Formes de métaux lourds dans le sol. Méthodes de détermination des métaux lourds dans le sol

Antimoine

Présent dans certains minerais.

Il fait partie des alliages utilisés dans divers domaines industriels.

Son excès provoque de graves troubles alimentaires.

Arsenic

La principale source de contamination des sols par l'arsenic est constituée de substances à l'aide desquelles ils luttent contre les parasites des plantes agricoles, par exemple les herbicides, les insecticides. L'arsenic est un poison qui s'accumule et qui provoque des effets chroniques. Ses composés provoquent des maladies du système nerveux, du cerveau, de la peau.

Manganèse

Une teneur élevée de cet élément est observée dans le sol et les plantes.

Lorsqu'une quantité supplémentaire de manganèse pénètre dans le sol, un excès dangereux en est rapidement créé. Cela affecte le corps humain sous forme de destruction du système nerveux.

Une surabondance d'autres éléments lourds n'est pas moins dangereuse.

De ce qui précède, on peut conclure que l'accumulation de métaux lourds dans le sol entraîne de graves conséquences pour la santé humaine et l'environnement en général.

Les principales méthodes de lutte contre la pollution des sols par les métaux lourds

Les méthodes de traitement de la contamination du sol par les métaux lourds peuvent être physiques, chimiques et biologiques. Parmi elles, on distingue les méthodes suivantes :

• Une augmentation de l'acidité du sol augmente donc la possibilité de faire matière organique et les argiles, le chaulage aident dans une certaine mesure à lutter contre la pollution.
• Semer, tondre et enlever certaines plantes, comme le trèfle, de la surface du sol, réduit considérablement la concentration de métaux lourds dans le sol. outre Par ici est totalement respectueux de l'environnement.
• Réaliser la détoxification des eaux souterraines, leur pompage et leur épuration.
• Prédire et corriger la migration forme soluble métaux lourds.
• Dans certains cas particulièrement graves, il est nécessaire d'éliminer complètement la couche de sol et de la remplacer par une nouvelle.

Le plus dangereux de tous ces métaux est le plomb. Il a tendance à s'accumuler pour frapper le corps humain. Le mercure n'est pas dangereux s'il pénètre une ou plusieurs fois dans le corps humain, seules les vapeurs de mercure sont particulièrement dangereuses. Je pense que les entreprises industrielles devraient utiliser des technologies de production plus avancées qui ne soient pas si destructrices pour tous les êtres vivants. Pas une personne ne devrait penser, mais la masse, alors nous arriverons à un bon résultat.

SAUT DE PAGE-- métaux lourds, qui caractérise un large groupe de polluants, s'est récemment généralisé. Dans divers travaux scientifiques et appliqués, les auteurs interprètent le sens de ce concept de différentes manières. A cet égard, le nombre d'éléments attribués au groupe des métaux lourds varie dans de larges limites. De nombreuses caractéristiques sont utilisées comme critères d'appartenance : masse atomique, densité, toxicité, prévalence dans le milieu naturel, degré d'implication dans les cycles naturels et anthropiques. Dans certains cas, la définition des métaux lourds inclut des éléments liés aux éléments fragiles (par exemple, le bismuth) ou métalloïdes (par exemple, l'arsenic).

Dans les ouvrages consacrés aux problèmes de pollution de l'environnement et de surveillance de l'environnement, aujourd'hui à métaux lourds comprennent plus de 40 métaux système périodique DI. Mendeleïev avec masse atomique plus de 50 unités atomiques : V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi Dans ce cas, les conditions suivantes jouent un rôle important dans la catégorisation des métaux lourds : leur forte toxicité pour les organismes vivants à des concentrations relativement faibles, ainsi que leur capacité de bioaccumulation et de bioamplification. Presque tous les métaux entrant dans cette définition (à l'exception du plomb, du mercure, du cadmium et du bismuth, rôle biologique ce qui n'est pas clair pour le moment), participent activement aux processus biologiques, font partie de nombreuses enzymes. Selon la classification de N. Reimers, les métaux d'une densité supérieure à 8 g/cm3 doivent être considérés comme lourds. Ainsi, les métaux lourds comprennent Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formellement, la définition métaux lourds Correspond à un grand nombre deéléments. Cependant, selon des chercheurs engagés dans des activités pratiques liées à l'organisation d'observations de l'état et de la pollution de l'environnement, les composés de ces éléments sont loin d'être équivalents en tant que polluants. Par conséquent, dans de nombreux travaux, il y a un rétrécissement de la portée du groupe des métaux lourds, conformément aux critères de priorité déterminés par la direction et les spécificités du travail. Ainsi, dans les œuvres déjà classiques de Yu.A. Israël dans la liste substances chimiques, à déterminer en milieu naturel dans les stations de fond des réserves de biosphère, dans la section métaux lourds nommé Pb, Hg, Cd, As. D'autre part, conformément à la décision du Groupe de travail sur les émissions de métaux lourds, travaillant sous les auspices de la Commission économique des Nations Unies pour l'Europe et recueillant et analysant des informations sur les émissions de polluants dans pays européens, seul Zn, As, Se et Sb ont été affectés à métaux lourds... Selon la définition de N. Reimers, les métaux nobles et rares se distinguent respectivement des métaux lourds, restent uniquement Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg... Dans les travaux appliqués, le nombre de métaux lourds est le plus souvent ajouté Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Les ions métalliques sont des composants indispensables des réservoirs naturels. Selon les conditions environnementales (pH, potentiel redox, présence de ligands), ils existent sous différents états d'oxydation et font partie d'une variété de composés inorganiques et organométalliques, qui peuvent être réellement dissous, dispersés colloïdalement, ou faire partie de minéraux. et suspensions organiques.

Les formes véritablement dissoutes des métaux, à leur tour, sont très diverses, ce qui est associé aux processus d'hydrolyse, de polymérisation hydrolytique (formation de complexes hydroxo polynucléaires) et de complexation avec divers ligands. En conséquence, tant les propriétés catalytiques des métaux que leur disponibilité pour les micro-organismes aquatiques dépendent des formes de leur existence dans l'écosystème aquatique.

De nombreux métaux forment des complexes assez forts avec les matières organiques ; ces complexes sont l'une des formes les plus importantes de migration d'éléments dans les eaux naturelles. La plupart des complexes organiques se forment dans un cycle de chélation et sont stables. Les complexes formés par les acides du sol avec les sels de fer, d'aluminium, de titane, d'uranium, de vanadium, de cuivre, de molybdène et d'autres métaux lourds sont relativement bien solubles dans les milieux neutres, faiblement acides et légèrement alcalins. Par conséquent, les complexes organométalliques sont capables de migrer dans les eaux naturelles sur de très longues distances. Ceci est particulièrement important pour les eaux peu minéralisées et, en premier lieu, de surface, dans lesquelles la formation d'autres complexes est impossible.

Pour comprendre les facteurs qui régulent la concentration de métal dans les eaux naturelles, leur réactivité chimique, leur biodisponibilité et leur toxicité, il est nécessaire de connaître non seulement la teneur brute, mais aussi la fraction de formes libres et liées du métal.

La transition des métaux en milieu aqueux vers une forme complexe métallique a trois conséquences :

1. Il peut y avoir une augmentation de la concentration totale d'ions métalliques en raison de sa transition en solution à partir des sédiments du fond ;

2. La perméabilité membranaire des ions complexes peut différer sensiblement de la perméabilité des ions hydratés ;

3. La toxicité du métal résultant de la complexation peut varier considérablement.

Ainsi, les formes chélatées Cu, Cd, Hg moins toxique que les ions libres. Pour comprendre les facteurs qui régulent la concentration en métal dans les eaux naturelles, leur réactivité chimique, leur biodisponibilité et leur toxicité, il est nécessaire de connaître non seulement la teneur brute, mais aussi la proportion de formes liées et libres.

Les sources de pollution de l'eau par les métaux lourds sont les eaux usées des ateliers galvaniques, des mines, de la métallurgie ferreuse et non ferreuse, des usines de construction de machines. Les métaux lourds se trouvent dans les engrais et les pesticides et peuvent pénétrer dans les plans d'eau avec le ruissellement des terres agricoles.

L'augmentation de la concentration de métaux lourds dans les eaux naturelles est souvent associée à d'autres types de pollution, comme l'acidification. Les retombées des précipitations acides contribuent à une diminution de la valeur du pH et à la transition des métaux d'un état sorbé sur des substances minérales et organiques à un état libre.

Tout d'abord, il est intéressant de noter que les métaux qui polluent le plus l'atmosphère en raison de leur utilisation en volumes importants dans les activités de production et en raison de leur accumulation dans l'environnement extérieur présentent un grave danger du point de vue de leur activité et propriétés toxiques. Ceux-ci comprennent le plomb, le mercure, le cadmium, le zinc, le bismuth, le cobalt, le nickel, le cuivre, l'étain, l'antimoine, le vanadium, le manganèse, le chrome, le molybdène et l'arsenic.
Propriétés biogéochimiques des métaux lourds

B - élevé, Y - modéré, H - faible

Vanadium.

Le vanadium se trouve principalement à l'état dispersé et se trouve dans les minerais de fer, le pétrole, l'asphalte, le bitume, les schistes bitumineux, le charbon, etc. L'une des principales sources de pollution naturelle de l'eau par le vanadium est le pétrole et ses produits.

Dans les eaux naturelles, il se produit à de très faibles concentrations : dans l'eau de rivière 0,2 - 4,5 g / dm3, dans l'eau de mer - en moyenne 2 μg / dm3

Dans l'eau se forme des complexes anioniques stables (V4O12) 4- et (V10O26) 6-. Dans la migration du vanadium, le rôle de ses composés complexes dissous avec les substances organiques, notamment avec les acides humiques, est essentiel.

Des concentrations plus élevées de vanadium sont nocives pour la santé humaine. Le MPCv du vanadium est de 0,1 mg/dm3 (l'indicateur de danger limitant est sanitaire et toxicologique), le MPCvr est de 0,001 mg/dm3.

Les sources naturelles de bismuth entrant dans les eaux naturelles sont les processus de lixiviation des minéraux contenant du bismuth. Les eaux usées des industries pharmaceutiques, de la parfumerie et de certaines entreprises de l'industrie du verre peuvent également être une source d'entrée dans les eaux naturelles.

Dans les eaux de surface non polluées, on le trouve à des concentrations inférieures au microgramme. La concentration la plus élevée se trouve dans les eaux souterraines et est de 20 g/dm3, dans les eaux de mer - 0,02 μg/dm3. La limite de concentration maximale est de 0,1 mg/dm3.

Les principales sources de composés du fer dans les eaux de surface sont les processus d'altération chimique des roches, accompagnés de leur destruction et dissolution mécaniques. Au cours du processus d'interaction avec les substances minérales et organiques contenues dans les eaux naturelles, un complexe complexe de composés de fer se forme, qui se trouvent dans l'eau à l'état dissous, colloïdal et en suspension. Des quantités importantes de fer proviennent des eaux de ruissellement souterraines et des eaux usées des industries métallurgiques, métallurgiques, textiles, de peinture et de vernis et des eaux usées agricoles.

Les équilibres de phases dépendent de la composition chimique des eaux, du pH, de Eh et, dans une certaine mesure, de la température. Dans l'analyse de routine pendant forme pondéréeémettent des particules de plus de 0,45 microns. Il se compose principalement de minéraux contenant du fer, d'oxyde de fer hydraté et de composés de fer sorbés sur des suspensions. Les vraies formes dissoutes et colloïdales sont généralement considérées ensemble. Fer dissous représenté par des composés sous forme ionique, sous la forme d'un complexe hydroxo et des complexes avec des substances inorganiques et organiques dissoutes des eaux naturelles. C'est principalement Fe (II) qui migre sous forme ionique, et Fe (III), en l'absence de substances complexantes, ne peut pas être à l'état dissous en quantités significatives.

Le fer se trouve principalement dans les eaux à faibles valeurs d'Eh.

À la suite d'une oxydation chimique et biochimique (avec la participation de bactéries du fer), Fe (II) passe en Fe (III), qui, en s'hydrolysant, précipite sous forme de Fe (OH) 3. Fe (II) et Fe (III) ont tendance à former des complexes hydroxo du type +, 4+, +, 3+, - et d'autres qui coexistent en solution à différentes concentrations selon le pH et déterminent généralement l'état du système fer-hydroxyle. La principale forme de découverte de Fe (III) dans les eaux de surface réside dans ses composés complexes avec des composés inorganiques et organiques dissous, principalement des substances humiques. A pH 8,0, la forme principale est Fe (OH) 3 ; la forme colloïdale du fer est la moins étudiée ; c'est un oxyde de fer hydraté Fe (OH) 3 et complexe avec des substances organiques.

La teneur en fer dans les eaux de surface de la terre est de quelques dixièmes de milligramme, près des marécages - quelques milligrammes. Une teneur accrue en fer est observée dans les eaux des tourbières, dans lesquelles il se présente sous la forme de complexes avec des sels d'acides humiques - humates. Les concentrations les plus élevées de fer (jusqu'à plusieurs dizaines et centaines de milligrammes par 1 dm3) sont observées dans les eaux souterraines à faible pH.

Étant un élément biologiquement actif, le fer affecte dans une certaine mesure l'intensité du développement du phytoplancton et la composition qualitative de la microflore dans le réservoir.

La concentration en fer est soumise à d'importantes fluctuations saisonnières. Habituellement, dans les réservoirs à haute productivité biologique pendant la période de stagnation estivale et hivernale, une augmentation de la concentration de fer dans les couches inférieures de l'eau est perceptible. Le mélange automne-printemps des masses d'eau (homothermie) s'accompagne de l'oxydation de Fe (II) en Fe (III) et de la précipitation de ce dernier sous forme de Fe (OH) 3.

Il pénètre dans les eaux naturelles lors du lessivage des sols, des minerais polymétalliques et de cuivre, à la suite de la décomposition d'organismes aquatiques capables de l'accumuler. Les composés du cadmium sont transportés dans les eaux de surface avec les eaux usées des usines de plomb-zinc, des usines de traitement du minerai, un certain nombre d'usines chimiques (production d'acide sulfurique), la production galvanique et également avec les eaux de mine. Une diminution de la concentration de composés de cadmium dissous se produit en raison des processus de sorption, de la précipitation de l'hydroxyde et du carbonate de cadmium et de leur consommation par les organismes aquatiques.

Les formes dissoutes de cadmium dans les eaux naturelles sont principalement des complexes minéraux et organo-minéraux. La principale forme en suspension du cadmium est ses composés sorbés. Une partie importante du cadmium peut migrer à l'intérieur des cellules des organismes aquatiques.

Dans les eaux fluviales non polluées et légèrement polluées, le cadmium est contenu à des concentrations inférieures au microgramme ; dans les eaux polluées et usées, la concentration de cadmium peut atteindre des dizaines de microgrammes par 1 dm3.

