Raskmetallide vormid pinnases. Raskmetallide määramise meetodid pinnases

Antimon

Esineb mõnes maagis.

See on osa sulamitest, mida kasutatakse erinevates tööstusvaldkondades.

Selle liig põhjustab tõsiseid söömishäireid.

Arseen

Peamine arseeniga pinnase saastumise allikas on ained, mille abil nad võitlevad põllumajandustaimede kahjurite vastu, näiteks herbitsiidid, insektitsiidid. Arseen on akumuleeruv mürk, mis põhjustab kroonilist. Selle ühendid provotseerivad närvisüsteemi, aju, naha haigusi.

Mangaan

Selle elemendi kõrget sisaldust täheldatakse pinnases ja taimedes.

Kui mulda satub täiendav kogus mangaani, tekib sellest kiiresti ohtlik ülejääk. See mõjutab inimkeha närvisüsteemi hävitamise kujul.

Muude raskete elementide üleküllus pole vähem ohtlik.

Eeltoodust võib järeldada, et raskmetallide akumuleerumine pinnasesse toob kaasa rasked tagajärjed inimeste tervisele ja keskkonnale üldiselt.

Raskmetallidega pinnase saastamise vastu võitlemise peamised meetodid

Pinnase raskmetallide saastumisega tegelemise meetodid võivad olla füüsikalised, keemilised ja bioloogilised. Nende hulgas võib eristada järgmisi meetodeid:

• Mulla happesuse suurenemine suurendab võimalust, mistõttu orgaanilise aine ja savi sissetoomine, lupjamine aitavad mingil määral reostuse vastu võidelda.
• Mõnede taimede, näiteks ristiku, külvamine, niitmine ja mullapinnalt eemaldamine vähendab oluliselt raskemetallide kontsentratsiooni mullas. Lisaks on see meetod täiesti keskkonnasõbralik.
• Põhjavee detoksikatsiooni läbiviimine, selle pumpamine ja puhastamine.
• Raskmetallide lahustuva vormi migratsiooni ennustamine ja kõrvaldamine.
• Mõnel eriti raskel juhul tuleb mullakiht täielikult eemaldada ja asendada uuega.

Kõigist neist metallidest on kõige ohtlikum plii. See kipub kogunema, et tabada inimkeha. Elavhõbe ei ole ohtlik, kui ta satub inimkehasse üks või mitu korda, eriti ohtlikud on ainult elavhõbedaaurud. Usun, et tööstusettevõtted peaksid kasutama arenenumaid tootmistehnoloogiaid, mis ei ole kõigele elusolendile nii hävitavad. Mitte üks inimene ei peaks mõtlema, vaid mass, siis jõuame hea tulemuseni.

PAGE_BREAK-- raskemetallid, mis iseloomustab laia saasteainete rühma, on viimasel ajal laialt levinud. Erinevates teadus- ja rakendustöödes tõlgendavad autorid selle mõiste tähendust erinevalt. Sellega seoses varieerub raskmetallide rühma kuuluvate elementide arv suurtes piirides. Liikmelisuse kriteeriumidena kasutatakse paljusid omadusi: aatommass, tihedus, toksilisus, levimus looduskeskkonnas, osalemise määr looduslikes ja inimese loodud tsüklites. Mõnel juhul hõlmab raskmetallide määratlus habras (näiteks vismut) või metalloididega (näiteks arseen) seotud elemente.

Keskkonnareostuse ja keskkonnaseire probleemidele pühendatud töödes täna raskemetallid sisaldab rohkem kui 40 D.I perioodilise süsteemi metalli. Mendelejev, mille aatommass on üle 50 aatomühiku: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi Sel juhul mängivad raskmetallide kategoriseerimisel olulist rolli järgmised tingimused: nende kõrge mürgisus elusorganismidele suhteliselt madalates kontsentratsioonides, samuti võime bioakumuleeruda ja biomagnifitseerida. Peaaegu kõik selle määratluse alla kuuluvad metallid (välja arvatud plii, elavhõbe, kaadmium ja vismut, mille bioloogiline roll pole praegu selge), osalevad aktiivselt bioloogilistes protsessides, on osa paljudest ensüümidest. N. Reimersi klassifikatsiooni järgi tuleks metalle, mille tihedus on üle 8 g / cm3, pidada rasketeks. Seega hõlmavad raskmetallid Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formaalselt definitsioon raskemetallid sobib suurele hulgale esemetele. Keskkonna seisundi ja saastatuse vaatluste korraldamisega seotud praktilise tegevusega tegelevate teadlaste hinnangul ei ole nende elementide ühendid aga saasteainetega kaugeltki samaväärsed. Seetõttu toimub paljudes töödes raskmetallide rühma ulatuse kitsendamine, vastavalt töö suuna ja spetsiifikaga määratud prioriteetsuse kriteeriumidele. Seega juba klassikalistes teostes Yu.A. Iisrael biosfääri kaitsealade taustjaamades looduskeskkonnas määratavate kemikaalide loetelus. raskemetallid nimega Pb, Hg, Cd, As. Seevastu ÜRO Euroopa Majanduskomisjoni egiidi all töötava ning Euroopa riikide saasteainete heitkoguste kohta teavet koguva ja analüüsiva raskemetallide heitkoguste rakkerühma otsuse kohaselt on ainult Zn, As, Se ja Sb määrati raskemetallid... N. Reimersi definitsiooni järgi eristuvad raskmetallidest vastavalt vääris- ja haruldased metallid. ainult Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg... Rakendustöödel lisandub kõige sagedamini raskmetallide arv Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metalliioonid on looduslike reservuaaride asendamatud komponendid. Olenevalt keskkonnatingimustest (pH, redokspotentsiaal, ligandide olemasolu) eksisteerivad need erinevates oksüdatsiooniastmetes ja on osa erinevatest anorgaanilistest ja metallorgaanilistest ühenditest, mis võivad olla tõeliselt lahustunud, kolloidselt dispergeeritud või osa mineraalidest. ja orgaanilised suspensioonid.

Metallide tõeliselt lahustunud vormid on omakorda väga mitmekesised, mis on seotud hüdrolüüsi, hüdrolüütilise polümerisatsiooni (polünukleaarsete hüdroksokomplekside moodustumise) ja erinevate ligandidega kompleksi moodustumisega. Seega sõltuvad nii metallide katalüütilised omadused kui ka nende kättesaadavus veemikroorganismidele nende olemasolu vormidest veeökosüsteemis.

Paljud metallid moodustavad orgaanikaga üsna tugevaid komplekse; need kompleksid on üks olulisemaid elementide rändevorme looduslikes vetes. Enamik orgaanilisi komplekse moodustub kelaatimise tsüklis ja on stabiilsed. Pinnase hapetest moodustunud kompleksid raua, alumiiniumi, titaani, uraani, vanaadiumi, vase, molübdeeni ja teiste raskmetallide sooladega lahustuvad suhteliselt hästi neutraalses, nõrgalt happelises ja nõrgalt aluselises keskkonnas. Seetõttu on metallorgaanilised kompleksid võimelised rändama looduslikes vetes väga pikkade vahemaade tagant. See on eriti oluline madala mineralisatsiooniga ja ennekõike pinnavete puhul, kus muude komplekside moodustumine on võimatu.

Et mõista looduslikes vetes metalli kontsentratsiooni reguleerivaid tegureid, nende keemilist reaktsioonivõimet, biosaadavust ja toksilisust, on vaja lisaks metalli brutosisaldusele teada ka vabade ja seotud vormide osakaalu.

Metallide üleminekul vesikeskkonnas metallikompleksiks on kolm tagajärge:

1. Metalliioonide üldkontsentratsioon võib suureneda, kuna see läheb põhjasetetest lahusesse;

2. Kompleksioonide membraani läbilaskvus võib oluliselt erineda hüdraatiumioonide läbilaskvusest;

3. Metalli toksilisus kompleksi moodustumise tagajärjel võib olla väga erinev.

Niisiis, kelaaditud vormid Cu, Cd, Hg vähem toksilised kui vabad ioonid. Et mõista looduslikes vetes metalli kontsentratsiooni reguleerivaid tegureid, nende keemilist reaktsioonivõimet, biosaadavust ja toksilisust, on lisaks brutosisaldusele vaja teada ka seotud ja vabade vormide osakaalu.

Raskmetallidega veereostuse allikad on galvaaniliste töökodade, kaevanduste, musta ja värvilise metalli metallurgia, masinaehitustehaste reovesi. Raskmetalle leidub väetistes ja pestitsiidides ning need võivad sattuda veekogudesse koos äravooluga põllumajandusmaalt.

Raskmetallide kontsentratsiooni suurenemist looduslikes vetes seostatakse sageli muud tüüpi reostusega, näiteks hapestumisega. Happeliste sademete väljalangemine aitab kaasa pH-väärtuse langusele ja metallide üleminekule mineraalsetel ja orgaanilistel ainetel sorbeeritud olekust vabasse olekusse.

Eelkõige pakuvad huvi need metallid, mis saastavad atmosfääri suurimal määral nende märkimisväärses mahus kasutamise tõttu tootmistegevuses ning kujutavad endast väliskeskkonda akumuleerumise tulemusena oma bioloogilisest seisukohast tõsist ohtu. aktiivsus ja toksilised omadused. Nende hulka kuuluvad plii, elavhõbe, kaadmium, tsink, vismut, koobalt, nikkel, vask, tina, antimon, vanaadium, mangaan, kroom, molübdeen ja arseen.
Raskmetallide biogeokeemilised omadused

B - kõrge, Y - mõõdukas, H - madal

Vanaadium.

Vanaadiumi leidub peamiselt hajutatult ja seda leidub rauamaagis, õlis, asfaldis, bituumenis, põlevkivis, kivisöes jne. Üks peamisi vanaadiumiga loodusliku veereostuse allikaid on nafta ja selle saadused.

Looduslikes vetes esineb seda väga madalates kontsentratsioonides: jõevees 0,2 - 4,5 μg / dm3, merevees - keskmiselt 2 μg / dm3

Vees moodustab stabiilsed anioonsed kompleksid (V4O12) 4- ja (V10O26) 6-. Vanaadiumi migratsioonis on oluline roll selle lahustunud kompleksühenditel orgaaniliste ainetega, eriti humiinhapetega.

Vanaadiumi kõrgem kontsentratsioon on inimeste tervisele kahjulik. Vanaadiumi MPCv on 0,1 mg / dm3 (piirav ohunäitaja on sanitaar-toksikoloogiline), MPCvr on 0,001 mg / dm3.

Looduslikku vette sattuva vismuti looduslikud allikad on vismuti sisaldavate mineraalide leostumise protsessid. Farmaatsia- ja parfümeeriatööstuse ning mõnede klaasitööstuse ettevõtete reovesi võib samuti olla looduslikesse vetesse sattumise allikaks.

Reostamata pinnavees leidub seda submikrogrammides kontsentratsioonides. Suurim kontsentratsioon on põhjavees ja on 20 μg / dm3, merevees - 0,02 μg / dm3 Maksimaalne kontsentratsiooni piir on 0,1 mg / dm3.

Peamisteks rauaühendite allikateks pinnavetes on kivimite keemilise murenemise protsessid, millega kaasneb nende mehaaniline hävimine ja lahustumine. Looduslikes vetes sisalduvate mineraalsete ja orgaaniliste ainetega suhtlemisel moodustub kompleksne rauaühendite kompleks, mis on vees lahustunud, kolloidses ja hõljuvas olekus. Märkimisväärne kogus rauda tuleb maa-alusest äravoolust ning metallurgia-, metallitöötlemis-, tekstiili-, värvi- ja lakitööstuse ning põllumajanduse reoveest.

Faaside tasakaalud sõltuvad vee keemilisest koostisest, pH-st, Eh-st ja teatud määral ka temperatuurist. Rutiinanalüüsis ajal kaalutud vorm eraldavad osakesi, mis on suuremad kui 0,45 mikronit. Koosneb peamiselt rauda sisaldavatest mineraalidest, raudoksiidhüdraadist ja suspensioonidele sorbeeritud rauaühenditest. Tõelisi lahustunud ja kolloidseid vorme käsitletakse tavaliselt koos. Lahustatud raud mida esindavad ühendid ioonsel kujul, hüdroksokompleksi kujul ja kompleksid looduslike vete lahustunud anorgaaniliste ja orgaaniliste ainetega. Ioonsel kujul migreerub peamiselt Fe (II) ja Fe (III) ei saa kompleksi moodustavate ainete puudumisel märkimisväärses koguses olla lahustunud olekus.

Rauda leidub peamiselt madala Eh-väärtusega vetes.

Keemilise ja biokeemilise (rauabakterite osalusel) oksüdatsiooni tulemusena läheb Fe (II) Fe (III)-ks, mis hüdrolüüsides sadestub Fe (OH) 3 kujul. Nii Fe (II) kui ka Fe (III) kalduvad moodustama seda tüüpi hüdroksokomplekse +, 4+, +, 3+, - ja teised, mis eksisteerivad lahuses erinevatel kontsentratsioonidel sõltuvalt pH-st ja määravad üldiselt raud-hüdroksüülsüsteemi oleku. Peamine Fe (III) leidmise vorm pinnavees on selle kompleksühendid lahustunud anorgaaniliste ja orgaaniliste ühenditega, peamiselt humiinainetega. pH = 8,0 juures on põhivorm Fe (OH) 3; kõige vähem uuritud on raua kolloidset vormi; see on raudoksiidi Fe (OH) 3 hüdraat ja kompleksid orgaaniliste ainetega.

Maa pinnavees on rauasisaldus kümnendikke milligrammi, soode lähedal - mõni milligramm. Suurenenud rauasisaldust täheldatakse rabavetes, kus see on komplekside kujul humiinhapete sooladega - humaatidega. Suurimad raua kontsentratsioonid (kuni mitukümmend ja sadu milligramme 1 dm3 kohta) on madala pH väärtusega põhjavees.

Olles bioloogiliselt aktiivne element, mõjutab raud teatud määral fütoplanktoni arengu intensiivsust ja reservuaari mikrofloora kvalitatiivset koostist.

Raua kontsentratsioon on allutatud olulistele hooajalistele kõikumistele. Tavaliselt on kõrge bioloogilise tootlikkusega veehoidlates suvise ja talvise stagnatsiooni perioodil märgata raua kontsentratsiooni suurenemist põhjaveekihtides. Veemasside sügis-kevadise segunemisega (homotermiaga) kaasneb Fe (II) oksüdatsioon Fe (III)-s ja viimase sadestumine Fe (OH) 3 kujul.

See satub looduslikesse vetesse muldade, polümetalli- ja vasemaagi leostumisel, seda akumuleeruvate veeorganismide lagunemise tulemusena. Kaadmiumiühendid viiakse pinnavette plii-tsingitehaste, maagitöötlemistehaste, mitmete keemiatehaste (väävelhappe tootmine), galvaanilise tootmise ja ka kaevandusveega. Lahustunud kaadmiumiühendite kontsentratsiooni langus tuleneb sorptsiooniprotsessidest, kaadmiumhüdroksiidi ja -karbonaadi sadestumisest ning nende tarbimisest veeorganismide poolt.

Looduslikes vetes lahustunud kaadmiumi vormid on peamiselt mineraal- ja orgaanilis-mineraalkompleksid. Kaadmiumi peamine suspendeeritud vorm on selle sorbeeritud ühendid. Märkimisväärne osa kaadmiumist võib migreeruda veeorganismide rakkudes.

Reostamata ja kergelt saastunud jõevees sisaldub kaadmium submikrogrammistes kontsentratsioonides, reostunud ja heitvees võib kaadmiumi kontsentratsioon ulatuda kümnete mikrogrammideni 1 dm3 kohta.

