A nehézfémek talajban való megtalálásának formái. Módszerek nehézfémek meghatározására a talajban

Antimon

Néhány ércben jelen van.

A különféle ipari területeken használt ötvözetek része.

Feleslege súlyos étkezési zavarokat okoz.

Arzén

A talaj arzénnal való szennyezésének fő forrása a mezőgazdasági növények kártevőinek irtására használt anyagok, például gyomirtó szerek, rovarölők. Az arzén egy halmozott méreg, amely krónikus. Összetételei idegrendszeri, agyi és bőrbetegségeket váltanak ki.

Mangán

A talajban és a növényekben ennek az elemnek a magas tartalma figyelhető meg.

Ha további mennyiségű mangán kerül a talajba, gyorsan veszélyes felesleg keletkezik. Ez hatással van az emberi testre az idegrendszer pusztulása formájában.

Más nehéz elemek feleslege nem kevésbé veszélyes.

A fentiekből arra a következtetésre juthatunk, hogy a nehézfémek talajban történő felhalmozódása súlyos következményekkel jár az emberi egészségre és a környezet egészére nézve.

A nehézfémekkel történő talajszennyezés elleni küzdelem fő módszerei

A talaj nehézfémekkel való szennyezettségének kezelésére szolgáló módszerek lehetnek fizikai, kémiai és biológiaiak. Közülük a következő módszerek találhatók:

• A talaj savasságának növekedése növeli annak lehetőségét, ezért a bevezetés szerves anyagés az agyag, a meszezés bizonyos mértékig segít a szennyezés elleni küzdelemben.
• Egyes növények, például a lóhere vetése, kaszálása és a talajfelszínről történő eltávolítása jelentősen csökkenti a nehézfémek koncentrációját a talajban. kívül Ily módon teljesen környezetbarát.
• Földalatti víz méregtelenítése, szivattyúzása, tisztítása.
• A migráció előrejelzése és kezelése oldható formában nehéz fémek.
• Egyes különösen súlyos esetekben a talajréteg teljes eltávolítása és újjal való cseréje szükséges.

E fémek közül a legveszélyesebb az ólom. Az a tulajdonsága, hogy felhalmozódik, hogy elérje az emberi testet. A higany nem veszélyes, ha egyszer vagy többször is bejut az emberi szervezetbe, csak a higanygőz veszélyes. Úgy gondolom, hogy az ipari vállalkozásoknak fejlettebb termelési technológiákat kellene alkalmazniuk, amelyek nem károsak minden élőlényre. Ne egy ember gondolkodjon, hanem egy tömeg, akkor jó eredményre jutunk.

OLDALTÖRÉS-- nehéz fémek, amely a szennyezőanyagok széles csoportját jellemzi, az utóbbi időben elterjedt. A különböző tudományos és alkalmazott munkákban a szerzők eltérően értelmezik e fogalom jelentését. Ebben a tekintetben a nehézfémek csoportjához rendelt elemek száma széles tartományban változik. Számos jellemzőt használnak a tagság kritériumaként: atomtömeg, sűrűség, toxicitás, előfordulás a természetes környezetben, a természetes és technogén körfolyamatokban való részvétel mértéke. Egyes esetekben a nehézfémek meghatározása rideg elemeket (például bizmut) vagy metalloidokat (például arzén) tartalmaz.

A környezetszennyezés és a környezetmonitoring problémáival foglalkozó munkákban a mai napig a nehéz fémek több mint 40 fémet tartalmaz periodikus rendszer DI. Mengyelejev vele atomtömeg több mint 50 atomegység: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi stb. Ugyanakkor a nehézfémek kategorizálásában a következő feltételek játszanak fontos szerepet: nagy toxicitásuk az élő szervezetekre viszonylag alacsony koncentrációban, valamint bioakkumulációs és biomagnifikációs képességük. Szinte minden e meghatározás alá tartozó fém (az ólom, a higany, a kadmium és a bizmut kivételével, biológiai szerepe amely jelenleg nem világos), aktívan részt vesznek a biológiai folyamatokban, számos enzim részét képezik. N. Reimers osztályozása szerint a 8 g/cm3-nél nagyobb sűrűségű fémeket nehéznek kell tekinteni. Így a nehézfémek Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formálisan meghatározott nehéz fémek megfelel nagyszámú elemeket. A környezet állapotának és szennyezettségének megfigyelésének szervezésével kapcsolatos gyakorlati tevékenységet folytató kutatók szerint azonban ezen elemek vegyületei közel sem egyenértékűek a szennyező anyagokkal. Ezért sok munkában a nehézfémek csoportjának körének szűkítése történik, az elsőbbségi kritériumoknak megfelelően, a munka irányából és sajátosságaiból adódóan. Tehát Yu.A. már klasszikus műveiben. Izrael a listán vegyi anyagok, a bioszféra-rezervátumok háttérállomásainál természetes környezetben meghatározandó, a nehéz fémek nevezett Pb, Hg, Cd, As. Másrészt az ENSZ Európai Gazdasági Bizottsága égisze alatt működő, a szennyezőanyag-kibocsátásra vonatkozó információkat gyűjtő és elemző nehézfém-kibocsátással foglalkozó munkacsoport döntése értelmében. Európai országok, csak Zn, As, Se és Sb hez rendelték nehéz fémek. N. Reimers definíciója szerint a nemesfémek, a ritkafémek különülnek el a nehézfémektől, megmaradnak. csak Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Az alkalmazott munkák során leggyakrabban nehézfémeket adnak hozzá Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

A fémionok a természetes víztestek nélkülözhetetlen alkotóelemei. A környezeti feltételektől (pH, redoxpotenciál, ligandumok jelenléte) függően különböző oxidációs fokban léteznek, és különböző szervetlen és fémorganikus vegyületek részét képezik, amelyek valóban oldhatók, kolloid-diszpergáltak, vagy ásványi és szerves szuszpenziók részét képezhetik. .

A fémek valóban oldott formái viszont igen változatosak, ami a hidrolízis, a hidrolitikus polimerizáció (polinukleáris hidroxokomplexek képződése) és a különféle ligandumokkal való komplexképzés folyamataihoz kapcsolódik. Ennek megfelelően mind a fémek katalitikus tulajdonságai, mind a vízi mikroorganizmusok elérhetősége a vízi ökoszisztémában való létezésük formáitól függ.

Sok fém meglehetősen erős komplexet képez a szerves anyagokkal; ezek a komplexek a természetes vizekben az elemvándorlás egyik legfontosabb formája. A legtöbb szerves komplex a kelátciklus során jön létre, és stabil. A talaj savak vas-, alumínium-, titán-, urán-, vanádium-, réz-, molibdén- és más nehézfémsóival alkotott komplexei viszonylag jól oldódnak semleges, enyhén savas és enyhén lúgos közegben. Ezért a fémorganikus komplexek a természetes vizekben igen jelentős távolságra képesek vándorolni. Ez különösen fontos az alacsony mineralizációjú és mindenekelőtt a felszíni vizek esetében, amelyekben más komplexek képződése lehetetlen.

A természetes vizek fémkoncentrációját szabályozó tényezők, kémiai reakcióképességük, biológiai hasznosulásuk és toxicitásuk megértéséhez nem csak az össztartalom, hanem a szabad és kötött fémformák arányának ismerete is szükséges.

A fémek vizes közegben a fémkomplex formába való átmenete három következménnyel jár:

1. A fémionok összkoncentrációja megnőhet a fenéküledékekből oldatba való átmenet miatt;

2. A komplex ionok membránpermeabilitása jelentősen eltérhet a hidratált ionok permeabilitásától;

3. A fém toxicitása a komplexképződés következtében nagymértékben változhat.

Tehát kelátos formák Cu, Cd, Hg kevésbé mérgező, mint a szabad ionok. A természetes vizek fémkoncentrációját szabályozó tényezők, kémiai reakcióképességük, biológiai hasznosulásuk és toxicitásuk megértéséhez nemcsak az össztartalom, hanem a kötött és szabad formák arányának ismerete is szükséges.

A víz nehézfémekkel történő szennyezésének forrásai a horganyzóműhelyek, a bányászat, a vas- és színesfémkohászat, valamint a gépgyártó üzemek szennyvizei. A nehézfémek a műtrágyákban és a növényvédő szerekben találhatók, és a mezőgazdasági területekről elfolyó vízbe kerülhetnek.

A nehézfémek koncentrációjának növekedése a természetes vizekben gyakran társul más típusú szennyezéssel, például savasodással. A savas csapadék kiválása hozzájárul a pH-érték csökkenéséhez és a fémek ásványi és szerves anyagokon adszorbeált állapotból szabad állapotba való átmenetéhez.

Mindenekelőtt azok a fémek érdekesek, amelyek jelentős mennyiségű termelési tevékenységük miatt a leginkább szennyezik a légkört, és a külső környezetben való felhalmozódásuk következtében biológiai aktivitásuk és toxikus tulajdonságaik szempontjából komoly veszélyt jelentenek. . Ide tartozik az ólom, higany, kadmium, cink, bizmut, kobalt, nikkel, réz, ón, antimon, vanádium, mangán, króm, molibdén és arzén.
A nehézfémek biogeokémiai tulajdonságai

H - magas, Y - közepes, H - alacsony

Vanádium.

A vanádium túlnyomórészt diszpergált állapotban van, vasércekben, olajban, aszfaltban, bitumenben, olajpalában, szénben stb. található. A természetes vizek vanádiumszennyezésének egyik fő forrása az olaj és termékei.

Természetes vizekben nagyon alacsony koncentrációban fordul elő: folyóvízben 0,2-4,5 µg/dm3, tengervízben átlagosan 2 µg/dm3

Vízben stabil anionos komplexeket (V4O12)4- és (V10O26)6- képez. A vanádium migrációjában elengedhetetlen a szerves anyagokkal, különösen a huminsavakkal oldott komplex vegyületeinek szerepe.

A vanádium megnövekedett koncentrációja káros az emberi egészségre. A vanádium MPCv értéke 0,1 mg/dm3 (a káros hatás határmutatója egészségügyi-toxikológiai), MPCvr 0,001 mg/dm3.

A természetes vizekbe kerülő bizmut természetes forrásai a bizmut tartalmú ásványok kilúgozási folyamatai. A természetes vizekbe jutás forrása lehet a gyógyszer- és illatszeripar, egyes üvegipari vállalkozások szennyvize is.

Szennyezetlen felszíni vizekben szubmikrogrammos koncentrációban található. A legmagasabb koncentrációt a talajvízben találták, 20 µg/dm3, a tengeri vizekben - 0,02 µg/dm3, MPCv pedig 0,1 mg/dm3

A felszíni vizekben a vasvegyületek fő forrásai a kőzetek kémiai mállásának folyamatai, amelyek mechanikai pusztulásával és oldódásával járnak. A természetes vizekben található ásványi és szerves anyagokkal való kölcsönhatás során vasvegyületek komplex komplexe képződik, amelyek a vízben oldott, kolloid és szuszpendált állapotban vannak. Jelentős mennyiségű vas érkezik a felszín alatti lefolyással, valamint a kohászati, fémfeldolgozó, textil-, festék- és lakkipari vállalkozások szennyvizeivel, valamint a mezőgazdasági szennyvízzel.

A fázisegyensúly a víz kémiai összetételétől, a pH-tól, az Eh-tól és bizonyos mértékig a hőmérséklettől függ. A rutin elemzésben súlyozott forma 0,45 mikronnál nagyobb méretű részecskéket bocsátanak ki. Túlnyomóan vastartalmú ásványok, vas-oxid-hidrát és szuszpenziókon adszorbeált vasvegyületek. A valóban oldott és kolloid formát általában együtt tekintik. Oldott vas ionos formájú vegyületek, hidroxokomplexek és a természetes vizek oldott szervetlen és szerves anyagaival alkotott komplexek képviselik. Ionos formában főleg a Fe(II) vándorol, a Fe(III) pedig komplexképző anyagok hiányában nem lehet jelentős mennyiségben oldott állapotban.

A vas főleg alacsony Eh értékű vizekben található.