Les composés du cadmium jouent un rôle important dans la vie des animaux et des humains. À des concentrations élevées, il est toxique, surtout en combinaison avec d'autres substances toxiques.

MPCv est de 0,001 mg/dm3, MPCvr - 0,0005 mg/dm3 (le signe limitatif de nocivité est toxicologique).

Les composés du cobalt pénètrent dans les eaux naturelles en raison de leur lessivage de la pyrite de cuivre et d'autres minerais, des sols lors de la décomposition d'organismes et de plantes, ainsi que des eaux usées des usines métallurgiques, métallurgiques et chimiques. Certaines quantités de cobalt proviennent du sol à la suite de la décomposition d'organismes végétaux et animaux.

Les composés de cobalt dans les eaux naturelles sont à l'état dissous et en suspension, dont le rapport quantitatif est déterminé par la composition chimique de l'eau, la température et les valeurs de pH. Les formes dissoutes sont représentées principalement par des composés complexes, incl. avec des substances organiques des eaux naturelles. Les composés divalents du cobalt sont les plus typiques des eaux de surface. En présence d'oxydants, le cobalt trivalent peut exister en concentrations notables.

Le cobalt est l'un des éléments biologiquement actifs et se trouve toujours dans le corps des animaux et des plantes. La teneur insuffisante de celui-ci dans les sols est associée à une teneur insuffisante en cobalt dans les plantes, ce qui contribue au développement de l'anémie chez les animaux (taïga-forêt zone non-chernozem). Faisant partie de la vitamine B12, le cobalt affecte très activement l'apport de substances azotées, une augmentation de la teneur en chlorophylle et en acide ascorbique, active la biosynthèse et augmente la teneur en azote protéique des plantes. Cependant, des concentrations élevées de composés de cobalt sont toxiques.

Dans les eaux fluviales non polluées et légèrement polluées, sa teneur varie du dixième au millième de milligramme pour 1 dm3, la teneur moyenne dans l'eau de mer est de 0,5 μg/dm3. Le MPCv est de 0,1 mg/dm3, le MPCvr de 0,01 mg/dm3.

Manganèse

Le manganèse pénètre dans les eaux de surface à la suite de la lixiviation de minerais de ferromanganèse et d'autres minéraux contenant du manganèse (pyrolusite, psilomélane, brownite, manganite, ocre noire). Des quantités importantes de manganèse proviennent de la décomposition d'animaux aquatiques et d'organismes végétaux, en particulier les algues bleu-vert, les diatomées et les plantes aquatiques supérieures. Les composés du manganèse sont transportés dans des réservoirs avec les eaux usées des usines de concentration de manganèse, des usines métallurgiques, des entreprises industrie chimique et avec les eaux de mine.

Une diminution de la concentration d'ions manganèse dans les eaux naturelles se produit à la suite de l'oxydation du Mn (II) en MnO2 et d'autres oxydes à haute valence précipités. Les principaux paramètres qui déterminent la réaction d'oxydation sont la concentration en oxygène dissous, le pH et la température. La concentration des composés de manganèse dissous diminue en raison de leur utilisation par les algues.

La principale forme de migration des composés du manganèse dans les eaux de surface est la matière en suspension, dont la composition est déterminée, à son tour, par la composition des roches drainées par les eaux, ainsi que des hydroxydes colloïdaux de métaux lourds et des composés de manganèse sorbés. Les substances organiques et les processus de complexation du manganèse avec des ligands inorganiques et organiques sont d'une grande importance dans la migration du manganèse sous forme dissoute et colloïdale. Le Mn (II) forme des complexes solubles avec les bicarbonates et les sulfates. Les complexes de manganèse avec des ions chlore sont rares. Les composés complexes de Mn (II) avec des substances organiques sont généralement moins forts qu'avec d'autres métaux de transition. Ceux-ci comprennent des composés avec des amines, des acides organiques, des acides aminés et des substances humiques. Le Mn (III) en concentrations élevées ne peut être à l'état dissous qu'en présence d'agents complexants puissants ; Mn (YII) ne se produit pas dans les eaux naturelles.

V eaux de la rivière la teneur en manganèse varie généralement de 1 à 160 g/dm3, la teneur moyenne dans les eaux de mer est de 2 μg/dm3, dans les eaux souterraines - n.102 - n.103 g/dm3.

La concentration de manganèse dans les eaux de surface est soumise à des fluctuations saisonnières.

Les facteurs déterminant l'évolution des concentrations de manganèse sont le rapport entre les eaux de ruissellement de surface et souterraines, l'intensité de sa consommation lors de la photosynthèse, la décomposition du phytoplancton, des micro-organismes et de la végétation aquatique supérieure, ainsi que les processus de son dépôt au fond des plans d'eau.

Le rôle du manganèse dans la vie des plantes supérieures et des algues des plans d'eau est très important. Le manganèse favorise l'utilisation du CO2 par les plantes, augmentant ainsi le taux de photosynthèse, participe aux processus de récupération des nitrates et d'assimilation de l'azote par les plantes. Le manganèse favorise la transition du Fe (II) actif vers le Fe (III), qui protège la cellule des intoxications, accélère la croissance des organismes, etc. Le rôle écologique et physiologique important du manganèse rend nécessaire l'étude et la distribution du manganèse dans les eaux naturelles.

Pour les réservoirs à usage sanitaire et domestique, le MPCv (pour l'ion manganèse) est fixé égal à 0,1 mg/dm3.

Ci-dessous, des cartes de distribution des concentrations moyennes de métaux : manganèse, cuivre, nickel et plomb, construites sur la base des données d'observation pour 1989 - 1993. dans 123 villes. L'utilisation de données ultérieures est supposée inappropriée, car en lien avec la réduction de la production, les concentrations de matières en suspension et, par conséquent, de métaux ont considérablement diminué.

Impact sur la santé. De nombreux métaux sont un constituant de la poussière et ont des effets importants sur la santé.

Le manganèse pénètre dans l'atmosphère à partir des émissions des entreprises de métallurgie ferreuse (60% de toutes les émissions de manganèse), de la construction mécanique et du travail des métaux (23%), de la métallurgie non ferreuse (9%), de nombreuses petites sources, par exemple, du soudage.

Des concentrations élevées de manganèse entraînent l'apparition d'effets neurotoxiques, des lésions progressives du système nerveux central, une pneumonie.
Les plus fortes concentrations de manganèse (0,57 - 0,66 g/m3) sont observées dans les grands centres métallurgiques : à Lipetsk et Cherepovets, ainsi qu'à Magadan. La plupart des villes à fortes concentrations en Mn (0,23 - 0,69 g/m3) sont concentrées sur la péninsule de Kola : Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (voir carte).

1991 - 1994 les émissions de manganèse provenant de sources industrielles ont diminué de 62 %, les concentrations moyennes de 48 %.

Le cuivre est l'un des oligo-éléments les plus importants. L'activité physiologique du cuivre est principalement associée à son inclusion dans les centres actifs des enzymes redox. Une teneur insuffisante en cuivre dans les sols affecte négativement la synthèse des protéines, des graisses et des vitamines et contribue à l'infertilité des organismes végétaux. Le cuivre est impliqué dans le processus de photosynthèse et affecte l'absorption d'azote par les plantes. Dans le même temps, des concentrations excessives de cuivre ont un effet néfaste sur les organismes végétaux et animaux.

Dans les eaux naturelles, les composés les plus courants sont Cu (II). Parmi les composés Cu (I), Cu2O, Cu2S, CuCl, peu solubles dans l'eau, sont les plus répandus. En présence de ligands en milieu aqueux, parallèlement à l'équilibre de dissociation des hydroxydes, il est nécessaire de prendre en compte la formation de diverses formes complexes en équilibre avec les ions métalliques aqua.

La principale source de cuivre entrant dans les eaux naturelles est les eaux usées des industries chimiques et métallurgiques, les eaux de mine, les réactifs aldéhydiques utilisés pour détruire les algues. Le cuivre peut apparaître à la suite de la corrosion des tuyaux en cuivre et d'autres structures utilisées dans les systèmes d'approvisionnement en eau. Dans les eaux souterraines, la teneur en cuivre est due à l'interaction de l'eau avec les roches qui la contiennent (chalcopyrite, chalcocite, covellite, bornite, malachite, azurite, chrysacolle, brotantine).

La concentration maximale admissible de cuivre dans l'eau des masses d'eau sanitaire est de 0,1 mg / dm3 (le signe limitatif de nocivité est sanitaire général), dans l'eau des masses d'eau de pêche - 0,001 mg / dm3.

Ville

Norilsk

Montchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Émissions (milliers de tonnes/an) d'oxyde de cuivre et concentrations annuelles moyennes q (μg/m3) de cuivre.

Le cuivre pénètre dans l'air avec les émissions des industries métallurgiques. Dans les émissions de solides, il est contenu principalement sous forme de composés, principalement d'oxyde de cuivre.

Les entreprises de métallurgie des métaux non ferreux représentent 98,7 % de toutes les émissions anthropiques de ce métal, dont 71 % sont réalisées par les entreprises de la société Norilsk Nickel situées à Zapolyarny et Nikel, Monchegorsk et Norilsk, et environ 25 % des émissions de cuivre sont réalisée à Revda, Krasnouralsk, Kolchugino et autres.

Des concentrations élevées de cuivre entraînent une toxicité, une anémie et une hépatite.

Comme le montre la carte, les concentrations de cuivre les plus élevées ont été enregistrées dans les villes de Lipetsk et Rudnaya Pristan. Les concentrations de cuivre dans les villes ont également augmenté Péninsule de Kola, à Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Olenegorsk, ainsi qu'à Norilsk.

Les émissions de cuivre provenant de sources industrielles ont diminué de 34 %, les concentrations moyennes de 42 %.

Molybdène

Les composés du molybdène pénètrent dans les eaux de surface en raison de leur lessivage à partir de minéraux exogènes contenant du molybdène. Le molybdène pénètre également dans les plans d'eau avec les eaux usées des usines de concentration et des entreprises de métallurgie des métaux non ferreux. Une diminution de la concentration de composés du molybdène se produit en raison de la précipitation de composés peu solubles, des processus d'adsorption par les suspensions minérales et de la consommation d'organismes aquatiques végétaux.

Le molybdène dans les eaux de surface est principalement sous la forme MoO42-... Il est très probable qu'il existe sous forme de complexes organo-minéraux. La possibilité d'une certaine accumulation à l'état colloïdal découle du fait que les produits d'oxydation de la molybdénite sont des substances lâches finement dispersées.

Dans les eaux des rivières, le molybdène se trouve à des concentrations de 2,1 à 10,6 g/dm3. L'eau de mer contient en moyenne 10 g/dm3 de molybdène.

En petites quantités, le molybdène est nécessaire au développement normal des organismes végétaux et animaux. Le molybdène fait partie de l'enzyme xanthine oxydase. En cas de carence en molybdène, l'enzyme est produite en quantité insuffisante, ce qui provoque des réactions négatives dans l'organisme. A forte concentration, le molybdène est nocif. Avec un excès de molybdène, le métabolisme est perturbé.

La concentration maximale admissible de molybdène dans les plans d'eau à usage sanitaire et domestique est de 0,25 mg / dm3.

L'arsenic provient des eaux naturelles de sources minérales, des zones de minéralisation en arsenic (pyrite d'arsenic, réalgar, orpiment), ainsi que des zones d'oxydation de roches de types polymétalliques, cuivre-cobalt et tungstène. Une certaine quantité d'arsenic provient du sol, ainsi que de la décomposition d'organismes végétaux et animaux. La consommation d'arsenic par les organismes aquatiques est l'une des raisons de la diminution de sa concentration dans l'eau, qui se manifeste le plus clairement pendant la période de développement intensif du plancton.

Des quantités importantes d'arsenic pénètrent dans les plans d'eau avec les eaux usées des usines de traitement, les déchets de la production de teintures, des tanneries et des industries de pesticides, ainsi que des terres agricoles où des pesticides sont utilisés.

Dans les eaux naturelles, les composés d'arsenic sont à l'état dissous et en suspension, dont le rapport est déterminé par la composition chimique de l'eau et les valeurs de pH. Sous forme dissoute, l'arsenic se trouve sous des formes tris et pentavalentes, principalement sous forme d'anions.

Dans les eaux fluviales non polluées, l'arsenic se trouve généralement en concentrations de microgrammes. V eaux minérales sa concentration peut atteindre plusieurs milligrammes pour 1 dm3, dans les eaux de mer il contient en moyenne 3 g/dm3, dans les eaux souterraines on le trouve à des concentrations de n.105 μg/dm3. Les composés d'arsenic en concentrations élevées sont toxiques pour le corps des animaux et des humains: ils inhibent les processus oxydatifs, inhibent l'apport d'oxygène aux organes et aux tissus.

La concentration maximale admissible d'arsenic est de 0,05 mg/dm3 (l'indicateur de danger limite est sanitaire et toxicologique) et la concentration maximale admissible d'arsenic est de 0,05 mg/dm3.

La présence de nickel dans les eaux naturelles est due à la composition des roches traversées par l'eau : on le trouve à l'endroit des gisements de minerais sulfurés de cuivre-nickel et de fer-nickel. Il pénètre dans l'eau à partir des sols et des organismes végétaux et animaux au cours de leur décomposition. Une teneur en nickel accrue par rapport à d'autres types d'algues a été trouvée dans les algues bleu-vert. Les composés de nickel sont également fournis aux plans d'eau avec les eaux usées des ateliers de nickelage, des usines de caoutchouc synthétique et des usines de traitement du nickel. D'énormes émissions de nickel accompagnent la combustion de combustibles fossiles.

Sa concentration peut diminuer en raison de la précipitation de composés tels que les cyanures, les sulfures, les carbonates ou les hydroxydes (avec des valeurs de pH croissantes), en raison de sa consommation par les organismes aquatiques et des processus d'adsorption.

Dans les eaux de surface, les composés du nickel sont à l'état dissous, en suspension et colloïdal, dont le rapport quantitatif dépend de la composition de l'eau, de la température et des valeurs de pH. Les sorbants des composés du nickel peuvent être de l'hydroxyde de fer, des substances organiques, du carbonate de calcium hautement dispersé et des argiles. Les formes dissoutes sont principalement des ions complexes, le plus souvent avec des acides aminés, des acides humiques et fulviques, et également sous la forme d'un complexe cyanure fort. Les composés du nickel sont les plus répandus dans les eaux naturelles, dans lesquelles il est à l'état d'oxydation +2. Les composés Ni3 + sont généralement formés dans un environnement alcalin.

Les composés du nickel jouent un rôle important dans les processus hématopoïétiques, en tant que catalyseurs. Son contenu accru a un effet spécifique sur système cardiovasculaire... Le nickel fait partie des éléments cancérigènes. Il est capable de provoquer des maladies respiratoires. On pense que les ions nickel libres (Ni2 +) sont environ 2 fois plus toxiques que ses composés complexes.

