosfēras rezervāti, Nodaļā smagie metāli nosaukts Pb, Hg, Cd, As. No otras puses, saskaņā ar Smago metālu emisiju darba grupas lēmumu, kas darbojas Apvienoto Nāciju Organizācijas Eiropas Ekonomikas komisijas paspārnē un apkopo un analizē informāciju par piesārņojošo vielu emisijām Eiropas valstīs, tikai Zn, As, Se un Sb tika piešķirti smagie metāli. Saskaņā ar N. Reimersa definīciju cēlmetāli un retie metāli attiecīgi izceļas no smagajiem metāliem, saglabājas. tikai Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Lietišķajos darbos visbiežāk tiek pievienoti smagie metāli Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metālu joni ir neaizstājamas dabisko ūdenstilpņu sastāvdaļas. Atkarībā no vides apstākļiem (pH, redokspotenciāls, ligandu klātbūtne) tie pastāv dažādās oksidācijas pakāpēs un ir daļa no dažādiem neorganiskiem un metālorganiskiem savienojumiem, kas var būt patiesi izšķīdināti, koloidāli disperģēti vai būt minerālu un organisku suspensiju sastāvdaļa. .

Patiesi izšķīdušās metālu formas savukārt ir ļoti dažādas, kas saistīts ar hidrolīzes, hidrolītiskās polimerizācijas (polinukleāro hidroksokompleksu veidošanās) un kompleksu veidošanās ar dažādiem ligandiem procesiem. Attiecīgi gan metālu katalītiskās īpašības, gan ūdens mikroorganismu pieejamība ir atkarīgas no to eksistences formām ūdens ekosistēmā.

Daudzi metāli veido diezgan spēcīgus kompleksus ar organiskām vielām; šie kompleksi ir viens no svarīgākajiem elementu migrācijas veidiem dabiskajos ūdeņos. Lielākā daļa organisko kompleksu veidojas helātu ciklā un ir stabili. Kompleksi, ko veido augsnes skābes ar dzelzs, alumīnija, titāna, urāna, vanādija, vara, molibdēna un citu smago metālu sāļiem, samērā labi šķīst neitrālā, nedaudz skābā un vāji sārmainā vidē. Tāpēc metālorganiskie kompleksi spēj migrēt dabiskajos ūdeņos ļoti lielos attālumos. Tas ir īpaši svarīgi zemas mineralizācijas un, pirmkārt, virszemes ūdeņiem, kuros citu kompleksu veidošanās nav iespējama.

Lai izprastu faktorus, kas regulē metālu koncentrāciju dabiskajos ūdeņos, to ķīmisko reaktivitāti, biopieejamību un toksicitāti, ir jāzina ne tikai kopējais saturs, bet arī brīvo un saistīto metālu formu īpatsvars.

Metālu pārejai ūdens vidē uz metālu kompleksu ir trīs sekas:

1. Metālu jonu kopējā koncentrācija var palielināties, jo tas pāriet šķīdumā no grunts nogulumiem;

2. Komplekso jonu membrānas caurlaidība var būtiski atšķirties no hidratēto jonu caurlaidības;

3. Metāla toksicitāte kompleksa veidošanās rezultātā var ievērojami mainīties.

Tātad, helātu formas Cu, Cd, Hg mazāk toksisks nekā brīvie joni. Lai izprastu faktorus, kas regulē metālu koncentrāciju dabiskajos ūdeņos, to ķīmisko reaktivitāti, biopieejamību un toksicitāti, ir jāzina ne tikai kopējais saturs, bet arī saistīto un brīvo formu proporcija.

Ūdens piesārņojuma avoti ar smagajiem metāliem ir notekūdeņi no cinkošanas cehiem, kalnrūpniecības, melnās un krāsainās metalurģijas un mašīnbūves rūpnīcām. Smagie metāli ir atrodami mēslošanas līdzekļos un pesticīdos un var nonākt ūdenstilpēs kopā ar noteci no lauksaimniecības zemēm.

Smago metālu koncentrācijas palielināšanās dabiskajos ūdeņos bieži vien ir saistīta ar cita veida piesārņojumu, piemēram, paskābināšanos. Skābu nokrišņu nokrišņi veicina pH vērtības samazināšanos un metālu pāreju no stāvokļa, kas adsorbēts uz minerālvielām un organiskām vielām, uz brīvu stāvokli.

Pirmkārt, interese ir tie metāli, kas visvairāk piesārņo atmosfēru, jo tos izmanto ievērojamos apjomos ražošanas darbībās un, akumulējoties ārējā vidē, rada nopietnus draudus to bioloģiskās aktivitātes un toksisko īpašību ziņā. . Tajos ietilpst svins, dzīvsudrabs, kadmijs, cinks, bismuts, kobalts, niķelis, varš, alva, antimons, vanādijs, mangāns, hroms, molibdēns un arsēns.
Smago metālu bioģeoķīmiskās īpašības

H - augsts, Y - mērens, H - zems

Vanādijs.

Vanādijs pārsvarā ir izkliedētā stāvoklī un atrodams dzelzs rūdās, eļļā, asfaltā, bitumenā, degslāneklī, oglēs uc Viens no galvenajiem vanādija piesārņojuma avotiem dabīgajos ūdeņos ir nafta un tās produkti.

Dabiskajos ūdeņos tas sastopams ļoti zemā koncentrācijā: upju ūdenī 0,2 - 4,5 µg/dm3, jūras ūdenī - vidēji 2 µg/dm3

Ūdenī tas veido stabilus anjonu kompleksus (V4O12)4- un (V10O26)6-. Vanādija migrācijā būtiska nozīme ir tā izšķīdinātajiem kompleksajiem savienojumiem ar organiskām vielām, īpaši ar humīnskābēm.

Paaugstināta vanādija koncentrācija ir kaitīga cilvēku veselībai. Vanādija MPCv ir 0,1 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošais rādītājs ir sanitāri toksikoloģisks), MPCvr ir 0,001 mg/dm3.

Dabiskie bismuta avoti, kas nonāk dabiskajos ūdeņos, ir bismutu saturošu minerālvielu izskalošanās procesi. Iekļūšanas avots dabiskajos ūdeņos var būt arī farmācijas un parfimērijas rūpniecības, dažu stikla rūpniecības uzņēmumu notekūdeņi.

Tas ir atrodams nepiesārņotos virszemes ūdeņos submikrogramu koncentrācijā. Augstākā koncentrācija konstatēta gruntsūdeņos un ir 20 µg/dm3, in jūras ūdeņi- 0,02 µg/dm3. MPCv ir 0,1 mg/dm3

Galvenie dzelzs savienojumu avoti virszemes ūdeņos ir iežu ķīmiskās dēdēšanas procesi, ko pavada to mehāniskā iznīcināšana un šķīšana. Mijiedarbības procesā ar dabīgajos ūdeņos esošajām minerālvielām un organiskajām vielām veidojas komplekss dzelzs savienojumu komplekss, kas ūdenī atrodas izšķīdinātā, koloidālā un suspendētā stāvoklī. Ievērojams daudzums dzelzs nonāk ar pazemes noteci un notekūdeņiem no metalurģijas, metālapstrādes, tekstila, krāsu un laku rūpniecības uzņēmumiem un ar lauksaimniecības notekūdeņiem.

Fāzu līdzsvars ir atkarīgs no ķīmiskais sastāvsūdens, pH, E un zināmā mērā temperatūra. Rutīnas analīzē svērtā forma izdala daļiņas, kuru izmērs pārsniedz 0,45 mikronus. Pārsvarā tie ir dzelzi saturoši minerāli, dzelzs oksīda hidrāts un dzelzs savienojumi, kas adsorbēti uz suspensijām. Patiesi izšķīdušo un koloidālo formu parasti uzskata kopā. Izšķīdis dzelzs ko attēlo savienojumi jonu formā, hidroksokompleksa formā un kompleksi ar izšķīdušām neorganiskām un organiskām vielām dabiskos ūdeņos. Jonu formā galvenokārt migrē Fe (II), un, ja nav kompleksu veidojošo vielu, Fe (III) nevar būt ievērojamā daudzumā izšķīdinātā stāvoklī.

Dzelzs galvenokārt atrodams ūdeņos ar zemu Eh vērtību.