Kémiai és biokémiai (vasbaktériumok részvételével) oxidáció eredményeként a Fe(II) Fe(III)-ba megy át, amely hidrolízis során Fe(OH)3 formájában kicsapódik. A Fe(II) és a Fe(III) is hajlamosak ilyen típusú hidroxo-komplexeket képezni +, 4+, +, 3+, - és mások, amelyek a pH-tól függően különböző koncentrációkban együtt léteznek oldatban, és általában meghatározzák a vas-hidroxil rendszer állapotát. A Fe(III) felszíni vizekben való előfordulásának fő formája az oldott szervetlen és szerves vegyületekkel, főként humuszanyagokkal alkotott komplex vegyületei. pH = 8,0 mellett a fő formája a Fe(OH)3. A vas kolloid formája a legkevésbé tanulmányozott, ez a vas-oxid-hidrát Fe(OH)3 és szerves anyagokkal komplexek.

A szárazföld felszíni vizeinek vastartalma tizedmilligramm, a mocsarak közelében - néhány milligramm. Megnövekedett vastartalom figyelhető meg a mocsárvizekben, amelyekben huminsav-sókkal - humátokkal - alkotott komplexek formájában található. A legmagasabb vaskoncentráció (akár több tíz és száz milligramm/1 dm3) az alacsony pH-értékű talajvízben figyelhető meg.

Mivel biológiailag aktív elem, a vas bizonyos mértékig befolyásolja a fitoplankton fejlődésének intenzitását és a tározóban lévő mikroflóra minőségi összetételét.

A vaskoncentráció jelentős szezonális ingadozásoknak van kitéve. Általában a magas biológiai termelékenységű tározókban a nyári és a téli stagnálás időszakában észrevehető a vas koncentrációjának növekedése a víz alsó rétegeiben. A víztömegek őszi-tavaszi keveredését (homotermia) a Fe(II) Fe(III) oxidációja és az utóbbi Fe(OH)3 formájában történő kiválása kíséri.

A természetes vizekbe a talajok, polifém- és rézércek kilúgozása során kerül, a felhalmozására képes vízi élőlények lebomlása következtében. A kadmiumvegyületeket ólom-cink üzemek, ércfeldolgozó üzemek, számos vegyipari vállalkozás (kénsavgyártás), galvángyártás, valamint bányavizek szennyvizével juttatják a felszíni vizekbe. Az oldott kadmiumvegyületek koncentrációjának csökkenése a szorpciós folyamatok, a kadmium-hidroxid és -karbonát kiválása, valamint a vízi élőlények általi elfogyasztása miatt következik be.

A kadmium természetes vizekben oldott formái főleg ásványi és szerves-ásványi komplexek. A kadmium fő szuszpendált formája adszorbeált vegyületei. A kadmium jelentős része a vízi élőlények sejtjein belül vándorolhat.

A szennyezetlen és enyhén szennyezett folyóvizekben a kadmium szubmikrogrammos koncentrációban van jelen, a szennyezett és szennyvizekben a kadmium koncentrációja elérheti a tíz mikrogrammot 1 dm3-enként.

A kadmiumvegyületek fontos szerepet játszanak az állatok és az emberek életében. Magas koncentrációban mérgező, különösen más mérgező anyagokkal kombinálva.

MPCv 0,001 mg/dm3, MPCvr 0,0005 mg/dm3 (a káros hatás határjele toxikológiai).

A kobaltvegyületek a természetes vizekbe a rézpiritből és más ércekből, a talajból az élőlények és növények bomlása során, valamint a kohászati, fémmegmunkáló és vegyipari üzemek szennyvízével jutnak be. A kobalt egy része a talajból származik a növényi és állati szervezetek bomlásának eredményeként.

A természetes vizekben lévő kobaltvegyületek oldott és szuszpendált állapotban vannak, amelyek mennyiségi arányát a víz kémiai összetétele, hőmérséklete és pH értéke határozza meg. Az oldott formákat főleg összetett vegyületek képviselik, ideértve. szerves anyagokkal természetes vizekben. A kétértékű kobaltvegyületek leginkább a felszíni vizekre jellemzőek. Oxidálószerek jelenlétében a háromértékű kobalt jelentős koncentrációban létezhet.

A kobalt az egyik biológiailag aktív elem, és mindig megtalálható az állatok és növények testében. A növények elégtelen kobalttartalma a talajban található elégtelen tartalommal jár, ami hozzájárul az állatok vérszegénységének kialakulásához (tajga-erdei nem csernozjom zóna). A B12-vitamin részeként a kobalt nagyon aktívan befolyásolja a nitrogéntartalmú anyagok bevitelét, növeli a klorofill és aszkorbinsav tartalmát, aktiválja a bioszintézist és növeli a fehérje nitrogén tartalmát a növényekben. A kobaltvegyületek megnövekedett koncentrációja azonban mérgező.

A szennyezetlen és enyhén szennyezett folyóvizekben 1 dm3-enként tizedmilligrammtól ezredig terjed a tartalma, a tengervízben átlagosan 0,5 μg/dm3. MPCv 0,1 mg/dm3, MPCv 0,01 mg/dm3.

Mangán

A mangán a felszíni vizekbe ferromangánércek és egyéb mangánt tartalmazó ásványok (piroluzit, pszilomelán, brownit, manganit, fekete okker) kimosódása következtében kerül. Jelentős mennyiségű mangán a vízi állatok és növényi szervezetek, különösen a kékeszöld, a kovamoszat és a magasabb vízinövények bomlásából származik. A mangánvegyületeket a mangánfeldolgozó üzemekből, kohászati ​​üzemekből és vállalkozásokból származó szennyvízzel együtt tározókba engedik vegyiparés a bányavizek.

A természetes vizekben a mangánionok koncentrációjának csökkenése a Mn(II) MnO2-vé és más nagy vegyértékű oxidokká váló oxidációja következtében következik be. Az oxidációs reakciót meghatározó fő paraméterek az oldott oxigén koncentrációja, a pH-érték és a hőmérséklet. Az oldott mangánvegyületek koncentrációja az algák általi hasznosításuk miatt csökken.

A felszíni vizekben a mangánvegyületek fő migrációs formája a szuszpenziók, amelyek összetételét a vizek által lecsapolt kőzetek, valamint a nehézfémek kolloid hidroxidok és a szorbeált mangánvegyületek összetétele határozza meg. Az oldott és kolloid formájú mangán vándorlásában alapvető jelentőségűek a szerves anyagok, valamint a mangán szervetlen és szerves ligandumokkal történő komplexképzési folyamatai. A Mn(II) oldható komplexeket képez bikarbonátokkal és szulfátokkal. A mangán klórionokkal alkotott komplexei ritkák. A Mn(II) szerves anyagokkal alkotott összetett vegyületei általában kevésbé stabilak, mint más átmenetifémekkel. Ide tartoznak az aminokkal, szerves savakkal, aminosavakkal és humin anyagokkal alkotott vegyületek. A Mn(III) nagy koncentrációban csak erős komplexképző szerek jelenlétében lehet oldott állapotban, a természetes vizekben nem fordul elő Mn(YII).

NÁL NÉL folyóvizek a mangántartalom általában 1-160 µg/dm3, az átlagos tartalom a tengervizekben 2 µg/dm3, a felszín alatti vizekben - n.102 - n.103 µg/dm3.

A felszíni vizekben a mangán koncentrációja szezonális ingadozásoknak van kitéve.

A mangánkoncentráció változását meghatározó tényezők a felszíni és a felszín alatti lefolyás aránya, a fotoszintézis során történő felhasználás intenzitása, a fitoplankton, a mikroorganizmusok és a magasabb vízi növényzet lebomlása, valamint a víztestek fenekére történő lerakódásának folyamatai.

A mangán szerepe a magasabb rendű növények és algák életében a víztestekben igen nagy. A mangán hozzájárul a CO2 növények általi hasznosításához, ami növeli a fotoszintézis intenzitását, részt vesz a növények nitrátredukciós és nitrogén-asszimilációs folyamataiban. A mangán elősegíti az aktív Fe(II) Fe(III) átalakulását, ami megvédi a sejtet a mérgezéstől, felgyorsítja az élőlények növekedését stb. A mangán fontos ökológiai és élettani szerepe szükségessé teszi a mangán tanulmányozását és eloszlását a természetes vizekben.

Az egészségügyi felhasználású víztestek esetében az MPCv (a mangánionnak megfelelően) 0,1 mg/dm3-re van beállítva.

Az alábbiakban a fémek: mangán, réz, nikkel és ólom átlagos koncentrációinak megoszlását ábrázoló térképek találhatók, amelyek az 1989-1993 közötti megfigyelési adatok alapján készültek. 123 városban. Frissebb adatok felhasználása feltételezhetően nem helyénvaló, mivel a termelés visszaesése miatt a lebegő anyagok és ennek megfelelően a fémek koncentrációja jelentősen csökkent.

Egészségre gyakorolt ​​hatás. Sok fém a por alkotóeleme, és jelentős hatással van az egészségre.

A mangán a vaskohászati ​​vállalkozások kibocsátásaiból (az összes mangánkibocsátás 60%-a), a gépgyártásból és fémmegmunkálásból (23%), a színesfémkohászatból (9%), valamint számos kisebb forrásból, például hegesztésből kerül a légkörbe.

A mangán magas koncentrációja neurotoxikus hatások megjelenéséhez, a központi idegrendszer progresszív károsodásához, tüdőgyulladáshoz vezet.
A legmagasabb mangánkoncentráció (0,57-0,66 µg/m3) a kohászat nagy központjaiban figyelhető meg: Lipeckben és Cserepovecben, valamint Magadanban. A magas mangánkoncentrációjú (0,23-0,69 µg/m3) városok többsége a Kola-félszigeten koncentrálódik: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (lásd a térképet).

1991-1994 között Az ipari forrásokból származó mangán kibocsátás 62%-kal, az átlagos koncentráció 48%-kal csökkent.

A réz az egyik legfontosabb nyomelem. A réz fiziológiai aktivitása főként a redox enzimek aktív központjainak összetételében való részvételével függ össze. A talajok elégtelen réztartalma hátrányosan befolyásolja a fehérjék, zsírok és vitaminok szintézisét, és hozzájárul a növényi szervezetek terméketlenségéhez. A réz részt vesz a fotoszintézis folyamatában, és befolyásolja a növények nitrogénfelvételét. Ugyanakkor a réz túlzott koncentrációja káros hatással van a növényi és állati szervezetekre.

A természetes vizekben a Cu(II) vegyületek a leggyakoribbak. A Cu(I)-vegyületek közül a vízben gyengén oldódó Cu2O, Cu2S és CuCl a leggyakoribb. Vizes közegben ligandumok jelenlétében, a hidroxid disszociáció egyensúlyával együtt, figyelembe kell venni különféle komplex formák képződését, amelyek egyensúlyban vannak a fémvízionokkal.

A természetes vizekbe kerülő réz fő forrása a vegyipar és a kohászati ​​ipar szennyvize, a bányavizek, valamint az algák elpusztítására használt aldehid reagensek. Réz képződhet a rézcsövek és más vízrendszerekben használt szerkezetek korróziója következtében. A felszín alatti vizekben a réztartalom a víz és az azt tartalmazó kőzetek (kalkopirit, kalkocit, kovellit, bornit, malachit, azurit, chrysacolla, brotantin) kölcsönhatásából adódik.

A szaniter- és háztartási víztározók vizében a megengedett legnagyobb rézkoncentráció 0,1 mg/dm3 (a káros hatás határjele az általános egészségügyi), a halászati ​​tározók vizében 0,001 mg/dm3.

Város

Norilsk

Moncsegorszk

Krasznouralszk

Kolchugino

Zapolyarny

A réz-oxid kibocsátása М (ezer tonna/év) és a réz átlagos éves koncentrációja q (µg/m3).

A réz a kohászati ​​ipar kibocsátásával kerül a levegőbe. A részecske-kibocsátásban főként vegyületek, főleg réz-oxid formájában található meg.