Dans les eaux fluviales non polluées et légèrement polluées, la concentration de nickel varie généralement de 0,8 à 10 µg/dm3 ; chez les contaminés, elle est de plusieurs dizaines de microgrammes pour 1 dm3. La concentration moyenne de nickel dans l'eau de mer est de 2 g / dm3, dans les eaux souterraines - n.103 μg / dm3. Dans les eaux souterraines de lavage des roches nickélifères, la concentration en nickel s'élève parfois jusqu'à 20 mg/dm3.

Le nickel pénètre dans l'atmosphère à partir des entreprises de métallurgie non ferreuse, qui représentent 97 % de toutes les émissions de nickel, dont 89 % vont aux entreprises de la société Norilsk Nickel située à Zapolyarny et Nikel, Monchegorsk et Norilsk.

Augmentation de la teneur en nickel dans environnement conduit à l'émergence maladies endémiques, cancer bronchique. Les composés du nickel sont classés dans le groupe cancérigène 1.
La carte montre plusieurs points avec des concentrations moyennes élevées de nickel dans les emplacements de la préoccupation Norilsk Nickel : Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Les émissions de nickel des installations industrielles ont diminué de 28%, les concentrations moyennes - de 35%.

Émissions (milliers de tonnes/an) et concentrations annuelles moyennes q (μg/m3) de nickel.

Il pénètre dans les eaux naturelles à la suite des processus de lixiviation des minéraux contenant de l'étain (cassitérite, stannine), ainsi qu'avec les eaux usées de diverses industries (teinture des tissus, synthèse de peintures organiques, production d'alliages avec des additifs à l'étain, etc.) .

L'effet toxique de l'étain est faible.

Dans les eaux de surface non polluées, l'étain se trouve à des concentrations inférieures au microgramme. Dans les eaux souterraines, sa concentration atteint quelques microgrammes pour 1 dm3. Le MPCv est de 2 mg/dm3.

Les composés du mercure peuvent pénétrer dans les eaux de surface à la suite du lessivage des roches dans la zone des gisements de mercure (cinnabre, métacinnabre, livingstonite), lors du processus de décomposition des organismes aquatiques qui accumulent du mercure. Des quantités importantes pénètrent dans les plans d'eau avec des eaux usées provenant d'entreprises produisant des colorants, des pesticides, des produits pharmaceutiques, certains explosifs... Les centrales thermiques au charbon émettent des quantités importantes de composés du mercure dans l'atmosphère, qui, en raison des dépôts humides et secs, pénètrent dans les plans d'eau.

Une diminution de la concentration de composés de mercure dissous se produit à la suite de leur extraction par de nombreux organismes marins et d'eau douce, qui ont la capacité de l'accumuler à des concentrations plusieurs fois supérieures à sa teneur dans l'eau, ainsi que des processus d'adsorption par les solides en suspension et les sédiments du fond.

Dans les eaux de surface, les composés du mercure sont à l'état dissous et en suspension. Le rapport entre eux dépend de la composition chimique de l'eau et des valeurs de pH. Le mercure en suspension est un composé de mercure sorbé. Les formes dissoutes sont des molécules non dissociées, des composés organiques et minéraux complexes. Dans l'eau des plans d'eau, le mercure peut être trouvé sous forme de composés de méthylmercure.

Les composés du mercure sont hautement toxiques, ils affectent le système nerveux humain, provoquent des modifications de la membrane muqueuse, des perturbations la fonction motrice et sécrétion tube digestif, changements dans le sang, etc. Les processus de méthylation bactérienne visent à la formation de composés de méthylmercure, qui sont plusieurs fois plus toxiques que les sels minéraux de mercure. Les composés de méthylmercure s'accumulent dans les poissons et peuvent pénétrer dans le corps humain.

La concentration maximale admissible pour le mercure est de 0,0005 mg/dm3 (le signe limitatif de nocivité est sanitaire et toxicologique), la concentration maximale admissible pour le mercure est de 0,0001 mg/dm3.

Les sources naturelles de plomb entrant dans les eaux de surface sont les processus de dissolution des minéraux endogènes (galène) et exogènes (anglésite, cérusite, etc.). Une augmentation significative de la teneur en plomb dans l'environnement (y compris dans les eaux de surface) est associée à la combustion du charbon, à l'utilisation du plomb tétraéthyle comme agent antidétonant dans les carburants, avec son élimination dans les plans d'eau avec les eaux usées des usines de traitement du minerai , certaines usines métallurgiques, industries chimiques, mines, etc. Les facteurs importants pour abaisser la concentration de plomb dans l'eau sont son adsorption par les solides en suspension et le dépôt avec eux dans les sédiments du fond. Parmi les autres métaux, le plomb est extrait et accumulé par les organismes aquatiques.

Le plomb se trouve dans les eaux naturelles à l'état dissous et en suspension (sorbé). Sous forme dissoute, il se présente sous forme de complexes minéraux et organo-minéraux, ainsi que d'ions simples, sous forme insoluble, principalement sous forme de sulfures, sulfates et carbonates.

Dans les eaux fluviales, la concentration de plomb varie de quelques dixièmes à quelques microgrammes pour 1 dm3. Même dans l'eau des plans d'eau adjacents aux zones de minerais polymétalliques, sa concentration atteint rarement des dizaines de milligrammes par 1 dm3. Uniquement dans les eaux thermales chlorées, la concentration en plomb atteint parfois plusieurs milligrammes pour 1 dm3.

L'indicateur limitant de la nocivité du plomb est sanitaire et toxicologique. Le MPCv pour le plomb est de 0,03 mg/dm3, le MPCvr - 0,1 mg/dm3.

Le plomb est contenu dans les émissions des industries métallurgique, métallurgique, électrique, pétrochimique et automobile.

Les effets du plomb sur la santé surviennent lors de l'inhalation d'air contenant du plomb et de l'ingestion de plomb provenant des aliments, de l'eau et des particules de poussière. Le plomb s'accumule dans le corps, les os et les tissus superficiels. Le plomb affecte les reins, le foie, le système nerveux et les organes hématopoïétiques. Les personnes âgées et les enfants sont particulièrement sensibles aux doses de plomb, même faibles.

Émissions (milliers de tonnes/an) et concentrations annuelles moyennes q (μg/m3) de plomb.

En sept ans, les émissions de plomb d'origine industrielle ont diminué de 60 % en raison des baisses de production et de la fermeture de nombreuses usines. La forte baisse des émissions industrielles ne s'accompagne pas d'une diminution des émissions des véhicules. Les concentrations moyennes de plomb n'ont diminué que de 41 %. Les différences dans les réductions d'émissions et les concentrations de plomb peuvent être attribuées à une comptabilisation incomplète des émissions des véhicules au cours des années précédentes; maintenant, le nombre de voitures et l'intensité de leur trafic ont augmenté.

Plomb tétraéthyle

Il pénètre dans les eaux naturelles en raison de l'utilisation de véhicules nautiques comme agent antidétonant dans les carburants, ainsi que du ruissellement de surface des zones urbaines.

Cette substance est hautement toxique et possède des propriétés cumulatives.

Les sources d'argent entrant dans les eaux de surface sont les eaux souterraines et les eaux usées des mines, des usines de traitement et des entreprises photographiques. Une teneur en argent accrue est associée à l'utilisation de préparations bactéricides et algicides.

Dans les eaux usées, l'argent peut être présent sous forme dissoute et en suspension, pour la plupart sous forme de sels d'halogénure.

Dans les eaux de surface non polluées, l'argent se trouve à des concentrations inférieures au microgramme. Dans les eaux souterraines, la concentration d'argent varie d'unités à des dizaines de microgrammes pour 1 dm3, dans l'eau de mer - en moyenne 0,3 g / dm3.

Les ions d'argent sont capables de détruire les bactéries et de stériliser l'eau même à une concentration insignifiante (la limite inférieure de l'action bactéricide des ions d'argent est de 2,10-11 mol / dm3). Le rôle de l'argent dans le corps des animaux et des humains n'est pas bien compris.

La limite de concentration maximale pour l'argent est de 0,05 mg/dm3.

L'antimoine pénètre dans les eaux de surface en raison de la lixiviation des minéraux d'antimoine (stibine, sénarmontite, valentinite, cervantite, stibiocanite) et avec les eaux usées des usines de caoutchouc, de verre, de teinture et d'allumettes.

Dans les eaux naturelles, les composés d'antimoine sont à l'état dissous et en suspension. Dans des conditions redox typiques des eaux de surface, de l'antimoine trivalent et pentavalent peut exister.

Dans les eaux de surface non polluées, l'antimoine se trouve à des concentrations inférieures au microgramme, dans l'eau de mer sa concentration atteint 0,5 g / dm3, dans les eaux souterraines - 10 μg / dm3. La concentration maximale admissible d'antimoine est de 0,05 mg/dm3 (l'indicateur de danger limite est sanitaire et toxicologique), la concentration maximale admissible d'antimoine est de 0,01 mg/dm3.

Les composés de chrome tri- et hexavalent pénètrent dans les eaux de surface par lessivage des roches (chromite, crocoïte, uvarovite, etc.). Certaines quantités proviennent du sol lors de la décomposition des organismes et des plantes. Des quantités importantes peuvent pénétrer dans les réservoirs avec les eaux usées des ateliers galvaniques, des ateliers de teinture des entreprises textiles, des tanneries et des entreprises de l'industrie chimique. Une diminution de la concentration des ions chrome peut être observée en raison de leur consommation par les organismes aquatiques et des processus d'adsorption.

Dans les eaux de surface, les composés du chrome sont à l'état dissous et en suspension, dont le rapport dépend de la composition des eaux, de la température et du pH de la solution. Les composés de chrome en suspension sont principalement des composés de chrome sorbés. Les sorbants peuvent être des argiles, de l'hydroxyde de fer, du carbonate de calcium en sédimentation finement dispersé, des résidus d'organismes végétaux et animaux. Sous forme dissoute, le chrome peut se présenter sous forme de chromates et de dichromates. En conditions aérobies, le Cr (VI) se transforme en Cr (III) dont les sels sont hydrolysés en milieu neutre et alcalin avec libération d'hydroxyde.

Dans les eaux fluviales non polluées et peu polluées, la teneur en chrome varie de quelques dixièmes de microgramme par litre à plusieurs microgrammes par litre, dans les plans d'eau pollués elle atteint plusieurs dizaines et centaines de microgrammes par litre. La concentration moyenne dans les eaux de mer est de 0,05 g / dm3, dans les eaux souterraines - généralement dans la plage n.10 - n.102 μg / dm3.

Composés Cr (VI) et Cr (III) dans augmentation des montants ont des propriétés cancérigènes. Les composés Cr (VI) sont plus dangereux.

Il pénètre dans les eaux naturelles à la suite de processus naturels de destruction et de dissolution des roches et des minéraux (sphalérite, zincite, goslarite, smithsonite, calamine), ainsi qu'avec les eaux usées des usines de traitement du minerai et des ateliers galvaniques, production de papier parchemin, peintures minérales , fibre de viscose et dr.

Dans l'eau, il existe principalement sous forme ionique ou sous forme de ses complexes minéraux et organiques. Parfois, il se présente sous des formes insolubles : sous forme d'hydroxyde, de carbonate, de sulfure, etc.

Dans les eaux de rivière, la concentration en zinc varie généralement de 3 à 120 g / dm3, dans les eaux de mer - de 1,5 à 10 g / dm3. La teneur dans le minerai et surtout dans les eaux de mine à faible pH peut être importante.

Le zinc est l'un des oligo-éléments actifs qui affectent la croissance et développement normal organismes. Dans le même temps, de nombreux composés du zinc sont toxiques, principalement son sulfate et son chlorure.

La concentration maximale admissible de Zn2+ est de 1 mg/dm3 (l'indicateur de danger limite est organoleptique), la concentration maximale admissible de Zn2+ est de 0,01 mg/dm3 (le danger limite est toxicologique).

Les métaux lourds occupent déjà la deuxième place en termes de danger, cédant aux pesticides et largement devant des polluants aussi bien connus que le dioxyde de carbone et le soufre, dans la prévision ils devraient devenir les plus dangereux, plus dangereux que les déchets nucléaires et les déchets solides. La pollution par les métaux lourds est associée à leur utilisation généralisée dans la production industrielle, associée à des systèmes de nettoyage faibles, à la suite desquels les métaux lourds pénètrent dans l'environnement, y compris le sol, le polluent et l'empoisonnent.

Les métaux lourds font partie des polluants prioritaires qui doivent être surveillés dans tous les milieux. Dans divers travaux scientifiques et appliqués, les auteurs interprètent le sens du concept de « métaux lourds » de différentes manières. Dans certains cas, la définition des métaux lourds inclut des éléments liés aux éléments fragiles (par exemple, le bismuth) ou métalloïdes (par exemple, l'arsenic).

Le sol est le principal milieu dans lequel pénètrent les métaux lourds, y compris en provenance de l'atmosphère et du milieu aquatique. Il sert également de source de pollution secondaire de l'air de surface et des eaux qui pénètrent dans l'océan mondial. Du sol, les métaux lourds sont assimilés par les plantes, qui entrent ensuite dans la nourriture d'animaux mieux organisés.
continuation
--SAUT DE PAGE-- 3.3. Intoxication au plomb
Le plomb occupe actuellement la première place parmi les causes d'intoxication industrielle. Cela est dû à son utilisation répandue dans diverses industries. Les travailleurs qui extraient le minerai de plomb, dans les fonderies de plomb, dans la production de batteries, dans la soudure, dans les imprimeries, dans la fabrication de produits en verre cristal ou en céramique, d'essence au plomb, de peintures au plomb, etc., sont exposés au plomb. l'air, le sol et l'eau à proximité de ces industries, ainsi qu'à proximité des grands axes routiers, constituent une menace de dommages causés par le plomb pour la population vivant dans ces zones, et surtout les enfants, qui sont plus sensibles aux effets des métaux lourds .
Il convient de noter avec regret qu'en Russie il n'y a pas de politique d'État sur la réglementation juridique, réglementaire et économique de l'impact du plomb sur l'environnement et la santé publique, sur la réduction des émissions (rejets, déchets) de plomb et de ses composés dans l'environnement , et à l'arrêt complet de la production d'essences plombifères.

En raison du travail pédagogique extrêmement insatisfaisant pour expliquer à la population le degré de danger d'exposition aux métaux lourds sur le corps humain, en Russie, le nombre de contingents ayant un contact professionnel avec le plomb ne diminue pas, mais augmente progressivement. Des cas d'intoxication chronique au plomb ont été enregistrés dans 14 industries en Russie. Les principaux sont l'industrie électrique (production de batteries), la fabrication d'instruments, l'imprimerie et la métallurgie des métaux non ferreux, dans lesquels l'intoxication est causée par un excès de 20 fois ou plus la concentration maximale admissible (MPC) de plomb dans l'air du zone de travail.