Ķīmiskās un bioķīmiskās (piedaloties dzelzs baktērijām) oksidēšanās rezultātā Fe(II) pāriet Fe(III), kas hidrolīzē izgulsnējas Fe(OH)3 formā. Gan Fe (II), gan Fe (III) mēdz veidot šāda veida hidrokso kompleksus +, 4+, +, 3+, - un citi, kas līdzās pastāv šķīdumā dažādās koncentrācijās atkarībā no pH un parasti nosaka dzelzs-hidroksilsistēmas stāvokli. Galvenā Fe(III) sastopamības forma virszemes ūdeņos ir tā kompleksie savienojumi ar izšķīdušiem neorganiskiem un organiskiem savienojumiem, galvenokārt humusvielām. Pie pH = 8,0 galvenā forma ir Fe(OH)3.Vismazāk pētīta dzelzs koloidālā forma, tā ir dzelzs oksīda hidrāts Fe(OH)3 un kompleksi ar organiskām vielām.

Dzelzs saturs sauszemes virszemes ūdeņos ir miligramu desmitdaļas, purvu tuvumā - daži miligrami. Paaugstināts dzelzs saturs tiek novērots purvu ūdeņos, kuros tā ir sastopama kompleksu veidā ar humīnskābju sāļiem - humātiem. Visaugstākās dzelzs koncentrācijas (līdz vairākiem desmitiem un simtiem miligramu uz 1 dm3) novērojamas gruntsūdeņos ar zemām pH vērtībām.

Dzelzs, būdams bioloģiski aktīvs elements, zināmā mērā ietekmē fitoplanktona attīstības intensitāti un rezervuāra mikrofloras kvalitatīvo sastāvu.

Dzelzs koncentrācija ir pakļauta izteiktām sezonālām svārstībām. Parasti ūdenstilpēs ar augstu bioloģisko produktivitāti vasaras un ziemas stagnācijas periodā ir manāms dzelzs koncentrācijas pieaugums ūdens apakšējos slāņos. Rudens-pavasara ūdens masu sajaukšanos (homotermiju) pavada Fe(II) oksidēšanās līdz Fe(III) un pēdējā izgulsnēšanās Fe(OH)3 formā.

Dabiskajos ūdeņos tas nonāk augsnes, polimetālu un vara rūdu izskalošanās laikā, sadaloties ūdens organismiem, kas spēj to uzkrāt. Kadmija savienojumus virszemes ūdeņos ienes ar notekūdeņiem no svina-cinka rūpnīcām, rūdas pārstrādes rūpnīcām, vairākiem ķīmijas uzņēmumiem (sērskābes ražošana), galvaniskās ražošanas, kā arī ar raktuvju ūdeņiem. Izšķīdušo kadmija savienojumu koncentrācijas samazināšanās notiek sorbcijas, kadmija hidroksīda un karbonāta nogulsnēšanās un ūdens organismu patēriņa dēļ.

Dabiskajos ūdeņos izšķīdušās kadmija formas galvenokārt ir minerālu un organisko minerālu kompleksi. Galvenā kadmija suspendētā forma ir tā adsorbētie savienojumi. Ievērojama daļa kadmija var migrēt ūdens organismu šūnās.

Upju nepiesārņotos un nedaudz piesārņotos ūdeņos kadmijs ir submikrogramu koncentrācijā, piesārņotajos un notekūdeņos kadmija koncentrācija var sasniegt desmitus mikrogramu uz 1 dm3.

Kadmija savienojumiem ir liela nozīme dzīvnieku un cilvēku dzīvē. Tas ir toksisks lielā koncentrācijā, īpaši kombinācijā ar citām toksiskām vielām.

MPCv ir 0,001 mg/dm3, MPCvr ir 0,0005 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošā pazīme ir toksikoloģiska).

Kobalta savienojumi nonāk dabiskajos ūdeņos to izskalošanās rezultātā no vara pirīta un citām rūdām, no augsnēm organismu un augu sadalīšanās laikā, kā arī ar notekūdeņiem no metalurģijas, metālapstrādes un ķīmiskajām rūpnīcām. Daži kobalta daudzumi nāk no augsnes augu un dzīvnieku organismu sadalīšanās rezultātā.

Kobalta savienojumi dabiskajos ūdeņos ir izšķīdinātā un suspendētā stāvoklī, starp kuriem kvantitatīvo attiecību nosaka ūdens ķīmiskais sastāvs, temperatūra un pH vērtības. Izšķīdušās formas galvenokārt attēlo kompleksie savienojumi, t.sk. ar organiskām vielām dabiskajos ūdeņos. Divvērtīgie kobalta savienojumi ir raksturīgākie virszemes ūdeņiem. Oksidētāju klātbūtnē trīsvērtīgais kobalts var pastāvēt ievērojamā koncentrācijā.

Kobalts ir viens no bioloģiski aktīvajiem elementiem un vienmēr atrodams dzīvnieku un augu organismā. Nepietiekams kobalta saturs augos ir saistīts ar tā nepietiekamo saturu augsnēs, kas veicina dzīvnieku anēmijas attīstību (taigas-meža ne-chernozem zona). B12 vitamīna sastāvā kobalts ļoti aktīvi ietekmē slāpekļa vielu uzņemšanu, palielina hlorofila un askorbīnskābes saturu, aktivizē biosintēzi un palielina proteīna slāpekļa saturu augos. Tomēr paaugstināta kobalta savienojumu koncentrācija ir toksiska.

Nepiesārņotos un nedaudz piesārņotos upju ūdeņos tā saturs svārstās no miligrama desmitdaļām līdz tūkstošdaļām uz 1 dm3, vidējais saturs jūras ūdenī ir 0,5 μg/dm3. MPCv ir 0,1 mg/dm3, MPCv ir 0,01 mg/dm3.

Mangāns

Mangāns nonāk virszemes ūdeņos feromangāna rūdu un citu mangānu saturošu minerālu (piroluzīta, psilomelāna, braunīta, manganīta, melnā okera) izskalošanās rezultātā. Ievērojams mangāna daudzums rodas, sadaloties ūdensdzīvniekiem un augu organismiem, īpaši zilganzaļajiem, kramaļģu u.c. ūdensaugi. Mangāna savienojumi tiek novadīti rezervuāros ar notekūdeņiem no mangāna pārstrādes rūpnīcām, metalurģijas rūpnīcām, ķīmiskās rūpniecības uzņēmumiem un raktuvju ūdeņiem.

Mangāna jonu koncentrācijas samazināšanās dabiskajos ūdeņos notiek Mn(II) oksidēšanās rezultātā par MnO2 un citiem augstas vērtības oksīdiem, kas izgulsnējas. Galvenie parametri, kas nosaka oksidācijas reakciju, ir izšķīdušā skābekļa koncentrācija, pH vērtība un temperatūra. Izšķīdušā mangāna savienojumu koncentrācija samazinās, jo tos izmanto aļģes.

Galvenā mangāna savienojumu migrācijas forma virszemes ūdeņos ir suspensijas, kuru sastāvu savukārt nosaka ūdeņu nosusināto iežu sastāvs, kā arī smago metālu koloidālie hidroksīdi un sorbētie mangāna savienojumi. Būtiska nozīme mangāna migrācijā izšķīdinātā un koloidālā formā ir organiskām vielām un mangāna kompleksās veidošanās procesiem ar neorganiskiem un organiskiem ligandiem. Mn(II) veido šķīstošus kompleksus ar bikarbonātiem un sulfātiem. Mangāna kompleksi ar hlora joniem ir reti sastopami. Mn(II) kompleksie savienojumi ar organiskām vielām parasti ir mazāk stabili nekā ar citiem pārejas metāliem. Tie ietver savienojumus ar amīniem, organiskajām skābēm, aminoskābēm un humusvielām. Mn(III) lielā koncentrācijā var būt izšķīdinātā stāvoklī tikai spēcīgu kompleksveidotāju klātbūtnē, Mn(YII) dabiskajos ūdeņos nav sastopams.

Upju ūdeņos mangāna saturs parasti svārstās no 1 līdz 160 µg/dm3, vidējais saturs jūras ūdeņos ir 2 µg/dm3, pazemes ūdeņos - n.102 - n.103 µg/dm3.

Mangāna koncentrācija virszemes ūdeņos ir pakļauta sezonālām svārstībām.

Mangāna koncentrācijas izmaiņas noteicošie faktori ir virszemes un pazemes noteces attiecība, tā patēriņa intensitāte fotosintēzes laikā, fitoplanktona, mikroorganismu un augstākās ūdens veģetācijas sadalīšanās, kā arī tā nogulsnēšanās uz grunti procesi. ūdens ķermeņi.