A színesfémkohászati ​​vállalkozások adják ennek a fémnek az összes antropogén kibocsátásának 98,7%-át, amelynek 71%-át a Norilsk Nickel konszern Zapolyarnyban és Nikelben, Moncsegorszkban és Norilszkban található vállalatai végzik, és a rézkibocsátás körülbelül 25%-át szállítják kint: Revda, Krasnouralsk, Kolchugino és mások.

A magas rézkoncentráció mérgezést, vérszegénységet és hepatitist okoz.

Amint a térképen látható, a legmagasabb rézkoncentráció Lipetsk és Rudnaya Pristan városokban található. A rézkoncentráció a városokban is megnő Kola-félsziget, Zapolyarnyban, Monchegorskban, Nikelben, Olenegorskban és Norilszkban is.

Az ipari forrásokból származó réz kibocsátás 34%-kal, az átlagos koncentráció 42%-kal csökkent.

Molibdén

A molibdénvegyületek a felszíni vizekbe a molibdént tartalmazó exogén ásványokból való kilúgozás következtében kerülnek. A molibdén a feldolgozó üzemek és a színesfémkohászati ​​vállalkozások szennyvizével is bekerül a víztestekbe. A molibdénvegyületek koncentrációjának csökkenése a nehezen oldódó vegyületek kiválása, az ásványi szuszpenziók általi adszorpciós folyamatok és a vízi növényi szervezetek fogyasztása következtében következik be.

A felszíni vizekben a molibdén főként alakjában van jelen MoO42-. Nagyon valószínű, hogy szerves ásványi komplexek formájában létezik. A kolloid halmazállapotú felhalmozódás lehetősége abból adódik, hogy a molibdenit oxidációjának termékei laza, finoman diszpergált anyagok.

A folyóvizekben a molibdén 2,1-10,6 µg/dm3 koncentrációban található meg. A tengervíz átlagosan 10 µg/dm3 molibdént tartalmaz.

Kis mennyiségben a molibdén szükséges a növényi és állati szervezetek normális fejlődéséhez. A molibdén a xantin-oxidáz enzim része. Molibdénhiány esetén az enzim elégtelen mennyiségben képződik, ami negatív reakciókat okoz a szervezetben. Magas koncentrációban a molibdén káros. A molibdén feleslegével az anyagcsere zavart okoz.

Az egészségügyi felhasználású víztestekben a molibdén megengedett legnagyobb koncentrációja 0,25 mg/dm3.

Az arzén innen kerül a természetes vizekbe ásványforrások, arzén mineralizációs területei (arzén-piritek, realgar, orpiment), valamint polifémes, réz-kobalt és volfrám típusú kőzetek oxidációs zónáiból. Bizonyos mennyiségű arzén a talajból, valamint a növényi és állati szervezetek lebomlásából származik. A vízi élőlények arzénfogyasztása az egyik oka annak, hogy a vízben csökken a koncentrációja, ami a planktonok intenzív fejlődésének időszakában nyilvánul meg a legvilágosabban.

Jelentős mennyiségű arzén kerül a víztestekbe a feldolgozó üzemek szennyvizével, a festékgyártásból, bőrgyárakból és növényvédőszer-gyárakból származó hulladékkal, valamint a növényvédő szereket használó mezőgazdasági területekről.

A természetes vizekben az arzénvegyületek oldott és szuszpendált állapotban vannak, amelyek arányát a víz kémiai összetétele és a pH-értékek határozzák meg. Oldott formában az arzén három- és ötértékű formában, főként anionként fordul elő.

A szennyezetlen folyóvizekben az arzén általában mikrogrammos koncentrációban található. NÁL NÉL ásványvizek koncentrációja elérheti a több milligrammot is 1 dm3-enként, tengervizekben átlagosan 3 µg/dm3, a felszín alatti vizekben n,105 µg/dm3 koncentrációban fordul elő. Az arzénvegyületek nagy koncentrációban mérgezőek az állatok és az emberek szervezetére: gátolják az oxidatív folyamatokat, gátolják a szervek és szövetek oxigénellátását.

Az arzén MPCv értéke 0,05 mg/dm3 (a káros hatás határmutatója egészségügyi-toxikológiai), az MPCv pedig 0,05 mg/dm3.

A nikkel jelenléte a természetes vizekben a kőzetek összetételének köszönhető, amelyeken a víz áthalad: szulfid-réz-nikkelércek és vas-nikkelércek lelőhelyein található. A talajból, illetve bomlásuk során növényi és állati szervezetekből kerül a vízbe. Más algákhoz képest megnövekedett nikkeltartalmat találtak a kék-zöld algákban. A nikkelvegyületek a nikkelező üzemek, a szintetikus gumigyárak és a nikkeldúsító üzemek szennyvizével is bejutnak a víztestekbe. Hatalmas nikkelkibocsátás kíséri a fosszilis tüzelőanyagok elégetését.

Koncentrációja csökkenhet olyan vegyületek, mint a cianidok, szulfidok, karbonátok vagy hidroxidok (növekvő pH-értékekkel) kicsapódása következtében, a vízi élőlények általi elfogyasztása és az adszorpciós folyamatok következtében.

A felszíni vizekben a nikkelvegyületek oldott, szuszpendált és kolloid állapotban vannak, amelyek mennyiségi aránya a víz összetételétől, hőmérsékletétől és pH-értékétől függ. A nikkelvegyületek szorbensei lehetnek vas-hidroxid, szerves anyagok, erősen diszpergált kalcium-karbonát, agyagok. Az oldott formák főleg komplex ionok, leggyakrabban aminosavakkal, humin- és fulvosavakkal, valamint erős cianid komplex formájában. A nikkelvegyületek a legelterjedtebbek a természetes vizekben, amelyekben +2 oxidációs állapotú. A Ni3+ vegyületek általában lúgos közegben keletkeznek.

A nikkelvegyületek fontos szerepet játszanak a vérképző folyamatokban, katalizátorként. Megnövekedett tartalma sajátos hatással van a szív-és érrendszer. A nikkel az egyik rákkeltő elem. Légúti betegségeket okozhat. Úgy gondolják, hogy a szabad nikkel-ionok (Ni2+) körülbelül 2-szer mérgezőbbek, mint összetett vegyületei.

A szennyezetlen és enyhén szennyezett folyóvizekben a nikkelkoncentráció általában 0,8-10 μg/dm3 között mozog; szennyezettben több tíz mikrogramm/1 dm3. A nikkel átlagos koncentrációja a tengervízben 2 µg/dm3, a talajvízben - n,103 µg/dm3. A nikkeltartalmú kőzeteket mosó felszín alatti vizekben a nikkelkoncentráció esetenként akár 20 mg/dm3-re is megnő.

A nikkel a színesfémkohászati ​​vállalkozásokból kerül a légkörbe, amelyek az összes nikkelkibocsátás 97%-át teszik ki, ennek 89%-a a Norilsk Nickel konszern Zapolyarnyban és Nikelben, Moncsegorszkban és Norilszkban található vállalkozásaiból származik.

Megnövekedett nikkeltartalom benne környezet megjelenéséhez vezet endémiás betegségek, hörgőrák. A nikkelvegyületek a rákkeltő anyagok 1. csoportjába tartoznak.
A térképen több magas átlagos nikkelkoncentrációjú pont látható a norilszki nikkelkonszern helyszínein: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Az ipari vállalkozások nikkelkibocsátása 28%-kal, az átlagos koncentráció 35%-kal csökkent.

A nikkel kibocsátása М (ezer tonna/év) és átlagos éves koncentrációja q (µg/m3).

Természetes vizekbe kerül óntartalmú ásványok (kaszirit, sztanin) kilúgozása következtében, valamint különféle iparágak szennyvízével (szövetfestés, szerves színezékek szintézise, ​​ötvözetek előállítása ón hozzáadásával stb.).

Az ón mérgező hatása kicsi.

Az ón a szennyezetlen felszíni vizekben szubmikrogrammos koncentrációban található. A talajvízben koncentrációja eléri a néhány mikrogrammot 1 dm3-enként. MPCv 2 mg/dm3.

A higanyvegyületek a felszíni vizekbe kerülhetnek a higanylerakódások (cinóber, metacinnabarit, élőkő) területén lévő kőzetek kimosódása következtében, a higanyt felhalmozó vízi élőlények bomlása során. Jelentős mennyiségben jut a víztestekbe a festékeket, növényvédő szereket, gyógyszereket, néhány robbanóanyagok. A széntüzelésű hőerőművek jelentős mennyiségű higanyvegyületet bocsátanak ki a légkörbe, amely a nedves és száraz csapadék hatására víztestekbe kerül.

Az oldott higanyvegyületek koncentrációjának csökkenése számos tengeri és édesvízi élőlény általi kivonás eredményeként következik be, amelyek képesek a vízben található mennyiségnél többszörösen felhalmozni azt, valamint a lebegő szilárd anyagokkal való adszorpciós folyamatok, ill. fenéküledékek.

A felszíni vizekben a higanyvegyületek oldott és szuszpendált állapotban vannak. A köztük lévő arány a víz kémiai összetételétől és a pH-értékektől függ. A szuszpendált higany szorbeált higanyvegyületek. Az oldott formák nem disszociált molekulák, összetett szerves és ásványi vegyületek. A víztestek vizében a higany metil-higanyvegyületek formájában is előfordulhat.

A higanyvegyületek erősen mérgezőek, hatnak az emberi idegrendszerre, elváltozásokat okoznak a nyálkahártyában, motoros funkcióés váladék gyomor-bél traktus, változások a vérben stb. A bakteriális metilációs folyamatok célja a metil-higanyvegyületek képződése, amelyek sokszor mérgezőbbek, mint a higany ásványi sói. A metil-higanyvegyületek felhalmozódnak a halakban, és bejuthatnak az emberi szervezetbe.

A higany MPCv értéke 0,0005 mg/dm3 (a káros hatás határjele egészségügyi-toxikológiai), MPCv 0,0001 mg/dm3.

A felszíni vizekben az ólom természetes forrásai az endogén (galéna) és exogén (anglezit, ceruszit stb.) ásványok oldódási folyamatai. A környezet ólomtartalmának jelentős növekedése (beleértve a felszíni vizeket is) a szén elégetésével, a tetraetil-ólom motorüzemanyagban kopogásgátlóként való felhasználásával, valamint az ércfeldolgozó üzemek szennyvizével a víztestekbe való eltávolításával függ össze. , egyes kohászati ​​üzemek, vegyipar, bányák stb. Az ólom vízben való koncentrációjának csökkentésében jelentős tényező a lebegő szilárd anyagok általi adszorpciója és azokkal együtt a fenéküledékekbe való ülepedése. Más fémek mellett az ólmot hidrobionok vonják ki és halmozzák fel.

Az ólom a természetes vizekben oldott és szuszpendált (szorbeált) állapotban található. Oldott formában ásványi és szerves ásványi komplexek, valamint egyszerű ionok formájában fordul elő, oldhatatlan formában - főleg szulfidok, szulfátok és karbonátok formájában.

Folyóvizekben az ólomkoncentráció tizedtől mikrogramm/1 dm3 egységig terjed. Még a polifémes ércterületekkel szomszédos víztestek vizében is ritkán éri el koncentrációja a tíz milligrammot 1 dm3-enként. Csak a kloridos termálvizekben az ólom koncentrációja néha eléri a több milligrammot 1 dm3-ben.

Az ólom ártalmasságának korlátozó mutatója egészségügyi-toxikológiai. Az ólom MPCv értéke 0,03 mg/dm3, MPCv értéke 0,1 mg/dm3.

Ólmot tartalmaz a kohászat, fémmegmunkálás, elektrotechnika, petrolkémia és gépjárművek kibocsátása.

Az ólom egészségre gyakorolt ​​hatását az ólmot tartalmazó levegő belélegzése, valamint az ólom táplálékkal, vízzel és porszemcsékkel való bejutása okozza. Az ólom felhalmozódik a szervezetben, a csontokban és a felszíni szövetekben. Az ólom hatással van a vesére, a májra, az idegrendszerre és a vérképző szervekre. Az idősek és a gyerekek különösen érzékenyek még kis dózisú ólomra is.