Les gaz d'échappement des automobiles sont une source importante de plomb, car la moitié de la Russie utilise encore de l'essence au plomb. Cependant, les usines métallurgiques, en particulier les fonderies de cuivre, restent la principale source de pollution de l'environnement. Et il y a des dirigeants ici. La région de Sverdlovsk possède les 3 plus grandes sources d'émissions de plomb du pays : dans les villes de Krasnouralsk, Kirovograd et Revda.

Les cheminées de la fonderie de cuivre de Krasnouralsk, construites pendant les années de l'industrialisation de Staline et utilisant l'équipement de 1932, crachaient chaque année 150 à 170 tonnes de plomb sur la 34 millième ville, recouvrant tout de poussière de plomb.

La concentration de plomb dans le sol de Krasnouralsk varie de 42,9 à 790,8 mg / kg avec la concentration maximale admissible de MPC = 130 μ / kg. Prélèvements d'eau dans le réseau d'adduction d'eau du village voisin. Oktyabrsky, alimenté par une source d'eau souterraine, a enregistré un excès de MPC jusqu'à deux fois.

La pollution de l'environnement par le plomb affecte la santé humaine. L'exposition au plomb affecte les systèmes reproducteurs féminins et masculins. Pour les femmes enceintes et en âge de procréer, des niveaux élevés de plomb dans le sang présentent un danger particulier, car sous l'influence du plomb, la fonction menstruelle est perturbée, les naissances prématurées, les fausses couches et la mort fœtale sont plus fréquentes en raison de la pénétration du plomb à travers la barrière placentaire. Les nouveau-nés ont un taux de mortalité élevé.

L'empoisonnement au plomb est extrêmement dangereux pour les jeunes enfants - il affecte le développement du cerveau et du système nerveux. Des tests sur 165 enfants de Krasouralsk âgés de plus de 4 ans ont révélé un retard significatif du développement mental chez 75,7%, et chez 6,8% des enfants examinés, un retard mental, y compris l'oligophrénie, a été trouvé.

Les enfants d'âge préscolaire sont les plus sensibles aux effets nocifs du plomb parce que leur système nerveux est en train de se former. Même à faible dose, l'empoisonnement au plomb provoque une diminution du développement intellectuel, de l'attention et de la concentration, un retard de lecture et conduit au développement de l'agressivité, de l'hyperactivité et d'autres problèmes de comportement de l'enfant. Ces déviations développementales peuvent être à long terme et irréversibles. Le faible poids à la naissance, le retard de croissance et la perte auditive sont également le résultat de l'empoisonnement au plomb. Des doses élevées d'intoxication entraînent un retard mental, un coma, des convulsions et la mort.

Le livre blanc, publié par des experts russes, rapporte que la pollution au plomb couvre l'ensemble du pays et est l'une des nombreuses catastrophes environnementales dans l'ex-Union soviétique qui sont devenues connues ces dernières années. La majeure partie du territoire de la Russie subit une charge due aux retombées de plomb, dépassant la valeur critique pour le fonctionnement normal de l'écosystème. Dans des dizaines de villes, il existe un excès de concentrations de plomb dans l'air et le sol au-dessus des valeurs correspondant au MPC.

Le niveau le plus élevé de pollution de l'air au plomb, dépassant le MPC, a été observé dans les villes de Komsomolsk-on-Amur, Tobolsk, Tioumen, Karabash, Vladimir, Vladivostok.

Les charges maximales de dépôt de plomb, conduisant à la dégradation des écosystèmes terrestres, sont observées dans les régions de Moscou, Vladimir, Nijni Novgorod, Riazan, Toula, Rostov et Léningrad.

Les sources fixes sont responsables du rejet de plus de 50 tonnes de plomb sous forme de divers composés dans les plans d'eau. Dans le même temps, 7 usines de batteries rejettent 35 tonnes de plomb par an dans les égouts. L'analyse de la répartition des rejets de plomb dans les masses d'eau sur le territoire de la Russie montre que les régions de Leningrad, Yaroslavl, Perm, Samara, Penza et Orel sont en tête de ce type de charge.

Le pays a besoin Mesures urgentes pour réduire la pollution au plomb, mais jusqu'à présent, la crise économique en Russie éclipse les problèmes environnementaux. Dans une dépression industrielle prolongée, la Russie manque de fonds pour nettoyer l'ancienne pollution, mais si l'économie commence à se redresser et que les usines retournent au travail, la pollution ne peut que s'intensifier.
10 villes les plus polluées de l'ex-URSS

(Les métaux sont répertoriés par ordre décroissant de niveau de priorité pour une ville donnée)

4. Hygiène du sol. Traitement des déchets.
Le sol des villes et autres agglomérations et de leurs environs a longtemps été différent du sol naturel et biologiquement précieux, qui joue un rôle important dans le maintien de l'équilibre écologique. Le sol dans les villes est soumis aux mêmes effets nocifs que l'air urbain et l'hydrosphère, donc une dégradation importante se produit partout. L'hygiène des sols n'est pas suffisamment prise en compte, bien que son importance en tant que l'un des principaux composants de la biosphère (air, eau, sol) et facteur biologique de l'environnement soit encore plus importante que l'eau, puisque la quantité de cette dernière (essentiellement la qualité des eaux souterraines) est déterminée par l'état du sol, et il est impossible de séparer ces facteurs les uns des autres. Le sol a la capacité d'auto-épuration biologique : dans le sol il y a un fractionnement des déchets qui s'y sont introduits et leur minéralisation ; au final, le sol compense à ses dépens les substances minérales perdues.

Si, à la suite d'une surcharge du sol, une composante de sa capacité de minéralisation est perdue, cela conduira inévitablement à une perturbation du mécanisme d'auto-nettoyage et à une dégradation complète du sol. A l'inverse, la création conditions optimales pour l'auto-nettoyage du sol contribue à la préservation de l'équilibre écologique et des conditions d'existence de tous les organismes vivants, y compris l'homme.

Ainsi, le problème de la neutralisation des déchets ayant un effet biologique nocif ne se limite pas à la question de leur élimination ; c'est un problème d'hygiène plus complexe, puisque le sol est le lien entre l'eau, l'air et l'homme.
4.1.
Le rôle du sol dans le métabolisme

La relation biologique entre le sol et l'homme s'effectue principalement par le biais du métabolisme. Le sol est comme un fournisseur substances minérales nécessaire au cycle métabolique, à la croissance des plantes consommées par les humains et les herbivores, mangées à leur tour par les humains et les carnivores. Ainsi, le sol fournit de la nourriture à de nombreux représentants de la flore et de la faune.

Par conséquent, la détérioration de la qualité du sol, une diminution de sa valeur biologique, sa capacité à s'auto-purifier, provoquent une réaction biologique en chaîne, qui, en cas d'effets nocifs prolongés, peut conduire à divers troubles de santé chez la population. De plus, en cas de ralentissement des processus de minéralisation, les nitrates, l'azote, le phosphore, le potassium, etc., formés lors de la décomposition des substances, peuvent pénétrer dans les eaux souterraines utilisées pour les besoins de consommation et provoquer maladies graves(par exemple, les nitrates peuvent provoquer une méthémoglobinémie, principalement chez les nourrissons).

La consommation d'eau provenant de sols pauvres en iode peut entraîner un goitre endémique, etc.
4.2.
Relation écologique entre le sol et l'eau et les déchets liquides (eaux usées)

Une personne extrait de l'eau du sol, ce qui est nécessaire pour maintenir les processus métaboliques et la vie elle-même. La qualité de l'eau dépend de l'état du sol; il reflète toujours l'état biologique d'un sol donné.

C'est notamment le cas pour les eaux souterraines dont la valeur biologique est fortement déterminée par les propriétés des sols et des sols, la capacité d'auto-épuration de ces derniers, leur capacité de filtration, la composition de sa macroflore, microfaune, etc.

L'effet direct du sol sur les eaux de surface est déjà moins important, il est principalement associé aux précipitations. Par exemple, après de fortes pluies, divers polluants sont emportés du sol dans les plans d'eau libres (rivières, lacs), y compris les engrais artificiels (azote, phosphate), les pesticides, les herbicides ; dans les zones de karst, les sédiments fracturés, les polluants peuvent pénétrer à travers fissures en profondeur Les eaux souterraines.

Un traitement inadéquat des eaux usées peut également entraîner des effets biologiques nocifs sur le sol et conduire à terme à sa dégradation. Par conséquent, la protection des sols dans les agglomérations est l'une des principales exigences de la protection de l'environnement en général.
4.3.
Limites de charge dans le sol pour les déchets solides (déchets ménagers et de voirie, déchets industriels, boues sèches restantes après sédimentation des eaux usées, substances radioactives, etc.)

Le problème est aggravé par le fait que, du fait de la formation de plus en plus de déchets solides dans les villes, les sols de leur voisinage sont soumis à des contraintes de plus en plus importantes. Les propriétés et la composition du sol se détériorent à un rythme de plus en plus rapide.

Sur les 64,3 millions de tonnes de papier produites aux USA, 49,1 millions de tonnes sont jetées (de ce montant, 26 millions de tonnes sont « fournies » par le ménage, et 23,1 millions de tonnes - par le réseau commercial).

En relation avec ce qui précède, l'élimination et l'élimination finale des déchets solides est un problème d'hygiène très important, plus difficile à mettre en œuvre dans le contexte d'une urbanisation croissante.

L'élimination définitive des déchets solides dans les sols contaminés est possible. Cependant, en raison de la capacité d'auto-nettoyage en constante détérioration du sol urbain, l'élimination finale des déchets enfouis dans le sol est impossible.

Une personne pourrait utiliser avec succès les processus biochimiques qui se déroulent dans le sol pour la neutralisation des déchets solides, sa capacité de neutralisation et de désinfection, mais le sol urbain, en raison de siècles de vie humaine dans les villes et de ses activités, est depuis longtemps devenu impropre à Cet objectif.

Les mécanismes d'auto-épuration, de minéralisation se produisant dans le sol, le rôle des bactéries et des enzymes qui y participent, ainsi que les produits intermédiaires et finaux de décomposition des substances sont bien connus. Actuellement, la recherche vise à identifier les facteurs qui assurent l'équilibre biologique du sol naturel, ainsi qu'à clarifier la question de savoir quelle quantité de déchets solides (et quelle est leur composition) peut conduire à une violation de l'équilibre biologique du sol.
La quantité de déchets ménagers (ordures) par habitant de certaines grandes villes du monde

Il convient de noter que l'état d'hygiène du sol dans les villes en raison de sa surcharge se détériore rapidement, bien que la capacité du sol à s'auto-purifier soit la principale exigence d'hygiène pour maintenir l'équilibre biologique. Le sol des villes n'est plus en mesure de faire face à sa tâche sans l'aide de l'homme. Le seul moyen de sortir de cette situation est la neutralisation complète et la destruction des déchets conformément aux exigences d'hygiène.

Par conséquent, la construction d'équipements collectifs doit viser à préserver la capacité naturelle du sol à s'auto-purifier, et si cette capacité est déjà devenue insatisfaisante, elle doit alors être restaurée artificiellement.

Le plus défavorable est l'effet toxique des déchets industriels, tant liquides que solides. Une quantité croissante de ces déchets pénètre dans le sol, avec laquelle il n'est pas en mesure de faire face. Par exemple, une contamination des sols par l'arsenic à proximité des usines de superphosphate (dans un rayon de 3 km) a été établie. Comme vous le savez, certains pesticides, comme les composés organochlorés, qui pénètrent dans le sol, ne se décomposent pas longtemps.

Il en est de même de certains matériaux d'emballage synthétiques (PVC, polyéthylène, etc.).

Certains composés toxiques pénètrent tôt ou tard dans les eaux souterraines, ce qui non seulement l'équilibre biologique du sol est perturbé, mais aussi la qualité des eaux souterraines se détériore à un point tel qu'elles ne peuvent plus être utilisées comme eau potable.
Pourcentage de la quantité de matières synthétiques de base contenue dans les ordures ménagères (ordures ménagères)

*
Avec d'autres plastiques thermodurcissables.
Le problème des déchets s'est accru aujourd'hui aussi parce qu'une partie des déchets, principalement des excréments humains et animaux, est utilisée pour fertiliser les terres agricoles [les excréments contiennent une quantité importante d'azote-0,4-0,5%, de phosphore (P20z) -0,2-0 , 6 %, potassium (K? 0) -0,5-1,5%, carbone 5-15%]. Ce problème de la ville s'est étendu aux environs urbains.
4.4.
Rôle du sol dans la propagation de diverses maladies

Le sol joue un rôle dans la propagation des maladies infectieuses. Ceci a été rapporté au siècle dernier par Petterkoffer (1882) et Fodor (1875), qui ont élucidé principalement le rôle du sol dans la propagation des maladies intestinales : choléra, la fièvre typhoïde, dysenterie, etc. Ils ont également attiré l'attention sur le fait que certaines bactéries et virus conservent leur viabilité et leur virulence dans le sol pendant des mois. Par la suite, plusieurs auteurs ont confirmé leurs observations, notamment en ce qui concerne les sols urbains. Ainsi, par exemple, l'agent causal du choléra reste viable et pathogène dans les eaux souterraines de 20 à 200 jours, l'agent causal de la typhoïde dans les selles - de 30 à 100 jours, l'agent causal des selles paratyphoïdes - de 30 à 60 jours. (Du point de vue de la propagation des maladies infectieuses, le sol urbain présente un danger nettement plus grand que le sol dans les champs fertilisés avec du fumier.)

Pour déterminer le degré de pollution des sols, plusieurs auteurs utilisent la définition du nombre de bactéries (E. coli), ainsi que pour déterminer la qualité de l'eau. D'autres auteurs jugent opportun de déterminer, en outre, le nombre de bactéries thermophiles participant au processus de minéralisation.

La propagation des maladies infectieuses à travers le sol est largement facilitée par l'irrigation des terres avec des eaux usées. Dans le même temps, les propriétés de minéralisation du sol se détériorent également. Par conséquent, l'irrigation des eaux usées doit être effectuée sous une surveillance sanitaire stricte et constante et uniquement en dehors de la zone urbaine.

4.5.
Effets nocifs des principaux types de polluants (déchets solides et liquides) conduisant à la dégradation des sols

4.5.1.
Neutralisation des déchets liquides dans le sol

Dans un certain nombre de colonies qui n'ont pas de système d'assainissement, certains déchets, dont le fumier, sont neutralisés dans le sol.

Comme vous le savez, c'est le moyen le plus simple de neutraliser. Cependant, cela n'est permis que si nous avons affaire à un sol biologiquement complet qui conserve la capacité de s'auto-purifier, ce qui n'est pas typique des sols urbains. Si le sol ne possède plus ces qualités, alors afin de le protéger d'une dégradation ultérieure, il existe un besoin de structures techniques complexes pour la neutralisation des déchets liquides.