Kaadmiumiühendid mängivad loomade ja inimeste elus olulist rolli. Suurtes kontsentratsioonides on see mürgine, eriti koos teiste mürgiste ainetega.

MPCv on 0,001 mg / dm3, MPCvr - 0,0005 mg / dm3 (piirav kahjulikkuse märk on toksikoloogiline).

Koobaltiühendid satuvad looduslikesse vetesse leostumisel vaskpüriidist ja teistest maakidest, pinnasest organismide ja taimede lagunemise käigus, samuti metallurgia-, metallitöötlemis- ja keemiatehaste reoveega. Osa koobaltist tuleb mullast taime- ja loomorganismide lagunemise tulemusena.

Koobaltiühendid looduslikes vetes on lahustunud ja hõljuvas olekus, mille kvantitatiivse suhte määrab vee keemiline koostis, temperatuur ja pH väärtused. Lahustunud vorme esindavad peamiselt kompleksühendid, sh. looduslike vete orgaaniliste ainetega. Kahevalentsed koobaltiühendid on kõige tüüpilisemad pinnavetele. Oksüdeerijate juuresolekul võib kolmevalentset koobaltit esineda märgatavas kontsentratsioonis.

Koobalt on üks bioloogiliselt aktiivseid elemente ja seda leidub alati loomade ja taimede kehas. Selle ebapiisav sisaldus muldades on seotud ebapiisava koobaltisisaldusega taimedes, mis aitab kaasa aneemia tekkele loomadel (taiga-metsa mittetšernozemvöönd). B12-vitamiini osana mõjutab koobalt väga aktiivselt lämmastikku sisaldavate ainete omastamist, klorofülli ja askorbiinhappe sisalduse suurenemist, aktiveerib biosünteesi ja suurendab valgulise lämmastiku sisaldust taimedes. Koobaltiühendite kõrge kontsentratsioon on aga mürgine.

Reostamata ja kergelt saastunud jõevetes on selle sisaldus milligrammi kümnendikutest kuni tuhandikuteni 1 dm3-s, merevees on keskmine sisaldus 0,5 μg / dm3. MPCv on 0,1 mg / dm3, MPCvr 0,01 mg / dm3.

Mangaan

Mangaan satub pinnavette ferromangaanimaakide ja teiste mangaani sisaldavate mineraalide (pürolusiit, psilomelaan, browniit, manganiit, must ooker) leostumise tulemusena. Märkimisväärne kogus mangaani tuleb veeloomade ja taimeorganismide, eriti sinivetikate, ränivetikate ja kõrgemate veetaimede lagunemisel. Mangaaniühendid juhitakse reservuaaridesse koos mangaani kontsentreerimistehaste, metallurgiatehaste, keemiatehaste ja kaevandusvete reoveega.

Mangaaniioonide kontsentratsiooni langus looduslikes vetes toimub Mn (II) oksüdeerumisel MnO2-ks ja teisteks sadestunud kõrge valentsiga oksiidideks. Peamised parameetrid, mis määravad oksüdatsioonireaktsiooni, on lahustunud hapniku kontsentratsioon, pH ja temperatuur. Lahustunud mangaaniühendite kontsentratsioon väheneb nende ärakasutamise tõttu vetikate poolt.

Peamine mangaaniühendite migratsioonivorm pinnavees on heljumi, mille koostise määravad omakorda vetest kuivendatud kivimite koostis, samuti raskmetallide kolloidhüdroksiidid ja sorbeeritud mangaaniühendid. Orgaanilised ained ja mangaani kompleksi moodustumise protsessid anorgaaniliste ja orgaaniliste ligandidega on lahustunud ja kolloidsete vormide mangaani migratsioonil väga olulised. Mn (II) moodustab vesinikkarbonaatide ja sulfaatidega lahustuvaid komplekse. Mangaani kompleksid klooriioonidega on haruldased. Mn (II) kompleksühendid orgaaniliste ainetega on tavaliselt vähem tugevad kui teiste siirdemetallidega. Nende hulka kuuluvad ühendid amiinide, orgaaniliste hapete, aminohapete ja huumusainetega. Mn (III) võib suurtes kontsentratsioonides olla lahustunud olekus ainult tugevate kompleksimoodustajate juuresolekul, Mn (YII) looduslikes vetes ei esine.

Jõevetes on mangaani sisaldus tavaliselt vahemikus 1 kuni 160 μg / dm3, keskmine sisaldus merevees on 2 μg / dm3, põhjavees - n,102 - n,103 μg / dm3.

Mangaani kontsentratsioon pinnavees on allutatud hooajalistele kõikumistele.

Mangaani kontsentratsiooni muutusi määravad tegurid on pinna- ja põhjavee äravoolu suhe, selle tarbimise intensiivsus fotosünteesi käigus, fütoplanktoni, mikroorganismide ja kõrgema veetaimestiku lagunemine, samuti veekogude põhja ladestumise protsessid.

Mangaani roll veekogude kõrgemate taimede ja vetikate elus on väga suur. Mangaan soodustab taimede CO2 ärakasutamist, suurendades seeläbi fotosünteesi kiirust, osaleb nitraatide taaskasutamise ja lämmastiku assimilatsiooni protsessides taimede poolt. Mangaan soodustab aktiivse Fe (II) üleminekut Fe (III)-le, mis kaitseb rakku mürgistuse eest, kiirendab organismide kasvu jne. Mangaani oluline ökoloogiline ja füsioloogiline roll tingib vajaduse uurida ja levitada mangaani looduslikes vetes.

Sanitaar- ja kodumajapidamises kasutatavate reservuaaride puhul on MPCv (mangaaniioonide jaoks) seatud väärtusele 0,1 mg / dm3.

Allpool on metallide: mangaani, vase, nikli ja plii keskmiste kontsentratsioonide jaotuse kaardid, mis on koostatud 1989. - 1993. aasta vaatlusandmete põhjal. 123 linnas. Eeldatakse, et hilisemate andmete kasutamine ei ole asjakohane, kuna seoses toodangu vähenemisega on heljumi ja sellest tulenevalt ka metallide kontsentratsioonid oluliselt vähenenud.

Mõju tervisele. Paljud metallid on tolmu koostisosad ja neil on oluline tervisemõju.

Mangaan satub atmosfääri mustmetallurgia ettevõtete (60% kogu mangaani heitkogustest), masinaehituse ja metallitöötlemise (23%), värvilise metallurgia (9%), paljudest väikestest allikatest, näiteks keevitusest.

Mangaani kõrge kontsentratsioon põhjustab neurotoksiliste mõjude ilmnemist, kesknärvisüsteemi progresseeruvat kahjustust, kopsupõletikku.
Suurimat mangaani kontsentratsiooni (0,57–0,66 μg / m3) täheldatakse suurtes metallurgiakeskustes: Lipetskis ja Tšerepovetsis, aga ka Magadanis. Enamik kõrge Mn kontsentratsiooniga (0,23 - 0,69 μg / m3) linnu on koondunud Koola poolsaarele: Zapolyarnõi, Kandalakša, Monchegorsk, Olenegorsk (vt kaarti).

1991–1994 mangaani heitkogused tööstuslikest allikatest vähenesid 62%, keskmised kontsentratsioonid 48%.

Vask on üks olulisemaid mikroelemente. Vase füsioloogiline aktiivsus on peamiselt seotud selle lisamisega redoksensüümide aktiivsetesse keskustesse. Ebapiisav vasesisaldus muldades mõjutab negatiivselt valkude, rasvade ja vitamiinide sünteesi ning soodustab taimeorganismide viljatust. Vask osaleb fotosünteesi protsessis ja mõjutab lämmastiku imendumist taimede poolt. Samal ajal avaldab vase liigne kontsentratsioon kahjulikku mõju taime- ja loomaorganismidele.

Looduslikes vetes on enimlevinud ühendid Cu (II). Cu (I) ühenditest on enim levinud vees raskesti lahustuvad Cu2O, Cu2S, CuCl. Ligandide juuresolekul vesikeskkonnas koos hüdroksiidi dissotsiatsiooni tasakaaluga on vaja arvestada erinevate kompleksvormide moodustumisega, mis on tasakaalus metallide vesiioonidega.

Põhiliseks looduslikesse vetesse sattuva vase allikaks on keemia- ja metallurgiatööstuse reovesi, kaevandusveed, vetikate hävitamiseks kasutatavad aldehüüdreagendid. Vask võib ilmneda vasktorude ja muude veevarustussüsteemides kasutatavate konstruktsioonide korrosiooni tagajärjel. Põhjavees on vasesisaldus tingitud vee vastasmõjust seda sisaldavate kivimitega (kalkopüriit, kalkotsiit, kovelliit, borniit, malahhiit, asuriit, krüsakolla, brotantiin).

Vase maksimaalne lubatud sisaldus sanitaarveekogude vees on 0,1 mg / dm3 (piirav kahjulikkuse märk on üldine sanitaar), kalandusveekogude vees - 0,001 mg / dm3.

Linn

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Vaskoksiidi heitkogused М (tuhat tonni / aastas) ja vase keskmine aastane kontsentratsioon q (μg / m3).

Vask satub õhku metallurgiatööstuse heitmetega. Tahkete ainete heitmetes sisaldub see peamiselt ühendite, peamiselt vaskoksiidi kujul.

Värvilise metallurgia ettevõtted annavad 98,7% kõigist selle metalli inimtekkelistest heitkogustest, millest 71% on kontserni Norilsk Nickel ettevõtted, mis asuvad Zapolyarnõis ja Nikelis, Monchegorskis ja Norilskis, ning umbes 25% vaseheitest. viidi läbi Revdas, Krasnouralskis, Kolchuginos jt.

Kõrge vase kontsentratsioon põhjustab toksilisust, aneemiat ja hepatiiti.

Nagu kaardilt näha, registreeriti kõrgeimad vasesisaldused Lipetski ja Rudnaja Pristani linnades. Vase kontsentratsioonid on tõusnud ka Koola poolsaare linnades Zapolyarnõis, Monchegorskis, Nikelis, Olenegorskis, aga ka Norilskis.

Tööstusallikatest pärit vase emissioon vähenes 34%, keskmine kontsentratsioon 42%.

Molübdeen

Molübdeeniühendid satuvad pinnavette nende leostumisel molübdeeni sisaldavatest eksogeensetest mineraalidest. Molübdeen satub veekogudesse ka kontsentreerimistehaste ja värvilise metallurgia ettevõtete reoveega. Molübdeeniühendite kontsentratsiooni langus toimub halvasti lahustuvate ühendite sadenemise, mineraalsete suspensioonide adsorptsiooniprotsesside ja taimede veeorganismide tarbimise tagajärjel.

Pinnavees sisalduv molübdeen on peamiselt kujul MoO42-... Suure tõenäosusega eksisteerib see orgaaniliste mineraalsete komplekside kujul. Kolloidses olekus teatud kogunemise võimalus tuleneb asjaolust, et molübdeniidi oksüdatsiooniproduktid on lahtised peendisperssed ained.

Jõevetes leidub molübdeeni kontsentratsioonis 2,1–10,6 μg / dm3. Merevesi sisaldab keskmiselt 10 μg / dm3 molübdeeni.

Väikestes kogustes on molübdeen vajalik taime- ja loomaorganismide normaalseks arenguks. Molübdeen on osa ksantiinoksüdaasi ensüümist. Molübdeeni puuduse korral toodetakse ensüümi ebapiisavas koguses, mis põhjustab kehas negatiivseid reaktsioone. Suurtes kontsentratsioonides on molübdeen kahjulik. Molübdeeni liigse sisaldusega on ainevahetus häiritud.

Molübdeeni maksimaalne lubatud kontsentratsioon sanitaar- ja olmeveekogudes on 0,25 mg / dm3.

Arseen tuleb looduslikesse vetesse mineraalveeallikatest, arseeni mineralisatsiooni piirkondadest (arseenpüriit, realgar, orpiment), aga ka polümetalliliste, vask-koobalti ja volframikivimite oksüdatsioonitsoonidest. Teatud kogus arseeni tuleb pinnasest, aga ka taime- ja loomorganismide lagunemisest. Arseeni tarbimine veeorganismide poolt on üks põhjusi, miks selle kontsentratsioon vees väheneb, mis avaldub kõige selgemini planktoni intensiivse arengu perioodil.

Märkimisväärses koguses arseeni satub veekogudesse koos töötlemisettevõtete reoveega, värvainete tootmise, parkimistöökodade ja pestitsiiditööstuse jäätmetega, samuti põllumaalt, kus kasutatakse pestitsiide.

Looduslikes vetes on arseeniühendid lahustunud ja hõljuvas olekus, mille suhte määrab vee keemiline koostis ja pH väärtused. Lahustunud kujul leidub arseeni tris- ja viievalentsetes vormides, peamiselt anioonide kujul.

Reostamata jõevetes leidub arseeni tavaliselt mikrogrammides. Mineraalvees võib selle kontsentratsioon ulatuda mitme milligrammini 1 dm3 kohta, merevees sisaldab see keskmiselt 3 μg / dm3, põhjavees leidub seda kontsentratsioonides n,105 μg / dm3. Suures kontsentratsioonis arseeniühendid on loomade ja inimeste organismile mürgised: pärsivad oksüdatiivseid protsesse, pärsivad elundite ja kudede hapnikuga varustamist.

Arseeni maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 0,05 mg / dm3 (piirav ohunäitaja on sanitaar- ja toksikoloogiline) ja arseeni maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 0,05 mg / dm3.

Nikli olemasolu looduslikes vetes on tingitud kivimite koostisest, mida vesi läbib: seda leidub sulfiidse vase-nikli maakide ja raua-nikli maakide maardlate kohtades. See satub vette muldadest ning taime- ja loomorganismidest nende lagunemise käigus. Võrreldes teist tüüpi vetikatega leiti sinivetikates kõrgem niklisisaldus. Nikliühendeid tarnitakse veekogudesse ka nikeldamistöökodade, sünteetilise kautšuki tehaste ja niklitöötlustehaste reoveega. Fossiilkütuste põletamisega kaasneb tohutu nikliheide.

Selle kontsentratsioon võib väheneda selliste ühendite nagu tsüaniidid, sulfiidid, karbonaadid või hüdroksiidid (pH väärtuste tõusuga) sadenemise tõttu veeorganismide tarbimise ja adsorptsiooniprotsesside tõttu.

Pinnavetes on nikliühendid lahustunud, hõljuvas ja kolloidses olekus, mille kvantitatiivne suhe sõltub vee koostisest, temperatuurist ja pH väärtustest. Nikliühendite sorbendid võivad olla raudhüdroksiid, orgaanilised ained, kõrge dispergeeritud kaltsiumkarbonaat ja savid. Lahustunud vormid on peamiselt kompleksioonid, kõige sagedamini koos aminohapete, humiin- ja fulvohapetega ning ka tugeva tsüaniidkompleksi kujul. Nikliühendid on enim levinud looduslikes vetes, kus see on +2 oksüdatsiooniastmes. Ni3 + ühendid tekivad tavaliselt aluselises keskkonnas.

Nikliühendid mängivad olulist rolli hematopoeetilistes protsessides, olles katalüsaatorid. Selle suurenenud sisaldus avaldab spetsiifilist mõju südame-veresoonkonna süsteemile. Nikkel on üks kantserogeensetest elementidest. See võib põhjustada hingamisteede haigusi. Arvatakse, et vabad nikliioonid (Ni2+) on umbes 2 korda toksilisemad kui selle kompleksühendid.

Reostamata ja kergelt saastunud jõevetes on nikli kontsentratsioon tavaliselt vahemikus 0,8 kuni 10 µg / dm3; saastunud on see mitukümmend mikrogrammi 1 dm3 kohta. Nikli keskmine kontsentratsioon merevees on 2 μg / dm3, põhjavees - n,103 μg / dm3. Niklit sisaldavate kivimite põhjavee pesemisel tõuseb nikli kontsentratsioon mõnikord 20 mg / dm3-ni.