Mangāna loma augstāko augu un aļģu dzīvē ūdenstilpēs ir ļoti liela. Mangāns veicina CO2 izmantošanu augos, kas palielina fotosintēzes intensitāti, piedalās nitrātu samazināšanas un slāpekļa asimilācijas procesos augos. Mangāns veicina aktīvā Fe(II) pāreju uz Fe(III), kas pasargā šūnu no saindēšanās, paātrina organismu augšanu utt. Mangāna svarīgās ekoloģiskās un fizioloģiskās lomas dēļ ir nepieciešams izpētīt un izplatīt mangānu dabiskajos ūdeņos.

Sanitārās izmantošanas ūdenstilpēm MPCv (pēc mangāna jona) ir noteikts vienāds ar 0,1 mg/dm3.

Zemāk ir redzamas metālu: mangāna, vara, niķeļa un svina vidējo koncentrāciju sadalījuma kartes, kas veidotas pēc novērojumu datiem par 1989. - 1993. gadu. 123 pilsētās. Jaunāku datu izmantošana tiek uzskatīta par nepiemērotu, jo ražošanas apjoma samazināšanās dēļ ir būtiski samazinājušās suspendēto vielu un attiecīgi metālu koncentrācijas.

Ietekme uz veselību. Daudzi metāli ir putekļu sastāvdaļa un tiem ir būtiska ietekme uz veselību.

Mangāns atmosfērā nonāk no melnās metalurģijas uzņēmumu emisijām (60% no visām mangāna emisijām), mašīnbūves un metālapstrādes (23%), krāsainās metalurģijas (9%), daudziem maziem avotiem, piemēram, no metināšanas.

Augsta mangāna koncentrācija izraisa neirotoksisku efektu parādīšanos, progresējošus centrālās nervu sistēmas bojājumus, pneimoniju.
Visaugstākā mangāna koncentrācija (0,57-0,66 µg/m3) ir novērojama lielajos metalurģijas centros: Ļipeckā un Čerepovecā, kā arī Magadanā. Lielākā daļa pilsētu ar augstu Mn koncentrāciju (0,23 - 0,69 µg/m3) ir koncentrētas Kolas pussalā: Zapoliarni, Kandalakša, Mončegorska, Oļeņegorska (skatīt karti).

1991. - 1994. gadam mangāna emisijas no rūpnieciskiem avotiem samazinājās par 62%, vidējās koncentrācijas - par 48%.

Varš ir viens no svarīgākajiem mikroelementiem. Vara fizioloģiskā aktivitāte galvenokārt ir saistīta ar tā iekļaušanu redoks-enzīmu aktīvo centru sastāvā. Nepietiekams vara saturs augsnēs nelabvēlīgi ietekmē olbaltumvielu, tauku un vitamīnu sintēzi un veicina augu organismu neauglību. Varš ir iesaistīts fotosintēzes procesā un ietekmē slāpekļa uzsūkšanos augos. Tajā pašā laikā pārmērīga vara koncentrācija nelabvēlīgi ietekmē augu un dzīvnieku organismus.

Cu(II) savienojumi ir visizplatītākie dabiskajos ūdeņos. No Cu(I) savienojumiem visbiežāk sastopami Cu2O, Cu2S un CuCl, kas slikti šķīst ūdenī. Ligandu klātbūtnē ūdens vidē kopā ar hidroksīda disociācijas līdzsvaru ir jāņem vērā dažādu kompleksu formu veidošanās, kas ir līdzsvarā ar metālu ūdens joniem.

Galvenais vara avots, kas nonāk dabiskajos ūdeņos, ir ķīmiskās un metalurģijas rūpniecības notekūdeņi, raktuvju ūdeņi un aldehīdu reaģenti, ko izmanto aļģu iznīcināšanai. Varš var veidoties vara cauruļu un citu ūdens sistēmās izmantoto konstrukciju korozijas rezultātā. Gruntsūdeņos vara saturs ir saistīts ar ūdens mijiedarbību ar to saturošiem iežiem (halkopirīts, halkocīts, kovelīts, bornīts, malahīts, azurīts, krisakolla, brotantīns).

Maksimāli pieļaujamā vara koncentrācija sanitārā un sadzīves ūdens izmantošanas ūdenskrātuvju ūdenī ir 0,1 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošā pazīme ir vispārējā sanitārā), zvejniecības ūdenskrātuvju ūdenī 0,001 mg/dm3.

Pilsēta

Noriļska

Mončegorska

Krasnouļska

Kolčugino

Zapolyarny

Vara oksīda emisijas М (tūkst. tonnu/gadā) un vara vidējās gada koncentrācijas q (µg/m3).

Varš nonāk gaisā ar metalurģijas rūpniecības emisijām. Cieto daļiņu emisijās to satur galvenokārt savienojumu, galvenokārt vara oksīda, veidā.

Krāsainās metalurģijas uzņēmumi rada 98,7% no visām šī metāla antropogēnajām emisijām, no kurām 71% veic Noriļskas niķeļa koncerna uzņēmumi, kas atrodas Zapolyarny un Nikeļ, Mončegorskā un Noriļskā, un tiek pārvadāti aptuveni 25% vara emisiju. Revdā, Krasnouļskā, Kolčuginā un citos.

Augsta vara koncentrācija izraisa intoksikāciju, anēmiju un hepatītu.

Kā redzams kartē, lielākā vara koncentrācija ir Ļipeckas un Rudnaja Pristan pilsētās. Vara koncentrācija tika palielināta arī Kolas pussalas pilsētās Zapoliarnijā, Mončegorskā, Nikelē, Oļeņegorskā un arī Noriļskā.

Vara emisijas no rūpnieciskiem avotiem samazinājās par 34%, vidējās koncentrācijas - par 42%.

Molibdēns

Molibdēna savienojumi nonāk virszemes ūdeņos, to izskalošanās rezultātā no eksogēniem minerāliem, kas satur molibdēnu. Molibdēns nonāk arī ūdenstilpēs ar notekūdeņiem no pārstrādes rūpnīcām un krāsainās metalurģijas uzņēmumiem. Molibdēna savienojumu koncentrācijas samazināšanās notiek vāji šķīstošu savienojumu nogulsnēšanās, minerālu suspensiju adsorbcijas un augu ūdens organismu patēriņa rezultātā.

Molibdēns virszemes ūdeņos galvenokārt ir formā MoO42-. Ļoti iespējams, ka tas pastāv organisko minerālu kompleksu veidā. Dažas uzkrāšanās iespēja koloidālā stāvoklī izriet no tā, ka molibdenīta oksidēšanās produkti ir irdenas, smalki izkliedētas vielas.

Upju ūdeņos molibdēns ir sastopams koncentrācijā no 2,1 līdz 10,6 µg/dm3. Jūras ūdens satur vidēji 10 µg/dm3 molibdēna.

Nelielos daudzumos molibdēns ir nepieciešams normālai augu un dzīvnieku organismu attīstībai. Molibdēns ir daļa no enzīma ksantīna oksidāzes. Ar molibdēna deficītu ferments veidojas nepietiekamā daudzumā, kas izraisa negatīvas ķermeņa reakcijas. Lielā koncentrācijā molibdēns ir kaitīgs. Ar molibdēna pārpalikumu tiek traucēta vielmaiņa.

Maksimāli pieļaujamā molibdēna koncentrācija sanitārās lietošanas ūdenstilpēs ir 0,25 mg/dm3.

Dabiskajos ūdeņos arsēns nonāk no minerālavotiem, arsēna mineralizācijas zonām (arsēna pirīti, realgārs, orpiments), kā arī no polimetāla, vara-kobalta un volframa tipa iežu oksidācijas zonām. Zināms daudzums arsēna nāk no augsnes, kā arī no augu un dzīvnieku organismu sadalīšanās. Arsēna patēriņš ūdens organismiem ir viens no iemesliem tā koncentrācijas samazinājumam ūdenī, kas visspilgtāk izpaužas planktona intensīvās attīstības periodā.

Ievērojams daudzums arsēna nonāk ūdenstilpēs ar notekūdeņiem no pārstrādes rūpnīcām, atkritumiem no krāsvielu ražošanas, miecētavām un pesticīdu rūpnīcām, kā arī no lauksaimniecības zemēm, kur tiek izmantoti pesticīdi.