À plusieurs endroits, les déchets sont neutralisés dans des fosses à compost. Cette solution est techniquement difficile. De plus, les liquides peuvent pénétrer dans le sol sur des distances assez longues. La tâche est encore compliquée par le fait que les eaux usées urbaines contiennent une quantité croissante de déchets industriels toxiques, qui aggravent encore plus les propriétés de minéralisation du sol que les excréments humains et animaux. Par conséquent, il est permis de ne drainer dans les fosses à compost que les eaux usées préalablement sédimentées. Sinon, la capacité de filtration du sol est perturbée, puis le sol perd ses autres propriétés protectrices, il se produit progressivement un colmatage des pores, etc.

L'utilisation d'excréments humains pour l'irrigation des champs agricoles représente la deuxième méthode de neutralisation des déchets liquides. Cette méthode présente un double danger pour l'hygiène : d'une part, elle peut surcharger le sol ; d'autre part, ces déchets peuvent devenir une source sérieuse d'infection. Par conséquent, les matières fécales doivent d'abord être désinfectées et traitées de manière appropriée, et ensuite seulement utilisées comme engrais. Deux points de vue opposés se heurtent ici. Selon les exigences d'hygiène, les matières fécales sont sujettes à une destruction presque complète et, du point de vue de l'économie nationale, elles représentent un engrais précieux. Les matières fécales fraîches ne peuvent pas être utilisées pour arroser les potagers et les champs sans les décontaminer au préalable. Si, néanmoins, vous devez utiliser des matières fécales fraîches, elles nécessitent un degré de neutralisation tel que, en tant qu'engrais, elles ne représentent plus presque aucune valeur.

Les matières fécales ne peuvent être utilisées comme engrais que dans des zones spécialement désignées, avec un contrôle sanitaire et hygiénique constant, en particulier sur l'état des eaux souterraines, la quantité de mouches, etc.

Les exigences pour l'élimination et la neutralisation du sol des excréments d'animaux, en principe, ne diffèrent pas des exigences pour la neutralisation des excréments humains.

Jusqu'à récemment, le fumier représentait dans l'agriculture une source essentielle de nutriments précieux nécessaires pour améliorer la fertilité des sols. Cependant, ces dernières années, le fumier a perdu de son importance, en partie à cause de la mécanisation de l'agriculture, et en partie à cause de l'utilisation croissante d'engrais artificiels.

En l'absence de traitement et de neutralisation appropriés, le fumier est également dangereux, ainsi que les selles humaines non neutralisées. Par conséquent, avant d'être transporté vers les champs, le fumier est autorisé à mûrir afin que pendant ce temps (à une température de 60-70 ° C) les processus biothermiques nécessaires puissent se produire. Après cela, le fumier est considéré comme "mature" et débarrassé de la plupart des agents pathogènes qu'il contient (bactéries, œufs de vers, etc.).

Il ne faut pas oublier que les entrepôts de fumier peuvent être des lieux de reproduction idéaux pour les mouches qui peuvent propager diverses infections intestinales. Il convient de noter que les mouches pour la reproduction choisissent le plus volontiers le fumier de porc, puis de cheval, de mouton et enfin et surtout de vache. Avant d'évacuer le fumier des champs, il doit être traité avec des agents insecticides.
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CONTENU

introduction

1. La couverture du sol et son utilisation

2. Érosion des sols (eau et vent) et méthodes pour y faire face

3. Pollution industrielle des sols

3.1 Pluies acides

3.2 Métaux lourds

3.3 Intoxication au plomb

4. Hygiène du sol. Traitement des déchets

4.1 Rôle du sol dans le métabolisme

4.2 Relation environnementale entre le sol et l'eau et les déchets liquides (eaux usées)

4.3 Limites de charge des sols en déchets solides (déchets ménagers et de voirie, déchets industriels, boues sèches après sédimentation des eaux usées, substances radioactives)

4.4 Rôle du sol dans la propagation de diverses maladies

4.5 Effets nocifs des principaux types de polluants (déchets solides et liquides) conduisant à la dégradation des sols

4.5.1 Neutralisation des déchets liquides dans le sol

4.5.2.1 Décontamination des déchets solides dans le sol

4.5.2.2 Collecte et élimination des déchets

4.5.3 Élimination finale et élimination

4.6 Élimination des déchets radioactifs

Conclusion

Liste des sources utilisées

Introduction.

Une certaine partie des sols, tant en Russie que dans le monde, quittent chaque année la circulation agricole pour diverses raisons, qui sont détaillées dans l'UIR. Des milliers d'hectares ou plus de terres souffrent de l'érosion, des pluies acides, d'une mauvaise manipulation et de déchets toxiques. Pour éviter cela, vous devez vous familiariser avec les mesures de remise en état les plus productives et les moins chères (voir la définition de la remise en état dans la partie principale de l'ouvrage) qui augmentent la fertilité de la couverture du sol, et surtout avec la impact négatif sur le terrain, et comment l'éviter.

Ces études permettent d'appréhender les effets néfastes sur les sols et ont été réalisées sur de nombreux ouvrages, articles et revues scientifiques dédié aux problématiques du sol et de l'environnement.

Le problème même de la pollution et de la dégradation des sols a toujours été d'actualité. Maintenant, nous pouvons ajouter à ce qui a été dit qu'à notre époque, l'influence anthropique affecte fortement la nature et ne fait que croître, et le sol est l'une des principales sources de nourriture et de vêtements pour nous, sans parler du fait que nous marchons dessus. et sera toujours en contact étroit avec elle.

1. La couverture du sol et son utilisation.

La couverture du sol est la formation naturelle la plus importante. Son importance pour la vie de la société est déterminée par le fait que le sol est la principale source de nourriture, fournissant 97 à 98 % des ressources alimentaires de la population mondiale. En même temps, la couverture du sol est le lieu de l'activité humaine, où se situe la production industrielle et agricole.

Soulignant le rôle particulier de la nourriture dans la vie de la société, même V. I. Lénine a souligné: "Les véritables fondements de l'économie sont le fonds alimentaire."

La propriété la plus importante de la couverture du sol est sa fertilité, qui est comprise comme l'ensemble des propriétés du sol qui assurent le rendement des cultures agricoles. La fertilité naturelle du sol est régulée par l'apport de nutriments dans le sol et ses régimes hydrique, atmosphérique et thermique. Le rôle de la couverture du sol dans la productivité des systèmes écologiques terrestres est important, car le sol nourrit les plantes terrestres avec de l'eau et de nombreux composés et est composante essentielle activité photosynthétique des plantes. La fertilité du sol dépend également de la quantité d'énergie solaire accumulée dans celui-ci. Les organismes vivants, les plantes et les animaux qui habitent la Terre enregistrent l'énergie solaire sous forme de phyto ou de zoomass. La productivité des systèmes écologiques terrestres dépend des facteurs thermiques et bilan hydrique la surface de la terre, qui détermine la variété des formes d'échange de matière et de matière au sein de l'enveloppe géographique de la planète.

Analysant l'importance de la terre pour la production sociale, K. Marx a identifié deux concepts : terre-matière et terre-capital. Le premier d'entre eux doit être compris la terre qui a surgi au cours de son développement évolutif contre la volonté et la conscience des gens et est le lieu de l'établissement humain et la source de sa nourriture... A partir du moment où la terre en voie de développement de la société humaine devient un moyen de production, elle apparaît dans un nouveau capital-qualité, sans lequel le procès de travail est inconcevable, «... parce qu'il donne à l'ouvrier... lieu sur lequel il se tient ... , et son processus est sa portée ... ». C'est pour cette raison que la terre est un facteur universel dans toute activité humaine.

Le rôle et la place de la terre ne sont pas les mêmes dans les diverses sphères de la production matérielle, principalement dans l'industrie et l'agriculture. Dans l'industrie manufacturière, dans la construction, dans les transports, la terre est un lieu où se déroulent les processus de travail, quelle que soit la fertilité naturelle du sol. Dans une capacité différente, la terre est utilisée dans l'agriculture. Sous l'influence du travail humain, la fertilité naturelle passe de potentielle à économique. La spécificité de l'utilisation des ressources foncières en agriculture conduit à ce qu'elles apparaissent sous deux qualités différentes, en tant qu'objet de travail et en tant que moyen de production. K. Marx a noté : "Avec un seul nouvel investissement de capital dans des parcelles de terre... les gens ont augmenté le capital foncier sans aucune augmentation de la matière de la terre, c'est-à-dire de l'espace de la terre."

La terre agricole agit comme une force productive en raison de sa fertilité naturelle, qui ne reste pas constante. Avec l'utilisation rationnelle de la terre, une telle fertilité peut être augmentée en améliorant son régime hydrique, atmosphérique et thermique grâce à des mesures de remise en état et en augmentant la teneur en éléments nutritifs du sol. Au contraire, avec l'utilisation irrationnelle des ressources foncières, leur fertilité diminue, ce qui entraîne une diminution du rendement des cultures agricoles. A certains endroits, la culture des cultures devient totalement impossible, notamment sur des sols salins et érodés.

Avec un faible niveau de développement des forces productives de la société, l'expansion de la production alimentaire se produit en raison de l'implication de nouvelles terres dans l'agriculture, ce qui correspond au développement extensif de l'agriculture. Ceci est facilité par deux conditions : la disponibilité de terres gratuites et la possibilité d'exploiter une ferme à un niveau moyen abordable de dépenses en capital par unité de surface. Cette utilisation des terres et cette agriculture sont typiques de nombreux pays en développement du monde moderne.

À l'ère de la révolution scientifique et technologique, il y avait une démarcation nette du système d'agriculture dans les pays industrialisés et en développement. Les premiers se caractérisent par l'intensification de l'agriculture utilisant les acquis de la révolution scientifique et technologique, dans laquelle l'agriculture se développe non pas en raison d'une augmentation de la superficie des terres cultivées, mais en raison d'une augmentation du capital investi dans la terre. Les ressources foncières limitées connues pour la plupart des pays capitalistes industrialisés, une augmentation de la demande de produits agricoles dans le monde en raison des taux de croissance démographique élevés, plus haute culture l'agriculture a contribué au transfert de l'agriculture de ces pays dans les années 50 sur la voie d'un développement intensif. L'accélération du processus d'intensification agricole dans les pays capitalistes industrialisés est associée non seulement aux acquis de la révolution scientifique et technologique, mais surtout à la rentabilité de l'investissement dans l'agriculture, qui a concentré la production agricole entre les mains des grands propriétaires terriens et ruiné les petits agriculteurs.

L'agriculture s'est développée autrement dans les pays en développement. Parmi les problèmes aigus de ressources naturelles de ces pays, on peut distinguer : la faible culture agricole, qui a causé la dégradation des sols (augmentation de l'érosion, salinisation, diminution de la fertilité) et de la végétation naturelle (par exemple, les forêts tropicales), l'épuisement ressources en eau, la désertification des terres, particulièrement manifeste sur le continent africain. Tous ces facteurs associés aux problèmes socio-économiques des pays en développement ont conduit à des pénuries alimentaires chroniques dans ces pays. Ainsi, au début des années 1980, en termes d'approvisionnement par personne en céréales (222 kg) et en viande (14 kg), les pays en développement étaient respectivement inférieurs à plusieurs fois aux pays capitalistes industriellement développés. Une solution au problème alimentaire dans les pays en développement est impensable sans des transformations socio-économiques majeures.

Dans notre pays, la base des relations foncières est la propriété publique (publique) de la terre, résultant de la nationalisation de l'ensemble de la terre. Les relations agraires sont construites sur la base de plans selon lesquels l'agriculture devrait se développer à l'avenir, avec l'aide financière et de crédit de l'État et la fourniture de la quantité nécessaire de machines et d'engrais. La rémunération des travailleurs agricoles en termes de quantité et de qualité du travail stimule une augmentation constante de leur niveau de vie.

L'utilisation du fonds foncier dans son ensemble est effectuée sur la base de plans d'État à long terme. Un exemple de tels plans était le développement de terres vierges et de jachères dans l'est du pays (milieu des années 1950), grâce auquel il est devenu possible en peu de temps d'introduire plus de 41 millions d'hectares de nouvelles surfaces en terres arables. Un autre exemple est un ensemble de mesures liées à la mise en œuvre du programme alimentaire, qui prévoit l'accélération du développement de la production agricole sur la base d'une culture de l'agriculture, des mesures de remise en état généralisées, ainsi que la mise en œuvre d'un vaste programme de réorganisation socio-économique des espaces agricoles.

Les ressources terrestres du monde dans son ensemble permettent de fournir de la nourriture à plus de personnes que ce qui est actuellement disponible et ce qu'elle sera dans un avenir proche. Cependant, en raison de la croissance démographique, en particulier dans les pays en développement, la quantité de terres arables par habitant diminue.

Récemment, en liaison avec le développement rapide de l'industrie, il y a eu une augmentation significative du niveau de métaux lourds dans l'environnement. Le terme "métaux lourds" s'applique aux métaux soit avec une densité supérieure à 5 g/cm 3 , soit avec un numéro atomique supérieur à 20. Bien qu'il existe un autre point de vue, selon lequel les métaux lourds comprennent plus de 40 éléments chimiques avec des masses atomiques dépassant 50 at. unités Parmi les éléments chimiques, les métaux lourds sont les plus toxiques et ne viennent qu'après les pesticides en termes de dangerosité. Dans ce cas, les éléments chimiques suivants sont considérés comme toxiques : Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

La phytotoxicité des métaux lourds dépend de leur propriétés chimiques: valence, rayon ionique et capacité de complexation. Dans la plupart des cas, les éléments selon le degré de toxicité sont rangés dans l'ordre : Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Cependant, cette série peut changer quelque peu en raison du dépôt inégal d'éléments par le sol et du transfert à un état inaccessible aux plantes, aux conditions de croissance, aux caractéristiques physiologiques et génétiques des plantes elles-mêmes. La transformation et la migration des métaux lourds se produisent sous l'influence directe et indirecte de la réaction de complexation. Lors de l'évaluation de la pollution de l'environnement, il est nécessaire de prendre en compte les propriétés du sol et, tout d'abord, la composition granulométrique, la teneur en humus et la capacité tampon. Le tampon est compris comme la capacité des sols à maintenir la concentration de métaux dans la solution du sol à un niveau constant.

Dans les sols, les métaux lourds sont présents en deux phases - solide et en solution dans le sol. La forme d'existence des métaux est déterminée par la réaction de l'environnement, la composition chimique et matérielle de la solution du sol et, tout d'abord, la teneur en substances organiques. Les éléments - les complexants, polluant le sol, sont concentrés principalement dans sa couche supérieure de 10 cm. Cependant, lors de l'acidification d'un sol à faible teneur en tampon, une proportion importante des métaux de l'état d'échange absorbé passe dans la solution du sol. Le cadmium, le cuivre, le nickel, le cobalt ont une forte capacité de migration en milieu acide. Une diminution du pH de 1,8-2 unités entraîne une augmentation de la mobilité du zinc de 3,8-5,4, du cadmium - de 4-8, du cuivre - de 2-3 fois ..