Nikkel satub atmosfääri värvilise metallurgia ettevõtetest, mis annavad 97% kõigist nikli heitkogustest, millest 89% läheb Norilski nikli kontserni Zapolyarny ja Nikel, Monchegorsk ja Norilskis asuvatele ettevõtetele.

Suurenenud nikli sisaldus keskkonnas põhjustab endeemiliste haiguste, bronhiaalvähi ilmnemist. Nikliühendid on klassifitseeritud kantserogeensete ainete rühma 1.
Kaardil on mitmed kõrge keskmise nikli kontsentratsiooniga punktid Norilski nikli kontserni asukohtades: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Nikli heitkogused tööstusettevõtetest vähenesid 28%, keskmised kontsentratsioonid - 35%.

Nikli heitkogused М (tuhat tonni / aastas) ja aasta keskmised kontsentratsioonid q (μg / m3).

See satub looduslikesse vetesse tina sisaldavate mineraalide (kassiteriit, stanniin) leostumise protsesside tulemusena, samuti erinevate tööstusharude reoveega (kanga värvimine, orgaaniliste värvide süntees, tinalisanditega sulamite tootmine jne). .

Tina toksiline toime on väike.

Reostamata pinnavees leidub tina submikrogrammistes kontsentratsioonides. Põhjavees ulatub selle kontsentratsioon mõne mikrogrammini 1 dm3 kohta. MPCv on 2 mg / dm3.

Elavhõbedaühendid võivad sattuda pinnavette kivimite leostumise tagajärjel elavhõbedavarude piirkonnas (kinaver, metatsinaver, elavstoniit), elavhõbedat akumuleerivate veeorganismide lagunemise protsessis. Märkimisväärsetes kogustes satub veekogudesse värvaineid, pestitsiide, ravimeid ja mõningaid lõhkeaineid tootvate ettevõtete reovesi. Kivisöeküttel töötavad soojuselektrijaamad paiskavad atmosfääri märkimisväärses koguses elavhõbedaühendeid, mis märja ja kuivsadestamise tulemusena satuvad veekogudesse.

Lahustunud elavhõbedaühendite kontsentratsiooni langus tuleneb nende ekstraheerimisest paljude mere- ja mageveeorganismide poolt, millel on võime seda akumuleerida kontsentratsioonides, mis on mitu korda suuremad kui selle sisaldus vees, samuti adsorptsiooniprotsesside tõttu hõljuvate ainete ja põhjasetted.

Pinnavetes on elavhõbedaühendid lahustunud ja hõljuvas olekus. Nende vaheline suhe sõltub vee keemilisest koostisest ja pH väärtustest. Suspendeeritud elavhõbe on sorbeeritud elavhõbedaühendid. Lahustunud vormid on dissotsieerumata molekulid, komplekssed orgaanilised ja mineraalsed ühendid. Veekogude vees võib elavhõbedat leida metüülelavhõbedaühendite kujul.

Elavhõbedaühendid on väga mürgised, mõjuvad inimese närvisüsteemile, põhjustavad muutusi limaskestas, seedetrakti motoorsete funktsioonide ja sekretsiooni häireid, muutusi veres jne. Bakterite metüülimisprotsessid on suunatud metüülelavhõbedaühendite moodustumisele, mis on mitu korda mürgisemad kui elavhõbeda mineraalsoolad. Metüülelavhõbedaühendid kogunevad kaladesse ja võivad sattuda inimkehasse.

Elavhõbeda suurim lubatud kontsentratsioon on 0,0005 mg / dm3 (piirav kahjustuse tunnus on sanitaar- ja toksikoloogiline), elavhõbeda maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 0,0001 mg / dm3.

Pinnavette sattuva plii looduslikud allikad on endogeensete (galeenia) ja eksogeensete (anglesiit, tserussiit jne) mineraalide lahustumisprotsessid. Pliisisalduse märkimisväärne suurenemine keskkonnas (sealhulgas pinnavees) on seotud kivisöe põletamisega, tetraetüülplii kasutamisega mootorikütuses dekoputusvastase ainena, selle viimisega veekogudesse koos maagitöötlemistehaste reoveega. , mõned metallurgiatehased, keemiatööstused, kaevandused jne. Olulised tegurid plii kontsentratsiooni alandamisel vees on selle adsorptsioon heljumiga ja sadestumine koos nendega põhjasetetesse. Muude metallide hulgas ekstraheerivad ja koguvad veeorganismid pliid.

Pliid leidub looduslikes vetes lahustunud ja suspendeeritud (sorbeeritud) olekus. Lahustunud kujul esineb see mineraalsete ja orgaaniliste mineraalsete komplekside, aga ka lihtsate ioonide kujul, lahustumatul kujul, peamiselt sulfiidide, sulfaatide ja karbonaatide kujul.

Jõevetes ulatub plii kontsentratsioon kümnendikest kuni mõne mikrogrammini 1 dm3 kohta. Isegi polümetallimaakide aladega külgnevate veekogude vees ulatub selle kontsentratsioon harva kümnetesse milligrammidesse 1 dm3 kohta. Ainult kloriidsetes termaalvetes ulatub plii kontsentratsioon mõnikord mitme milligrammini 1 dm3 kohta.

Plii kahjulikkuse piirav näitaja on sanitaar- ja toksikoloogiline. Plii MPCv on 0,03 mg / dm3, MPCvr - 0,1 mg / dm3.

Pliid sisaldavad metallurgia, metallitöötlemise, elektrotehnika, naftakeemia- ja autotööstuse heitkogused.

Plii tervisemõju ilmneb pliid sisaldava õhu sissehingamisel ning plii allaneelamisel toidust, veest ja tolmuosakestest. Plii koguneb kehasse, luudesse ja pindkudedesse. Plii mõjutab neere, maksa, närvisüsteemi ja vereloomeorganeid. Eakad ja lapsed on eriti tundlikud isegi väikeste pliidooside suhtes.

Plii heitkogused М (tuhat tonni / aastas) ja keskmised aastased kontsentratsioonid q (μg / m3).

Seitsme aastaga on tööstuslikest allikatest lähtuvad pliiheitmed tootmiskärbete ja paljude tehaste sulgemise tõttu vähenenud 60%. Tööstuslike heitkoguste järsu langusega ei kaasne sõidukite heitgaaside vähenemine. Keskmine plii kontsentratsioon vähenes vaid 41%. Erinevused heitkoguste vähendamises ja pliisisalduses võivad olla tingitud sõidukite heitkoguste mittetäielikust arvestusest eelmistel aastatel; nüüd on autode arv ja nende liikumise intensiivsus kasvanud.

Tetraetüülplii

See satub looduslikesse vetesse veesõidukite kasutamise tõttu mootorikütuses löögivastase ainena, samuti linnapiirkondade pinnavee äravoolu tõttu.

See aine on väga mürgine ja sellel on kumulatiivsed omadused.

Pinnavette sattuva hõbeda allikateks on maa-alused veed ning kaevanduste, töötlemisettevõtete, fotoettevõtete reoveed. Suurenenud hõbedasisaldus on seotud bakteritsiidsete ja algitsiidsete preparaatide kasutamisega.

Reovees võib hõbedat esineda lahustunud ja suspendeeritud kujul, enamasti halogeniidsoolade kujul.

Reostamata pinnavees leidub hõbedat submikrogrammides. Põhjavees ulatub hõbeda kontsentratsioon ühikutest kümnete mikrogrammideni 1 dm3 kohta, merevees - keskmiselt 0,3 μg / dm3.

Hõbedaioonid on võimelised hävitama baktereid ja steriliseerima vett isegi ebaolulises kontsentratsioonis (hõbedaioonide bakteritsiidse toime alumine piir on 2,10-11 mol / dm3). Hõbeda rolli loomade ja inimeste kehas ei mõisteta hästi.

Hõbeda maksimaalne kontsentratsioonipiir on 0,05 mg / dm3.

Antimon satub pinnavette antimoni mineraalide (stibniit, senarmontiit, valentiniit, cervaniit, stibiokaniit) leostumise tõttu ning kummi-, klaasi-, värvimis- ja tikuvabraste reoveega.

Looduslikes vetes on antimoniühendid lahustunud ja hõljuvas olekus. Pinnavetele tüüpilistes redokstingimustes võib esineda nii kolme- kui ka viievalentset antimoni.

Reostamata pinnavees leidub antimoni submikrogrammides, merevees ulatub selle kontsentratsioon 0,5 μg / dm3, põhjavees - 10 μg / dm3. Antimoni maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 0,05 mg / dm3 (piirav ohunäitaja on sanitaar- ja toksikoloogiline), antimoni maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 0,01 mg / dm3.

Kolme- ja kuuevalentse kroomi ühendid satuvad pinnavette kivimitest (kromiit, krokoiit, uvaroviit jt) leostumise tulemusena. Osa koguseid tuleb pinnasest organismide ja taimede lagunemise käigus. Märkimisväärsed kogused võivad reservuaaridesse sattuda galvaaniliste töökodade, tekstiiliettevõtete värvitöökodade, parkimistöökodade ja keemiatööstuse ettevõtete reoveega. Kroomiioonide kontsentratsiooni vähenemist võib täheldada nende veeorganismide tarbimise ja adsorptsiooniprotsesside tagajärjel.

Pinnavetes on kroomiühendid lahustunud ja hõljuvas olekus, mille vahekord sõltub vee koostisest, temperatuurist ja lahuse pH-st. Suspendeeritud kroomiühendid on peamiselt sorbeeritud kroomiühendid. Sorbentideks võivad olla savid, raudhüdroksiid, peendispersne settiv kaltsiumkarbonaat, taimsete ja loomsete organismide jäägid. Lahustatud kujul võib kroom olla kromaatide ja dikromaatide kujul. Aeroobsetes tingimustes muutub Cr (VI) Cr (III)-ks, mille soolad hüdrolüüsitakse neutraalses ja aluselises keskkonnas hüdroksiidi vabanemisega.

Reostuseta ja kergelt saastunud jõevees ulatub kroomi sisaldus mõnest kümnendikust mikrogrammist liitris kuni mitme mikrogrammini liitris, reostunud veekogudes ulatub see mitmekümne ja sadade mikrogrammideni liitri kohta. Keskmine kontsentratsioon merevees on 0,05 μg / dm3, põhjavees - tavaliselt vahemikus n,10 - n,102 μg / dm3.

Suurendatud kogustes ühenditel Cr (VI) ja Cr (III) on kantserogeensed omadused. Cr (VI) ühendid on ohtlikumad.

See satub looduslikesse vetesse kivimite ja mineraalide (sfaleriit, tsintsiit, goslariit, smitsoniit, kalamiin) looduslike hävimis- ja lahustumisprotsesside tulemusena, samuti maagi töötlemise tehaste ja galvaaniliste töökodade reoveega, pärgamentpaberi ja mineraalvärvide tootmisel. , viskooskiud ja dr.

Vees esineb see peamiselt ioonsel kujul või mineraalsete ja orgaaniliste komplekside kujul. Mõnikord esineb see lahustumatutes vormides: hüdroksiidi, karbonaadi, sulfiidi jne kujul.

Jõevetes on tsingi kontsentratsioon tavaliselt vahemikus 3 kuni 120 μg / dm3, merevees - 1,5 kuni 10 μg / dm3. Selle sisaldus maagis ja eriti madala pH-ga kaevandusvees võib olla märkimisväärne.

Tsink on üks aktiivseid mikroelemente, mis mõjutavad organismide kasvu ja normaalset arengut. Samas on paljud tsingiühendid mürgised, eelkõige selle sulfaat ja kloriid.

Zn2 + maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 1 mg / dm3 (piirav ohuindikaator on organoleptiline), Zn2 + maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 0,01 mg / dm3 (piirav oht on toksikoloogiline).

Raskmetallid on ohtlikkuse poolest juba teisel kohal, alludes pestitsiididele ning edestades oluliselt selliseid laialt tuntud saasteaineid nagu süsihappegaas ja väävel, prognoosides peaksid neist saama kõige ohtlikumad, ohtlikumad kui tuumajäätmed ja tahked jäätmed. Raskmetallidega reostust seostatakse nende laialdase kasutamisega tööstuslikus tootmises koos nõrkade puhastussüsteemidega, mille tulemusena satuvad raskmetallid keskkonda, sh pinnasesse, saastavad ja mürgitavad seda.

Raskmetallid on prioriteetsete saasteainete hulgas, mida tuleb jälgida kõigis keskkondades. Erinevates teadus- ja rakendustöödes tõlgendavad autorid mõiste "raskmetallid" tähendust erinevalt. Mõnel juhul hõlmab raskmetallide määratlus habras (näiteks vismut) või metalloididega (näiteks arseen) seotud elemente.

Muld on peamine keskkond, kuhu raskmetallid satuvad, sealhulgas atmosfäärist ja veekeskkonnast. See toimib ka pinnase õhu ja vee sekundaarse reostuse allikana, mis sealt maailma ookeani siseneb. Taimed omastavad pinnasest raskmetalle, mis seejärel satuvad paremini organiseeritud loomade toidusse.
jätk
--PAGE_BREAK-- 3.3. Plii mürgistus
Plii on praegu tööstusmürgistuse põhjuste hulgas esikohal. Selle põhjuseks on selle laialdane kasutamine erinevates tööstusharudes. Pliiga puutuvad kokku töötajad, kes ekstraheerivad pliimaaki pliisulatus, akude tootmisel, jootmisel, trükikodades, kristallklaasi või keraamikatoodete, pliibensiini, pliivärvide jms valmistamisel Atmosfääriõhu saastumine pliiga , pinnas ja vesi selliste tööstusharude läheduses, aga ka suurte maanteede läheduses, ohustab pliikahjustusi nendes piirkondades elavale elanikkonnale ja eelkõige lastele, kes on raskmetallide mõju suhtes tundlikumad.
Kahetsusega tuleb märkida, et Venemaal puudub riiklik poliitika plii keskkonnale ja rahvatervisele avaldatava mõju õigusliku, regulatiivse ja majandusliku reguleerimise ning plii ja selle ühendite keskkonda sattumise (heited, jäätmed) vähendamise kohta. ja pliid sisaldavate bensiinide tootmise täielik lõpetamine.

Seoses äärmiselt ebarahuldava õppetööga, mille eesmärk on selgitada elanikkonnale inimkeha raskmetallidega kokkupuutumise ohu astet, ei vähene Venemaal pliiga ametialaselt kokku puutuvate kontingentide arv, vaid see järk-järgult suureneb. Kroonilise pliimürgistuse juhtumeid registreeriti Venemaal 14 tööstuses. Juhtivad on elektritööstus (patareide tootmine), instrumentide valmistamine, trükkimine ja värviline metallurgia, mille puhul põhjustab joobeseisundi plii kontsentratsiooni (MPC) ületamine 20-kordsest või enamast maksimaalsest lubatud kontsentratsioonist. tööpiirkond.

Autode heitgaasid on märkimisväärne pliiallikas, kuna pool Venemaast kasutab endiselt plii sisaldavat bensiini. Metallurgiatehased, eelkõige vasesulatus, jäävad aga endiselt peamiseks keskkonnasaasteallikaks. Ja siin on juhid. Sverdlovski piirkonnas on 3 suurimat pliiheite allikat riigis: Krasnouralski, Kirovogradi ja Revda linnad.

Stalini industrialiseerimise aastatel ehitatud ja 1932. aasta seadmeid kasutava Krasnouralski vasesulatustehase korstnad paiskavad aastas 34-tuhandelisele linnale 150-170 tonni pliid, kattes kõik pliitolmuga.