Dabiskajos ūdeņos arsēna savienojumi ir izšķīdinātā un suspendētā stāvoklī, kuru attiecību nosaka ūdens ķīmiskais sastāvs un pH vērtības. Izšķīdinātā veidā arsēns sastopams trīs un piecvērtīgā formā, galvenokārt kā anjoni.

Nepiesārņotos upju ūdeņos arsēns parasti ir atrodams mikrogramu koncentrācijā. AT minerālūdeņi tā koncentrācija var sasniegt vairākus miligramus uz 1 dm3, jūras ūdeņos tas satur vidēji 3 µg/dm3, pazemes ūdeņos sastopams koncentrācijās n.105 µg/dm3. Arsēna savienojumi lielā koncentrācijā ir toksiski dzīvnieku un cilvēku organismam: kavē oksidatīvos procesus, kavē orgānu un audu piegādi ar skābekli.

MPCv arsēnam ir 0,05 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošais rādītājs ir sanitāri toksikoloģisks) un MPCv ir 0,05 mg/dm3.

Niķeļa klātbūtne dabiskajos ūdeņos ir saistīta ar iežu sastāvu, caur kuriem ūdens iet: tas ir atrodams sulfīda vara-niķeļa rūdu un dzelzs-niķeļa rūdu atradņu vietās. Tas nonāk ūdenī no augsnes, kā arī no augu un dzīvnieku organismiem to sabrukšanas laikā. Zilaļģēs tika konstatēts paaugstināts niķeļa saturs salīdzinājumā ar citiem aļģu veidiem. Niķeļa savienojumi nonāk arī ūdenstilpēs ar notekūdeņiem no niķeļa pārklāšanas cehiem, sintētiskā kaučuka rūpnīcām un niķeļa bagātināšanas rūpnīcām. Milzīgas niķeļa emisijas pavada fosilā kurināmā dedzināšana.

Tā koncentrācija var samazināties tādu savienojumu kā cianīdu, sulfīdu, karbonātu vai hidroksīdu nogulsnēšanās rezultātā (palielinoties pH vērtībām), jo to patērē ūdens organismi un adsorbcijas procesi.

Virszemes ūdeņos niķeļa savienojumi ir izšķīdušā, suspendētā un koloidālā stāvoklī, kuru kvantitatīvā attiecība ir atkarīga no ūdens sastāva, temperatūras un pH vērtībām. Niķeļa savienojumu sorbenti var būt dzelzs hidroksīds, organiskās vielas, smalki izkliedēts kalcija karbonāts un māli. Izšķīdušās formas galvenokārt ir kompleksie joni, visbiežāk ar aminoskābēm, humīnskābēm un fulvoskābēm, kā arī spēcīga cianīda kompleksa veidā. Niķeļa savienojumi visbiežāk sastopami dabiskajos ūdeņos, kuros tas ir +2 oksidācijas stāvoklī. Ni3+ savienojumi parasti veidojas sārmainā vidē.

Niķeļa savienojumiem ir svarīga loma hematopoētiskajos procesos, jo tie ir katalizatori. Tā palielinātajam saturam ir īpaša ietekme uz sirds un asinsvadu sistēmu. Niķelis ir viens no kancerogēnajiem elementiem. Tas var izraisīt elpceļu slimības. Tiek uzskatīts, ka brīvie niķeļa joni (Ni2+) ir aptuveni 2 reizes toksiskāki nekā tā kompleksie savienojumi.

Nepiesārņotos un nedaudz piesārņotos upju ūdeņos niķeļa koncentrācija parasti ir robežās no 0,8 līdz 10 µg/dm3; piesārņotajos tas ir vairāki desmiti mikrogramu uz 1 dm3. Niķeļa vidējā koncentrācija jūras ūdenī ir 2 µg/dm3, gruntsūdeņos - n.103 µg/dm3. Pazemes ūdeņos, kas apskalo niķeli saturošus iežus, niķeļa koncentrācija dažkārt palielinās līdz 20 mg/dm3.

Niķelis atmosfērā nonāk no krāsainās metalurģijas uzņēmumiem, kas rada 97% no visām niķeļa emisijām, no kurām 89% nāk no Noriļskas niķeļa koncerna uzņēmumiem, kas atrodas Zapolyarny un Nikeļ, Mončegorskā un Noriļskā.

Palielināts niķeļa saturs vidē izraisa endēmisku slimību, bronhu vēža parādīšanos. Niķeļa savienojumi pieder pie 1. kancerogēnu grupas.
Kartē ir redzami vairāki punkti ar augstu vidējo niķeļa koncentrāciju Noriļskas niķeļa koncerna atrašanās vietās: Apatiti, Kandalakša, Mončegorska, Oļeņegorska.

Niķeļa emisijas no rūpniecības uzņēmumiem samazinājās par 28%, vidējās koncentrācijas - par 35%.

Niķeļa emisijas М (tūkst. tonnu/gadā) un vidējās gada koncentrācijas q (µg/m3).

Dabiskajos ūdeņos nonāk alvu saturošu minerālu (kasiterīts, stanīns) izskalošanās rezultātā, kā arī ar dažādu nozaru notekūdeņiem (audumu krāsošana, organisko krāsvielu sintēze, sakausējumu ražošana ar alvas pievienošanu u.c.).

Alvas toksiskā iedarbība ir neliela.

Alva ir atrodama nepiesārņotos virszemes ūdeņos submikrogramu koncentrācijā. Gruntsūdeņos tā koncentrācija sasniedz dažus mikrogramus uz 1 dm3. MPCv ir 2 mg/dm3.

Dzīvsudraba savienojumi var nonākt virszemes ūdeņos akmeņu izskalošanās rezultātā dzīvsudraba nogulšņu zonā (cinabērs, metacinabarīts, dzīvais akmens), dzīvsudrabu uzkrājošo ūdens organismu sadalīšanās procesā. Ievērojams daudzums ūdenstilpēs nonāk ar notekūdeņiem no uzņēmumiem, kas ražo krāsvielas, pesticīdus, medikamentus un dažas sprāgstvielas. Ar oglēm darbināmas termoelektrostacijas atmosfērā izdala ievērojamu daudzumu dzīvsudraba savienojumu, kas mitru un sausu nokrišņu rezultātā nonāk ūdenstilpēs.

Izšķīdušā dzīvsudraba savienojumu koncentrācijas samazināšanās notiek, to ekstrahējot ar daudziem jūras un saldūdens organismiem, kuriem ir spēja to uzkrāt koncentrācijās, kas daudzkārt pārsniedz tās saturu ūdenī, kā arī adsorbcijas procesu rezultātā ar suspendētajām cietajām vielām un grunts nogulumi.

Virszemes ūdeņos dzīvsudraba savienojumi ir izšķīdušā un suspendētā stāvoklī. Attiecība starp tām ir atkarīga no ūdens ķīmiskā sastāva un pH vērtībām. Suspendētais dzīvsudrabs ir sorbēti dzīvsudraba savienojumi. Izšķīdušās formas ir nedisociētas molekulas, sarežģīti organiskie un minerālie savienojumi. Ūdenstilpju ūdenī dzīvsudrabs var būt metildzīvsudraba savienojumu veidā.

Dzīvsudraba savienojumi ir ļoti toksiski, tie ietekmē cilvēka nervu sistēmu, izraisa izmaiņas gļotādā, traucē motorās funkcijas un sekrēciju. kuņģa-zarnu trakta, izmaiņas asinīs utt.. Baktēriju metilēšanas procesi ir vērsti uz metildzīvsudraba savienojumu veidošanos, kas ir daudzkārt toksiskāki par dzīvsudraba minerālsāļiem. Metildzīvsudraba savienojumi uzkrājas zivīs un var iekļūt cilvēka organismā.

Dzīvsudraba MPCv ir 0,0005 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošā pazīme ir sanitāri toksikoloģiskā), MPCv ir 0,0001 mg/dm3.

Dabiskie svina avoti virszemes ūdeņos ir endogēno (galēna) un eksogēno (anglezīts, kerusīts u.c.) minerālu šķīšanas procesi. Būtisks svina satura pieaugums vidē (tostarp virszemes ūdeņos) ir saistīts ar ogļu sadedzināšanu, tetraetilsvina kā pretdetonācijas līdzekļa izmantošanu motordegvielā, novadīšanu ūdenstilpēs ar notekūdeņiem no rūdas pārstrādes rūpnīcām. , dažas metalurģijas rūpnīcas, ķīmiskās rūpniecības nozares, raktuves utt. Nozīmīgi faktori svina koncentrācijas pazemināšanā ūdenī ir tā adsorbcija ar suspendētajām cietajām vielām un nogulsnēšanās ar tām grunts nogulumos. Starp citiem metāliem svinu ekstrahē un uzkrāj hidrobionti.