Tableau 1 Normes MPC (APC), teneur de fond en éléments chimiques dans les sols (mg/kg)

Ainsi, lorsqu'ils pénètrent dans le sol, les métaux lourds interagissent rapidement avec les ligands organiques pour former des composés complexes. Ainsi, à de faibles concentrations dans le sol (20-30 mg/kg), environ 30% du plomb se présente sous forme de complexes avec des substances organiques. La proportion de composés complexes du plomb augmente avec une augmentation de sa concentration à 400 mg/g, puis diminue. Les métaux sont également absorbés (avec ou sans échange) par les précipités d'hydroxydes de fer et de manganèse, les minéraux argileux et la matière organique du sol. Les métaux disponibles pour les plantes et capables de lessivage se trouvent dans la solution du sol sous forme d'ions libres, de complexes et de chélates.

L'absorption des HM par le sol dépend en grande partie de la réaction de l'environnement et des anions qui prédominent dans la solution du sol. En milieu acide, le cuivre, le plomb et le zinc sont plus sorbés, et en milieu alcalin, le cadmium et le cobalt sont absorbés de manière intensive. Le cuivre se lie préférentiellement aux ligands organiques et aux hydroxydes de fer.

Tableau 2 Mobilité des oligo-éléments dans différents sols en fonction du pH de la solution du sol

Les facteurs pédologiques et climatiques déterminent souvent la direction et le taux de migration et de transformation des HM dans le sol. Ainsi, les conditions du sol et les régimes hydriques de la zone forêt-steppe contribuent à la migration verticale intensive des MH le long du profil du sol, y compris le transfert de métaux avec l'écoulement de l'eau le long des fissures, des passages racinaires, etc.

Le nickel (Ni) est un élément du groupe VIII du tableau périodique avec une masse atomique de 58,71. Le nickel, avec le Mn, le Fe, le Co et le Cu, appartient aux métaux dits de transition, dont les composés ont une activité biologique élevée. En raison des caractéristiques structurelles orbitales électroniques les métaux ci-dessus, y compris le nickel, ont une capacité de complexation bien prononcée. Le nickel est capable de former des complexes stables, par exemple avec la cystéine et le citrate, ainsi qu'avec de nombreux ligands organiques et inorganiques. La composition géochimique des roches mères détermine en grande partie la teneur en nickel des sols. La plus grande quantité de nickel est contenue dans les sols formés de roches basiques et ultrabasiques. Selon certains auteurs, les limites des niveaux d'excès et de toxicité du nickel pour la plupart des espèces varient de 10 à 100 mg/kg. La majeure partie du nickel est fixée dans le sol immobile, et une très faible migration à l'état colloïdal et dans la composition des suspensions mécaniques n'affecte pas leur répartition le long du profil vertical et est assez uniforme.

Plomb (Pb). La chimie du plomb dans le sol est déterminée par un équilibre délicat de processus opposés : sorption-désorption, dissolution-transition vers un état solide. Le plomb qui pénètre dans le sol avec des émissions est inclus dans le cycle des transformations physiques, chimiques et physico-chimiques. Dans un premier temps, les processus de mouvement mécanique dominent (les particules de plomb se déplacent en surface et dans le sol le long des fissures) et la diffusion convective. Puis, au fur et à mesure de la dissolution des composés du plomb en phase solide, des processus physico-chimiques plus complexes (notamment des processus de diffusion ionique) entrent en jeu, accompagnés de la transformation des composés du plomb reçus avec les poussières.

Il a été constaté que le plomb migre à la fois verticalement et horizontalement, le second processus prévalant sur le premier. Pendant 3 ans d'observations sur une prairie forb, la poussière de plomb appliquée localement à la surface du sol s'est déplacée horizontalement de 25-35 cm, tandis que la profondeur de sa pénétration dans l'épaisseur du sol était de 10-15 cm. Les facteurs biologiques jouent un rôle important dans la migration du plomb : les racines des plantes absorbent les ions métaux ; pendant la saison de croissance, ils se déplacent dans le sol; lorsque les plantes meurent et se décomposent, le plomb est libéré dans la masse de sol environnante.

On sait que le sol a la capacité de lier (sorber) le plomb technogène qui y a pénétré. On pense que la sorption comprend plusieurs processus : un échange complet avec les cations du complexe absorbant des sols (adsorption non spécifique) et un certain nombre de réactions de complexation du plomb avec les donneurs de composants du sol (adsorption spécifique). Dans le sol, le plomb est associé principalement à la matière organique, ainsi qu'aux minéraux argileux, aux oxydes de manganèse, aux hydroxydes de fer et d'aluminium. En liant le plomb, l'humus empêche sa migration vers les milieux adjacents et limite son entrée dans les plantes. Parmi les minéraux argileux, les illites se caractérisent par une tendance à la sorption du plomb. Une augmentation du pH du sol lors du chaulage entraîne une fixation encore plus importante du plomb dans le sol en raison de la formation de composés peu solubles (hydroxydes, carbonates, etc.).

Le plomb, présent dans le sol sous des formes mobiles, se fixe dans le temps par les composants du sol et devient inaccessible aux végétaux. Selon des chercheurs russes, le plomb est le plus fortement fixé dans les sols de chernozem et de tourbe-limon.

Cadmium (Cd) La particularité du cadmium, qui le distingue des autres HM, est qu'il est présent dans la solution du sol principalement sous forme de cations (Cd 2+), bien que dans un sol avec une réaction neutre du milieu, il peut forment des complexes difficilement solubles avec des sulfates, des phosphates ou des hydroxydes.

Selon les données disponibles, la concentration de cadmium dans les solutions de sol des sols de fond varie de 0,2 à 6 g/L. Dans les centres de pollution des sols, elle passe à 300-400 g/L..

On sait que le cadmium est très mobile dans les sols ; est capable de passer en grande quantité de la phase solide au liquide et vice versa (ce qui rend difficile de prévoir son entrée dans la plante). Les mécanismes régulant la concentration de cadmium dans la solution du sol sont déterminés par les processus de sorption (la sorption est comprise comme l'adsorption, la précipitation et la complexation réelles). Le cadmium est absorbé par le sol en plus petites quantités que les autres HM. Pour caractériser la mobilité des métaux lourds dans le sol, on utilise le rapport des concentrations de métaux dans la phase solide à celle dans une solution à l'équilibre. Des valeurs élevées de ce rapport indiquent que les HM sont retenus dans la phase solide en raison de la réaction de sorption, des valeurs faibles en raison du fait que les métaux sont en solution, d'où ils peuvent migrer vers d'autres milieux ou entrer dans diverses réactions (géochimique ou biologique). On sait que le principal processus de fixation du cadmium est l'adsorption par les argiles. Des études récentes ont également montré un rôle important dans ce processus des groupes hydroxyles, des oxydes de fer et de la matière organique. Avec un faible niveau de pollution et une réaction neutre du milieu, le cadmium est principalement adsorbé par les oxydes de fer. Et dans un environnement acide (pH = 5), la matière organique commence à agir comme un puissant adsorbant. A un pH inférieur (pH = 4), les fonctions d'adsorption sont transférées presque exclusivement à la matière organique. Les composants minéraux cessent de jouer un rôle dans ces processus.

On sait que le cadmium n'est pas seulement sorbé par la surface du sol, mais qu'il est également fixé en raison des précipitations, de la coagulation et de l'absorption inter-lots par les minéraux argileux. À l'intérieur des particules de sol, il se diffuse à travers les micropores et par d'autres moyens.

Le cadmium se fixe dans les sols de différentes manières différents types... Jusqu'à présent, on sait peu de choses sur la relation de compétition du cadmium avec d'autres métaux dans les processus de sorption dans le complexe absorbant le sol. D'après les recherches des spécialistes Université technique Copenhague (Danemark), en présence de nickel, cobalt et zinc, l'absorption du cadmium par le sol a été supprimée. D'autres études ont montré que la sorption du cadmium par le sol est atténuée en présence d'ions chlore. La saturation du sol en ions Ca 2+ a conduit à une augmentation de la capacité de sorption du cadmium. De nombreuses liaisons du cadmium avec les composants du sol s'avèrent fragiles ; dans certaines conditions (par exemple, une réaction acide de l'environnement), il se libère et se remet en solution.

Le rôle des micro-organismes dans le processus de dissolution du cadmium et sa transition vers un état mobile a été révélé. Du fait de leur activité vitale, soit se forment des complexes métalliques hydrosolubles, soit se créent des conditions physico-chimiques qui favorisent le passage du cadmium de la phase solide à la phase liquide.

Les processus se produisant avec le cadmium dans le sol (sorption-désorption, transition en solution, etc.) sont interdépendants et interdépendants, le flux de ce métal dans les plantes dépend de leur direction, de leur intensité et de leur profondeur. On sait que la quantité de sorption de cadmium par le sol dépend de la valeur du pH : plus le pH du sol est élevé, plus il sorbe de cadmium. Ainsi, selon les données disponibles, dans la gamme de pH de 4 à 7,7 avec une augmentation du pH par unité, la capacité de sorption des sols par rapport au cadmium a été multipliée par trois environ.

Zinc (Zn). Une carence en zinc peut se manifester aussi bien sur des sols légers acides fortement podzolisés que sur des sols calcaires, pauvres en zinc et très humiques. La manifestation de la carence en zinc est renforcée par l'utilisation de fortes doses d'engrais phosphorés et un fort labour du sous-sol jusqu'à l'horizon arable.

La teneur en zinc brut la plus élevée se trouve dans les sols de la toundra (53-76 mg / kg) et du chernozem (24-90 mg / kg), la plus faible se trouve dans les sols sodzo-podzoliques (20-67 mg / kg). La carence en zinc se manifeste le plus souvent sur les sols calcaires neutres et légèrement alcalins. Dans les sols acides, le zinc est plus mobile et disponible pour les plantes.

Le zinc dans le sol est présent sous forme ionique, où il est adsorbé par le mécanisme d'échange de cations en milieu acide ou par chimisorption en milieu alcalin. L'ion le plus mobile est le Zn 2+. La mobilité du zinc dans le sol est principalement influencée par la valeur du pH et la teneur en minéraux argileux. Au pH<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.

Selon A.P. Vinogradov (1952), tous les éléments chimiques participent à un degré ou à un autre à la vie des plantes, et si beaucoup d'entre eux sont considérés comme physiologiquement significatifs, c'est uniquement parce qu'il n'y a pas encore de preuves à ce sujet. Pénétrant dans une plante en petites quantités et devenant un constituant ou des activateurs d'enzymes, les microéléments remplissent des fonctions de service dans les processus métaboliques. Lorsque des concentrations inhabituellement élevées d'éléments pénètrent dans l'environnement, ils deviennent toxiques pour les plantes. Une pénétration excessive de métaux lourds dans les tissus végétaux entraîne une perturbation du fonctionnement normal de leurs organes, et cette perturbation est d'autant plus forte que l'excès de toxiques est important. Dans le même temps, la productivité chute. L'effet toxique des HM se manifeste dès les premiers stades de développement des plantes, mais à des degrés divers sur différents sols et pour différentes cultures.

L'absorption des éléments chimiques par les plantes est un processus actif. La diffusion passive ne représente que 2 à 3 % de la masse totale des composants minéraux assimilés. Lorsque la teneur en métaux du sol est au niveau de fond, une absorption active des ions se produit, et si l'on tient compte de la faible mobilité de ces éléments dans les sols, alors leur absorption devrait être précédée par la mobilisation de métaux fortement liés. Lorsque la teneur en HMs de la couche racinaire dépasse largement les concentrations maximales auxquelles le métal peut être fixé du fait des ressources internes du sol, de telles quantités de métaux pénètrent dans les racines que les membranes ne peuvent plus retenir. En conséquence, le flux d'ions ou de composés d'éléments cesse d'être régulé par des mécanismes cellulaires. Sur les sols acides, il y a une accumulation plus intense de HM que sur les sols à réaction neutre ou presque neutre de l'environnement. Une mesure de la participation réelle des ions HM dans les réactions chimiques est leur activité. L'effet toxique de fortes concentrations de HM sur les plantes peut se manifester par une violation de l'apport et de la distribution d'autres éléments chimiques. La nature de l'interaction de HM avec d'autres éléments change en fonction de leurs concentrations. La migration et l'entrée dans la plante s'effectuent sous forme de composés complexes.

Dans la période initiale de pollution de l'environnement par les métaux lourds, en raison des propriétés tampons du sol, conduisant à l'inactivation des toxiques, les plantes ne subiront pratiquement aucun effet indésirable. Cependant, les fonctions protectrices du sol ne sont pas illimitées. Avec une augmentation du niveau de contamination par les métaux lourds, leur inactivation devient incomplète et le flux d'ions attaque les racines. La plante est capable de transférer certains des ions dans un état moins actif avant même qu'ils ne pénètrent dans le système racinaire de la plante. Il s'agit par exemple d'une chélation à l'aide d'exsudats racinaires ou d'une adsorption sur la surface externe des racines avec formation de composés complexes. De plus, comme le montrent les expériences de végétation avec des doses toxiques connues de zinc, nickel, cadmium, cobalt, cuivre, plomb, les racines sont situées dans des couches non contaminées par des sols HM et dans ces variantes, il n'y a aucun symptôme de phototoxicité.

Malgré les fonctions protectrices du système racinaire, les MH pénètrent dans la racine dans des conditions contaminées. Dans ce cas, des mécanismes de défense entrent en jeu, grâce auxquels se produit une répartition spécifique des HM sur les organes végétaux, ce qui permet de sécuriser au mieux leur croissance et leur développement. Dans ce cas, la teneur en HM, par exemple, dans les tissus de la racine et des graines dans un environnement très pollué peut différer de 500 à 600 fois, ce qui indique les grandes capacités de protection de cet organe végétal souterrain.

Un excès d'éléments chimiques provoque une toxicose chez les plantes. Au fur et à mesure que la concentration de HM augmente, la croissance des plantes est initialement inhibée, puis la chlorose des feuilles se produit, qui est remplacée par une nécrose, et, enfin, le système racinaire est endommagé. L'effet toxique de la MT peut se manifester directement et indirectement. L'effet direct d'un excès de HM dans les cellules végétales est dû à des réactions de complexation, à la suite desquelles des enzymes sont bloquées ou des protéines sont précipitées. La désactivation des systèmes enzymatiques résulte du remplacement du métal de l'enzyme par un métal polluant. À une teneur critique du toxique, la capacité catalytique de l'enzyme est considérablement réduite ou complètement bloquée.

A.P. Vinogradov (1952) a identifié des plantes capables de concentrer des éléments. Il a signalé deux types d'usines de concentration :

1) des plantes concentrant des éléments à grande échelle ;

2) plantes à concentration sélective (spécifique).

Les plantes du premier type sont enrichies en éléments chimiques si ces derniers sont contenus dans le sol en quantité accrue. La concentration dans ce cas est causée par un facteur environnemental.