Plii kontsentratsioon Krasnouralski pinnases varieerub vahemikus 42,9 kuni 790,8 mg / kg, kusjuures MPC maksimaalne lubatud kontsentratsioon on 130 μ / kg. Veeproovid naaberküla veevärgis. Oktjabrski, mida toidab maa-alune veeallikas, registreeris MPC-d kuni kaks korda.

Keskkonnasaaste pliiga mõjutab inimeste tervist. Plii kokkupuude mõjutab naiste ja meeste reproduktiivsüsteeme. Rasedatele ja fertiilses eas naistele kujutab kõrgenenud pliisisaldus veres erilist ohtu, kuna plii mõjul on menstruaalfunktsioon häiritud, enneaegne sünnitus, raseduse katkemine ja loote surm on sagedasemad plii läbitungimise tõttu. platsentaarbarjäär. Vastsündinud imikute suremus on kõrge.

Pliimürgitus on väikelastele äärmiselt ohtlik – see mõjutab aju ja närvisüsteemi arengut. 165 üle 4-aastase Krasouralski lapse testimisel tuvastati 75,7% vaimse arengu oluline mahajäämus ja 6,8% uuritud lastest tuvastati vaimne alaareng, sealhulgas oligofreenia.

Eelkooliealised lapsed on plii kahjulikele mõjudele kõige vastuvõtlikumad, kuna nende närvisüsteem on kujunemisjärgus. Isegi väikestes annustes põhjustab pliimürgitus intellektuaalse arengu, tähelepanu ja keskendumisvõime langust, lugemise hilinemist ning toob kaasa agressiivsuse, hüperaktiivsuse ja muude probleemide väljakujunemise lapse käitumises. Need arengu kõrvalekalded võivad olla pikaajalised ja pöördumatud. Madal sünnikaal, kängumine ja kuulmislangus on samuti pliimürgistuse tagajärg. Suured joobeannused põhjustavad vaimse alaarengu, kooma, krampe ja surma.

Venemaa ekspertide avaldatud valges raamatus teatatakse, et pliisaaste hõlmab kogu riiki ja on üks paljudest endises Nõukogude Liidus viimastel aastatel tuntuks saanud keskkonnakatastroofidest. Suurem osa Venemaa territooriumist kogeb plii sadenemisest tulenevat koormust, mis ületab ökosüsteemi normaalse toimimise kriitilist väärtust. Kümnetes linnades on plii kontsentratsioon õhus ja pinnases üle MPC-le vastavate väärtuste.

Kõrgeim õhusaaste pliiga, ületades MPC, märgiti Amuuri-äärse Komsomolski, Tobolski, Tjumeni, Karabaši, Vladimiri ja Vladivostoki linnades.

Maksimaalseid plii sadestumise koormusi, mis põhjustavad maismaaökosüsteemide lagunemist, täheldatakse Moskva, Vladimiri, Nižni Novgorodi, Rjazani, Tula, Rostovi ja Leningradi oblastis.

Statsionaarsed allikad vastutavad enam kui 50 tonni plii sattumise eest erinevate ühendite kujul veekogudesse. Samal ajal eraldavad 7 akutehast aastas kanalisatsioonisüsteemi kaudu 35 tonni pliid. Venemaa territooriumil veekogudesse sattuvate pliiheitmete jaotumise analüüs näitab, et seda tüüpi koormuse osas on juhtivad Leningradi, Jaroslavli, Permi, Samara, Penza ja Oreli piirkonnad.

Riik vajab kiireloomulisi meetmeid pliireostuse vähendamiseks, kuid seni varjutab Venemaa majanduskriis keskkonnaprobleeme. Pikaajalises tööstussurutises napib Venemaal vahendeid vana reostuse puhastamiseks, kuid kui majandus hakkab taastuma ja tehased tööle naasevad, võib saaste ainult süveneda.
10 enim saastatud endise NSV Liidu linna

(Metallid on loetletud antud linna prioriteetsuse taseme kahanevas järjekorras)

4. Mullahügieen. Jäätmete kõrvaldamine.
Linnade ja teiste asulate ning nende ümbruse pinnas on pikka aega olnud erinev looduslikust, bioloogiliselt väärtuslikust pinnasest, millel on oluline roll ökoloogilise tasakaalu säilitamisel. Linnade pinnasele avaldavad samad kahjulikud mõjud kui linnaõhule ja hüdrosfäärile, seetõttu toimub kõikjal märkimisväärne degradeerumine. Mullahügieenile ei pöörata piisavalt tähelepanu, kuigi selle tähtsus biosfääri (õhk, vesi, pinnas) ühe põhikomponendina ja keskkonna bioloogilise tegurina on isegi olulisem kui vesi, kuna viimase hulk (eeskätt põhjavee kvaliteet) määrab pinnase seisund ja neid tegureid on võimatu üksteisest eraldada. Mullal on bioloogilise isepuhastumisvõime: mullas toimub sinna sattunud jäätmete lõhenemine ja mineraliseerumine; lõpuks kompenseerib muld nende arvelt kadunud mineraalained.

Kui mulla ülekoormuse tagajärjel kaob mõni selle mineraliseerimisvõime komponent, põhjustab see paratamatult isepuhastusmehhanismi häireid ja mulla täielikku degradeerumist. Ja vastupidi, pinnase isepuhastumiseks optimaalsete tingimuste loomine aitab kaasa ökoloogilise tasakaalu säilimisele ja tingimuste säilimisele kõigi elusorganismide, sealhulgas inimeste jaoks.

Seetõttu ei piirdu kahjuliku bioloogilise toimega jäätmete neutraliseerimise probleem ainult nende eemaldamise küsimusega; see on keerulisem hügieeniprobleem, kuna pinnas on ühenduslüli vee, õhu ja inimeste vahel.
4.1.
Mulla roll ainevahetuses

Mulla ja inimese vaheline bioloogiline suhe toimub peamiselt ainevahetuse kaudu. Muld on justkui ainevahetustsükliks, taimede kasvuks vajalike mineraalide tarnija, mida tarbivad inimesed ja rohusööjad, söövad omakorda inimesed ja lihasööjad. Seega pakub pinnas toitu paljudele taimestiku ja loomastiku esindajatele.

Järelikult põhjustab mulla kvaliteedi halvenemine, selle bioloogilise väärtuse, isepuhastumisvõime vähenemine bioloogilise ahelreaktsiooni, mis pikaajalise kahjuliku mõju korral võib kaasa tuua mitmesuguseid tervisehäireid. elanikkonna. Veelgi enam, kui mineraliseerumisprotsessid aeglustuvad, võivad ainete lagunemisel tekkivad nitraadid, lämmastik, fosfor, kaalium jm sattuda joogiks kasutatavasse põhjavette ja põhjustada tõsiseid haigusi (näiteks nitraadid võivad põhjustada methemoglobineemiat, eeskätt vanusega lastel). imikueas).

Joodivaese pinnase vee tarbimine võib põhjustada endeemilist struuma jne.
4.2.
Ökoloogiline seos pinnase ja vee ning vedelate jäätmete (reovee) vahel

Inimene ammutab pinnasest vett, mis on vajalik ainevahetusprotsesside ja elu enda säilitamiseks. Vee kvaliteet sõltub pinnase seisundist; see peegeldab alati antud pinnase bioloogilist seisundit.

See kehtib eriti põhjavee kohta, mille bioloogilise väärtuse määravad oluliselt pinnase ja pinnase omadused, viimase isepuhastumisvõime, filtreerimisvõime, selle makrofloora, mikrofauna koostis jne.

Mulla otsene mõju pinnavetele on juba vähemoluline, seda seostatakse peamiselt sademetega. Näiteks pärast tugevaid vihmasid uhutakse pinnasest lahtise veekogudesse (jõgedesse, järvedesse) välja erinevad saasteained, sh kunstväetised (lämmastik, fosfaat), pestitsiidid, herbitsiidid, karstialadel, lõhenenud setete kaudu võivad saasteained tungida läbi. praod sügavale põhjavette.

Ebapiisav reoveepuhastus võib põhjustada ka kahjulikke bioloogilisi mõjusid pinnasele ja lõpuks viia selle lagunemiseni. Seetõttu on pinnase kaitse asulates üks peamisi keskkonnakaitse nõudeid laiemalt.
4.3.
Pinnase koormuse piirmäärad tahketele jäätmetele (olme- ja tänavajäätmed, tööstusjäätmed, reovee settimisest järelejäänud kuivsete, radioaktiivsed ained jne)

Probleemi süvendab asjaolu, et linnades tekib üha rohkem tahkeid jäätmeid, mistõttu nende lähiümbruse pinnas on järjest suurema pinge all. Mulla omadused ja koostis halvenevad üha kiiremas tempos.

USA-s toodetud 64,3 miljonist tonnist paberist läheb raisku 49,1 miljonit tonni (sellest kogusest 26 miljonit tonni "tarnib" majapidamine ja 23,1 miljonit tonni - kaubandusvõrk).

Seoses eeltooduga on tahkete jäätmete kõrvaldamine ja lõppladustamine linnastumise suurenemise kontekstis väga oluline, raskemini teostatav hügieeniprobleem.

Tahkete jäätmete lõplik kõrvaldamine saastunud pinnasesse on võimalik. Linnapinnase pidevalt halveneva isepuhastusvõime tõttu on aga maasse mattunud jäätmete lõplik kõrvaldamine võimatu.

Inimene saaks edukalt kasutada pinnases toimuvaid biokeemilisi protsesse tahkete jäätmete neutraliseerimiseks, nende neutraliseerimis- ja desinfitseerimisvõimeks, kuid linnamuld on aastasadu kestnud inimese linnades elamise ja tema tegevuse tulemusena muutunud ammu kõlbmatuks. sellel eesmärgil.

Tuntud on pinnases toimuva isepuhastumise, mineraliseerumise mehhanismid, neis osalevate bakterite ja ensüümide roll, samuti ainete lagunemise vahe- ja lõppsaadused. Praegu on uuringud suunatud loodusliku pinnase bioloogilist tasakaalu tagavate tegurite väljaselgitamisele, samuti küsimuse selgitamisele, kui palju tahkeid jäätmeid (ja milline on nende koostis) võib põhjustada mulla bioloogilise tasakaalu rikkumist.
Majapidamisjäätmete (prügi) kogus mõne maailma suurlinna elaniku kohta

Tuleb märkida, et linnade pinnase hügieeniline seisund selle ülekoormuse tagajärjel kiiresti halveneb, kuigi mulla isepuhastumisvõime on peamine hügieeninõue bioloogilise tasakaalu säilitamisel. Linnade pinnas ei tule ilma inimabita enam oma ülesandega toime. Ainus väljapääs sellest olukorrast on jäätmete täielik neutraliseerimine ja hävitamine vastavalt hügieeninõuetele.

Seetõttu peaks kommunaalrajatiste rajamine olema suunatud pinnase loomuliku isepuhastumisvõime säilitamisele ja kui see võime on muutunud juba ebarahuldavaks, siis tuleb see kunstlikult taastada.

Kõige ebasoodsam on tööstusjäätmete, nii vedelate kui ka tahkete jäätmete toksiline mõju. Üha suurem hulk selliseid jäätmeid satub pinnasesse, millega see ei tule toime. Näiteks tehti kindlaks pinnase saastumine arseeniga superfosfaaditehaste läheduses (3 km raadiuses). Teatavasti ei lagune mõned pinnasesse sattuvad pestitsiidid, näiteks kloororgaanilised ühendid, pikka aega.

Sama lugu on osade sünteetiliste pakkematerjalidega (PVC, polüetüleen jne).

Mõned mürgised ühendid satuvad varem või hiljem põhjavette, mille tagajärjel ei rikuta mitte ainult mulla bioloogilist tasakaalu, vaid ka põhjavee kvaliteet halveneb sedavõrd, et neid ei saa enam joogiveena kasutada.
Kodumajapidamisjäätmetes (prügis) sisalduvate põhiliste sünteetiliste materjalide protsent

*
Koos teiste kuumkõvastuvate plastidega.
Jäätmeprobleem on tänapäeval suurenenud ka seetõttu, et osa jäätmetest, peamiselt inimeste ja loomade väljaheiteid, kasutatakse põllumaa väetamiseks [väljaheites on olulisel määral lämmastikku-0,4-0,5%, fosforit (P20z) -0,2-0 , 6%, kaalium (K=0) -0,5-1,5%, süsinik-5-15%]. See linna probleem levis linnakeskkonda.
4.4.
Mulla roll erinevate haiguste levikul

Nakkushaiguste levikul on osa mullal. Sellest teatasid eelmisel sajandil Petterkoffer (1882) ja Fodor (1875), kes selgitasid peamiselt mulla rolli soolehaiguste levikul: koolera, kõhutüüfus, düsenteeria jne. Samuti juhtisid nad tähelepanu asjaolule, et mõned bakterid ja viirused säilitavad elujõulisuse ja virulentsuse mullas kuude jooksul. Seejärel kinnitasid mitmed autorid oma tähelepanekuid, eriti linnapinnase osas. Nii jääb näiteks koolera põhjustaja põhjavees elujõuliseks ja patogeenseks 20 kuni 200 päeva, kõhutüüfuse tekitaja väljaheites - 30 kuni 100 päeva, paratüüfuse väljaheidete põhjustaja - 30 kuni 60 päeva. (Nakkushaiguste leviku seisukohalt kujutab linnamuld oluliselt suuremat ohtu kui sõnnikuga väetatud põldude muld.)

Pinnase reostusastme määramiseks kasutavad mitmed autorid bakterite arvu (E. coli) määratlust, samuti vee kvaliteedi määramisel. Teised autorid peavad otstarbekaks lisaks määrata mineralisatsiooniprotsessis osalevate termofiilsete bakterite arv.

Nakkushaiguste levikut läbi pinnase soodustab suuresti maa kastmine reoveega. Samal ajal halvenevad ka mulla mineralisatsiooniomadused. Seetõttu tuleks heitvee kastmist läbi viia pideva range sanitaarjärelevalve all ja ainult väljaspool linnapiirkonda.

4.5.
Peamiste saasteainete tüüpide (tahked ja vedelad jäätmed) kahjulik mõju, mis põhjustab mulla degradeerumist

4.5.1.
Vedeljäätmete neutraliseerimine pinnases

Paljudes asulates, kus puudub kanalisatsioon, neutraliseeritakse osa jäätmeid, sealhulgas sõnnik pinnases.

Nagu teate, on see kõige lihtsam viis neutraliseerimiseks. Kuid see on lubatud ainult siis, kui tegemist on bioloogiliselt tervikliku pinnasega, millel on säilinud isepuhastumisvõime, mis ei ole linnamuldadele omane. Kui mullal neid omadusi enam ei ole, on selle edasise lagunemise eest kaitsmiseks vaja vedelate jäätmete neutraliseerimiseks keerukaid tehnilisi struktuure.

Mitmel pool neutraliseeritakse jäätmed kompostiaukudes. See lahendus on tehniliselt keeruline. Lisaks võivad vedelikud tungida pinnasesse üsna pikkade vahemaade tagant. Ülesande muudab veelgi keerulisemaks asjaolu, et asulareovees sisaldub üha rohkem mürgiseid tööstusjäätmeid, mis halvendavad mulla mineraliseerumisomadusi isegi suuremal määral kui inimeste ja loomade väljaheited. Seetõttu on lubatud kompostikaevudesse juhtida ainult eelnevalt settinud reovett. Vastasel korral häirub pinnase filtreerimisvõime, siis kaotab pinnas oma muud kaitseomadused, tekib järk-järgult pooride ummistus jne.