Svins ir atrodams dabiskajos ūdeņos izšķīdinātā un suspendētā (sorbētā) stāvoklī. Izšķīdinātā veidā tas notiek minerālu un organisko minerālu kompleksu, kā arī vienkāršu jonu veidā, nešķīstošā veidā - galvenokārt sulfīdu, sulfātu un karbonātu veidā.

Upju ūdeņos svina koncentrācija svārstās no desmitdaļām līdz mikrogramu vienībām uz 1 dm3. Pat ūdenstilpju ūdenī, kas atrodas blakus polimetālu rūdu zonām, tā koncentrācija reti sasniedz desmitus miligramu uz 1 dm3. Tikai hlorīdu termālajos ūdeņos svina koncentrācija dažkārt sasniedz vairākus miligramus uz 1 dm3.

Svina kaitīguma ierobežojošais rādītājs ir sanitāri toksikoloģisks. Svina MPCv ir 0,03 mg/dm3, MPCv ir 0,1 mg/dm3.

Svins ir metalurģijas, metālapstrādes, elektrotehnikas, naftas ķīmijas un autotransporta uzņēmumu emisijās.

Svina ietekme uz veselību rodas, ieelpojot svinu saturošu gaisu un svinu uzņemot ar pārtiku, ūdeni un putekļu daļiņām. Svins uzkrājas organismā, kaulos un virsmas audos. Svins ietekmē nieres, aknas, nervu sistēmu un asinsrades orgānus. Veci cilvēki un bērni ir īpaši jutīgi pret pat mazām svina devām.

Svina emisijas M (tūkst. tonnu/gadā) un vidējās gada koncentrācijas q (µg/m3).

Septiņu gadu laikā svina emisijas no rūpnieciskiem avotiem ir samazinājušās par 60% ražošanas samazināšanas un daudzu uzņēmumu slēgšanas dēļ. Straujais rūpniecisko emisiju samazinājums nav saistīts ar transportlīdzekļu emisiju samazināšanos. Vidējā svina koncentrācija samazinājās tikai par 41%. Atšķirību samazinājuma pakāpēs un svina koncentrācijās var izskaidrot ar transportlīdzekļu emisiju nepietiekamu novērtēšanu iepriekšējos gados; Šobrīd ir pieaudzis automašīnu skaits un to kustības intensitāte.

Tetraetilsvins

Tas nonāk dabiskajos ūdeņos, jo to izmanto kā detonācijas līdzekli ūdens transportlīdzekļu motordegvielā, kā arī ar virszemes noteci no pilsētu teritorijām.

Šai vielai ir raksturīga augsta toksicitāte, tai ir kumulatīvas īpašības.

Sudraba avoti, kas nonāk virszemes ūdeņos, ir gruntsūdeņi un notekūdeņi no raktuvēm, pārstrādes rūpnīcām un fotouzņēmumiem. Palielināts sudraba saturs ir saistīts ar baktericīdu un algicīdu preparātu lietošanu.

Notekūdeņos sudrabs var būt izšķīdinātā un suspendētā veidā, galvenokārt halogenīdu sāļu veidā.

Nepiesārņotos virszemes ūdeņos sudrabs ir atrodams submikrogramu koncentrācijā. Pazemes ūdeņos sudraba koncentrācija svārstās no dažiem līdz desmitiem mikrogramu uz 1 dm3, jūras ūdenī vidēji 0,3 μg/dm3.

Sudraba joni spēj iznīcināt baktērijas un sterilizēt ūdeni pat nelielā koncentrācijā (sudraba jonu baktericīdās iedarbības apakšējā robeža ir 2,10-11 mol/dm3). Sudraba loma dzīvnieku un cilvēku organismā nav pietiekami pētīta.

Sudraba MPCv ir 0,05 mg/dm3.

Antimons nonāk virszemes ūdeņos, izskalojoties antimona minerāliem (stibnīts, senarmontīts, valentinīts, servingīts, stibiokanīts) un ar notekūdeņiem no gumijas, stikla, krāsošanas un sērkociņu uzņēmumiem.

Dabiskajos ūdeņos antimona savienojumi ir izšķīdinātā un suspendētā stāvoklī. Virszemes ūdeņiem raksturīgajos redox apstākļos var pastāvēt gan trīsvērtīgais, gan piecvērtīgais antimons.

Nepiesārņotos virszemes ūdeņos antimons ir atrodams submikrogramu koncentrācijā, jūras ūdenī tā koncentrācija sasniedz 0,5 µg/dm3, pazemes ūdeņos - 10 µg/dm3. Antimona MPCv ir 0,05 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošais rādītājs ir sanitāri toksikoloģisks), MPCv ir 0,01 mg/dm3.

Trīsvērtīgie un sešvērtīgie hroma savienojumi nonāk virszemes ūdeņos, izskalojoties no iežiem (hromīts, krokoīts, uvarovīts u.c.). Daži daudzumi rodas no organismu un augu sadalīšanās, no augsnes. Ievērojami daudzumi ūdenstilpēs var nonākt ar notekūdeņiem no galvanizācijas cehiem, tekstila uzņēmumu krāsošanas cehiem, miecētavām un ķīmiskās rūpniecības uzņēmumiem. Var novērot hroma jonu koncentrācijas samazināšanos ūdens organismu patēriņa un adsorbcijas procesu rezultātā.

Virszemes ūdeņos hroma savienojumi atrodas izšķīdinātā un suspendētā stāvoklī, kuru attiecība ir atkarīga no ūdens sastāva, temperatūras un šķīduma pH. Suspendētie hroma savienojumi galvenokārt ir sorbētie hroma savienojumi. Sorbenti var būt māli, dzelzs hidroksīds, ļoti izkliedēts nostādošs kalcija karbonāts, augu un dzīvnieku atliekas. Izšķīdinātā veidā hroms var būt hromātu un dihromātu formā. Aerobos apstākļos Cr(VI) pārvēršas par Cr(III), kura sāļi neitrālā un sārmainā vidē tiek hidrolizēti, atbrīvojoties hidroksīdam.

Nepiesārņotos un nedaudz piesārņotos upju ūdeņos hroma saturs svārstās no vairākām desmitdaļām mikrogramu litrā līdz vairākiem mikrogramiem litrā, piesārņotās ūdenstilpēs tas sasniedz vairākus desmitus un simtus mikrogramu litrā. Vidējā koncentrācija jūras ūdeņos ir 0,05 µg/dm3, gruntsūdeņos - parasti n.10 - n.102 µg/dm3 robežās.

Cr(VI) un Cr(III) savienojumiem palielinātos daudzumos piemīt kancerogēnas īpašības. Cr(VI) savienojumi ir bīstamāki.

Dabiskajos ūdeņos iekļūst iežu un minerālu (sfalerīts, cinkīts, goslarīts, smitsonīts, kalamīns) dabisko iznīcināšanas un šķīšanas procesu rezultātā, kā arī ar notekūdeņiem no rūdas pārstrādes rūpnīcām un galvanizācijas cehiem, pergamenta papīra, minerālkrāsu ražošanā. , viskozes šķiedra un citi

Ūdenī tas pastāv galvenokārt jonu formā vai tā minerālu un organisko kompleksu veidā. Dažreiz tas notiek nešķīstošā formā: hidroksīda, karbonāta, sulfīda utt.

Upju ūdeņos cinka koncentrācija parasti svārstās no 3 līdz 120 µg/dm3, jūras ūdeņos - no 1,5 līdz 10 µg/dm3. Saturs rūdā un īpaši raktuvēs ar zemām pH vērtībām var būt ievērojams.

Cinks ir viens no aktīvajiem mikroelementiem, kas ietekmē organismu augšanu un normālu attīstību. Tajā pašā laikā daudzi cinka savienojumi, galvenokārt tā sulfāts un hlorīds, ir toksiski.

MPCv Zn2+ ir 1 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošais rādītājs - organoleptiskais), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (kaitīguma ierobežojošais rādītājs - toksikoloģisks).