Les plantes du deuxième type se caractérisent par une quantité constamment élevée de l'un ou l'autre élément chimique, quelle que soit sa teneur dans l'environnement. Elle est conditionnée par un besoin génétiquement fixé.

Compte tenu du mécanisme d'absorption des métaux lourds du sol dans les plantes, on peut parler de types d'accumulation d'éléments barrière (non concentré) et sans barrière (concentration). L'accumulation de barrière est typique pour la plupart des plantes supérieures et n'est pas typique pour les bryophytes et les lichens. Ainsi, dans les travaux de M. A. Toikka et L. N. Potekhina (1980), la sphaigne (2,66 mg/kg) a été désignée comme une plante concentrant le cobalt ; cuivre (10,0 mg / kg) - bouleau, drupe, muguet; manganèse (1100 mg / kg) - myrtilles. Lepp et al. (1987) ont trouvé des concentrations élevées de cadmium dans les sporophores du champignon Amanita muscaria poussant dans les forêts de bouleaux. Dans les sporophores du champignon, la teneur en cadmium était de 29,9 mg/kg de poids sec, et dans le sol sur lequel ils poussaient, elle était de 0,4 mg/kg. On pense que les usines qui sont des concentrateurs de cobalt sont également très tolérantes au nickel et sont capables de l'accumuler en grande quantité. Il s'agit notamment des plantes des familles Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. On trouve également des concentrateurs et des superconcentrateurs de nickel parmi les plantes médicinales. Les superconcentrateurs comprennent le melon, la belladone belladone, le machok jaune, le heartwort, la passiflore rouge chair et le thermopsis lancéolé. Le type d'accumulation d'éléments chimiques en forte concentration dans le milieu nutritif dépend des phases de la végétation des plantes. L'accumulation sans barrière est caractéristique de la phase de semis, lorsque les plantes ne différencient pas les parties aériennes en divers organes et dans les phases finales de la saison de croissance - après la maturation, ainsi que pendant la dormance hivernale, lorsque l'accumulation sans barrière peut être accompagnée de la libération de quantités excessives d'éléments chimiques dans la phase solide (Kovalevsky, 1991).

Des plantes hyperaccumulatrices ont été trouvées dans les familles Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae et Scrophulariaceae (Baker 1995). La plus connue et la plus étudiée d'entre elles est Brassica juncea (moutarde indienne) - une plante qui développe une grande biomasse et est capable d'accumuler Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B et Se (Nanda Kumar et al. 1995 ; Salt et al. 1995 ; Raskin et al. 1994). Parmi les différentes espèces végétales testées, B. juncea avait la capacité la plus prononcée à transporter le plomb vers la partie aérienne, tout en accumulant plus de 1,8 % de cet élément dans les organes aériens (en termes de poids sec). A l'exception du tournesol (Helianthus annuus) et du tabac (Nicotiana tabacum), les autres espèces végétales n'appartenant pas à la famille des Brassicacées ont un coefficient d'absorption biologique inférieur à 1.

Selon la classification des plantes selon la réponse à la présence de métaux lourds dans le milieu de culture, utilisée par de nombreux auteurs étrangers, les plantes ont trois stratégies principales pour pousser sur des sols contaminés par des métaux :

Éliminateurs de métaux.

De telles plantes maintiennent une faible concentration de métal constante malgré la grande variation de sa concentration dans le sol, retenant principalement le métal dans les racines. Les plantes d'exclusion sont capables de modifier la perméabilité membranaire et la capacité de liaison aux métaux des parois cellulaires ou de libérer de grandes quantités d'agents chélatants.

Indicateurs métalliques.

Il s'agit notamment d'espèces végétales qui accumulent activement du métal dans les parties aériennes et reflètent généralement le niveau de métal dans le sol. Ils tolèrent le niveau existant de concentration de métaux en raison de la formation de composés extracellulaires liant les métaux (chélateurs), ou ils modifient le caractère de la compartimentation des métaux en les stockant dans des zones insensibles aux métaux. Espèces végétales qui accumulent des métaux. Les plantes appartenant à ce groupe peuvent accumuler du métal dans la biomasse aérienne à des concentrations beaucoup plus élevées que celles du sol. Baker et Brooks ont défini les hyperaccumulateurs de métaux comme des plantes contenant plus de 0,1%, c'est-à-dire E. plus de 1000 mg/g de cuivre, cadmium, chrome, plomb, nickel, cobalt ou 1% (plus de 10 000 mg/g) de zinc et manganèse en poids sec. Pour les métaux rares, cette valeur est supérieure à 0,01 % en poids sec. Les chercheurs identifient les espèces hyperaccumulatrices en collectant des plantes dans des zones où les sols contiennent des concentrations de métaux supérieures aux niveaux de fond, comme dans les zones contaminées ou là où des corps minéralisés émergent. Le phénomène d'hyperaccumulation pose de nombreuses questions aux chercheurs. Par exemple, quelle est l'importance de l'accumulation de métal à des concentrations hautement toxiques pour les plantes. La réponse définitive à cette question n'a pas encore été reçue, mais il existe plusieurs hypothèses principales. On pense que ces plantes ont un système d'absorption d'ions amélioré (l'hypothèse d'absorption « non intentionnelle ») pour exécuter certaines fonctions physiologiques qui n'ont pas encore été étudiées. On pense également que l'hyperaccumulation est l'un des types de tolérance des plantes à la teneur élevée en métaux dans l'environnement de croissance.

La présence de concentrations accrues de métaux dans le sol entraîne leur accumulation dans la flore sauvage et les cultures agricoles, qui s'accompagne d'une contamination des chaînes alimentaires. De fortes concentrations de métaux rendent le sol impropre à la croissance des plantes et compromettent ainsi la biodiversité. Les sols contaminés par des métaux lourds peuvent être récupérés par des méthodes chimiques, physiques et biologiques. En général, ils peuvent être classés en deux catégories.

La méthode ex-situ nécessite l'élimination du sol contaminé pour une culture sur site ou hors site et le retour du sol cultivé à son emplacement d'origine. La séquence des méthodes ex-situ utilisées pour nettoyer les sols contaminés comprend l'excavation, la détoxification et/ou la détoxification du contaminant par des moyens physiques ou chimiques, le contaminant étant stabilisé, sédimenté, immobilisé, incinéré ou décomposé.

La méthode in-situ consiste à nettoyer les sols contaminés sans les excaver. Reed et al. ont défini les technologies d'assainissement in situ comme la décomposition ou la transformation du contaminant, l'immobilisation pour réduire la biodisponibilité et la séparation du contaminant du sol. L'in-situ est préféré à l'ex-situ en raison de son faible coût et de son impact doux sur l'écosystème. Traditionnellement, la méthode ex-situ implique l'élimination et l'élimination des sols contaminés par des métaux lourds, ce qui n'est pas un choix optimal, car l'élimination hors site des sols contaminés transfère simplement le problème de contamination à un autre endroit ; cependant, il existe un certain risque associé au transport de sols contaminés. Diluer les métaux lourds à un niveau acceptable en ajoutant de la terre propre au sol contaminé et en les mélangeant ensemble, en recouvrant le sol d'un matériau inerte peut être une alternative au nettoyage du sol à l'intérieur du site contaminé.

L'immobilisation de contaminants inorganiques peut être utilisée comme méthode d'assainissement des sols contaminés par des métaux lourds. Elle peut être obtenue par l'accumulation de contaminants, ou en élevant le pH du sol par chaulage. L'augmentation du pH diminue la solubilité des métaux lourds tels que le Cd, le Cu, le Ni et le Zn dans le sol. Bien que le risque d'être absorbé par les plantes soit réduit, la concentration de métaux dans le sol reste inchangée. La plupart de ces technologies traditionnelles de nettoyage des routes causent des dommages supplémentaires à un environnement déjà endommagé. Les technologies de bioremédiation, appelées phytoremédiation, impliquent l'utilisation de plantes vertes et du microbiote associé pour la purification in situ des sols et des eaux souterraines contaminés. L'idée d'utiliser des usines de stockage de métaux pour éliminer les métaux lourds et autres composés a été proposée pour la première fois en 1983. Le terme phytoremédiation se compose du préfixe grec phyto (plante) attaché à la racine latine remedium (récupération).

La rhizofiltration implique l'utilisation de plantes (tant terrestres qu'aquatiques) pour l'adsorption, la concentration et le dépôt de contaminants dans les racines provenant de sources d'eau contaminées avec une faible concentration de contaminants. Cette méthode permet de traiter partiellement les effluents industriels, les effluents de surface des terres et installations agricoles, ou les effluents de drainage acide des mines et mines. La rhizofiltration peut être appliquée au plomb, au cadmium, au cuivre, au nickel, au zinc et au chrome, qui sont principalement retenus par les racines. Les avantages de la risofiltration incluent sa capacité à être utilisée à la fois "in-situ" et "ex-situ" et à utiliser des espèces végétales qui ne sont pas des hyperaccumulateurs. La capacité du tournesol, de la moutarde indienne, du tabac, du seigle, des épinards et du maïs à éliminer le plomb des eaux usées a été étudiée, le tournesol présentant la plus grande efficacité de nettoyage.

La phytostabilisation est principalement utilisée pour le traitement des sols, des sédiments et des boues d'épuration et dépend de la capacité des racines des plantes à limiter la mobilité et la biodisponibilité des contaminants dans le sol. La phytostabilisation est réalisée par sorption, précipitation et complexation des métaux. Les plantes réduisent la quantité d'eau qui s'infiltre dans les sols contaminés, ce qui empêche les processus d'érosion, la pénétration de contaminants dissous dans les eaux de surface et souterraines et leur propagation dans des zones non polluées. L'avantage de la phyto-stabilisation est que cette méthode ne nécessite pas l'élimination de la biomasse végétale contaminée. Cependant, son principal inconvénient est la préservation du contaminant dans le sol, dans le cadre duquel l'utilisation de cette méthode de nettoyage doit s'accompagner d'une surveillance constante de la teneur et de la biodisponibilité des contaminants.

La phytoextraction est le moyen le plus approprié pour éliminer les sels de métaux lourds des sols sans détruire la structure et la fertilité du sol. Certains auteurs appellent cette méthode la phytoaccumulation. Étant donné que l'usine absorbe, concentre et précipite les métaux toxiques et les radionucléides des sols contaminés dans la biomasse, c'est le meilleur moyen de nettoyer les zones présentant une contamination de surface diffuse et des concentrations relativement faibles de contaminants. Il existe deux principales stratégies de phytoextraction :

Phytoextraction en présence de chélates, ou phytoextraction induite, dans laquelle l'ajout de chélates artificiels augmente la mobilité et l'absorption du contaminant métallique ;

Phytoextraction séquentielle, dans laquelle l'élimination des métaux dépend de la capacité naturelle des plantes à nettoyer ; dans ce cas, seul le nombre de semis (plantation) de plants est maîtrisé. La découverte d'espèces hyperaccumulatrices a également contribué au développement de cette technologie. Pour rendre cette technologie réalisable, les plantes doivent extraire de grandes concentrations de métaux lourds de leurs racines, les déplacer dans la biomasse aérienne et produire de grandes quantités de biomasse végétale. Dans le même temps, des facteurs tels que le taux de croissance, la sélectivité envers un élément, la résistance aux maladies et une méthode de récolte sont importants. Cependant, une croissance lente, un système racinaire qui s'étend superficiellement et une faible productivité de la biomasse limitent l'utilisation d'espèces hyperaccumulatrices pour nettoyer les zones contaminées par les métaux lourds.

La phytoévaporation implique l'utilisation de plantes pour transporter les contaminants hors du sol, les transformer en une forme volatile et les transpirer dans l'atmosphère. La phytoévaporation est principalement utilisée pour éliminer le mercure, en convertissant l'ion mercure en mercure élémentaire moins toxique. L'inconvénient est que le mercure rejeté dans l'atmosphère est très probablement renvoyé par dépôt, puis réintègre l'écosystème. Des chercheurs américains ont découvert que certaines plantes poussant sur un substrat riche en sélénium produisent du sélénium volatil sous forme de séléniure de diméthyle et de diméthyséléniure. Il a été rapporté que la phytoévaporation a été appliquée avec succès au tritium, un isotope radioactif de l'hydrogène), qui se désintègre en hélium stable avec une demi-vie d'environ 12 ans. Phytodégradation. Dans la phytoremédiation des substances organiques, le métabolisme végétal est impliqué dans la récupération des contaminants par transformation, décomposition, stabilisation ou évaporation des polluants du sol et des eaux souterraines. La phytodégradation est la décomposition de la matière organique absorbée par une plante en molécules plus simples qui sont incorporées dans les tissus végétaux.

Les plantes contiennent des enzymes qui peuvent dégrader et transformer des déchets d'armes, des solvants chlorés tels que le trichloroéthylène et d'autres herbicides. Les enzymes sont généralement des déshalogénases, des oxygénases et des réductases. La rhizodégradation est la décomposition des composés organiques dans le sol par l'activité microbienne dans la zone racinaire (rhizosphère) et est un processus beaucoup plus lent que la phytodégradation. Les méthodes de phytoremédiation ci-dessus peuvent être utilisées de manière complexe. Ainsi, il ressort clairement de la revue de la littérature que la phytoremédiation est actuellement un domaine de recherche en développement rapide. Au cours des dix dernières années, des chercheurs de nombreux pays du monde ont obtenu la confirmation expérimentale, y compris sur le terrain, que cette méthode est prometteuse pour la purification de milieux contaminés à partir de contaminants organiques, inorganiques et de radionucléides.

Ce moyen écologique et peu coûteux de nettoyer les zones contaminées est une alternative viable aux méthodes traditionnelles d'assainissement des terres perturbées et contaminées. En Russie, l'application commerciale de la phytoremédiation pour les sols contaminés par des métaux lourds et divers composés organiques, tels que les produits pétroliers, en est à ses débuts. Des études à grande échelle sont nécessaires pour rechercher des plantes à croissance rapide avec une capacité prononcée à accumuler des contaminants parmi les espèces cultivées et sauvages caractéristiques d'une région particulière, la confirmation expérimentale de leur potentiel élevé de phytoremédiation et l'étude des moyens de l'augmenter. Un autre domaine de recherche important est l'étude de la question de l'utilisation de la biomasse végétale contaminée afin d'empêcher la repollution de divers composants de l'écosystème et la pénétration de contaminants dans les chaînes alimentaires.

La composition chimique des sols des différents territoires est hétérogène et la répartition des éléments chimiques contenus dans les sols sur l'ensemble du territoire est inégale. Ainsi, par exemple, étant principalement dans un état dispersé, les métaux lourds sont capables de former des liaisons locales, où leurs concentrations sont des centaines et des milliers de fois supérieures aux niveaux de Clarke.