Inimeste väljaheidete kasutamine põllumajanduspõldude niisutamiseks on teine ​​meetod vedelate jäätmete neutraliseerimiseks. See meetod kujutab endast kahekordset hügieeniohtu: esiteks võib see pinnast üle koormata, teiseks võivad need jäätmed muutuda tõsiseks nakkusallikaks. Seetõttu tuleb väljaheited esmalt desinfitseerida ja asjakohaselt töödelda ning alles seejärel väetisena kasutada. Siin põrkuvad kaks vastandlikku seisukohta. Vastavalt hügieeninõuetele hävitatakse väljaheited peaaegu täielikult ja rahvamajanduse seisukohalt on see väärtuslik väetis. Värsket väljaheidet ei saa kasutada köögiviljaaedade ja põldude kastmiseks ilma neid eelnevalt puhastamata. Kui siiski peate kasutama värskeid väljaheiteid, vajavad need niisugust neutraliseerimisastet, et väetisena ei esinda need enam peaaegu mingit väärtust.

Väljaheiteid võib väetisena kasutada ainult selleks ettenähtud kohtades, pideva sanitaar- ja hügieenikontrolliga, eriti põhjavee seisundi, kärbeste hulga jms üle.

Loomade väljaheidete kõrvaldamise ja pinnase neutraliseerimise nõuded ei erine põhimõtteliselt inimeste väljaheidete neutraliseerimise nõuetest.

Kuni viimase ajani oli sõnnik põllumajanduses oluline väärtuslike toitainete allikas, mis on vajalik mulla viljakuse parandamiseks. Viimastel aastatel on aga sõnnik oma tähtsust minetanud, osalt põllumajanduse mehhaniseerimise, osalt kunstväetiste kasutamise tõttu.

Sobiva töötlemise ja neutraliseerimise puudumisel on ohtlik ka sõnnik, aga ka neutraliseerimata inimese väljaheide. Seetõttu lastakse sõnnikul enne põldudele transportimist küpseda, et selle aja jooksul (temperatuuril 60–70 °C) saaksid toimuda vajalikud biotermilised protsessid. Pärast seda loetakse sõnnik "küpseks" ja vabastatakse enamikust selles sisalduvatest patogeenidest (bakterid, usside munad jne).

Tuleb meeles pidada, et sõnnikuhoidlad võivad olla ideaalsed kasvukohad kärbestele, kes võivad levitada erinevaid sooleinfektsioone. Tuleb märkida, et sigimiseks valivad kärbsed kõige meelsamini sea sõnnikut, seejärel hobuse, lamba ja lõpuks lehma. Enne sõnniku väljaviimist põldudele tuleb seda töödelda insektitsiidsete ainetega.
jätk
--PAGE_BREAK--

SISU

Sissejuhatus

1. Mullakate ja selle kasutamine

2. Pinnase erosioon (vesi ja tuul) ja sellega toimetulemise meetodid

3. Tööstuslik pinnase reostus

3.1 Happevihm

3.2 Raskmetallid

3.3 Pliijoove

4. Mullahügieen. Jäätmete kõrvaldamine

4.1 Mulla roll ainevahetuses

4.2 Keskkonnasuhe pinnase ja vee ning vedelate jäätmete (reovee) vahel

4.3 Pinnase koormuse piirmäärad tahkete jäätmetega (olme- ja tänavajäätmed, tööstusjäätmed, kuivsete pärast reovee settimist, radioaktiivsed ained)

4.4 Mulla roll erinevate haiguste levikul

4.5 Peamiste saasteainete tüüpide (tahked ja vedelad jäätmed) kahjulik mõju, mis põhjustab mulla degradeerumist

4.5.1 Vedeljäätmete neutraliseerimine pinnases

4.5.2.1 Tahkete jäätmete saastest puhastamine pinnases

4.5.2.2 Jäätmete kogumine ja kõrvaldamine

4.5.3 Lõplik kõrvaldamine ja kõrvaldamine

4.6 Radioaktiivsete jäätmete kõrvaldamine

Järeldus

Kasutatud allikate loetelu

Sissejuhatus.

Teatud osa muldadest nii Venemaal kui ka kogu maailmas lahkub igal aastal põllumajanduslikust ringlusest erinevatel põhjustel, mida käsitletakse üksikasjalikult UIR-is. Tuhanded või enam hektarid maad kannatavad erosiooni, happevihmade, ebaõige käitlemise ja mürgiste jäätmete käes. Selle vältimiseks tuleb end kurssi viia kõige produktiivsemate ja odavamate maaparandusmeetmetega (vt töö põhiosas melioratsiooni definitsiooni), mis tõstavad mullakatte viljakust ning eelkõige negatiivse mõjuga mullale. ise ja kuidas seda vältida.

Need uuringud annavad ülevaate kahjulikest mõjudest pinnasele ning need on läbi viidud mitmete mulla- ja keskkonnaprobleemidele pühendatud raamatute, artiklite ja teadusajakirjade kaudu.

Mulla saastamise ja degradeerumise probleem on alati olnud aktuaalne. Nüüd võib öeldule lisada, et meie ajal mõjutab inimtekkeline mõju tugevalt loodust ja ainult kasvab ning muld on meie jaoks üks peamisi toidu- ja riieteallikaid, rääkimata sellest, et me sellel kõnnime ja on temaga alati tihedas kontaktis.

1. Mullakate ja selle kasutamine.

Muldkate on kõige olulisem looduslik moodustis. Selle tähtsuse ühiskonna elule määrab asjaolu, et muld on peamine toiduallikas, mis annab 97–98% maailma elanikkonna toiduvarudest. Samas on muldkate inimtegevuse koht, kus paikneb tööstuslik ja põllumajanduslik tootmine.

Toidu erilist rolli ühiskonnaelus esile tõstes tõi isegi V. I. Lenin välja: "Majanduse tegelik alus on toidufond."

Muldkatte olulisim omadus on selle viljakus, mille all mõistetakse põllukultuuride saagikust tagavate mullaomaduste kogumit. Mulla looduslikku viljakust reguleerib mulla toitainetega varustamine ning selle vee-, õhu- ja soojusrežiim. Muldkatte roll maismaaökoloogiliste süsteemide produktiivsuses on suur, kuna muld toidab maismaataimi vee ja paljude ühenditega ning on taimede fotosünteesi aktiivsuse kõige olulisem komponent. Mulla viljakus oleneb ka sellesse kogunenud päikeseenergia hulgast. Maal elavad elusorganismid, taimed ja loomad salvestavad päikeseenergiat füto- või zoomassi kujul. Maapealsete ökoloogiliste süsteemide tootlikkus sõltub maapinna soojus- ja veebilansist, mis määrab planeedi geograafilises ümbrises aine ja aine vahetuse vormide mitmekesisuse.

Analüüsides maa tähtsust ühiskondlikule tootmisele, identifitseeris K. Marx kaks mõistet: maa-aine ja maa-kapital. Neist esimest tuleks mõista maa, mis tekkis oma evolutsioonilise arengu käigus inimeste tahte ja teadvuse vastaselt ning on inimasustuse koht ja tema toiduallikas... Alates hetkest, mil inimühiskonna arenemisprotsessis olev maa muutub tootmisvahendiks, ilmub see uude kvaliteetkapitali, ilma milleta on tööprotsess mõeldamatu, „... sest see annab töötajale ... koht, millel ta seisab ... ja selle protsess on ulatus ...”. Just sel põhjusel on maa igas inimtegevuses universaalne tegur.

Maa roll ja koht ei ole materiaalse tootmise erinevates valdkondades, eelkõige tööstuses ja põllumajanduses, ühesugused. Töötlevas tööstuses, ehituses, transpordis on maa koht, kus toimuvad tööprotsessid, olenemata mulla looduslikust viljakusest. Teises mahus kasutatakse maad põllumajanduses. Inimtöö mõjul muutub loomulik viljakus potentsiaalsest majanduslikuks. Maaressursside kasutamise eripära põllumajanduses viib selleni, et need esinevad kahes erinevas kvaliteedis, tööobjektina ja tootmisvahendina. K. Marx märkis: "Ainult ühe uue kapitaliinvesteeringuga maatükkidesse ... suurendasid inimesed maakapitali, ilma et maa mateeria, see tähendab maa ruumi suureneks".

Maa toimib põllumajanduses tootliku jõuna tänu oma loomulikule viljakusele, mis ei püsi muutumatuna. Maa ratsionaalse kasutamisega saab sellist viljakust tõsta, parandades selle vee-, õhu- ja soojusrežiimi melioratsioonimeetmetega ning suurendades mulla toitainete sisaldust. Vastupidi, maaressursside ebaratsionaalse kasutamisega väheneb nende viljakus, mille tulemusena väheneb põllukultuuride saagikus. Kohati muutub põllukultuuride kasvatamine täiesti võimatuks, eriti soolastel ja erodeerunud muldadel.

Ühiskonna tootlike jõudude madala arengutaseme korral toimub toidutootmise laienemine uute maade kaasamise tõttu põllumajandusse, mis vastab põllumajanduse ekstensiivsele arengule. Seda soodustavad kaks tingimust: vaba maa olemasolu ja talupidamise võimalus taskukohase keskmise kapitalikulu tasemel pinnaühiku kohta. Selline maakasutus ja põllumajandus on tüüpiline paljudele kaasaegse maailma arengumaadele.

Teadusliku ja tehnoloogilise revolutsiooni ajastul oli tööstus- ja arengumaade põllumajandussüsteem teravalt piiritletud. Esimesi iseloomustab põllumajanduse intensiivistumine, kasutades teaduse ja tehnoloogia revolutsiooni saavutusi, mille käigus põllumajandus areneb mitte haritava maa pindala suurenemise, vaid maasse investeeritud kapitali suurenemise tõttu. Enamiku tööstuslikult arenenud kapitalistlike riikide teadaolevad piiratud maaressursid, rahvastiku kiirest kasvust tingitud nõudluse kasv põllumajandustoodete järele kogu maailmas ja kõrgem põllumajanduskultuur aitasid kaasa nende riikide põllumajanduse üleminekule nn. intensiivne areng 50ndatel. Põllumajanduse intensiivistamise protsessi kiirenemist tööstuskapitalistlikes riikides seostatakse mitte ainult teadus- ja tehnikarevolutsiooni saavutustega, vaid peamiselt põllumajandusse investeerimise tasuvusega, mis koondas põllumajandustootmise suurmaaomanike kätte ja laostas väiketalunikke.

Põllumajandus arenes arengumaades muul viisil. Nende riikide teravatest loodusvaraprobleemidest võib eristada: madalat põllumajanduskultuuri, mis põhjustas mulla degradeerumise (suurenenud erosioon, soolsus, viljakuse vähenemine) ja loodusliku taimestiku (näiteks troopilised metsad), vee ammendumise. maa kõrbestumine, mis väljendus eriti selgelt Aafrika mandril. Kõik need arengumaade sotsiaal-majanduslike probleemidega seotud tegurid on viinud nendes riikides kroonilise toidupuuduseni. Nii jäid arengumaad 1980. aastate alguses ühe inimese kohta teravilja (222 kg) ja lihaga (14 kg) varu poolest mitu korda alla tööstuslikult arenenud kapitalistlikele riikidele. Lahendus toiduprobleemile arengumaades on mõeldamatu ilma suurte sotsiaalmajanduslike muutusteta.

Meie riigis on maasuhete aluseks maa riiklik (avalik) omand, mis tekkis kogu maa natsionaliseerimise tulemusena. Põllumajandussuhted ehitatakse üles plaanide alusel, mille järgi peaks põllumajandus edaspidi arenema, riigi rahalise ja krediidiabi ning vajaliku masina- ja väetisekoguse tarnimisel. Põllumajandustöötajate tasustamine tööjõu kvantiteedi ja kvaliteedi alusel stimuleerib nende elatustaseme pidevat tõusu.

Maafondi kasutamine tervikuna toimub pikaajaliste riiklike plaanide alusel. Selliste plaanide näiteks oli põlis- ja kesa arendamine riigi idaosas (1950. aastate keskpaik), tänu millele sai lühikese ajaga võimalik tuua põllumaaks üle 41 miljoni hektari uusi alasid. Teiseks näiteks on Toiduprogrammi elluviimisega seotud meetmete kogum, mis näeb ette põllumajandusliku tootmise kiirendamist põllumajanduskultuuri tõstmise alusel, laialdasi melioratsioonimeetmeid, aga ka laiaulatusliku programmi elluviimist. põllumajanduspiirkondade sotsiaal-majanduslik ümberkorraldamine.

Maailma maaressursid tervikuna võimaldavad pakkuda toitu rohkematele inimestele, kui praegu ja milliseks see lähitulevikus on. Rahvastiku kasvu tõttu, eriti arengumaades, aga haritava maa hulk elaniku kohta väheneb.

Viimasel ajal on seoses tööstuse kiire arenguga märgatavalt tõusnud raskmetallide tase keskkonnas. Mõiste "raskmetallid" kehtib metallide kohta, mille tihedus ületab 5 g/cm 3 või mille aatomnumber on suurem kui 20. Kuigi on ka teine ​​seisukoht, mille kohaselt sisaldavad raskmetallid rohkem kui 40 aatommassiga keemilist elementi. üle 50 at. ühikut Keemiliste elementide hulgas on raskmetallid kõige mürgisemad ja on oma ohtlikkuse poolest pestitsiidide järel teisel kohal. Sel juhul loetakse mürgiseks järgmised keemilised elemendid: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Raskmetallide fütotoksilisus sõltub nende keemilistest omadustest: valents, ioonraadius ja kompleksi moodustamise võime. Enamasti on elemendid vastavalt mürgisuse astmele järjestatud järjestuses: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. See seeria võib aga mõnevõrra muutuda elementide ebaühtlase ladestumise tõttu pinnases ja taimedele kättesaamatusse olekusse ülekandumise, kasvutingimuste, taimede endi füsioloogiliste ja geneetiliste omaduste tõttu. Raskmetallide muundumine ja migratsioon toimub kompleksi moodustumise reaktsiooni otsesel ja kaudsel mõjul. Keskkonnareostuse hindamisel on vaja arvestada pinnase omadusi ja ennekõike granulomeetrilist koostist, huumusesisaldust ja puhverdusvõimet. Puhverdamise all mõistetakse muldade võimet hoida metallide kontsentratsioon mullalahuses konstantsel tasemel.

Muldades esinevad raskmetallid kahes faasis – tahkes ja mullalahuses. Metallide olemasolu vormi määrab keskkonna reaktsioon, mullalahuse keemiline ja aineline koostis ning eelkõige orgaaniliste ainete sisaldus. Pinnast saastavad elemendid - kompleksandid on koondunud peamiselt selle ülemisse 10 cm kihti. Vähepuhverdatud pinnase hapestumisel läheb aga märkimisväärne osa vahetus-absorbeeritud olekust pärit metalle mullalahusesse. Kaadmiumil, vasel, niklil, koobaltil on happelises keskkonnas tugev migratsioonivõime. PH langus 1,8-2 ühiku võrra suurendab tsingi liikuvust 3,8-5,4, kaadmiumi - 4-8, vase - 2-3 korda.

Tabel 1 Standardid MPC (APC), keemiliste elementide taustsisaldus pinnases (mg / kg)

Seega interakteeruvad raskmetallid pinnasesse sattudes kiiresti orgaaniliste ligandidega, moodustades kompleksühendeid. Seega on madalatel kontsentratsioonidel pinnases (20-30 mg / kg) ligikaudu 30% pliist orgaaniliste ainetega komplekside kujul. Plii kompleksühendite osakaal suureneb selle kontsentratsiooni tõusuga 400 mg / g-ni ja seejärel väheneb. Metalle sorbeerivad (vahetuvad või mittevahetuvad) ka raua- ja mangaanhüdroksiidide, savimineraalide ja mulla orgaanilise aine sademed. Taimedele kättesaadavad ja leostumisvõimelised metallid leiduvad mullalahuses vabade ioonide, komplekside ja kelaatidena.