Az ólom M kibocsátása (ezer tonna/év) és átlagos éves koncentrációja q (µg/m3).

Hét év alatt 60%-kal csökkent az ipari forrásokból származó ólomkibocsátás a termeléscsökkentés és számos vállalkozás bezárása miatt. Az ipari károsanyag-kibocsátás meredek csökkenése nem jár együtt a járművek károsanyag-kibocsátásának csökkenésével. Az átlagos ólomkoncentráció mindössze 41%-kal csökkent. A csökkentési arányok és az ólomkoncentrációk különbsége a járművek korábbi évek kibocsátásának alulbecslésével magyarázható; Jelenleg az autók száma és mozgásuk intenzitása nőtt.

Tetraetil ólom

Természetes vizekbe kerül a vízi járművek motorüzemanyagában kopogásgátlóként való felhasználása, valamint a városi területek felszíni elfolyása miatt.

Ezt az anyagot nagy toxicitás jellemzi, kumulatív tulajdonságokkal rendelkezik.

A felszíni vizekbe kerülő ezüst forrása a talajvíz, valamint a bányákból, feldolgozó üzemekből és fotóipari vállalkozásokból származó szennyvíz. A megnövekedett ezüsttartalom baktericid és algicid készítmények használatához kapcsolódik.

A szennyvízben az ezüst oldott és szuszpendált formában is jelen lehet, javarészt halogenid sók formájában.

A szennyezetlen felszíni vizekben az ezüst szubmikrogrammos koncentrációban található. A talajvízben az ezüst koncentrációja néhány és tíz mikrogramm/1 dm3 között változik, a tengervízben átlagosan 0,3 μg/dm3.

Az ezüstionok már kis koncentrációban is képesek a baktériumok elpusztítására és a víz sterilizálására (az ezüstionok baktériumölő hatásának alsó határa 2,10-11 mol/dm3). Az ezüst szerepét az állatok és az emberek szervezetében nem vizsgálták eléggé.

Az ezüst MPCv értéke 0,05 mg/dm3.

Az antimon antimon ásványok (stibnit, szenarmontit, valentinit, szervingit, stibiokanit) kilúgozásával, valamint gumi-, üveg-, festő- és gyufaüzemek szennyvízével kerül a felszíni vizekbe.

A természetes vizekben az antimonvegyületek oldott és szuszpendált állapotban vannak. A felszíni vizekre jellemző redox körülmények között három- és ötértékű antimon is létezhet.

A szennyezetlen felszíni vizekben az antimon szubmikrogrammos koncentrációban található, a tengervízben eléri a 0,5 µg/dm3-t, a talajvízben a 10 µg/dm3-t. Az antimon MPCv értéke 0,05 mg/dm3 (a káros hatás határmutatója egészségügyi-toxikológiai), MPCv 0,01 mg/dm3.

A három- és hat vegyértékű krómvegyületek a kőzetekből (kromit, krokoit, uvarovit stb.) történő kilúgozás következtében kerülnek a felszíni vizekbe. Egyes mennyiségek az élőlények és növények lebomlásából, a talajból származnak. Jelentős mennyiségben kerülhet víztestekbe a galvanizáló műhelyek, textilipari vállalkozások festőüzemei, bőrgyárak és vegyipar szennyvizei. A krómionok koncentrációjának csökkenése figyelhető meg a vízi élőlények általi fogyasztásuk és az adszorpciós folyamatok következtében.

A felszíni vizekben a krómvegyületek oldott és szuszpendált állapotban vannak, ezek aránya a víz összetételétől, hőmérsékletétől és az oldat pH-jától függ. A szuszpendált krómvegyületek főként szorbeált krómvegyületek. Szorbensek lehetnek agyagok, vas-hidroxid, erősen diszpergált ülepedő kalcium-karbonát, növényi és állati maradványok. Oldott formában a króm lehet kromátok és bikromátok formájában. Aerob körülmények között a Cr(VI) Cr(III)-má alakul, melynek sói semleges és lúgos közegben hidrolizálódnak hidroxid felszabadulásával.

A szennyezetlen és enyhén szennyezett folyóvizekben a krómtartalom a literenkénti több tized mikrogrammtól a több mikrogrammig terjed, a szennyezett víztestekben eléri a több tíz és száz mikrogrammot literenként. Az átlagos koncentráció a tengervizekben 0,05 µg/dm3, a talajvízben - általában n.10 - n.102 µg/dm3.

Cr(VI) és Cr(III) vegyületek in megnövekedett mennyiségben rákkeltő tulajdonságokkal rendelkeznek. A Cr(VI) vegyületek veszélyesebbek.

Természetes vizekbe kerül a kőzetek és ásványok (szfalerit, cinkit, goszlarit, smithsonit, kalamin) természetes pusztulási és oldódási folyamatai eredményeként, valamint az ércfeldolgozó üzemek és galvanizáló üzemek szennyvízével, pergamenpapír, ásványi festékek gyártása során. , viszkózszál és mások

A vízben főleg ionos formában vagy ásványi és szerves komplexei formájában fordul elő. Néha oldhatatlan formában fordul elő: hidroxid, karbonát, szulfid stb. formájában.

Folyóvizekben a cink koncentrációja általában 3-120 µg/dm3, a tengeri vizekben 1,5-10 µg/dm3. Az ércben és különösen az alacsony pH-értékű bányavizekben a tartalom jelentős lehet.

A cink az egyik aktív nyomelem, amely befolyásolja a növekedést és normális fejlődés organizmusok. Ugyanakkor sok cinkvegyület mérgező, elsősorban szulfátja és kloridja.

Az MPCv Zn2+ 1 mg/dm3 (a káros hatás határjelzője - érzékszervi), az MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (a káros hatás határjele - toxikológiai).

A nehézfémek veszélyességi szempontból már a második helyen állnak, engedve a növényvédő szereknek, és jóval megelőzik az olyan jól ismert szennyezőket, mint a szén-dioxid és a kén, de az előrejelzések szerint ők lesznek a legveszélyesebbek, veszélyesebbek az atomerőművi hulladéknál és a szilárd anyagoknál. Pazarlás. A nehézfémekkel való szennyezés az ipari termelésben való elterjedtségükhöz kapcsolódik, rossz tisztítórendszerekkel párosulva, aminek következtében a nehézfémek a környezetbe, így a talajba is bekerülve szennyezik és mérgezik azt.

A nehézfémek a kiemelt szennyező anyagok közé tartoznak, amelyek ellenőrzése minden környezetben kötelező. Különféle tudományos és alkalmazott munkákban a szerzők eltérően értelmezik a „nehézfémek” fogalmának jelentését. Egyes esetekben a nehézfémek meghatározása rideg elemeket (például bizmut) vagy metalloidokat (például arzén) tartalmaz.

A talaj a fő közeg, amelybe a nehézfémek bejutnak, beleértve a légkört és a vízi környezetet is. A felszíni levegő és a belőle a Világóceánba kerülő vizek másodlagos szennyezésének forrásaként is szolgál. A nehézfémeket a növények asszimilálják a talajból, amelyek aztán a jobban szervezett állatok táplálékába kerülnek.
folytatás
--OLDALTÖRÉS-- 3.3. ólommérgezés
Jelenleg az ólom az első helyet foglalja el az ipari mérgezések okai között. Ennek oka a különféle iparágakban való széles körű alkalmazása. Az ólomércmunkások ólomnak vannak kitéve ólomkohókban, akkumulátorgyártásban, forrasztásnál, nyomdákban, kristályüveg vagy kerámiatermékek, ólmozott benzin, ólomfestékek stb. gyártása során. A légköri levegő, a talaj és a talaj ólomszennyezése A víz az ilyen iparágak közelében, valamint a főbb autópályák közelében az ólomnak való kitettség veszélyét jelenti az ezeken a területeken élő lakosság, és mindenekelőtt a nehézfémek hatásaira érzékenyebb gyermekek számára.
Sajnálattal kell megjegyezni, hogy Oroszországban nincs állami politika az ólom környezetre és közegészségügyre gyakorolt ​​hatásának jogi, szabályozási és gazdasági szabályozására, valamint az ólom és vegyületei környezetbe történő kibocsátásának (kibocsátások, hulladékok) csökkentésére. , valamint az ólomtartalmú benzin gyártásának teljes leállításáról.

A rendkívül nem kielégítő oktatómunka miatt, amelynek célja, hogy elmagyarázzák a lakosságnak az emberi test nehézfém-expozíciójának veszélyét, Oroszországban nem csökken, hanem fokozatosan növekszik az ólommal kapcsolatban álló kontingensek száma. Krónikus ólommérgezéses eseteket 14 oroszországi iparágban regisztráltak. A vezető iparágak az elektromos ipar (elemek gyártása), a műszeripar, a nyomdaipar és a színesfémkohászat, amelyekben a munkaterület levegőjében a megengedett legnagyobb ólomkoncentráció (MAC) 20 ill. többször.

Jelentős ólomforrás az autóipari kipufogógáz, mivel Oroszország fele még mindig ólmozott benzint használ. A kohászati ​​üzemek, különösen a rézkohók azonban továbbra is a környezetszennyezés fő forrásai. És vannak itt vezetők. A Szverdlovszki régió területén az ország három legnagyobb ólomkibocsátási forrása található: Krasznouralszk, Kirovograd és Revda városaiban.

A sztálini iparosítás éveiben épült, 1932-es berendezésekkel épült krasznouralszki rézkohó kéményei évente 150-170 tonna ólmot lövellnek ki a 34 ezer lakosú városba, mindent ólomporral beborítva.

Az ólom koncentrációja Krasnouralsk talajában 42,9 és 790,8 mg/kg között változik, a maximálisan megengedhető koncentráció MPC = 130 mikron/kg. Vízminták a szomszédos község vízellátásában. Az Oktyabrsky, amelyet egy föld alatti vízforrás táplált, akár kétszeres MPC-többletet regisztrált.

Az ólomszennyezés hatással van az emberi egészségre. Az ólomnak való kitettség megzavarja a női és férfi reproduktív rendszert. A várandós és fogamzóképes korú nők számára különösen nagy veszélyt jelent a megemelkedett ólomszint a vérben, mivel az ólom megzavarja a menstruációs funkciót, gyakrabban fordulnak elő koraszülések, vetélések és magzati halálozás az ólom placenta gáton való átjutása miatt. Az újszülöttek halálozási aránya magas.

Az ólommérgezés rendkívül veszélyes a kisgyermekekre – az agy és az idegrendszer fejlődésére is hatással van. 165 krasznouralszki gyermek vizsgálata 4 éves kortól szignifikáns mentális retardációt mutatott ki 75,7%-nál, és a vizsgált gyerekek 6,8%-ánál tapasztaltak mentális retardációt, beleértve a mentális retardációt is.

Az óvodáskorú gyermekek a leginkább érzékenyek az ólom káros hatásaira, mert idegrendszerük még fejlődési szakaszban van. Az ólommérgezés már kis dózisban is az intellektuális fejlődés, a figyelem és a koncentráció csökkenését, az olvasás elmaradását okozza, agresszivitás, hiperaktivitás és egyéb viselkedési problémák kialakulásához vezet a gyermekben. Ezek a fejlődési rendellenességek hosszú távúak és visszafordíthatatlanok lehetnek. Az alacsony születési súly, a satnyaság és a halláskárosodás szintén az ólommérgezés következménye. A nagy dózisú mérgezés mentális retardációhoz, kómához, görcsökhöz és halálhoz vezet.

Egy orosz szakemberek által kiadott fehér könyv arról számol be, hogy az ólomszennyezés az egész országot lefedi, és egyike annak a sok környezeti katasztrófának a volt Szovjetunióban, amelyek az elmúlt években napvilágra kerültek. Oroszország területének nagy részén az ólomlehullás miatti terhelés meghaladja az ökoszisztéma normál működéséhez szükséges kritikus értéket. Több tucat városban az MPC-nek megfelelő értékek feletti ólomkoncentráció van a levegőben és a talajban.