Smagie metāli jau ir otrajā vietā bīstamības ziņā, piekāpjoties pesticīdiem un krietni apsteidzot tādus pazīstamus piesārņotājus kā oglekļa dioksīds un sērs, taču prognozēm tiem vajadzētu kļūt par bīstamākajiem, bīstamākiem par atomelektrostaciju atkritumiem un cietajām vielām. atkritumi. Piesārņojums ar smagajiem metāliem ir saistīts ar to plašo izmantošanu rūpnieciskā ražošana kopā ar vājām attīrīšanas sistēmām, kā rezultātā smagie metāli nonāk vidē, tai skaitā augsnē, piesārņojot un saindējot to.

Smagie metāli ir viens no prioritārajiem piesārņotājiem, kuru monitorings ir obligāts visās vidēs. Dažādos zinātniskos un lietišķos darbos autori dažādi interpretē jēdziena "smagie metāli" nozīmi. Dažos gadījumos smago metālu definīcija ietver elementus, kas ir trausli (piemēram, bismuts) vai metaloīdus (piemēram, arsēns).

Augsne ir galvenā vide, kurā nonāk smagie metāli, tostarp no atmosfēras un ūdens vides. Tas kalpo arī kā virszemes gaisa un ūdeņu sekundārā piesārņojuma avots, kas no tā nonāk Pasaules okeānā. Smagos metālus no augsnes asimilē augi, kas pēc tam nokļūst augstāk organizētu dzīvnieku barībā.
turpinājums
--PAGE_BREAK-- 3.3. svina intoksikācija
Pašlaik svins ieņem pirmo vietu starp rūpnieciskās saindēšanās cēloņiem. Tas ir saistīts ar tā plašo pielietojumu dažādās nozarēs. Svina rūdas strādnieki ir pakļauti svina iedarbībai svina kausēšanas iekārtās, akumulatoru ražošanā, lodēšanā, tipogrāfijās, kristālstikla vai keramikas izstrādājumu, svina benzīna, svina krāsu uc ražošanā. Atmosfēras gaisa, augsnes un ūdens šādu nozaru tuvumā, kā arī lielu lielceļi rada svina iedarbības draudus šajos apgabalos dzīvojošajiem iedzīvotājiem un jo īpaši bērniem, kuri ir jutīgāki pret smago metālu iedarbību.
Ar nožēlu jāatzīmē, ka Krievijā nepastāv valsts politika attiecībā uz svina ietekmes uz vidi un sabiedrības veselību tiesisko, normatīvo un ekonomisko regulējumu, svina un tā savienojumu emisiju (izplūdes, atkritumu) samazināšanu vidē. , un par svinu saturoša benzīna ražošanas pilnīgu pārtraukšanu.

Sakarā ar ārkārtīgi neapmierinošo izglītojošo darbu, lai izskaidrotu iedzīvotājiem smago metālu iedarbības bīstamības pakāpi cilvēka ķermenim, Krievijā to kontingentu skaits, kuriem ir darba kontakts ar svinu, nesamazinās, bet pakāpeniski palielinās. Hroniskas svina intoksikācijas gadījumi Krievijā reģistrēti 14 nozarēs. Vadošās nozares ir elektrorūpniecība (akumulatoru ražošana), instrumentu ražošana, poligrāfija un krāsainā metalurģija, kurā intoksikāciju izraisa svina maksimālās pieļaujamās koncentrācijas (MAC) pārsniegšana darba zonas gaisā par 20 vai vairāk reizes.

Nozīmīgs svina avots ir automobiļu izplūdes gāzes, jo puse Krievijas joprojām izmanto svinu saturošu benzīnu. Tomēr metalurģijas rūpnīcas, jo īpaši vara kausēšanas iekārtas, joprojām ir galvenais vides piesārņojuma avots. Un šeit ir līderi. Sverdlovskas apgabala teritorijā ir 3 lielākie svina emisiju avoti valstī: Krasnouralska, Kirovograd un Revda.

Krasnouraļskas vara kausēšanas skursteņi, kas celti staļiniskās industrializācijas gados un izmantojot 1932. gada iekārtas, ik gadu 34 000 iedzīvotāju pilsētā izplūst 150-170 tonnas svina, visu pārklājot ar svina putekļiem.

Svina koncentrācija Krasnouralskas augsnē svārstās no 42,9 līdz 790,8 mg/kg ar maksimālo pieļaujamo koncentrāciju MPC = 130 mikroni/kg. Ūdens paraugi kaimiņciema ūdensapgādē. Oktjabrskis, ko baro pazemes ūdens avots, reģistrēja MPC pārsniegumu līdz divām reizēm.

Svina piesārņojums ietekmē cilvēku veselību. Svina iedarbība traucē sieviešu un vīriešu reproduktīvo sistēmu. Sievietēm grūtniecēm un reproduktīvā vecumā paaugstināts svina līmenis asinīs rada īpašu apdraudējumu, jo svins izjauc menstruāciju, biežāk notiek priekšlaicīgas dzemdības, spontānie aborti un augļa nāve svina iekļūšanas dēļ caur placentas barjeru. Jaundzimušajiem ir augsts mirstības līmenis.

Saindēšanās ar svinu ir ārkārtīgi bīstama maziem bērniem – tā ietekmē smadzeņu un nervu sistēmas attīstību. Pārbaudot 165 Krasnouralskas bērnus no 4 gadu vecuma, 75,7% tika atklāta ievērojama garīga atpalicība, un 6,8% pārbaudīto bērnu tika konstatēta garīga atpalicība, tostarp garīga atpalicība.

Bērni pirmsskolas vecums ir visvairāk uzņēmīgi pret svina kaitīgo ietekmi, jo to nervu sistēma atrodas veidošanās procesā. Pat mazās devās saindēšanās ar svinu izraisa samazināšanos intelektuālā attīstība, uzmanība un koncentrēšanās spējas, atpalicība lasīšanā, noved pie agresivitātes, hiperaktivitātes un citu problēmu veidošanās bērna uzvedībā. Šīs attīstības anomālijas var būt ilgstošas un neatgriezeniskas. Zems dzimšanas svars, augšanas augšana un dzirdes zudums ir arī saindēšanās ar svinu rezultāts. Lielas intoksikācijas devas izraisa garīgu atpalicību, komu, krampjus un nāvi.

Krievijas ekspertu publicētajā baltajā grāmatā ziņots, ka svina piesārņojums aptver visu valsti un ir viena no daudzajām vides katastrofām bijušajā Padomju Savienībā, kas pēdējos gados ir nākusi gaismā. Lielākajā daļā Krievijas teritorijas ir svina nokrišņu slodze, kas pārsniedz normālu ekosistēmas funkcionēšanu. Desmitiem pilsētu svina koncentrācija gaisā un augsnē pārsniedz vērtības, kas atbilst MPC.

Augstākais gaisa piesārņojuma līmenis ar svinu, pārsniedzot MPC, tika novērots Komsomoļskā pie Amūras, Tobolskā, Tjumeņā, Karabašā, Vladimirā, Vladivostokā.

Maksimālās svina nogulsnēšanās slodzes, kas izraisa sauszemes ekosistēmu degradāciju, tiek novērotas Maskavas, Vladimiras, Ņižņijnovgorodas, Rjazaņas, Tulas, Rostovas un Ļeņingradas apgabalos.

Stacionārie avoti ir atbildīgi par vairāk nekā 50 tonnu svina novadīšanu dažādu savienojumu veidā ūdenstilpēs. Tajā pašā laikā 7 akumulatoru rūpnīcas gadā caur kanalizācijas sistēmu izgāž 35 tonnas svina. Analīze par svina izplūdes sadalījumu ūdenstilpēs Krievijas teritorijā liecina, ka Ļeņingradas, Jaroslavļas, Permas, Samaras, Penzas un Oriolas reģioni ir līderi šāda veida slodzē.