HM-de imendumine pinnasesse sõltub suuresti keskkonna reaktsioonist ja sellest, millised anioonid mullalahuses domineerivad. Happelises keskkonnas on vask, plii ja tsink rohkem sorbeerunud ning aluselises keskkonnas kaadmium ja koobalt imenduvad intensiivselt. Vask seondub eelistatavalt orgaaniliste ligandide ja raudhüdroksiididega.

Tabel 2 Mikroelementide liikuvus erinevates muldades sõltuvalt mullalahuse pH-st

Pinnas ja klimaatilised tegurid määravad sageli mullas HM-ide rände ja transformatsiooni suuna ja kiiruse. Seega soodustavad metsastepi vööndi pinnase ja veerežiimi tingimused HM-ide intensiivset vertikaalset migratsiooni piki mullaprofiili, sealhulgas metallide kandumist veevooluga mööda pragusid, juurekäike jne.

Nikkel (Ni) on perioodilisuse tabeli VIII rühma element, mille aatommass on 58,71. Nikkel kuulub koos Mn, Fe, Co ja Cu-ga nn siirdemetallide hulka, mille ühenditel on kõrge bioloogiline aktiivsus. Elektronorbitaalide struktuuriomaduste tõttu on ülalnimetatud metallidel, sealhulgas niklil, hästi väljendunud kompleksi moodustamise võime. Nikkel on võimeline moodustama stabiilseid komplekse näiteks tsüsteiini ja tsitraadiga, aga ka paljude orgaaniliste ja anorgaaniliste liganditega. Algkivimite geokeemiline koostis määrab suuresti nikli sisalduse muldades. Suurim kogus niklit sisaldub aluselistest ja ülialuselistest kivimitest moodustunud muldades. Mõnede autorite sõnul on nikli liigse ja toksilise taseme piirid enamiku liikide puhul vahemikus 10 kuni 100 mg / kg. Põhiosa niklist fikseeritakse pinnases liikumatult ning väga nõrk migratsioon kolloidses olekus ja mehaaniliste suspensioonide koostises ei mõjuta nende jaotumist piki vertikaalset profiili ja on üsna ühtlane.

Plii (Pb). Plii keemia pinnases määrab õrn tasakaal vastupidiselt suunatud protsesside vahel: sorptsioon-desorptsioon, lahustumine-üleminek tahkesse olekusse. Heitmetega pinnasesse sattuv plii on kaasatud füüsikaliste, keemiliste ja füüsikalis-keemiliste muundumiste tsüklisse. Algul domineerivad mehaanilise liikumise protsessid (pliiosakesed liiguvad piki pinnast ja pinnases mööda pragusid) ja konvektiivset difusiooni. Seejärel, kui tahkefaasilised pliiühendid lahustuvad, hakkavad mängu keerulisemad füüsikalis-keemilised protsessid (eriti ioonide difusiooniprotsessid), millega kaasneb tolmuga saadud pliiühendite muundumine.

Leiti, et plii rändab nii vertikaalselt kui ka horisontaalselt, kusjuures teine ​​protsess domineerib esimese üle. 3 aastat kestnud vaatlemisel saluniidul liikus paikselt mullapinnale kantud pliitolm horisontaalselt 25-35 cm, samas kui selle pinnasesse tungimise sügavus oli 10-15 cm. Bioloogilised tegurid mängivad olulist rolli. plii migratsioon: taimejuured neelavad metalliioone; kasvuperioodil liiguvad nad mullas; taimede suremisel ja lagunemisel eraldub plii ümbritsevasse mullamassi.

Teatavasti on mullal võime siduda (sorbeerida) sinna sattunud tehnogeenset pliid. Arvatakse, et sorptsioon hõlmab mitmeid protsesse: täielikku vahetust absorbeeriva pinnasekompleksi katioonidega (mittespetsiifiline adsorptsioon) ja mitmeid plii kompleksi moodustumise reaktsioone mullakomponentide doonoritega (spetsiifiline adsorptsioon). Pinnas on plii seotud peamiselt orgaanilise ainega, samuti savimineraalide, mangaanoksiidide, raud- ja alumiiniumhüdroksiididega. Pliid sidudes takistab huumus selle migratsiooni naaberkeskkonda ja piirab selle sisenemist taimedesse. Savimineraalidest iseloomustab illiite kalduvus plii sorptsioonile. Mulla pH tõus lupjamisel toob kaasa veelgi suurema plii sidumise pinnasega, kuna tekivad halvasti lahustuvad ühendid (hüdroksiidid, karbonaadid jne).

Liikuval kujul pinnases leiduv plii fikseeritakse aja jooksul mullakomponentidega ja muutub taimedele kättesaamatuks. Venemaa teadlaste sõnul on plii kõige tugevamalt fikseeritud tšernozemi- ja turba-mudamuldades.

Kaadmium (Cd) Kaadmiumi eripära, mis eristab teda teistest HM-idest, seisneb selles, et see esineb mullalahuses peamiselt katioonide kujul (Cd 2+), kuigi keskkonna neutraalse reaktsiooniga pinnases võib see olla moodustavad raskesti lahustuvaid komplekse sulfaatide, fosfaatide või hüdroksiididega.

Olemasolevatel andmetel on kaadmiumi kontsentratsioon taustmuldade mullalahustes vahemikus 0,2–6 μg / l. Pinnase reostuse keskustes suureneb see 300-400 μg / L-ni.

On teada, et kaadmium on muldades väga liikuv; suudab suurtes kogustes üle minna tahkest faasist vedelikku ja vastupidi (mis muudab selle taimesse sisenemise prognoosimise keeruliseks). Kaadmiumi kontsentratsiooni mullalahuses reguleerivad mehhanismid on määratud sorptsiooniprotsessidega (sorptsiooni all mõistetakse tegelikku adsorptsiooni, sadenemist ja kompleksi moodustumist). Kaadmium imendub pinnasesse väiksemates kogustes kui teised HM-id. Raskmetallide liikuvuse iseloomustamiseks pinnases kasutatakse tahkes faasis olevate metallide kontsentratsioonide suhet tasakaalulahuses. Selle suhte kõrged väärtused näitavad, et HM-id jäävad tahkes faasis sorptsioonireaktsiooni tõttu, madalad väärtused asjaolust, et metallid on lahuses, kust nad võivad migreeruda teistesse keskkondadesse või astuda erinevatesse reaktsioonidesse. (geokeemiline või bioloogiline). On teada, et juhtiv protsess kaadmiumi sidumisel on adsorptsioon savide poolt. Hiljutised uuringud on näidanud ka suurt rolli selles hüdroksüülrühmade, raudoksiidide ja orgaanilise aine protsessis. Madala saastetaseme ja keskkonna neutraalse reaktsiooni korral adsorbeeritakse kaadmium peamiselt raudoksiidide poolt. Ja happelises keskkonnas (pH = 5) hakkab orgaaniline aine toimima võimsa adsorbendina. Madalamal pH-tasemel (pH = 4) kanduvad adsorptsioonifunktsioonid peaaegu eranditult orgaanilisele ainele. Mineraalkomponendid lakkavad neis protsessides mingit rolli mängimast.

On teada, et kaadmium mitte ainult ei sorbeeru mullapinnaga, vaid on ka fikseeritud sademete, koagulatsiooni ja savimineraalide partiidevahelise imendumise tõttu. Mullaosakeste sees difundeerub see läbi mikropooride ja muul viisil.

Kaadmium fikseeritakse erinevat tüüpi muldades erineval viisil. Seni on vähe teada kaadmiumi konkurentsisuhtest teiste metallidega sorptsiooniprotsessides mulda imavas kompleksis. Kopenhaageni tehnikaülikooli (Taani) spetsialistide uuringute kohaselt oli nikli, koobalti ja tsingi juuresolekul kaadmiumi imendumine pinnasesse pärsitud. Teised uuringud on näidanud, et klooriioonide juuresolekul nõrgeneb kaadmiumi sorptsioon pinnases. Pinnase küllastumine Ca 2+ ioonidega tõi kaasa kaadmiumi sorptsioonivõime tõusu. Paljud kaadmiumi sidemed mullakomponentidega osutuvad hapraks, teatud tingimustel (näiteks keskkonna happelise reaktsiooni korral) see vabaneb ja lahustub uuesti.

Selgunud on mikroorganismide roll kaadmiumi lahustumisprotsessis ja selle üleminekul liikuvasse olekusse. Nende elutegevuse tulemusena tekivad kas vees lahustuvad metallikompleksid või tekivad füüsikalis-keemilised tingimused, mis soodustavad kaadmiumi üleminekut tahkest ainest vedelasse faasi.

Kaadmiumiga pinnases toimuvad protsessid (sorptsioon-desorptsioon, üleminek lahustumisele jne) on omavahel seotud ja üksteisest sõltuvad, selle metalli voolamine taimedesse sõltub nende suunast, intensiivsusest ja sügavusest. On teada, et kaadmiumi sorptsiooni hulk mulla poolt sõltub pH väärtusest: mida kõrgem on mulla pH, seda rohkem see kaadmiumi sorbeerib. Nii et olemasolevate andmete kohaselt suurenes muldade sorptsioonivõime kaadmiumi suhtes pH vahemikus 4 kuni 7,7 pH ühiku kohta tõustes ligikaudu kolm korda.

Tsink (Zn). Tsingipuudus võib avalduda nii happelistel tugevalt podsoolistunud kergetel muldadel kui ka lubjarikastel, tsingivaestel ja kõrge huumusesisaldusega muldadel. Tsingipuuduse ilmingut võimendab suurtes annustes fosforväetiste kasutamine ja aluspinnase tugev kündmine põllupinnani.

Suurim üldtsingisisaldus on tundra (53-76 mg/kg) ja tšernozemi (24-90 mg/kg) muldadel, madalaim mätas-podsoolmuldadel (20-67 mg/kg). Tsingipuudus avaldub kõige sagedamini neutraalsetel ja nõrgalt aluselistel lubjarikastel muldadel. Happelistes muldades on tsink liikuvam ja taimedele kättesaadavam.

Tsink esineb pinnases ioonsel kujul, kus see adsorbeerub katioonivahetusmehhanismi abil happelises keskkonnas või kemisorptsiooni tulemusena leeliselises keskkonnas. Kõige liikuvam ioon on Zn 2+. Tsingi liikuvust pinnases mõjutavad peamiselt pH väärtus ja savimineraalide sisaldus. pH juures<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

A.P.Vinogradovi (1952) järgi osalevad taimede elus ühel või teisel määral kõik keemilised elemendid ja kui paljusid neist peetakse füsioloogiliselt oluliseks, siis ainult seetõttu, et selle kohta pole veel tõendeid. Väikestes kogustes taime sisenedes ja neis sisalduvate ensüümide komponendiks või aktivaatoriks saades täidavad mikroelemendid ainevahetusprotsessides teenindusfunktsioone. Kui keskkonda satuvad ebatavaliselt kõrged elementide kontsentratsioonid, muutuvad need taimedele mürgiseks. Raskmetallide liigne tungimine taimekudedesse põhjustab nende organite normaalse talitluse häireid ja see häire on seda tugevam, seda suurem on mürgiste ainete liig. Samal ajal langeb tootlikkus. HM-i toksiline toime avaldub taimede arengu varases staadiumis, kuid erineval määral erinevatel muldadel ja erinevatel põllukultuuridel.

Taimede keemiliste elementide omastamine on aktiivne protsess. Passiivne difusioon moodustab vaid 2-3% omastatavate mineraalsete komponentide kogumassist. Kui metallide sisaldus pinnases on foonitasemel, toimub ioonide aktiivne neeldumine ja kui arvestada nende elementide vähest liikuvust muldades, siis peaks nende imendumisele eelnema tugevalt seotud metallide mobiliseerimine. Kui juurekihi HM-ide sisaldus mulla sisemiste ressursside tõttu ületab oluliselt maksimaalseid kontsentratsioone, mille juures metall on võimalik fikseerida, satub juurtesse selline kogus metalle, mida membraanid enam kinni ei pea. Selle tulemusena lakkab ioonide või elementide ühendite voog olema rakumehhanismide poolt reguleeritud. Happelistel muldadel toimub HMde intensiivsem kuhjumine kui neutraalse või peaaegu neutraalse keskkonnareaktsiooniga muldadel. HM-ioonide tegeliku osalemise keemilistes reaktsioonides mõõdik on nende aktiivsus. HM kõrge kontsentratsiooni toksiline mõju taimedele võib ilmneda teiste keemiliste elementide sissevõtmise ja leviku rikkumises. HM interaktsiooni olemus teiste elementidega muutub sõltuvalt nende kontsentratsioonist. Ränne ja taime sisenemine toimub komplekssete ühendite kujul.

Keskkonna raskmetallidega saastamise algperioodil ei esine taimedel praktiliselt mingeid kahjulikke mõjusid mulla puhveromaduste tõttu, mis põhjustavad mürgiste ainete inaktiveerumist. Mulla kaitsefunktsioonid pole aga piiramatud. Raskmetallidega saastumise taseme tõusuga muutub nende inaktiveerimine mittetäielikuks ja ioonide vool ründab juuri. Taim suudab osa ioonidest viia vähemaktiivsesse olekusse juba enne, kui need taime juurtesüsteemi tungivad. See on näiteks kelaatimine juureeksudaatide abil või adsorptsioon juurte välispinnal koos kompleksühendite moodustumisega. Lisaks, nagu näitavad taimkattekatsed teadaolevate toksiliste tsingi, nikli, kaadmiumi, koobalti, vase, plii annustega, paiknevad juured kihtides, mis ei ole HM-muldadega saastunud ja nendel variantidel puuduvad fototoksilisuse sümptomid.

Vaatamata juurestiku kaitsefunktsioonidele sisenevad HM-id saastunud tingimustes juure. Sel juhul tulevad mängu kaitsemehhanismid, mille tõttu toimub HM-de spetsiifiline jaotus taimeorganite vahel, mis võimaldab nende kasvu ja arengut võimalikult täielikult kindlustada. Sel juhul võib näiteks HM-i sisaldus väga saastunud keskkonnas juure ja seemnete kudedes erineda 500-600 korda, mis viitab selle maa-aluse taimeorgani suurele kaitsevõimele.

Keemiliste elementide liig põhjustab taimedes toksikoosi. HM-ide kontsentratsiooni suurenedes pidurdub algul taimede kasv, seejärel tekib lehtede kloroos, mis asendub nekroosiga ja lõpuks kahjustub juurestik. TM-i toksiline toime võib avalduda otseselt ja kaudselt. HM liia otsene mõju taimerakkudes on tingitud kompleksi moodustumise reaktsioonidest, mille tulemusena blokeeritakse ensüümid või sadestuvad valgud. Ensümaatiliste süsteemide deaktiveerimine toimub ensüümmetalli asendamise tulemusena saastemetalliga. Toksilise aine kriitilise sisalduse korral väheneb ensüümi katalüütiline võime oluliselt või blokeerub täielikult.

A.P. Vinogradov (1952) tuvastas taimed, mis on võimelised elemente koondama. Ta osutas kahte tüüpi kontsentreerimisseadmetele:

1) massiliselt elemente koondavad taimed;

2) selektiivse (spetsiifilise) kontsentratsiooniga taimed.

Esimest tüüpi taimi rikastatakse keemiliste elementidega, kui viimaseid sisaldub mullas suurenenud koguses. Kontsentratsiooni põhjustab sel juhul keskkonnategur.

Teist tüüpi taimi iseloomustab ühe või teise keemilise elemendi pidevalt suur kogus, sõltumata selle sisaldusest keskkonnas. See on tingitud geneetiliselt fikseeritud vajadusest.