Un certain nombre d'éléments chimiques sont nécessaires au fonctionnement normal de l'organisme. Leur carence, leur excès ou leur déséquilibre peuvent provoquer des maladies appelées microélémentose 1, ou endémie biogéochimique, qui peuvent être à la fois naturelles et artificielles. Dans leur distribution, un rôle important appartient à l'eau, ainsi qu'aux produits alimentaires, dans lesquels les éléments chimiques pénètrent du sol par les chaînes alimentaires.

Il a été établi expérimentalement que le pourcentage de HM dans les plantes est affecté par le pourcentage de HM dans le sol, l'atmosphère, l'eau (dans le cas des algues). On a également remarqué que sur des sols à même teneur en métaux lourds, une même culture donne un rendement différent, bien que les conditions climatiques coïncident également. Ensuite, la dépendance du rendement à l'acidité du sol a été découverte.

Les plus étudiées sont la contamination des sols par le cadmium, le mercure, le plomb, l'arsenic, le cuivre, le zinc et le manganèse. Considérons la contamination du sol par ces métaux séparément pour chacun. 2

Cadmium (Cd)

La teneur en cadmium de la croûte terrestre est d'environ 0,15 mg/kg. Le cadmium est concentré dans les roches volcaniques (en quantités de 0,001 à 1,8 mg/kg), métamorphiques (en quantités de 0,04 à 1,0 mg/kg) et sédimentaires (en quantités de 0,1 à 11,0 mg/kg). Les sols formés sur la base de ces matières premières contiennent 0,1-0,3; 0,1 - 1,0 et 3,0 - 11,0 mg / kg de cadmium, respectivement.

Dans les sols acides, le cadmium est présent sous forme de Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, et dans les sols calcaires - sous forme de Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 +.

L'absorption du cadmium par les plantes diminue significativement avec le chaulage des sols acides. Dans ce cas, une augmentation du pH diminue la solubilité du cadmium dans l'humidité du sol, ainsi que la biodisponibilité du cadmium du sol. Ainsi, la teneur en cadmium des feuilles de betteraves sur sols calcaires était inférieure à la teneur en cadmium des mêmes plantes sur sols non enrobés. Un effet similaire a été montré pour le riz et le blé ->.

L'effet négatif d'une augmentation du pH sur la disponibilité du cadmium est associé à une diminution non seulement de la solubilité du cadmium dans la phase de solution du sol, mais aussi de l'activité racinaire, ce qui affecte l'absorption.

Le cadmium est plutôt peu mobile dans les sols, et si des matériaux contenant du cadmium sont ajoutés à sa surface, la majeure partie reste intacte.

Les méthodes d'élimination des contaminants du sol comprennent soit l'élimination de la couche contaminée elle-même, l'élimination du cadmium de la couche ou le recouvrement de la couche contaminée. Le cadmium peut être converti en composés insolubles complexes avec les agents chélatants disponibles (par exemple l'acide éthylènediaminetétraacétique). ...

En raison de l'absorption relativement rapide du cadmium du sol par les plantes et de la faible action toxique Parmi les concentrations les plus courantes, le cadmium peut s'accumuler dans les plantes et entrer dans la chaîne alimentaire plus rapidement que le plomb et le zinc. Par conséquent, le cadmium représente le plus grand danger pour la santé humaine lorsque des déchets sont introduits dans le sol.

La procédure pour minimiser la quantité de cadmium qui peut entrer dans la chaîne alimentaire humaine à partir des sols contaminés consiste à pousser sur ce sol végétal pas utilisé pour les aliments ou les cultures qui absorbent de petites quantités de cadmium.

En général, les cultures dans les sols acides absorbent plus de cadmium que dans les sols neutres ou alcalins. Par conséquent, le chaulage des sols acides est un moyen efficace de réduire la quantité de cadmium absorbé.

Mercure (Hg)

Le mercure se trouve dans la nature sous forme de vapeurs métalliques Hg 0, formées lors de son évaporation de la croûte terrestre ; sous forme de sels minéraux Hg (I) et Hg (II), et sous forme de composés organiques de méthylmercure CH 3 Hg +, de dérivés monométhyl- et diméthylés de CH 3 Hg + et (CH 3 ) 2 Hg.

Le mercure s'accumule dans l'horizon supérieur (0-40 cm) du sol et migre faiblement dans ses couches plus profondes. Les composés du mercure sont des substances du sol très stables. Les plantes poussant sur des sols contaminés par le mercure assimilent une quantité importante de l'élément et l'accumulent à des concentrations dangereuses, ou ne poussent pas.

Plomb (Pb)

Selon les données d'expériences menées dans une culture sablonneuse avec l'introduction de seuils pour les concentrations dans le sol de Hg (25 mg / kg) et de Pb (25 mg / kg) et dépassant le seuil de 2 à 20 fois, les plants d'avoine poussent et se développent normalement jusqu'à un certain niveau de pollution. Au fur et à mesure que la concentration en métaux augmente (pour le Pb, à partir d'une dose de 100 mg/kg), apparence les plantes. À des doses extrêmes de métaux, les plantes meurent en trois semaines à compter du début des expériences. La teneur en métaux des composants de la biomasse par ordre décroissant se répartit comme suit : racines - partie aérienne - grain.

L'apport total de plomb dans l'atmosphère (et, par conséquent, en partie dans le sol) à partir de véhicules sur le territoire de la Russie en 1996 était estimé à environ 4 000 tonnes, dont 2,16 000 tonnes ont été apportées par le transport de marchandises. La charge maximale de plomb concernait les régions de Moscou et de Samara, suivies des régions de Kaluga, Nijni Novgorod, Vladimir et d'autres entités constitutives de la Fédération de Russie situées dans la partie centrale du territoire européen de la Russie et Caucase du Nord... Les émissions absolues de plomb les plus importantes ont été enregistrées dans les régions de l'Oural (685 t), de la Volga (651 t) et de la Sibérie occidentale (568 t). Et l'impact le plus négatif des émissions de plomb a été noté dans les territoires de Tatarstan, Krasnodar et Stavropol, Rostov, Moscou, Leningrad, Nizhny Novgorod, Volgograd, Voronej, Saratov et Samara (journal " Monde vert», numéro spécial n° 28, 1997).

Arsenic (As)

L'arsenic se trouve dans l'environnement sous diverses formes chimiquement stables. Ses deux principaux états d'oxydation sont As (III) et As (V). Dans la nature, l'arsenic pentavalent est répandu sous la forme de divers composés inorganiques, bien que l'arsenic trivalent se trouve facilement dans l'eau, en particulier dans des conditions anaérobies.

Le cuivre(Cu)

Les minéraux de cuivre naturels dans les sols comprennent les sulfates, les phosphates, les oxydes et les hydroxydes. Les sulfures de cuivre peuvent se former dans des sols mal drainés ou inondés, où des conditions réductrices sont réalisées. Les minéraux de cuivre sont généralement trop solubles pour rester dans des sols agricoles à drainage libre. En contaminé sols métalliques cependant, l'environnement chimique peut être contrôlé par des processus hors d'équilibre conduisant à l'accumulation de phases solides métastables. On suppose que la covellite (CuS) ou la chalcopyrite (CuFeS 2) peuvent également être présentes dans les sols réduits et contaminés par le cuivre.

Des traces de cuivre peuvent être présentes sous forme d'inclusions de sulfure discrètes dans les silicates et peuvent se substituer de manière isomorphe aux cations dans les phyllosilicates. Les minéraux argileux dont la charge est déséquilibrée absorbent le cuivre de manière non spécifique, tandis que les oxydes et hydroxydes de fer et de manganèse présentent une affinité spécifique très élevée pour le cuivre. Les composés organiques de haut poids moléculaire sont capables d'être des absorbants solides pour le cuivre, tandis que les composés organiques de bas poids moléculaire ont tendance à former des complexes solubles.

La complexité de la composition du sol limite la capacité de séparer quantitativement les composés du cuivre en des formes chimiques spécifiques. indique -> Disponibilité grande masse les conglomérats de cuivre se trouvent à la fois dans les substances organiques et dans les oxydes de Fe et de Mn. L'introduction de déchets contenant du cuivre ou de sels de cuivre inorganiques augmente la concentration de composés de cuivre dans le sol, qui peuvent être extraits avec des réactifs relativement doux ; ainsi, le cuivre peut être trouvé dans le sol sous forme de formes chimiques labiles. Mais un élément facilement soluble et remplaçable - le cuivre - forme un petit nombre de formes qui peuvent être absorbées par les plantes, généralement moins de 5% de la teneur totale en cuivre du sol.

La toxicité du cuivre augmente avec l'augmentation du pH du sol et avec une faible capacité d'échange cationique du sol. L'enrichissement du cuivre par extraction ne se produit que dans les couches superficielles du sol, et les cultures à racines profondes ne sont pas affectées par cela.

L'environnement et la nutrition des plantes peuvent affecter la phytotoxicité du cuivre. Par exemple, la toxicité du cuivre pour le riz dans les plaines était évidente lorsque les plantes étaient arrosées avec de l'eau froide plutôt que tiède. Le fait est que l'activité microbiologique est supprimée dans le sol froid et crée ces conditions de restauration dans le sol qui faciliteraient la précipitation du cuivre à partir de la solution.

La phytotoxicité du cuivre se produit initialement à partir d'un excès de cuivre disponible dans le sol et est renforcée par l'acidité du sol. Étant donné que le cuivre est relativement inactif dans le sol, presque tout le cuivre qui pénètre dans le sol reste dans les couches supérieures. L'introduction de substances organiques dans les sols contaminés par le cuivre peut réduire la toxicité due à l'adsorption d'un métal soluble par un substrat organique (dans ce cas, les ions Cu 2+ sont transformés en composés complexes moins accessibles à la plante) ou par une augmentation de la mobilité des ions Cu 2+ et leur lessivage du sol sous forme de complexes organo-cuivres solubles.

Zinc (Zn)

Le zinc peut être trouvé dans le sol sous forme d'oxosulfates, de carbonates, de phosphates, de silicates, d'oxydes et d'hydroxydes. Ces composés inorganiques métastable dans les terres agricoles bien drainées. Apparemment, la sphalérite ZnS est la forme thermodynamiquement prédominante dans les sols réduits et oxydés. Une certaine association du zinc avec le phosphore et le chlore est évidente dans les sédiments récupérés contaminés par des métaux lourds. Par conséquent, des sels de zinc relativement solubles devraient être trouvés dans les sols riches en métaux.

Le zinc est remplacé de manière isomorphe par d'autres cations dans les minéraux silicatés ; il peut être occlus ou coprécipité avec des hydroxydes de manganèse et de fer. Les phylosilicates, les carbonates, les oxydes métalliques hydratés et les composés organiques absorbent bien le zinc, en utilisant à la fois des sites de liaison spécifiques et non spécifiques.

La solubilité du zinc augmente dans les sols acides, ainsi que lors de la complexation avec des ligands organiques de faible poids moléculaire. Des conditions réductrices peuvent réduire la solubilité du zinc en raison de la formation de ZnS insoluble.

La phytotoxicité du zinc se manifeste généralement lorsque les racines des plantes entrent en contact avec un excès de solution de zinc dans le sol. Le transport du zinc à travers le sol se fait par échange et diffusion, ce dernier processus dominant dans les sols à faible teneur en zinc. Le transport d'échange est plus important dans les sols riches en zinc, dans lesquels les concentrations de zinc soluble sont relativement stables.

La mobilité du zinc dans les sols augmente en présence d'agents chélatants (naturels ou synthétiques). L'augmentation de la concentration en zinc soluble provoquée par la formation de chélates solubles compense la diminution de la mobilité due à l'augmentation de la taille moléculaire. La concentration de zinc dans les tissus végétaux, son absorption générale et les symptômes de toxicité sont positivement corrélés avec la concentration de zinc dans la solution baignant les racines des plantes.

L'ion Zn 2+ libre est principalement absorbé par le système racinaire des plantes, par conséquent la formation de chélates solubles contribue à la solubilité de ce métal dans les sols, et cette réaction compense la disponibilité réduite du zinc sous forme chélatée.

La forme originale de la contamination métallique affecte le potentiel de toxicité du zinc : la disponibilité du zinc pour la plante dans les sols fertilisés avec une teneur totale en métal équivalent diminue dans l'ordre ZnSO 4 > boues > déchets de compost.

La plupart des expériences sur la contamination des sols par des boues contenant du Zn n'ont pas montré de baisse de rendement ou de phytotoxicité évidente ; néanmoins, leur application à long terme à un taux élevé peut endommager les plantes. La simple application de zinc sous forme de ZnSO 4 provoque une diminution de la croissance des cultures dans les sols acides, tandis que l'application pérenne de celui-ci dans les sols presque neutres passe inaperçue.

Le zinc atteint des niveaux de toxicité dans les sols agricoles, en règle générale, en raison du zinc de surface ; il ne pénètre généralement pas à une profondeur supérieure à 15-30 cm.Les racines profondes de certaines cultures peuvent éviter le contact avec l'excès de zinc en raison de leur emplacement dans un sous-sol non contaminé.

Le chaulage des sols contaminés par le zinc réduit la concentration de zinc dans les grandes cultures. L'ajout de NaOH ou de Ca (OH) 2 réduit la toxicité du zinc dans les légumes cultivés sur des sols tourbeux riches en zinc, bien que dans ces sols l'absorption du zinc par les plantes soit très limitée. La carence en fer causée par le zinc peut être éliminée en ajoutant du fer ou des chélates de FeSO 4 au sol ou directement sur les feuilles. L'élimination physique ou l'élimination totale de la couche de finition contaminée par le zinc peut éviter les effets toxiques du métal sur les plantes.

Manganèse

Dans le sol, le manganèse se trouve sous trois états d'oxydation : +2, +3, +4. Pour la plupart, ce métal est associé à des minéraux primaires ou à des oxydes métalliques secondaires. Dans le sol, la quantité totale de manganèse fluctue entre 500 et 900 mg / kg.

La solubilité du Mn 4+ est extrêmement faible ; le manganèse trivalent est très instable dans les sols. La majeure partie du manganèse dans les sols est présente sous forme de Mn 2+, tandis que dans les sols bien aérés, la majeure partie en phase solide est présente sous forme d'oxyde, dans lequel le métal est au degré d'oxydation IV ; dans les sols mal aérés, le manganèse est lentement réduit par l'environnement microbien et passe dans la solution du sol, devenant ainsi très mobile.

La solubilité du Mn 2+ augmente de manière significative aux faibles valeurs de pH, mais l'absorption du manganèse par les plantes diminue.

La toxicité du manganèse se produit souvent lorsque les niveaux de manganèse total sont modérés à élevés, le pH du sol est assez faible et la disponibilité de l'oxygène dans le sol est également faible (c'est-à-dire que des conditions réductrices sont présentes). Pour éliminer l'effet de ces conditions, le pH du sol doit être augmenté à l'aide de chaulage, des efforts doivent être faits pour améliorer le drainage du sol, pour réduire le débit d'eau, c'est-à-dire améliorent généralement la structure d'un sol donné.