Valstij nepieciešami steidzami pasākumi svina piesārņojuma samazināšanai, taču līdz šim Krievijas ekonomiskā krīze aizēno ekoloģiskās problēmas. Ilgstošā industriālajā depresijā Krievijai trūkst līdzekļu pagātnes piesārņojuma attīrīšanai, taču, ja ekonomika sāks atgūties un rūpnīcas atsāks darboties, piesārņojums varētu tikai pasliktināties.
10 piesārņotākās bijušās PSRS pilsētas

(Metāli ir norādīti noteiktas pilsētas prioritātes līmeņa dilstošā secībā)

4. Augsnes higiēna. Atkritumu likvidēšana.
Augsne pilsētās un citās apdzīvotās vietās un to apkārtnē jau izsenis atšķiras no dabiskās, bioloģiski vērtīgās augsnes, kam ir liela nozīme ekoloģiskā līdzsvara saglabāšanā. Augsne pilsētās ir pakļauta tādai pašai kaitīgai ietekmei kā pilsētas gaiss un hidrosfēra, tāpēc tās ievērojama degradācija notiek visur. Augsnes higiēnai netiek pievērsta pietiekama uzmanība, lai gan tās nozīme kā vienai no galvenajām biosfēras sastāvdaļām (gaiss, ūdens, augsne) un bioloģiskais vides faktors ir vēl nozīmīgāka nekā ūdens, jo pēdējā daudzums (galvenokārt biosfēras kvalitāte). gruntsūdeņi) nosaka augsnes stāvoklis, un šos faktorus nav iespējams nodalīt vienu no otra. Augsnei piemīt bioloģiskās pašattīrīšanās spēja: augsnē notiek tajā iekritušo atkritumu šķelšanās un to mineralizācija; galu galā augsne uz viņu rēķina kompensē zaudētos minerālus.

Ja augsnes pārslodzes rezultātā tiek zaudēta kāda no tās mineralizācijas spējas sastāvdaļām, tas neizbēgami novedīs pie pašattīrīšanās mehānisma pārkāpumiem un pilnīgas augsnes degradācijas. Un, gluži pretēji, optimālu apstākļu radīšana augsnes pašattīrīšanai veicina ekoloģiskā līdzsvara un visu dzīvo organismu, tostarp cilvēku, pastāvēšanas apstākļu saglabāšanu.

Tāpēc atkritumu, kam ir kaitīga bioloģiska iedarbība, neitralizēšanas problēma neaprobežojas tikai ar to izvešanas jautājumu; tā ir sarežģītāka higiēnas problēma, jo augsne ir saikne starp ūdeni, gaisu un cilvēku.
4.1.
Augsnes loma vielmaiņā

Bioloģiskās attiecības starp augsni un cilvēku notiek galvenokārt vielmaiņas ceļā. Augsne it kā ir vielmaiņas ciklam nepieciešamo minerālvielu piegādātāja, augu augšanai, ko uzturā lieto cilvēki un zālēdāji, kurus savukārt ēd cilvēki un plēsēji. Tādējādi augsne nodrošina pārtiku daudziem augu un dzīvnieku pasaules pārstāvjiem.

Līdz ar to augsnes kvalitātes pasliktināšanās, tās bioloģiskās vērtības, pašattīrīšanās spējas samazināšanās izraisa bioloģisku ķēdes reakciju, kas ilgstošas kaitīgās ietekmes gadījumā var izraisīt dažādus iedzīvotāju veselības traucējumus. Turklāt, palēninoties mineralizācijas procesiem, nitrāti, slāpeklis, fosfors, kālijs u.c., kas veidojas vielu sabrukšanas laikā, var iekļūt dzeramajos gruntsūdeņos un izraisīt nopietnas slimības (piemēram, nitrāti var izraisīt methemoglobinēmiju, galvenokārt zīdaiņiem) .

Ūdens patēriņš no augsnes, kas ir slikts ar jodu, var izraisīt endēmisku goitu utt.
4.2.
Ekoloģiskā saistība starp augsni un ūdeni un šķidrajiem atkritumiem (notekūdeņiem)

Cilvēks no augsnes iegūst ūdeni, kas nepieciešams vielmaiņas procesu un pašas dzīvības uzturēšanai. Ūdens kvalitāte ir atkarīga no augsnes stāvokļa; tas vienmēr atspoguļo konkrētās augsnes bioloģisko stāvokli.

Tas jo īpaši attiecas uz gruntsūdeņiem, kuru bioloģisko vērtību būtiski nosaka augsnes un augsnes īpašības, pēdējo pašattīrīšanās spēja, filtrācijas spēja, tās makrofloras, mikrofaunas sastāvs utt.

Augsnes tiešā ietekme uz virszemes ūdeņiem jau ir mazāk nozīmīga, tā saistīta galvenokārt ar nokrišņiem. Piemēram, pēc spēcīgām lietavām no augsnes atklātās ūdenstilpēs (upēs, ezeros) tiek izskaloti dažādi piesārņotāji, tai skaitā mākslīgais mēslojums (slāpeklis, fosfāts), pesticīdi, herbicīdi, karsta apvidū, plīsušajās atradnēs piesārņotāji var iekļūt cauri. ieplaisā dziļi gruntsūdeņos.

Nepietiekama notekūdeņu attīrīšana var izraisīt arī kaitīgu bioloģisku ietekmi uz augsni un galu galā izraisīt augsnes degradāciju. Tāpēc augsnes aizsardzība apdzīvotās vietās ir viena no galvenajām prasībām vides aizsardzībai kopumā.
4.3.
Augsnes slodzes ierobežojumi cietajiem atkritumiem (sadzīves un ielu atkritumi, rūpnieciskie atkritumi, sausās dūņas no notekūdeņu sedimentācijas, radioaktīvās vielas utt.)

Problēmu saasina fakts, ka pilsētās arvien vairāk cieto atkritumu rašanās rezultātā augsne to tuvumā tiek pakļauta pieaugošam spiedienam. Augsnes īpašības un sastāvs pasliktinās arvien straujāk.

No 64,3 miljoniem tonnu ASV saražotā papīra 49,1 miljons tonnu nonāk atkritumos (no šī daudzuma 26 miljonus tonnu piegādā mājsaimniecība, bet 23,1 miljonu tonnu tirdzniecības tīkls).

Saistībā ar iepriekš minēto cieto atkritumu izvešana un galīgā apglabāšana ir ļoti būtiska, grūtāk īstenojama higiēnas problēma pieaugošās urbanizācijas kontekstā.

Ir iespējama cieto atkritumu galīgā apglabāšana piesārņotā augsnē. Tomēr, tā kā pilsētas augsnes pašattīrīšanās spēja pastāvīgi pasliktinās, zemē aprakto atkritumu galīgā apglabāšana nav iespējama.

Persona varētu veiksmīgi izmantot cieto atkritumu apglabāšanai bioķīmiskie procesi sastopamas augsnē, tās neitralizējošās un dezinficējošās spējas, tomēr pilsētu augsne gadsimtiem ilgas cilvēku dzīves un darbības rezultātā pilsētās jau sen ir kļuvusi šim mērķim nepiemērota.

Ir labi zināmi pašattīrīšanās mehānismi, augsnē notiekošā mineralizācija, tajās iesaistīto baktēriju un enzīmu loma, kā arī vielu sadalīšanās starpprodukti un galaprodukti. Šobrīd pētījumi ir vērsti uz to faktoru apzināšanu, kas nodrošina dabiskās augsnes bioloģisko līdzsvaru, kā arī noskaidrot jautājumu, cik daudz cieto atkritumu (un kāds sastāvs) var izraisīt augsnes bioloģiskā līdzsvara pārkāpumu.
Sadzīves atkritumu (atkritumu) daudzums uz vienu iedzīvotāju dažās lielajās pasaules pilsētās

Jāpiebilst, ka pilsētās augsnes higiēniskais stāvoklis tās pārslodzes rezultātā strauji pasliktinās, lai gan augsnes pašattīrīšanās spēja ir galvenā higiēnas prasība bioloģiskā līdzsvara saglabāšanai. Augsne pilsētās vairs nespēj tikt galā ar savu uzdevumu bez cilvēka palīdzības. Vienīgā izeja no šīs situācijas ir pilnīga atkritumu neitralizācija un iznīcināšana saskaņā ar higiēnas prasībām.

Tāpēc inženierkomunikāciju izbūvei jābūt vērstai uz augsnes dabiskās pašattīrīšanās spējas saglabāšanu, un, ja šī spēja jau ir kļuvusi neapmierinoša, tad tā ir jāatjauno mākslīgi.

Visnelabvēlīgākā ir rūpniecisko atkritumu – gan šķidro, gan cieto – toksiskā iedarbība. Arvien lielāks daudzums šādu atkritumu nonāk augsnē, ar ko tā nespēj tikt galā. Tā, piemēram, augsnes piesārņojums ar arsēnu tika konstatēts superfosfāta ražotņu tuvumā (3 km rādiusā). Kā zināms, daži pesticīdi, piemēram, hlororganiskie savienojumi, kas nonākuši augsnē, ilgstoši nesadalās.