Arvestades raskmetallide mullast taimedesse imendumise mehhanismi, saame rääkida barjäärilisest (mittekontsentreeruvast) ja barjäärivabast (kontsentreeruvast) elementide akumulatsiooni tüübist. Tõkkekuhjumine on tüüpiline enamikule kõrgematele taimedele ja ei ole tüüpiline sammaltaimedele ja samblikele. Niisiis nimetati M. A. Toikka ja L. N. Potekhina (1980) töös sfagnum (2,66 mg / kg) koobaltit kontsentreerivaks taimeks; vask (10,0 mg / kg) - kask, luuvili, maikelluke; mangaan (1100 mg / kg) - mustikad. Lepp jt. (1987) leidsid kõrge kaadmiumi kontsentratsiooni kasemetsades kasvava seene Amanita muscaria sporofoorides. Seene sporofoorides oli kaadmiumi sisaldus 29,9 mg / kg kuivmassi kohta ja mullas, millel need kasvasid, 0,4 mg / kg. Arvatakse, et taimed, mis on koobalti kontsentraatorid, taluvad väga hästi niklit ja suudavad seda suurtes kogustes akumuleerida. Nende hulka kuuluvad eelkõige taimed perekondadest Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Nikli- ja superkontsentraatoreid leidub ka ravimtaimede hulgas. Superkontsentraatorite hulka kuuluvad melonipuu, belladonna belladonna, kollane machok, südamerohi, liha-punane kannatuslill ja lansolaatne termopsis. Toitekeskkonnas suurte kontsentratsioonidega keemiliste elementide akumuleerumise tüüp sõltub taimede vegetatsioonifaasidest. Takistusteta kuhjumine on iseloomulik seemikute faasile, mil taimed ei erista maapealseid osi erinevateks elunditeks ja kasvuperioodi lõppfaasis - peale küpsemist, samuti talvisel puhkeperioodil, mil võib tekkida takistusteta kogunemine. millega kaasneb liigsete keemiliste elementide vabanemine tahkes faasis (Kovalevsky, 1991).

Hüperakumuleeruvaid taimi on leitud perekondadest Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae ja Scrophulariaceae (Baker 1995). Tuntuim ja uuritud neist on Brassica juncea (India sinep) - taim, mis arendab suurt biomassi ja on võimeline akumuleerima Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B ja Se (Nanda Kumar). jt 1995; Salt jt 1995; Raskin jt 1994). Erinevatest testitud taimeliikidest oli B. juncea'l kõige märgatavam võime pliid õhust ossa transportida, akumuleerides samal ajal üle 1,8% sellest elemendist õhuorganitesse (kuivkaalu järgi). Välja arvatud päevalill (Helianthus annuus) ja tubakas (Nicotiana tabacum), oli teiste Brassicaceae perekonda mittekuuluvate taimeliikide bioloogiline neeldumistegur väiksem kui 1.

Paljude välisautorite poolt kasutatud taimede klassifikatsiooni järgi vastavalt raskmetallide esinemisele kasvukeskkonnas on taimedel metalliga saastunud pinnasel kasvamiseks kolm peamist strateegiat:

Metalli eemaldajad.

Sellised taimed säilitavad metalli pideva madala kontsentratsiooni, vaatamata selle suurele varieeruvusele mullas, säilitades peamiselt metalli juurtes. Välistavad taimed on võimelised muutma rakuseinte membraanide läbilaskvust ja metallisidumisvõimet või vabastama suures koguses kelaativaid aineid.

Metallist indikaatorid.

Nende hulka kuuluvad taimeliigid, mis koguvad aktiivselt metalli õhust osadesse ja peegeldavad üldiselt metalli taset pinnases. Nad taluvad olemasolevat metallide kontsentratsiooni taset, kuna moodustuvad rakuvälised metallisiduvad ühendid (kelaatorid) või muudavad metallide sektsiooni iseloomu, säilitades seda metallile mittetundlikes piirkondades. Metalle koguvad taimeliigid. Sellesse rühma kuuluvad taimed võivad koguda metalli maapealsesse biomassi kontsentratsioonides, mis on palju suuremad kui pinnases. Baker ja Brooks määratlesid metallist hüperakud kui taimed, mis sisaldavad rohkem kui 0,1%, st. rohkem kui 1000 mg / g vaske, kaadmiumi, kroomi, pliid, niklit, koobaltit või 1% (üle 10 000 mg / g) tsinki ja mangaani kuivkaalust. Haruldaste metallide puhul on see väärtus üle 0,01% kuivmassist. Teadlased tuvastavad hüperakumuleeruvad liigid, kogudes taimi piirkondades, kus pinnas sisaldab metalle foontasemest kõrgemates kontsentratsioonides, näiteks saastunud aladel või maagikehadel. Hüperakumulatsiooni nähtus tekitab teadlastele palju küsimusi. Näiteks, milline on metalli kuhjumise tähtsus taimede jaoks väga toksilistes kontsentratsioonides. Lõplikku vastust sellele küsimusele pole veel saadud, kuid põhilisi hüpoteese on mitu. Arvatakse, et sellistel taimedel on täiustatud ioonide omastamise süsteem ("tahtmatu" omastamise hüpotees), et täita teatud füsioloogilisi funktsioone, mida pole veel uuritud. Samuti arvatakse, et hüperakumulatsioon on üks taimede taluvuse liike kasvukeskkonna kõrge metallisisalduse suhtes.

Metallide suurenenud kontsentratsioon pinnases põhjustab nende akumuleerumist looduslikus taimestikus ja põllukultuurides, millega kaasneb toiduahelate saastumine. Metallide kõrge kontsentratsioon muudab pinnase taimede kasvuks sobimatuks ja kahjustab seega bioloogilist mitmekesisust. Raskmetallidega saastunud mulda saab taaskasutada keemiliste, füüsikaliste ja bioloogiliste meetoditega. Üldiselt võib need jagada kahte kategooriasse.

Ex-situ meetod nõuab saastunud pinnase eemaldamist kohapeal või väljaspool põlluharimist ja kultiveeritud pinnase tagastamist algsesse asukohta. Saastunud pinnase puhastamiseks kasutatavate ex situ meetodite jada hõlmab saasteaine kaevamist, detoksikatsiooni ja/või detoksifitseerimist füüsikaliste või keemiliste vahenditega, mille käigus saasteaine stabiliseeritakse, settitakse, immobiliseeritakse, põletatakse või lagundatakse.

In situ meetod hõlmab saastunud pinnase puhastamist ilma seda välja kaevamata. Reed et al. defineerisid in situ tervendamistehnoloogiaid kui saasteaine lagunemist või muundamist, immobiliseerimist biosaadavuse vähendamiseks ja saasteaine eraldamist pinnasest. In-situ eelistatakse ex-situ oma madala hinna ja ökosüsteemi õrna mõju tõttu. Traditsiooniliselt hõlmab ex-situ meetod raskmetallidega saastunud pinnase eemaldamist ja kõrvaldamist, mis ei ole optimaalne valik, kuna saastunud pinnase kõrvaldamine väljaspool tegevuskohta viib saasteprobleemi lihtsalt üle teise kohta; saastunud pinnase transpordiga kaasneb aga teatav risk. Saastunud pinnase puhastamise alternatiiviks võib olla raskmetallide lahjendamine vastuvõetava tasemeni, lisades saastunud pinnasele puhta pinnase ja segades need kokku, pinnase katmine inertse materjaliga.

Anorgaaniliste saasteainete immobiliseerimist saab kasutada raskmetallidega saastunud muldade tervendamismeetodina. Seda on võimalik saavutada saasteainete kuhjumisega või mulla pH tõstmisega lupjamise teel. PH tõstmine vähendab raskemetallide, nagu Cd, Cu, Ni ja Zn, lahustuvust pinnases. Kuigi taimedesse imendumise oht väheneb, jääb metallide kontsentratsioon mullas muutumatuks. Enamik neist traditsioonilistest teepuhastustehnoloogiatest kahjustab juba niigi kahjustatud keskkonda. Bioremediatsiooni tehnoloogiad, mida nimetatakse fütoremediatsiooniks, hõlmavad roheliste taimede ja nendega seotud mikrobiota kasutamist saastunud pinnase ja põhjavee in situ puhastamiseks. Idee kasutada metallihoidlate kasutamist raskmetallide ja muude ühendite eemaldamiseks pakuti esmakordselt välja 1983. aastal. Mõiste fütoremediatsioon koosneb kreekakeelsest eesliitest phyto (taim), mis on lisatud ladina juure remedium (taastamine).

Risofiltreerimine tähendab taimede (nii maismaa- kui ka veetaimede) kasutamist saasteainete adsorptsiooniks, kontsentreerimiseks ja madala saasteainete kontsentratsiooniga saasteveeallikate juurtes. Selle meetodiga saab osaliselt puhastada tööstuslikku heitvett, põllumajandusmaa ja rajatiste pinnapealset heitvett või kaevanduste ja kaevanduste happelist äravooluheidet. Risofiltratsiooni saab rakendada pliile, kaadmiumile, vasele, niklile, tsingile ja kroomile, mis jäävad enamasti juurtele kinni. Risofiltratsiooni eelised hõlmavad selle võimet kasutada nii "in situ" kui ka "ex-situ" ning kasutada taimeliike, mis ei ole hüperakumulaatorid. Uuriti päevalille, India sinepi, tubaka, rukki, spinati ja maisi võimet eemaldada reoveest pliid, kusjuures päevalill näitas suurimat puhastustõhusust.

Fütostabiliseerimist kasutatakse peamiselt muldade, setete ja reoveesette töötlemisel ning see sõltub taimejuurte võimest piirata pinnases leiduvate saasteainete liikuvust ja biosaadavust. Fütostabiliseerimine toimub metallide sorptsiooni, sadestamise ja kompleksi moodustamise teel. Taimed vähendavad saastunud pinnasest läbi imbuva vee hulka, mis takistab erosiooniprotsesse, lahustunud saasteainete tungimist pinna- ja põhjavette ning nende levikut saastamata aladele. Fütostabiliseerimise eeliseks on see, et see meetod ei nõua saastunud taime biomassi eemaldamist. Selle peamiseks puuduseks on aga saasteaine säilimine pinnases, millega seoses peaks selle puhastusmeetodi kasutamisega kaasnema pidev saasteainete sisalduse ja biosaadavuse jälgimine.

Fütoekstraktsioon on sobivaim viis raskmetallide soolade eemaldamiseks muldadest ilma mulla struktuuri ja viljakust kahjustamata. Mõned autorid nimetavad seda meetodit fütoakumulatsiooniks. Kuna taim neelab, kontsentreerib ja sadestab biomassis saastunud pinnastelt mürgiseid metalle ja radionukliide, on see parim viis hajureostuse ja suhteliselt madala saasteainete kontsentratsiooniga alade puhastamiseks. On kaks peamist fütoekstraktsiooni strateegiat:

Fütoekstraktsioon kelaatide juuresolekul või indutseeritud fütoekstraktsioon, mille puhul kunstlike kelaatide lisamine suurendab metalli saasteaine liikuvust ja omastamist;

Järjestikune fütoekstraktsioon, mille puhul metalli eemaldamine sõltub taimede loomulikust puhastusvõimest; sel juhul on kontrolli all ainult taimede külvamise (istutamise) arv. Hüperakumuleeruvate liikide avastamine aitas selle tehnoloogia arendamisele veelgi kaasa. Selle tehnoloogia teostatavaks muutmiseks peavad taimed eraldama oma juurtest suures kontsentratsioonis raskmetalle, viima need maapealsesse biomassi ja tootma suures koguses taimset biomassi. Samal ajal on olulised sellised tegurid nagu kasvukiirus, selektiivsus elemendi suhtes, vastupidavus haigustele ja koristusviis. Aeglane kasv, pinnapealselt leviv juurestik ja madal biomassi tootlikkus piiravad aga hüperakumuleeruvate liikide kasutamist raskmetallidega saastunud alade puhastamisel.

Fütoaurustamine hõlmab taimede kasutamist saasteainete pinnasest välja viimiseks, nende muutmiseks lenduvaks vormiks ja transpireerimiseks atmosfääri. Fütoaurustamist kasutatakse peamiselt elavhõbeda eemaldamiseks, muutes elavhõbeda ioonid vähemtoksiliseks elementaarseks elavhõbedaks. Puuduseks on see, et atmosfääri sattunud elavhõbe läheb suure tõenäosusega sadestumise teel tagasi ja siseneb seejärel uuesti ökosüsteemi. Ameerika teadlased on leidnud, et mõned seleenirikkal substraadil kasvavad taimed toodavad lenduvat seleeni dimetüülseleniidi ja dimetüseleniidi kujul. On teateid, et fütoaurustamist on edukalt rakendatud triitiumi, vesiniku radioaktiivse isotoobi puhul, mis laguneb stabiilseks heeliumiks, mille poolestusaeg on umbes 12 aastat. Fütodegradatsioon. Orgaaniliste ainete fütoremediatsioonis osaleb taimede ainevahetus saasteainete taastumisel saasteainete muundamise, lagunemise, stabiliseerimise või aurustamise teel pinnasest ja põhjaveest. Fütodegradatsioon on taimes imendunud orgaanilise aine lagunemine lihtsamateks molekulideks, mis liidetakse taimekudedesse.

Taimed sisaldavad ensüüme, mis võivad relvajäätmeid lagundada ja muundada, klooritud lahusteid (nt trikloroetüleen) ja muid herbitsiide. Ensüümid on tavaliselt dehalogenaasid, oksügenaasid ja reduktaasid. Risodegradatsioon on orgaaniliste ühendite lagunemine pinnases mikroobse tegevuse kaudu juurtevööndis (risosfääris) ja see on palju aeglasem protsess kui fütodegradatsioon. Ülaltoodud fütoremediatsiooni meetodeid saab kasutada kompleksselt. Niisiis on kirjanduse ülevaatest selge, et fütoremediatsioon on praegu kiiresti arenev uurimisvaldkond. Viimase kümne aasta jooksul on paljude maailma riikide teadlased saanud eksperimentaalset kinnitust, sealhulgas valdkonna kohta, et see meetod on paljulubav saastunud keskkonna puhastamisel orgaanilistest, anorgaanilistest saasteainetest ja radionukliididest.

See keskkonnasõbralik ja odav viis saastunud alade puhastamiseks on elujõuline alternatiiv traditsioonilistele häiritud ja saastunud maa tervendamise meetoditele. Venemaal on fütoremediatsiooni kaubanduslik rakendamine raskmetallide ja erinevate orgaaniliste ühenditega, näiteks naftasaadustega, saastunud muldade puhul alles algusjärgus. Vaja on ulatuslikke uuringuid, et otsida kiiresti kasvavaid taimi, millel on selgelt väljendunud võime koguda saasteaineid konkreetsele piirkonnale iseloomulike kultiveeritud ja metsikult kasvavate liikide hulgast, nende kõrge fütoremediatsiooni potentsiaali eksperimentaalne kinnitamine ja selle suurendamise võimaluste uurimine. Eraldi oluline uurimisvaldkond on saastunud taimse biomassi utiliseerimise teema uurimine, et vältida ökosüsteemi erinevate komponentide uuesti saastumist ja saasteainete sattumist toiduahelatesse.

Erinevate territooriumide muldade keemiline koostis on heterogeenne ja muldades sisalduvate keemiliste elementide jaotus kogu territooriumil ebaühtlane. Nii näiteks on raskmetallid, olles valdavalt hajusas olekus, võimelised moodustama lokaalseid sidemeid, kus nende kontsentratsioon on sadu ja tuhandeid kordi suurem kui clarke tase.