A legmagasabb, az MPC-t meghaladó ólomszennyezettséget Komszomolsk-on-Amur, Tobolsk, Tyumen, Karabash, Vladimir és Vladivostok városokban figyelték meg.

A szárazföldi ökoszisztémák degradációjához vezető ólomlerakódás maximális terhelése Moszkva, Vlagyimir, Nyizsnyij Novgorod, Rjazan, Tula, Rosztov és Leningrád régiókban figyelhető meg.

A helyhez kötött források felelősek több mint 50 tonna ólom víztestekbe bocsátásáért különféle vegyületek formájában. Ugyanakkor 7 akkumulátorgyár évente 35 tonna ólmot bocsát ki a csatornarendszeren keresztül. Az Oroszország területén lévő víztestekbe történő ólomkibocsátások eloszlásának elemzése azt mutatja, hogy Leningrád, Jaroszlavl, Perm, Szamara, Penza és Orjol régiók vezető szerepet töltenek be az ilyen típusú terhelésben.

Az országnak szüksége van Sürgős intézkedések az ólomszennyezés csökkentésére, de egyelőre az orosz gazdasági válság háttérbe szorítja a környezeti problémákat. A hosszan tartó ipari válságban Oroszországnak nincs pénze a múltbéli szennyezés felszámolására, de ha a gazdaság fellendül, és a gyárak újra munkába állnak, a környezetszennyezés csak tovább romolhat.
A volt Szovjetunió 10 legszennyezettebb városa

(A fémek az adott város prioritási szintjének csökkenő sorrendjében vannak felsorolva)

4. Talajhigiénia. Hulladékelhelyezés.
A városok és más települések, illetve környezetük talaja régóta különbözik a természetes, biológiailag értékes talajtól, amely fontos szerepet játszik az ökológiai egyensúly fenntartásában. A városok talaja ugyanolyan káros hatásoknak van kitéve, mint a városi levegő és a hidroszféra, így mindenhol jelentős degradációja következik be. A talajhigiéniára nem fordítanak kellő figyelmet, pedig jelentősége a bioszféra (levegő, víz, talaj) egyik fő alkotóelemeként és biológiai környezeti tényezőként még a víznél is jelentősebb, hiszen ez utóbbi mennyisége (elsősorban a talaj minősége) talajvíz) a talaj állapota határozza meg, és ezeket a tényezőket lehetetlen elkülöníteni egymástól. A talaj biológiai öntisztulási képességgel rendelkezik: a talajban a belehullott hulladékok felhasadása és mineralizálódása következik be; végül a talaj az ő rovásukra kompenzálja az elveszett ásványi anyagokat.

Ha a talaj túlterhelése következtében mineralizáló képességének bármely összetevője elveszik, az elkerülhetetlenül az öntisztulási mechanizmus megsértéséhez és a talaj teljes degradációjához vezet. Másrészt az alkotás optimális feltételeket a talaj öntisztulásáért segít fenntartani az ökológiai egyensúlyt és minden élő szervezet, így az ember életfeltételeit is.

Ezért a káros biológiai hatású hulladékok semlegesítésének problémája nem korlátozódik a kivitelükre; összetettebb higiéniai probléma, hiszen a talaj a kapocs a víz, a levegő és az ember között.
4.1.
A talaj szerepe az anyagcserében

A talaj és az ember közötti biológiai kapcsolat főleg az anyagcserén keresztül valósul meg. A talaj olyan, mint egy szállító ásványok szükséges az anyagcsere-ciklushoz, az emberek és a növényevők által fogyasztott, az emberek és a húsevők által fogyasztott növények növekedéséhez. Így a talaj táplálékot ad a növény- és állatvilág számos képviselőjének.

Ebből következően a talaj minőségének romlása, biológiai értékének, öntisztulási képességének csökkenése biológiai láncreakciót vált ki, amely hosszan tartó káros hatások esetén a lakosság körében változatos egészségügyi zavarokhoz vezethet. Sőt, ha a mineralizációs folyamatok lelassulnak, az anyagok lebomlása során keletkező nitrátok, nitrogén, foszfor, kálium stb. kerülhet az ivóvízként használt talajvízbe és okozhat súlyos betegségek(például a nitrátok methemoglobinémiát okozhatnak, elsősorban csecsemőknél).

A jódban szegény talajból származó víz fogyasztása endemikus golyvát stb.
4.2.
A talaj és a víz, valamint a folyékony hulladék (szennyvíz) ökológiai kapcsolata

Az ember kivonja a talajból az anyagcsere folyamatok és magának az életnek a fenntartásához szükséges vizet. A víz minősége a talaj állapotától függ; mindig az adott talaj biológiai állapotát tükrözi.

Ez különösen vonatkozik a felszín alatti vizekre, amelyek biológiai értékét alapvetően meghatározzák a talajok és a talaj tulajdonságai, utóbbi öntisztulási képessége, szűrőképessége, makroflórájának, mikrofaunájának összetétele stb.

A talaj felszíni vizekre gyakorolt ​​közvetlen hatása már kevésbé jelentős, elsősorban a csapadékhoz köthető. Például heves esőzések után a talajból különféle szennyező anyagok kimosódnak a nyílt víztestekbe (folyókba, tavakba), beleértve a műtrágyákat (nitrogén, foszfát), peszticideket, gyomirtó szereket, a karsztos területeken, repedezett lerakódásokon a szennyező anyagok behatolhatnak. mélyre reped A talajvíz.

A nem megfelelő szennyvízkezelés káros biológiai hatásokat is okozhat a talajban, és végül talajromláshoz vezethet. Ezért a települések talajvédelme általában a környezetvédelem egyik fő követelménye.
4.3.
Szilárd hulladék talajterhelési határértékei (háztartási és utcai hulladék, ipari hulladék, szennyvíz ülepítéséből származó száraz iszap, radioaktív anyagok stb.)

A problémát súlyosbítja, hogy a városokban egyre több szilárd hulladék keletkezése következtében a környékük talaja egyre nagyobb nyomásnak van kitéve. A talaj tulajdonságai és összetétele egyre gyorsabb ütemben romlik.

Az USA-ban előállított 64,3 millió tonna papírból 49,1 millió tonna hulladékba kerül (ebből 26 millió tonnát a háztartás, 23,1 millió tonnát a kereskedelmi hálózat szállít).

A fentiekhez kapcsolódóan a szilárd hulladék elszállítása és végleges elhelyezése igen jelentős, nehezebben megvalósítható higiéniai probléma a fokozódó urbanizációval összefüggésben.

A szilárd hulladék végleges elhelyezése lehetséges a szennyezett talajban. A városi talaj folyamatosan romló öntisztító képessége miatt azonban a földbe temetett hulladék végleges elhelyezése lehetetlen.

Az ember a talajban lezajló biokémiai folyamatokat, semlegesítő és fertőtlenítő képességét a szilárd hulladék semlegesítésére sikeresen hasznosíthatta, de a városi talaj az évszázados emberi tartózkodás és városi tevékenység eredményeként már régóta alkalmatlanná vált erre a célra.

Ismeretesek a talajban végbemenő öntisztulás, mineralizáció mechanizmusai, a bennük lévő baktériumok és enzimek szerepe, valamint az anyagok bomlási közbenső és végtermékei. Jelenleg a kutatások célja a természetes talaj biológiai egyensúlyát biztosító tényezők azonosítása, valamint annak a kérdésnek a tisztázása, hogy a szilárd hulladék mennyi (és milyen összetételű) vezethet a talaj biológiai egyensúlyának megsértéséhez.
Az egy lakosra jutó háztartási hulladék (szemét) mennyisége a világ néhány nagyvárosában

Megjegyzendő, hogy a városok talajának higiéniai állapota a túlterhelés következtében rohamosan romlik, pedig a talaj öntisztulási képessége a legfőbb higiéniai követelmény a biológiai egyensúly fenntartásához. A városok talaja már nem képes megbirkózni a feladatával emberi segítség nélkül. Az egyetlen kiút ebből a helyzetből a hulladék teljes semlegesítése és megsemmisítése a higiéniai követelményeknek megfelelően.

Ezért a közműépítésnek a talaj természetes öntisztulási képességének megőrzésére kell irányulnia, és ha ez a képesség már elégtelenné vált, akkor azt mesterségesen kell helyreállítani.

A legkedvezőtlenebb a folyékony és szilárd ipari hulladék mérgező hatása. Egyre több ilyen hulladék kerül a talajba, amivel nem tud megbirkózni. Így például a szuperfoszfát-gyártó üzemek környékén (3 km-es körzetben) arzénos talajszennyezést találtak. Mint ismeretes, egyes peszticidek, például a talajba került szerves klórvegyületek hosszú ideig nem bomlanak le.

Hasonló a helyzet néhány szintetikus csomagolóanyaggal (polivinil-klorid, polietilén stb.).

Egyes mérgező vegyületek előbb-utóbb bejutnak a talajvízbe, aminek következtében nemcsak a talaj biológiai egyensúlya sérül, hanem a talajvíz minősége is olyan mértékben romlik, hogy az már nem használható ivóvízként.
A háztartási hulladékban (szemétben) található szintetikus alapanyagok százalékos aránya

*
Más műanyagok hulladékával együtt, amelyek hő hatására megkeményednek.
A hulladékprobléma manapság azért is megnőtt, mert a hulladék egy része, főleg emberi és állati ürülék, mezőgazdasági területek trágyázására szolgál [az ürülék jelentős mennyiségű nitrogént tartalmaz-0,4-0,5%, foszfort (P203)-0,2-0,6 %, kálium (K=0) -0,5-1,5%, szén-5-15%]. A városnak ez a problémája átterjedt a város környékére.
4.4.
A talaj szerepe a különféle betegségek terjedésében

A talaj szerepet játszik a fertőző betegségek terjedésében. Erről még a múlt században számolt be Petterkoffer (1882) és Fodor (1875), akik elsősorban a talaj szerepét emelték ki a bélbetegségek: a kolera, tífusz, vérhas stb. Felhívták a figyelmet arra is, hogy egyes baktériumok és vírusok hónapokig életképesek és virulensek maradnak a talajban. Ezt követően számos szerző megerősítette megfigyeléseit, különösen a városi talajjal kapcsolatban. Például a kolera kórokozója 20-200 napig életképes és kórokozó marad a talajvízben, a tífusz kórokozója a székletben - 30-100 napig, a paratífusz kórokozója - 30-60 napig. (A fertőző betegségek terjedése szempontjából a városi talaj sokkal veszélyesebb, mint a trágyával trágyázott szántóföldi talaj.)

A talajszennyezettség mértékének meghatározására számos szerző a baktériumszám (E. coli) meghatározását alkalmazza, mint például a víz minőségének meghatározásánál. Más szerzők ezen túlmenően a mineralizációs folyamatban részt vevő termofil baktériumok számának meghatározását tartják célszerűnek.

A fertőző betegségek talajon keresztüli terjedését nagyban elősegíti a talaj szennyvízzel való öntözése. Ezzel párhuzamosan a talaj mineralizációs tulajdonságai is romlanak. Ezért a szennyvízzel történő öntözést állandó szigorú egészségügyi felügyelet mellett és csak a városi területen kívül kell végezni.

4.5.
A főbb szennyezőanyagok (szilárd és folyékony hulladékok) káros hatása, ami talajromlást okoz

4.5.1.
Folyékony hulladék semlegesítése a talajban

Egy számban települések csatornázás nélkül a hulladék egy része, beleértve a trágyát is, semlegesítik a talajban.

Mint tudják, ez a legegyszerűbb módja a semlegesítésnek. Ez azonban csak akkor megengedett, ha olyan biológiailag értékes talajról van szó, amely megőrizte a városi talajokra nem jellemző öntisztulási képességét. Ha a talaj már nem rendelkezik ezekkel a tulajdonságokkal, akkor a további degradációtól való megóvása érdekében komplex műszaki berendezésekre van szükség a folyékony hulladék semlegesítésére.