Līdzīga situācija ir ar dažiem sintētiskiem iepakojuma materiāliem (polivinilhlorīds, polietilēns u.c.).

Atsevišķi toksiski savienojumi agrāk vai vēlāk nonāk pazemes ūdeņos, kā rezultātā tiek izjaukts ne tikai augsnes bioloģiskais līdzsvars, bet arī gruntsūdeņu kvalitāte pasliktinās tiktāl, ka tos vairs nevar izmantot kā dzeramo ūdeni.
Sadzīves atkritumos (atkritumos) esošo sintētisko pamatmateriālu daudzuma procentuālā daļa

*
Kopā ar citu plastmasu atkritumiem, kas sacietē siltuma iedarbībā.
Atkritumu problēma mūsdienās ir palielinājusies arī tāpēc, ka daļa atkritumu, galvenokārt cilvēku un dzīvnieku izkārnījumi, tiek izmantoti lauksaimniecības zemju mēslošanai [fekālijas satur ievērojamu daudzumu slāpekļa-0,4-0,5%, fosfora (P203)-0,2-0,6 %, kālijs (K? 0) -0,5-1,5%, ogleklis-5-15%]. Šī pilsētas problēma ir izplatījusies arī pilsētas mikrorajonos.
4.4.
Augsnes nozīme dažādu slimību izplatībā

Augsnei ir nozīme izplatīšanā infekcijas slimības. Par to jau pagājušajā gadsimtā ziņoja Petterkofers (1882) un Fodors (1875), kuri galvenokārt uzsvēra augsnes lomu zarnu slimību izplatībā: holēras, vēdertīfa, dizentērijas u.c. Viņi arī vērsa uzmanību uz to, ka daži baktērijas un vīrusi saglabājas dzīvotspējīgi un virulenti augsnē mēnešiem ilgi. Pēc tam vairāki autori apstiprināja savus novērojumus, īpaši saistībā ar pilsētas augsni. Piemēram, holēras izraisītājs saglabājas dzīvotspējīgs un patogēns gruntsūdeņos no 20 līdz 200 dienām, vēdertīfa izraisītājs izkārnījumos - no 30 līdz 100 dienām, paratīfa izraisītājs - no 30 līdz 60 dienām. (Infekcijas slimību izplatības ziņā pilsētu augsne ir nozīmīga lielas briesmas nekā augsne laukos, kas mēslota ar kūtsmēsliem.)

Lai noteiktu augsnes piesārņojuma pakāpi, vairāki autori izmanto baktēriju skaita (E. coli) noteikšanu, tāpat kā ūdens kvalitātes noteikšanu. Citi autori uzskata par lietderīgu papildus noteikt mineralizācijas procesā iesaistīto termofilo baktēriju skaitu.

Infekcijas slimību izplatīšanos caur augsni ievērojami veicina zemes laistīšana ar notekūdeņiem. Tajā pašā laikā pasliktinās arī augsnes mineralizācijas īpašības. Tāpēc laistīšana ar notekūdeņiem jāveic pastāvīgā stingrā sanitārā uzraudzībā un tikai ārpus pilsētas teritorijas.

4.5.
Galveno piesārņojošo vielu (cieto un šķidro atkritumu) kaitīgā ietekme, kas izraisa augsnes degradāciju

4.5.1.
Šķidru atkritumu neitralizācija augsnē

Vairākās apdzīvotās vietās, kurās nav kanalizācijas sistēmu, daži atkritumi, tostarp kūtsmēsli, tiek neitralizēti augsnē.

Kā zināms, tas ir vienkāršākais veids, kā neitralizēt. Taču tas ir pieļaujams tikai tad, ja runa ir par bioloģiski vērtīgu augsni, kas saglabājusi pilsētu augsnēm neraksturīgu pašattīrīšanās spēju. Ja augsnei šīs īpašības vairs nepiemīt, tad, lai to pasargātu no turpmākas degradācijas, ir nepieciešamas sarežģītas tehniskās iekārtas šķidro atkritumu neitralizācijai.

Daudzviet atkritumi tiek neitralizēti komposta bedrēs. Tehniski šis risinājums ir grūts uzdevums. Turklāt šķidrumi spēj iekļūt augsnē diezgan lielos attālumos. Uzdevumu vēl vairāk sarežģī fakts, ka komunālajos notekūdeņos arvien vairāk ir toksisku rūpniecisko atkritumu, kas pasliktina augsnes mineralizācijas īpašības vēl lielākā mērā nekā cilvēku un dzīvnieku izkārnījumi. Tāpēc komposta bedrēs atļauts novadīt tikai notekūdeņus, kas iepriekš ir nogulsnējušies. Pretējā gadījumā tiek traucēta augsnes filtrācijas spēja, tad augsne zaudē citas aizsargājošās īpašības, pamazām aizsprosto poras utt.

Cilvēku fekāliju izmantošana lauksaimniecības lauku apūdeņošanai ir otrs veids, kā neitralizēt šķidros atkritumus. Šī metode rada dubultu higiēnas apdraudējumu: pirmkārt, tā var izraisīt augsnes pārslodzi, otrkārt, šie atkritumi var kļūt par nopietnu infekcijas avotu. Tāpēc izkārnījumi vispirms ir jādezinficē un attiecīgi jāapstrādā un tikai pēc tam jāizmanto kā mēslojums. Šeit ir divi pretēji viedokļi. Saskaņā ar higiēnas prasībām fekālijas tiek gandrīz pilnībā iznīcinātas, un no tautsaimniecības viedokļa tie ir vērtīgs mēslojums. Svaigas fekālijas nevar izmantot dārzu un lauku laistīšanai, ja tie nav iepriekš dezinficēti. Ja jums joprojām ir jāizmanto svaigi izkārnījumi, tad tiem ir nepieciešama tāda neitralizācijas pakāpe, ka tie gandrīz nav vērtīgi kā mēslojums.

Izkārnījumus var izmantot kā mēslojumu tikai īpaši paredzētās vietās - ar pastāvīgu sanitāro un higiēnas kontroli, īpaši attiecībā uz gruntsūdeņu stāvokli, mušu skaitu utt.

Prasības dzīvnieku fekāliju iznīcināšanai un iznīcināšanai augsnē principā neatšķiras no prasībām, kas attiecas uz cilvēku fekāliju iznīcināšanu.

Vēl nesen kūtsmēsli bija nozīmīgs vērtīgu barības vielu avots lauksaimniecībai, lai uzlabotu augsnes auglību. Tomēr pēdējos gados kūtsmēsli ir zaudējuši savu nozīmi daļēji mehanizācijas dēļ. Lauksaimniecība daļēji tāpēc, ka arvien vairāk tiek izmantots mākslīgais mēslojums.

Ja nav atbilstošas apstrādes un iznīcināšanas, bīstami ir arī kūtsmēsli, kā arī neapstrādāti cilvēku izkārnījumi. Tāpēc pirms izvešanas uz laukiem kūtsmēsliem ļauj nobriest, lai šajā laikā (60-70 °C temperatūrā) tajos varētu notikt nepieciešamie biotermiskie procesi. Pēc tam kūtsmēsli tiek uzskatīti par "nobriedušiem" un atbrīvoti no lielākās daļas tajos esošo patogēnu (baktērijas, tārpu olas utt.).

Jāatceras, ka kūtsmēslu veikali var nodrošināt ideālu augsni mušām, kas veicina dažādu izplatību zarnu infekcijas. Jāpiebilst, ka mušas reprodukcijai visvieglāk izvēlas cūku kūtsmēslus, tad zirgu, aitu un, visbeidzot, govju kūtsmēslus. Pirms mēslu izvešanas uz laukiem tie jāapstrādā ar insekticīdiem līdzekļiem.
turpinājums
--PAGE_BREAK--

Mobilās smago metālu formas augsnē. Kopsavilkums: Smagie metāli augsnē

Smagie metāli, kas piesārņo augsni

Merkurs

Svins

Kadmijs

Varš un cinks

Molibdēns

Antimons

Arsēns

Mangāns

Galvenās metodes augsnes piesārņojuma apkarošanai ar smagajiem metāliem

Bibliogrāfiskā saite

Ziņot par drukas kļūdu

Teksts, kas jānosūta mūsu redaktoriem:

Jūsu komentārs (pēc izvēles):