Organismi normaalseks toimimiseks on vaja mitmeid keemilisi elemente. Nende puudus, liig või tasakaalutus võib põhjustada haigusi, mida nimetatakse mikroelementoosiks 1 ehk biogeokeemiliseks endeemiaks, mis võib olla nii looduslik kui ka inimese põhjustatud. Nende levikul on oluline roll veele, aga ka toiduainetel, millesse satuvad toiduahelate kaudu mullast keemilised elemendid.

Eksperimentaalselt on kindlaks tehtud, et HM protsenti taimedes mõjutab HM protsent pinnases, atmosfääris, vees (vetikate puhul). Samuti märgati, et sama raskmetallisisaldusega muldadel annab üks ja sama kultuur erineva saagi, kuigi ka kliimatingimused langesid kokku. Siis avastati saagikuse sõltuvus mulla happesusest.

Enim uuritud on pinnase saastumist kaadmiumi, elavhõbeda, plii, arseeni, vase, tsingi ja mangaaniga. Vaatleme pinnase saastumist nende metallidega igaühe puhul eraldi. 2

Kaadmium (Cd)

Kaadmiumi sisaldus maakoores on ligikaudu 0,15 mg / kg. Kaadmium on koondunud vulkaanilistesse (kogustes 0,001–1,8 mg / kg), moondekivimitesse (kogustes 0,04–1,0 mg / kg) ja settekivimitesse (kogustes 0,1–11,0 mg / kg). Selliste lähteainete baasil tekkinud mullad sisaldavad 0,1-0,3; vastavalt 0,1-1,0 ja 3,0-11,0 mg/kg kaadmiumi.

Happelistes muldades esineb kaadmium Cd 2+, CdCl +, CdSO 4 ja lubjarikastes muldades Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 + kujul.

Kaadmiumi omastamine taimede poolt väheneb oluliselt happeliste muldade lupjamisega. Sel juhul vähendab pH tõus kaadmiumi lahustuvust mulla niiskuses, samuti mulla kaadmiumi biosaadavust. Seega oli kaadmiumi sisaldus peedilehtedes lubjarikastel muldadel väiksem kui kaadmiumi sisaldus samades taimedes katmata muldadel. Sarnane toime ilmnes riisi ja nisu puhul ->.

PH tõusu negatiivne mõju kaadmiumi kättesaadavusele on seotud mitte ainult kaadmiumi lahustuvuse vähenemisega mullalahuse faasis, vaid ka juurte aktiivsuse vähenemisega, mis mõjutab imendumist.

Kaadmium on muldades üsna väheliikuv ja kui selle pinnale lisada kaadmiumi sisaldavat materjali, jääb suurem osa sellest puutumata.

Saasteainete pinnasest eemaldamise meetodid hõlmavad kas saastunud kihi enda eemaldamist, kaadmiumi eemaldamist kihist või saastunud kihi katmist. Kaadmiumi saab olemasolevate kelaativate ainetega (nt etüleendiamiintetraäädikhape) muuta keerukateks lahustumatuteks ühenditeks. ...

Kaadmiumi suhteliselt kiire imendumise tõttu mullast taimede poolt ja selle üldlevinud kontsentratsioonide madala toksilisuse tõttu võib kaadmium taimedes koguneda ja siseneda toiduahelasse kiiremini kui plii ja tsink. Seetõttu kujutab kaadmium inimeste tervisele suurimat ohtu jäätmete pinnasesse viimisel.

Saastunud muldadest inimeste toiduahelasse sattuva kaadmiumi hulga minimeerimiseks on vaja kasvatada mitteinimtoidu või põllukultuure, mis absorbeerivad mullas väikeses koguses kaadmiumi.

Üldiselt imavad happeliste muldade põllukultuurid rohkem kaadmiumi kui neutraalsetel või aluselistel muldadel. Seetõttu on happeliste muldade lupjamine tõhus vahend imenduva kaadmiumi hulga vähendamiseks.

Elavhõbe (Hg)

Elavhõbedat leidub looduses metalliaurude Hg 0 kujul, mis tekivad selle maapõuest aurustumisel; anorgaaniliste soolade Hg (I) ja Hg (II) kujul ning metüülelavhõbeda orgaaniliste ühendite CH 3 Hg +, CH 3 Hg + ja (CH 3) 2 Hg monometüül- ja dimetüülderivaatide kujul.

Elavhõbe koguneb mulla ülemisse horisonti (0-40 cm) ja rändab nõrgalt selle sügavamatesse kihtidesse. Elavhõbedaühendid on väga stabiilsed mullaained. Elavhõbedaga saastunud pinnasel kasvavad taimed omastavad olulise osa elementi ja akumuleerivad seda ohtlikus kontsentratsioonis või ei kasva.

Plii (Pb)

Liivakultuuris läbiviidud katsete andmetel, kus kehtestati Hg (25 mg / kg) ja Pb (25 mg / kg) mullasisalduse künnis ning ületati künnist 2-20 korda, kasvavad kaerataimed ja areneda normaalselt kuni teatud saastetasemeni. Kui metallide kontsentratsioon suureneb (Pb puhul alates annusest 100 mg / kg), muutub taimede välimus. Metallide äärmuslike annuste korral surevad taimed kolme nädala jooksul pärast katsete algust. Metallide sisaldus biomassi komponentides kahanevas järjekorras jaotub järgmiselt: juured - maapealne osa - tera.

Plii kogutarne atmosfääri (ja seega osaliselt pinnasesse) sõidukitest Venemaa territooriumil oli 1996. aastal hinnanguliselt ligikaudu 4,0 tuhat tonni, millest 2,16 tuhat tonni toodi kaubaveoga. Maksimaalne pliikoormus moodustas Moskva ja Samara piirkonnad, millele järgnesid Kaluga, Nižni Novgorodi, Vladimiri piirkonnad ja muud Venemaa Föderatsiooni moodustavad üksused, mis asuvad Venemaa Euroopa territooriumi keskosas ja Põhja-Kaukaasias. Suurimad absoluutsed pliiheitmed registreeriti Uurali (685 t), Volga (651 t) ja Lääne-Siberi (568 t) piirkonnas. Ja pliiheite kõige kahjulikum mõju täheldati Tatarstanis, Krasnodari ja Stavropoli territooriumil, Rostovi, Moskva, Leningradi, Nižni Novgorodi, Volgogradi, Voroneži, Saratovi ja Samara piirkondades (ajaleht Zeleny Mir, erinumber nr 28, 1997).

Arseen (As)

Arseeni leidub keskkonnas mitmesugustes keemiliselt stabiilsetes vormides. Selle kaks peamist oksüdatsiooniastet on As (III) ja As (V). Looduses on viievalentne arseen laialt levinud erinevate anorgaaniliste ühendite kujul, kuigi kolmevalentne arseen on vees kergesti leitav, eriti anaeroobsetes tingimustes.

Vask(Cu)

Looduslike vaskmineraalide hulka pinnases on sulfaadid, fosfaadid, oksiidid ja hüdroksiidid. Vasksulfiidid võivad tekkida halvasti kuivendatud või üleujutatud pinnases, kus on realiseerunud redutseerivad tingimused. Vase mineraalid on tavaliselt liiga lahustuvad, et jääda vabalt kuivendavasse põllumajandusmuldadesse. Metalliga saastunud pinnases saab aga keemilist keskkonda kontrollida mittetasakaaluliste protsessidega, mis viivad metastabiilsete tahkete faaside kuhjumiseni. Eeldatakse, et vähendatud vasega saastunud muldades võib esineda ka kovelliiti (CuS) või kalkopüriiti (CuFeS 2).

Väikesed kogused vaske võivad silikaatides esineda diskreetsete sulfiidide lisanditena ja asendada isomorfselt katioone katioone silikaatides. Tasakaalustamata laenguga savimineraalid neelavad vaske mittespetsiifiliselt, samas kui raud- ja mangaanoksiididel ja -hüdroksiididel on vase suhtes väga kõrge eriafiinsus. Suure molekulmassiga orgaanilised ühendid võivad olla vase tahked absorbendid, samas kui madala molekulmassiga orgaanilised ühendid kalduvad moodustama lahustuvaid komplekse.

Pinnase koostise keerukus piirab vaseühendite kvantitatiivse eraldamise võimalust kindlateks keemilisteks vormideks. näitab -> Vaskkonglomeraatide suure massi olemasolu leidub nii orgaanilistes ainetes kui ka Fe ja Mn oksiidides. Vaske sisaldavate jäätmete või anorgaaniliste vasesoolade sissetoomine suurendab pinnases vaseühendite kontsentratsiooni, mida saab suhteliselt pehmete reagentidega ekstraheerida; seega võib vaske leida mullast labiilsete keemiliste vormidena. Kuid kergesti lahustuv ja asendatav element - vask - moodustab väikese arvu taimedele omastatavaid vorme, tavaliselt vähem kui 5% kogu pinnase vasesisaldusest.

Vase toksilisus suureneb mulla pH tõusuga ja mulla madala katioonivahetusvõimega. Vase kangendamine kaevandamise teel toimub ainult pinnase pinnakihtides ja sügavale juurdunud põllukultuure see ei mõjuta.

Keskkond ja taimede toitumine võivad mõjutada vase fütotoksilisust. Näiteks oli vase mürgisus riisile tasandikel ilmne, kui taimi kasteti pigem külma kui sooja veega. Fakt on see, et külmas pinnases pärsitakse mikrobioloogilist aktiivsust ja see loob pinnases need taastavad tingimused, mis hõlbustaksid vase sadestumist lahusest.

Vase fütotoksilisus ilmneb algselt pinnases leiduva vase liigsest kogusest ja seda suurendab mulla happesus. Kuna pinnases on vask suhteliselt väheaktiivne, jääb peaaegu kogu pinnasesse sattuv vask ülemistesse kihtidesse. Orgaaniliste ainete viimine vasega saastunud pinnasesse võib vähendada toksilisust, mis on tingitud lahustuva metalli adsorptsioonist orgaanilise substraadi poolt (sel juhul muudetakse Cu 2+ ioonid taimele vähem ligipääsetavateks kompleksühenditeks) või Cu 2+ ioonide liikuvus ja nende leostumine pinnasest lahustuvate vaseorgaaniliste kompleksidena.

Tsink (Zn)

Tsink leidub pinnases oksosulfaatide, karbonaatide, fosfaatide, silikaatide, oksiidide ja hüdroksiididena. Need anorgaanilised ühendid on hästi kuivendatud põllumajandusmaal metastabiilsed. Ilmselt on sfaleriit ZnS termodünaamiliselt domineeriv vorm nii redutseeritud kui ka oksüdeerunud muldades. Tsingi teatav seos fosfori ja klooriga on ilmne raskmetallidega saastunud setetes. Seetõttu tuleks metallirikastes muldades leida suhteliselt lahustuvaid tsingisoolasid.

Tsink on silikaatmineraalides isomorfselt asendatud teiste katioonidega; see võib olla suletud või koossadestatud mangaani ja raudhüdroksiidiga. Fülosilikaadid, karbonaadid, hüdraatunud metallioksiidid ja orgaanilised ühendid imavad tsinki hästi, kasutades nii spetsiifilisi kui ka mittespetsiifilisi sidumissaite.

Tsingi lahustuvus suureneb happelistes muldades, samuti kompleksis moodustumisel madala molekulmassiga orgaaniliste ligandidega. Redutseerivad tingimused võivad lahustumatu ZnS moodustumise tõttu vähendada tsingi lahustuvust.

Tsingi fütotoksilisus avaldub tavaliselt siis, kui taimejuured puutuvad kokku liigse tsingilahusega mullas. Tsingi transport läbi pinnase toimub vahetuse ja difusiooni teel, viimane protsess domineerib madala tsingisisaldusega muldades. Vahetustransport on olulisem kõrge tsingisisaldusega muldadel, kus lahustuva tsingi kontsentratsioonid on suhteliselt stabiilsed.

Tsingi liikuvus pinnases suureneb kelaativate ainete (looduslike või sünteetiliste) juuresolekul. Lahustuva tsingi kontsentratsiooni suurenemine, mis on põhjustatud lahustuvate kelaatide moodustumisest, kompenseerib molekuli suuruse suurenemisest tingitud liikuvuse vähenemist. Tsingi kontsentratsioon taimekudedes, selle üldine omastamine ja toksilisuse sümptomid on positiivses korrelatsioonis tsingi kontsentratsiooniga taimejuuri vannitavas lahuses.

Vaba Zn 2+ ioon neeldub valdavalt taimede juurestikus, seetõttu aitab lahustuvate kelaatide moodustumine kaasa selle metalli lahustumisele pinnases ning see reaktsioon kompenseerib kelaaditud kujul tsingi vähenenud kättesaadavust.

Metalli saastumise algvorm mõjutab tsingi toksilisuse võimalikkust: tsingi kättesaadavus taime jaoks samaväärse metalli üldsisaldusega väetatud muldades väheneb suurusjärgus ZnSO 4> muda> jäätmekompost.

Enamik katseid pinnase saastumise kohta Zn-sisaldusega mudaga ei näidanud saagikuse langust ega ilmset fütotoksilisust; sellegipoolest võib nende pikaajaline kasutamine suurel määral taimi kahjustada. Tsingi lihtne kasutamine ZnSO 4 kujul põhjustab happelistes muldades saagi kasvu vähenemist, samas kui selle mitmeaastane kasutamine peaaegu neutraalsetel muldadel jääb märkamatuks.

Tsink saavutab põllumajandusmuldades mürgisuse taseme reeglina pinnase tsingi tõttu; tavaliselt ei tungi see sügavamale kui 15-30 cm Teatud põllukultuuride sügavad juured võivad vältida kokkupuudet liigse tsingiga, kuna need asuvad saastamata aluspinnases.

Tsingiga saastunud muldade lupjamine vähendab tsingi kontsentratsiooni põllukultuurides. NaOH või Ca (OH) 2 lisamine vähendab tsingi toksilisust kõrge tsingisisaldusega turbamuldadel kasvatatavates köögiviljakultuurides, kuigi nendel muldadel on tsingi omastamine taimede poolt väga piiratud. Tsingist põhjustatud rauavaegust saab kõrvaldada, kui lisada mulda või otse lehtedele rauda või FeSO 4 kelaate. Tsingiga saastunud kattekihi füüsiline eemaldamine või kõrvaldamine võib vältida metalli toksilist mõju taimedele.

Mangaan

Mullas on mangaan kolmes oksüdatsiooniastmes: +2, +3, +4. Enamasti on see metall seotud primaarsete mineraalide või sekundaarsete metallioksiididega. Pinnas kõigub mangaani üldkogus vahemikus 500–900 mg / kg.

Mn 4+ lahustuvus on äärmiselt madal; kolmevalentne mangaan on muldades väga ebastabiilne. Suurem osa muldades leiduvast mangaanist on Mn 2+ kujul, hästi õhustatud muldades aga suurem osa tahkes faasis oksiidina, milles metall on oksüdatsiooniastmes IV; halvasti õhustatud muldades taandub mangaan aeglaselt mikroobse keskkonna toimel ja läheb mulla lahusesse, muutudes seega väga liikuvaks.

Mn 2+ lahustuvus suureneb madalatel pH väärtustel oluliselt, kuid mangaani omastamine taimede poolt väheneb.

Mangaani mürgisus ilmneb sageli siis, kui mangaani üldsisaldus on mõõdukas kuni kõrge, mulla pH on üsna madal ja hapniku kättesaadavus pinnasele on samuti madal (st on olemas vähendavad tingimused). Nende tingimuste mõju kõrvaldamiseks tuleks lupjamisega tõsta mulla pH-d, püüda parandada pinnase kuivendamist, vähendada veevoolu, s.o. üldiselt parandada antud pinnase struktuuri.