Számos helyen komposztgödrökben semlegesítik a hulladékot. Technikailag ez a megoldás nehéz feladat. Ezenkívül a folyadékok meglehetősen nagy távolságokra képesek behatolni a talajba. A feladatot tovább nehezíti, hogy a települési szennyvíz egyre nagyobb mennyiségben tartalmaz mérgező ipari hulladékot, amely még az emberi és állati ürüléknél is nagyobb mértékben rontja a talaj mineralizációs tulajdonságait. Ezért csak olyan szennyvizet szabad a komposztaknákba engedni, amely korábban ülepedésen ment keresztül. Ellenkező esetben a talaj szűrőképessége megzavarodik, ekkor a talaj elveszti egyéb védő tulajdonságait, fokozatosan eltömődnek a pórusok stb.

Az emberi ürülék felhasználása mezőgazdasági területek öntözésére a folyékony hulladék semlegesítésének második módja. Ez a módszer kettős higiéniai veszélyt rejt magában: egyrészt talajtúlterheléshez vezethet, másrészt ez a hulladék komoly fertőzési forrássá válhat. Ezért az ürüléket először fertőtleníteni és megfelelő kezelésnek kell alávetni, és csak ezután kell műtrágyaként használni. Itt két ellentétes álláspont van. Az ürülék a higiéniai követelmények szerint szinte teljes megsemmisülésnek van kitéve, nemzetgazdasági szempontból értékes műtrágyát jelent. Friss ürülék nem használható kertek és földek öntözésére előzetes fertőtlenítés nélkül. Ha mégis friss ürüléket kell használnia, akkor az olyan mértékű semlegesítést igényel, hogy műtrágyaként szinte semmit sem ér.

Az ürülék műtrágyaként csak speciálisan kijelölt helyen használható - állandó egészségügyi és higiéniai ellenőrzés mellett, különös tekintettel a talajvíz állapotára, a legyek számára stb.

Az állati ürülék talajban történő elhelyezésére és ártalmatlanítására vonatkozó követelmények elvileg nem térnek el az emberi ürülék ártalmatlanítására vonatkozó követelményektől.

A trágya egészen a közelmúltig az értékes tápanyagok jelentős forrása volt a mezőgazdaság számára a talaj termékenységének javítása érdekében. Az utóbbi években azonban a trágya elvesztette jelentőségét, részben a mezőgazdaság gépesítése, részben a műtrágya használatának fokozódása miatt.

Megfelelő kezelés és ártalmatlanítás hiányában a trágya is veszélyes, valamint a kezeletlen emberi ürülék. Ezért a trágyát a szántóföldre szállítás előtt hagyjuk beérni, hogy ezalatt (60-70 °C hőmérsékleten) megtörténhessenek benne a szükséges biotermikus folyamatok. Ezt követően a trágyát "érettnek" tekintik, és megszabadítják a benne található kórokozók nagy részétől (baktériumok, féregpeték stb.).

Nem szabad elfelejteni, hogy a trágyatárolók ideális táptalajt biztosíthatnak a legyek számára, amelyek elősegítik a különböző bélfertőzések terjedését. Megjegyzendő, hogy a legyek szaporodásra leggyakrabban sertéstrágyát választanak, majd ló-, juh- és nem utolsósorban tehéntrágyát. Mielőtt a trágyát a szántóföldre exportálná, azt rovarölő szerekkel kell kezelni.
folytatás
--OLDALTÖRÉS--

TARTALOM

Bevezetés

1. Talajtakaró és felhasználása

2. Talajerózió (víz és szél) és kezelésének módszerei

3. Ipari talajszennyezés

3.1 Savas eső

3.2 Nehézfémek

3.3 Ólommérgezés

4. Talajhigiénia. Hulladékelhelyezés

4.1 A talaj szerepe az anyagcserében

4.2 Ökológiai kapcsolat a talaj és a víz, valamint a folyékony hulladék (szennyvíz) között

4.3 Szilárd hulladék talajterhelési határértékei (háztartási és utcai hulladék, ipari hulladék, szennyvíz ülepítés utáni száraz iszap, radioaktív anyagok)

4.4 A talaj szerepe a különböző betegségek terjedésében

4.5 A fő szennyező anyagok (szilárd és folyékony hulladékok) káros hatásai, amelyek talajromlást okoznak

4.5.1 Folyékony hulladék fertőtlenítése a talajban

4.5.2.1 A talajban lévő szilárd hulladék fertőtlenítése

4.5.2.2 Hulladékgyűjtés és ártalmatlanítás

4.5.3 Végső eltávolítás és ártalmatlanítás

4.6 Radioaktív hulladékok elhelyezése

Következtetés

A felhasznált források listája

Bevezetés.

A talajok egy része, mind Oroszországban, mind világszerte, különböző okok miatt minden évben kikerül a mezőgazdasági forgalomból, amelyeket az UIR részletesen tárgyal. Több ezer vagy több hektárnyi területet érint az erózió, a savas esők, a rossz gazdálkodás és a mérgező hulladék. Ennek elkerülése érdekében meg kell ismerkedni a legtermékenyebb és legolcsóbb meliorációs intézkedésekkel (lásd a melioráció meghatározását a munka fő részében), amelyek növelik a talajtakaró termőképességét, és mindenekelőtt a negatív hatás a földön, és hogyan lehet elkerülni.

Ezek a tanulmányok betekintést nyújtanak a talajra gyakorolt ​​káros hatásokba, és számos könyv, cikk és cikk alapján készültek tudományos folyóiratok a talajproblémákkal és a környezetvédelemmel foglalkozik.

Maga a talajszennyezés és -degradáció problémája mindig is aktuális volt. Most hozzátehetjük az elhangzottakhoz, hogy korunkban az antropogén hatás nagymértékben érinti a természetet, és csak növekszik, a talaj pedig az egyik fő táplálék- és ruhaforrás számunkra, nem beszélve arról, hogy járunk rajta. és mindig szoros kapcsolatban lesz vele.

1. Talajtakaró és felhasználása.

A talajtakaró a legfontosabb természetes képződmény. A társadalom életében betöltött jelentőségét az határozza meg, hogy a talaj a fő táplálékforrás, amely a világ népességének élelmiszerforrásainak 97-98%-át adja. A talajtakaró ugyanakkor az emberi tevékenység helyszíne, amely ipari és mezőgazdasági termelésnek ad otthont.

Az élelmiszerek társadalom életében betöltött különleges szerepét kiemelve még V. I. Lenin is rámutatott: „A gazdaság igazi alapja az élelmiszeralap”.

A talajtakaró legfontosabb tulajdonsága a termőképesség, amely alatt a mezőgazdasági termények betakarítását biztosító talajtulajdonságok összességét értjük. A talaj természetes termékenységét a talaj tápanyag-ellátottsága, valamint víz-, levegő- és termikus viszonyai szabályozzák. A talajtakaró szerepe a szárazföldi ökológiai rendszerek termőképességében nagy, mivel a talaj vízzel és számos vegyülettel táplálja a szárazföldi növényeket, lényeges komponens a növények fotoszintetikus aktivitása. A talaj termőképessége a benne felhalmozódott napenergia mennyiségétől is függ. A Földön élő élőlények, növények és állatok a napenergiát fito- vagy zoomassza formájában rögzítik. A szárazföldi ökológiai rendszerek termelékenysége a termikus és víz egyensúly a Föld felszíne, amely meghatározza az anyag és az anyagcsere formáinak változatosságát a bolygó földrajzi burkán belül.

A föld társadalmi termelésben betöltött jelentőségét elemezve K. Marx két fogalmat emelt ki: föld-anyag és földtőke. Ezek közül az elsőt meg kell érteni föld, amely evolúciós fejlődése során keletkezett az emberek akarata és tudata mellett, és az emberi letelepedés helye és táplálékának forrása. Attól a pillanattól kezdve, amikor a föld az emberi társadalom fejlődésének folyamatában termelési eszközzé válik, új minőségben – a tőkében – hat, amely nélkül a munkafolyamat elképzelhetetlen, „...mert ez ad a munkásnak... hely, amelyen áll ... , és annak folyamata...”. Ez az oka annak, hogy a Föld minden emberi tevékenység egyetemes tényezője.

A föld szerepe és helye nem egyforma az anyagtermelés különböző területein, elsősorban az iparban és a mezőgazdaságban. A feldolgozóiparban, az építőiparban, a közlekedésben a föld az a hely, ahol a munkafolyamatok zajlanak, függetlenül a talaj természetes termőképességétől. Más minőségben van a föld a mezőgazdaságban. Az emberi munka hatására a természetes termékenység átalakul potenciálisból gazdaságivá. A föld erőforrások mezőgazdasági felhasználásának sajátossága ahhoz vezet, hogy két különböző minőségben működnek: munkatárgyként és termelési eszközként. K. Marx megjegyezte: „Csak azáltal, hogy új tőkét fektettek be földterületekbe..., az emberek növelték a földtőkét anélkül, hogy a föld anyaga, azaz a föld tere növekedett volna.”

A mezőgazdaságban a föld termőerőként működik természetes termékenységének köszönhetően, amely nem marad állandó. A föld racionális felhasználásával a termőképesség növelhető a víz-, levegő- és hőviszonyok javításával, meliorációs intézkedésekkel, valamint a talaj tápanyag-tartalmának növelésével. Ellenkezőleg, a föld erőforrások irracionális felhasználásával csökken a termékenységük, aminek következtében csökken a terméshozam. Helyenként teljesen ellehetetlenül a növénytermesztés, különösen a szikes és erodált talajokon.

A társadalom termelőerőinek alacsony fejlettsége mellett az élelmiszertermelés bővülése az új földek mezőgazdaságba való bevonása miatt következik be, ami megfelel a mezőgazdaság extenzív fejlődésének. Ehhez két feltétel járul hozzá: a szabad földterület rendelkezésre állása, valamint a területegységre jutó, megfizethető átlagos tőkeköltség melletti gazdálkodás lehetősége. A föld erőforrások és a mezőgazdaság ilyen felhasználása a modern világ számos fejlődő országára jellemző.

A tudományos és technológiai forradalom korszakában az iparosodott és fejlődő országokban élesen elhatárolták a mezőgazdasági rendszert. Az előbbiekre jellemző a mezőgazdaság intenzifikálása a tudományos és technológiai forradalom vívmányait felhasználva, amelyben a mezőgazdaság nem a megművelt terület növekedése, hanem a földbe fektetett tőke növekedése miatt fejlődik. A legtöbb iparosodott kapitalista ország jól ismert korlátozott földkészletei, a mezőgazdasági termékek iránti kereslet növekedése világszerte a magas népességnövekedés miatt, magas kultúra A mezőgazdaság az 50-es években ezekben az országokban hozzájárult ahhoz, hogy a mezőgazdaság az intenzív fejlődés pályájára álljon. Az iparosodott kapitalista országok mezőgazdaságának intenzifikációs folyamatának felgyorsulása nemcsak a tudományos és technológiai forradalom vívmányaihoz kapcsolódik, hanem elsősorban a mezőgazdaságba történő tőkebefektetés jövedelmezőségéhez, amely a mezőgazdasági termelést a nagybirtokosok és a nagybirtokosok kezében koncentrálta. tönkretette a kisgazdákat.

A mezőgazdaság más módon fejlődött a fejlődő országokban. Ezen országok akut természeti erőforrás-problémái közül megkülönböztethető az alacsony mezőgazdasági kultúra, amely a talajok degradációját (fokozott erózió, szikesedés, termékenységcsökkenés) és a természetes növényzet (például trópusi erdők) kimerülését okozta. vízkészlet, a földek elsivatagosodása, különösen egyértelműen az afrikai kontinensen nyilvánul meg. Mindezek a tényezők, amelyek a fejlődő országok társadalmi-gazdasági problémáihoz kapcsolódnak, krónikus élelmiszerhiányhoz vezettek ezekben az országokban. Így az 1980-as évek elején az egy főre jutó gabona (222 kg) és hús (14 kg) ellátottsága tekintetében a fejlődő országok többszörösen alulmaradtak az iparilag fejlett kapitalista országoknál, ill. Az élelmiszer-probléma megoldása a fejlődő országokban elképzelhetetlen jelentős társadalmi-gazdasági átalakulások nélkül.

Hazánkban a földviszonyok alapja az országos (országos) földtulajdon, amely minden föld államosítása következtében keletkezett. Az agrárkapcsolatok olyan tervek alapján épülnek fel, amelyek szerint a mezőgazdaságnak a jövőben is fejlődnie kell, az állam pénzügyi és hitellel, valamint a szükséges gép- és műtrágya-ellátással. A mezőgazdasági dolgozók munkaerő mennyisége és minősége szerinti fizetése ösztönzi életszínvonaluk folyamatos emelkedését.

A földalap egészének felhasználása hosszú távú állami tervek alapján történik. Ilyen tervekre példa volt az ország keleti részén a szűz- és parlagterületek fejlesztése (1950-es évek közepe), melynek köszönhetően rövid időn belül több mint 41 millió hektár új terület termőföldbe való beemelése vált lehetővé. Egy másik példa az Élelmiszerprogram végrehajtásához kapcsolódó intézkedéscsomag, amely a mezőgazdasági kultúra növelésével, a meliorációs intézkedések széles körű végrehajtásával a mezőgazdasági termelés fejlődésének felgyorsítását, valamint a a mezőgazdasági területek társadalmi-gazdasági rekonstrukciójának széles körű programja.

A világ teljes szárazföldi erőforrásai több ember számára biztosítanak élelmet, mint amennyi jelenleg elérhető, és a közeljövőben is lesz. A népességnövekedés miatt azonban – különösen a fejlődő országokban – az egy főre jutó szántóterület mennyisége csökken.

Az utóbbi időben az ipar rohamos fejlődésének köszönhetően jelentősen megnőtt a nehézfémek mennyisége a környezetben. A „nehézfémek” kifejezés olyan fémekre vonatkozik, amelyek sűrűsége meghaladja az 5 g/cm 3-t, vagy amelyek rendszáma 20-nál nagyobb. Bár van egy másik nézőpont is, amely szerint több mint 40 kémiai elemek 50 at-nál nagyobb atomtömeggel. egységek A kémiai elemek közül a nehézfémek a legmérgezőbbek, és veszélyességi fokukat tekintve a peszticidek mögött a második helyen állnak. Ugyanakkor a következő kémiai elemek mérgezőek: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

A nehézfémek fitotoxicitása attól függ kémiai tulajdonságok: vegyérték, ionsugár és komplexképző képesség. A legtöbb esetben a toxicitás mértéke szerint az elemek a következő sorrendben vannak elrendezve: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Ez a sorozat azonban némileg módosulhat az elemek talaj általi egyenlőtlen kicsapódása és a növények számára hozzáférhetetlen állapotba kerülése, a növekedési feltételek, valamint maguk a növények élettani és genetikai jellemzői miatt. A nehézfémek átalakulása és migrációja a komplexképződési reakció közvetlen és közvetett hatása alatt megy végbe. A környezetszennyezés értékelésénél figyelembe kell venni a talaj tulajdonságait és mindenekelőtt a granulometrikus összetételt, a humusztartalmat és a pufferoltságot. A pufferkapacitás alatt a talaj azon képességét értjük, hogy a fémek koncentrációját a talajoldatban állandó szinten tartják.

A talajban a nehézfémek két fázisban vannak jelen - szilárd és talajoldatban. A fémek létformáját a környezet reakciója, a talajoldat kémiai és anyagi összetétele és mindenekelőtt a szervesanyag-tartalom határozza meg. Elemek - a talajt szennyező komplexanyagok főleg a felső 10 cm-es rétegben koncentrálódnak. Az alacsony puffertartalmú talaj savanyítása során azonban a csere-elnyelt állapotú fémek jelentős része a talajoldatba kerül. A kadmium, réz, nikkel, kobalt erős vándorlási képességgel rendelkezik savas környezetben. A pH 1,8-2 egységnyi csökkenése a cink 3,8-5,4, a kadmium - 4-8, a réz - 2-3-szoros mobilitásának növekedéséhez vezet.

1. táblázat MPC (MAC) szabványok, kémiai elemek háttérkoncentrációi a talajban (mg/kg)

Így a talajba kerülve a nehézfémek gyorsan kölcsönhatásba lépnek a szerves ligandumokkal, és összetett vegyületeket képeznek. Tehát alacsony koncentrációban a talajban (20-30 mg/kg) az ólom körülbelül 30%-a szerves anyagokkal alkotott komplexek formájában van. Az ólomkomplex vegyületek részaránya koncentrációjával 400 mg/g-ig nő, majd csökken. A fémek a vas- és mangán-hidroxidok, agyagásványok és a talaj szervesanyagainak kiválásával is szorbeálódnak (csere vagy nem csere). A növények számára elérhető és kioldódásra képes fémek a talajoldatban szabad ionok, komplexek és kelátok formájában találhatók meg.

A HM-ek talaj általi felvétele nagyobb mértékben függ a környezet reakciójától és attól, hogy a talajoldatban milyen anionok érvényesülnek. Savas környezetben a réz, az ólom és a cink jobban felszívódik, lúgos környezetben pedig a kadmium és a kobalt intenzíven szívódik fel. A réz elsősorban szerves ligandumokhoz és vas-hidroxidokhoz kötődik.

2. táblázat Nyomelemek mobilitása különböző talajokban a talajoldat pH-értékétől függően

A talaj-klimatikus tényezők gyakran meghatározzák a HM-ek vándorlásának és átalakulásának irányát és sebességét a talajban. Így az erdő-sztyepp zóna talajának és vízjárásának adottságai hozzájárulnak a HM-ek intenzív vertikális vándorlásához a talajszelvény mentén, beleértve a fémek esetleges átjutását vízáramlással repedések, gyökérpályák stb.

A nikkel (Ni) a periódusos rendszer VIII. csoportjába tartozó elem, amelynek atomtömege 58,71. A nikkel a Mn-nel, Fe-vel, Co-val és Cu-val együtt az úgynevezett átmeneti fémek közé tartozik, amelyek vegyületei biológiailag igen aktívak. A szerkezeti adottságok miatt elektronpályák a fenti fémek, beleértve a nikkelt is, jól kifejezett komplexképző képességgel rendelkeznek. A nikkel képes stabil komplexeket képezni például ciszteinnel és citráttal, valamint számos szerves és szervetlen ligandummal. Az alapkőzetek geokémiai összetétele nagymértékben meghatározza a talajok nikkeltartalmát. A legnagyobb mennyiségben nikkelt a bázikus és ultrabázisos kőzetekből képződött talajok tartalmaznak. Egyes szerzők szerint a nikkel feleslegének és mérgező szintjének határai a legtöbb fajnál 10 és 100 mg/kg között mozognak. A nikkel fő tömege mozdíthatatlanul rögzül a talajban, és a nagyon gyenge migráció kolloid állapotban és mechanikai szuszpenziók összetételében nem befolyásolja eloszlását a függőleges profil mentén, és meglehetősen egyenletes.

Ólom (Pb). A talajban lévő ólom kémiáját az egymással ellentétes irányú folyamatok kényes egyensúlya határozza meg: szorpció-deszorpció, oldódás-szilárd állapotba való átmenet. A kibocsátással a talajba kerülő ólom a fizikai, kémiai és fizikai-kémiai átalakulások körforgásába tartozik. Eleinte a mechanikai elmozdulási folyamatok (az ólomszemcsék a felszínen és a talajban repedések mentén mozognak) és a konvektív diffúzió dominálnak. Ezután a szilárd fázisú ólomvegyületek oldódásával bonyolultabb fizikai-kémiai folyamatok (különösen az iondiffúziós folyamatok) lépnek életbe, amelyet a porral együtt érkező ólomvegyületek átalakulása kísér.

Megállapítást nyert, hogy az ólom függőlegesen és vízszintesen is vándorol, és a második folyamat érvényesül az elsőnél. A 3 éves füves réten végzett megfigyelések során a talajfelszínre lokálisan kijuttatott ólompor vízszintes irányban 25-35 cm-rel mozdult el, míg a talajba való behatolási mélysége 10-15 cm volt. ólomvándorlás: a növényi gyökerek abszorbeálják a fémionokat; a vegetációs időszakban a talaj vastagságában mozognak; Amikor a növények elpusztulnak és lebomlanak, ólom szabadul fel a környező talajtömegbe.

Ismeretes, hogy a talaj képes megkötni (szorbeálni) a bekerült technogén ólmot. Úgy gondolják, hogy a szorpció több folyamatot foglal magában: teljes csere a talajok abszorbeáló komplexének kationjaival (nem specifikus adszorpció), valamint számos komplexképző reakció az ólomnak a talajkomponensek donoraival (specifikus adszorpció). A talajban az ólom főként szerves anyagokkal, valamint agyagásványokkal, mangán-oxidokkal, vas- és alumínium-hidroxidokkal társul. Az ólom megkötésével a humusz megakadályozza a szomszédos környezetekbe való migrációját, és korlátozza a növényekbe való bejutását. Az agyagásványok közül az illitekre jellemző az ólomszorpcióra való hajlam. A meszezés során a talaj pH-értékének emelkedése a talajban még nagyobb ólommegkötődéshez vezet a nehezen oldódó vegyületek (hidroxidok, karbonátok stb.) képződése miatt.

A talajban mozgékony formában jelenlévő ólom idővel a talajkomponensek által megköt, és a növények számára hozzáférhetetlenné válik. Hazai kutatók szerint az ólom a legerősebben a csernozjom és a tőzeges-iszapos talajokban rögzül.

Kadmium (Cd) A kadmium azon tulajdonsága, ami megkülönbözteti a többi HM-től, hogy a talajoldatban főként kationok (Cd 2+) formájában van jelen, bár a környezet semleges reakciójával rendelkező talajban nehezen oldódó anyagot képezhet. komplexek szulfátokkal, foszfátokkal vagy hidroxidokkal.

A rendelkezésre álló adatok szerint a háttértalajok talajoldataiban a kadmium koncentrációja 0,2 és 6 µg/l között van. A talajszennyezési gócokban 300-400 µg/l-re emelkedik.

Ismeretes, hogy a talajban lévő kadmium nagyon mozgékony; nagy mennyiségben képes átjutni a szilárd fázisból a folyadékba és fordítva (ami megnehezíti a növénybe való bejutását). A talajoldat kadmiumkoncentrációját szabályozó mechanizmusokat a szorpciós folyamatok határozzák meg (szorpció alatt adszorpciót, csapadékot és komplexképződést értünk). A kadmiumot a talaj kisebb mennyiségben szívja fel, mint más HM-ek. A nehézfémek talajban való mobilitásának jellemzésére a szilárd fázisban lévő fémek koncentrációjának az egyensúlyi oldathoz viszonyított arányát használjuk. Ennek az aránynak a magas értékei azt jelzik, hogy a HM-ek szilárd fázisban maradnak vissza a szorpciós reakció miatt, alacsony értékei - a fémek oldatban való tartózkodása miatt, ahonnan más közegekbe vándorolhatnak, vagy különféle anyagokba kerülhetnek. reakciók (geokémiai vagy biológiai). Ismeretes, hogy a kadmium megkötésének vezető folyamata az agyagok általi adszorpció. A legújabb tanulmányok a hidroxilcsoportok, vas-oxidok és szerves anyagok ezen folyamatában is nagy szerepet mutattak. Alacsony szennyezettség és a közeg semleges reakciója esetén a kadmiumot főként vas-oxidok adszorbeálják. Savas környezetben (pH = 5) a szerves anyagok erőteljes adszorbensként kezdenek működni. Alacsonyabb pH-n (pH=4) az adszorpciós funkciók szinte kizárólag a szerves anyagokra jutnak át. Az ásványi összetevők ezekben a folyamatokban nem játszanak szerepet.

Ismeretes, hogy a kadmium nemcsak a talajfelszínen szívódik fel, hanem a csapadék, koaguláció és az agyagásványok csomagok közötti abszorpciója miatt is megköt. Mikropórusokon keresztül és más módon a talajrészecskékbe diffundál.

A kadmium különböző módon kötődik meg a talajban különböző típusú. Eddig keveset tudunk a kadmium és más fémek kompetitív kapcsolatáról a talajelnyelő komplexben zajló szorpciós folyamatokban. Szakértői kutatások szerint Technikai Egyetem Koppenhága (Dánia) nikkel, kobalt és cink jelenlétében elnyomta a kadmium talajfelszívódását. Más tanulmányok kimutatták, hogy a kadmium talajban történő szorpciós folyamatai kloridionok jelenlétében bomlanak le. A talaj Ca 2+ ionokkal való telítettsége a kadmium szorpciós kapacitásának növekedéséhez vezetett. Számos kadmiumkötés a talajkomponensekkel törékenynek bizonyul, bizonyos körülmények között (például a környezet savas reakciója esetén) felszabadul, és visszaoldódik.

Feltárásra kerül a mikroorganizmusok szerepe a kadmium oldódási folyamatában és annak mozgékony állapotba való átmenetében. Életműködésük eredményeként vagy vízoldható fémkomplexek képződnek, vagy olyan fizikai és kémiai feltételek jönnek létre, amelyek elősegítik a kadmium szilárd fázisból folyékony fázisba való átmenetét.

A kadmiummal a talajban végbemenő folyamatok (szorpció-deszorpció, oldatba való átmenet stb.) egymással összefüggenek és kölcsönösen függenek egymástól, ennek a fémnek a növényekbe való beáramlása ezek irányától, intenzitásától és mélységétől függ. Ismeretes, hogy a kadmium talaj szorpciójának értéke a pH értékétől függ: minél magasabb a talaj pH-ja, annál jobban felszívja a kadmiumot. Így a rendelkezésre álló adatok szerint a 4 és 7,7 közötti pH tartományban az egységenkénti pH növekedésével a talajok kadmiummal szembeni szorpciós képessége megközelítőleg háromszorosára nőtt.

Cink (Zn). A cinkhiány megnyilvánulhat mind a savanyú, erősen podzolosodott könnyű talajokon, mind a karbonátos, cinkszegény és nagy humuszos talajokon. A cinkhiány megnyilvánulását fokozza a nagy dózisú foszfátműtrágya alkalmazása és az altalaj erőteljes szántása a szántói horizontig.

A legnagyobb összes cinktartalom a tundra (53-76 mg/kg) és a csernozjom (24-90 mg/kg) talajokban, a legalacsonyabb a gyep-podzolos talajokban (20-67 mg/kg). A cinkhiány leggyakrabban semleges és enyhén lúgos meszes talajokon nyilvánul meg. Savanyú talajban a cink mozgékonyabb és a növények számára elérhető.

A cink ionos formában van jelen a talajban, ahol savas vagy lúgos közegben a kationcserélő mechanizmus révén adszorbeálódik. A Zn 2+ ion a legmozgékonyabb. A cink talajban való mobilitását elsősorban a pH-érték és az agyagásvány-tartalom befolyásolja. pH-n<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

A.P. Vinogradov (1952) szerint a növények életében valamilyen mértékben minden kémiai elem részt vesz, és ha sok közülük élettanilag jelentősnek számít, az csak azért van így, mert erre még nincs bizonyíték. A növénybe kis mennyiségben bekerülve és az enzimek szerves részévé vagy aktivátorává válva a mikroelem az anyagcsere folyamatokban kiszolgáló funkciókat lát el. Amikor szokatlanul magas koncentrációjú elemek kerülnek a környezetbe, mérgezővé válnak a növényekre. A nehézfémek túlzott mennyiségben történő behatolása a növényi szövetekbe szerveik normális működésének megzavarásához vezet, és ez a zavar minél erősebb, minél nagyobb a mérgező anyagok feleslege. Ennek eredményeként a termelékenység csökken. A HM toxikus hatása a növényfejlődés korai szakaszától kezdve, de változó mértékben a különböző talajokon és kultúrnövényeken jelentkezik.

A kémiai elemek növények általi felszívódása aktív folyamat. A passzív diffúzió az emésztett ásványi komponensek teljes tömegének mindössze 2-3%-a. Ha a talaj fémtartalma háttérszinten van, akkor az ionok aktív abszorpciója megy végbe, és ha figyelembe vesszük ezen elemek talajban való alacsony mobilitását, akkor a felszívódásukat meg kell előznie az erősen kötött fémek mobilizálásának. Ha a gyökérréteg HM-tartalma jelentősen meghaladja azt a határkoncentrációt, amelynél a fém a talaj belső erőforrásainak rovására rögzíthető, akkor olyan mennyiségű fém kerül a gyökerekbe, amelyet a hártyák már nem tudnak megtartani. Ennek eredményeként az ionok vagy elemek vegyületeinek ellátása megszűnik a sejtmechanizmusok által szabályozottan. A HM-ek intenzívebben halmozódnak fel savas talajokon, mint a semleges vagy közel semleges környezeti reakciójú talajokon. A HM-ionok kémiai reakciókban való tényleges részvételének mértéke az aktivitásuk. A magas koncentrációjú HM-ek toxikus hatása a növényekre más kémiai elemek ellátásának és eloszlásának megzavarásában nyilvánulhat meg. A HM más elemekkel való kölcsönhatás jellege koncentrációjuktól függően változik. A vándorlás és a növénybe való bejutás összetett vegyületek formájában történik.

A nehézfémekkel való környezetszennyezés kezdeti időszakában a talaj puffertulajdonságai miatt, ami a mérgező anyagok inaktiválásához vezet, a növények gyakorlatilag nem tapasztalnak káros hatásokat. A talaj védő funkciói azonban nem korlátlanok. A nehézfém-szennyezés mértékének növekedésével inaktiválásuk hiányossá válik, és az ionfluxus megtámadja a gyökereket. Az ionok egy részét a növény kevésbé aktív állapotba tudja vinni, még mielőtt behatolna a növények gyökérrendszerébe. Ilyen például a gyökérváladék segítségével történő kelátképzés vagy a gyökerek külső felületén történő adszorpció komplex vegyületek képződésével. Ezen túlmenően, amint azt a nyilvánvalóan mérgező cink-, nikkel-, kadmium-, kobalt-, réz- és ólomdózisú vegetációs kísérletek mutatják, a gyökerek HM-talajjal nem szennyezett rétegekben helyezkednek el, és ezekben a változatokban nincsenek fototoxicitási tünetek.

A gyökérrendszer védő funkciói ellenére a HM-ek szennyezett körülmények között bejutnak a gyökérbe. Ilyenkor olyan védekezési mechanizmusok lépnek működésbe, amelyeknek köszönhetően létrejön a HM-ek specifikus eloszlása ​​a növényi szervek között, ami lehetővé teszi növekedésük és fejlődésük minél teljesebb biztosítását. Ugyanakkor például a gyökér- és magszövetekben a HM-tartalom erősen szennyezett környezetben 500-600-szor is eltérhet, ami jelzi ennek a föld alatti növényi szervnek a nagy védőképességét.

A kémiai elemek feleslege toxikózist okoz a növényekben. A HM-koncentráció növekedésével a növények növekedése kezdetben késik, majd beindul a levélklorózis, amit elhalás vált fel, végül a gyökérrendszer károsodik. A HM toxikus hatása közvetlenül és közvetve megnyilvánulhat. A felesleges HM közvetlen hatása a növényi sejtekben komplex képződési reakcióknak köszönhető, amelyek enzimek blokkolását vagy fehérjék kicsapódását eredményezik. Az enzimatikus rendszerek dezaktiválódása az enzimfém fémszennyeződéssel való helyettesítésének eredményeként következik be. Kritikus toxikus tartalom esetén az enzim katalitikus képessége jelentősen csökken vagy teljesen blokkolódik.

AP Vinogradov (1952) olyan növényeket emelt ki, amelyek képesek az elemek koncentrálására. Kétféle növényt – koncentrátort – emelt ki:

1) az elemeket tömegesen koncentráló növények;

2) szelektív (faj) koncentrációjú növények.

Az első típusú növények kémiai elemekkel gazdagodnak, ha az utóbbiakat megnövelt mennyiségben tartalmazza a talaj. A koncentrációt ebben az esetben környezeti tényező okozza.

A második típusú növényeket az egyik vagy másik kémiai elem állandóan magas mennyisége jellemzi, függetlenül annak környezeti tartalmától. Ez egy genetikailag rögzített szükségletnek köszönhető.

Figyelembe véve a nehézfémek talajból a növényekbe való felszívódásának mechanizmusát, az elemakkumuláció gát (nem koncentráló) és akadálymentes (koncentráló) típusáról beszélhetünk. A gát felhalmozódása a legtöbb magasabb rendű növényre jellemző, és nem jellemző a mohafélékre és a zuzmókra. Tehát M. A. Toikka és L. N. Potekhina (1980) munkájában a sphagnumot (2,66 mg/kg) a kobalt növényi koncentrátoraként nevezték meg; réz (10,0 mg/kg) - nyír, csonthéjas, gyöngyvirág; mangán (1100 mg / kg) - áfonya. Lepp et al. (1987) magas kadmiumot találtak a nyírerdőkben növő Amanita muscaria gomba spóráiban. A gomba sporoforjaiban a kadmiumtartalom 29,9 mg/kg szárazsúly, a talajban, amelyen nőttek, 0,4 mg/kg volt. Egyes vélemények szerint a kobaltkoncentrátorok a nikkelt is nagyon jól tolerálják, és nagy mennyiségben képesek felhalmozni azt. Ide tartoznak különösen a Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae családba tartozó növények. A gyógynövények között nikkelkoncentrátorok és szuperkoncentrátorok is megtalálhatók. A szuperkoncentrátorok közé tartozik a dinnyefa, a belladonna belladonna, a sárga mache, az anyafű, a húsvörös golgotavirág és a lándzsás termopszis. A tápközegben nagy koncentrációban előforduló kémiai elemek felhalmozódásának módja a növényi vegetáció fázisaitól függ. Az akadálymentes felhalmozódás jellemző a palántázási szakaszra, amikor a növények föld feletti részei nem differenciálódnak különböző szervekké, valamint a vegetáció végső fázisaiban - az érés után, valamint a téli nyugalom idején, amikor az akadálymentes felhalmozódás lehetséges. a szilárd fázisban feleslegben lévő kémiai elemek felszabadulásával járhat együtt (Kovalevsky, 1991).

Hiperakkumuláló növényeket a Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae és Scrophulariaceae családokban találtak (Baker 1995). A legismertebb és tanulmányozott közülük a Brassica juncea (indiai mustár) - egy nagy biomasszát fejlesztő növény, amely képes Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B és Se felhalmozására (Nanda Kumar). és mtsai., 1995; Salt és munkatársai, 1995; Raskin és mtsai., 1994). A különböző vizsgált növényfajok közül a B. juncea volt a legkifejezettebb az ólom légi részek felé történő szállítására, miközben ennek az elemnek több mint 1,8%-át halmozta fel a légi szervekben (száraz tömegben). A napraforgó (Helianthus annuus) és a dohány (Nicotiana tabacum) kivételével a Brassicaceae családba nem tartozó egyéb növényfajok biohasznosulási együtthatója 1-nél kisebb volt.

A növényeknek a termesztőközegben lévő nehézfémek jelenlétére adott válasza alapján sok külföldi szerző által használt osztályozás szerint a növényeknek három fő stratégiájuk van a fémekkel szennyezett talajon történő termesztésre:

Fém kizárók.

Az ilyen növények állandóan alacsony koncentrációban tartják meg a fémet annak ellenére, hogy a talajban a koncentrációja nagymértékben változik, és főleg a fémet a gyökerekben tartják meg. A kirekesztő növények képesek megváltoztatni a sejtfal membránáteresztő képességét és fémmegkötő képességét, vagy nagy mennyiségű kelátképző szert szabadítani.

Fém indikátorok.

Ide tartoznak azok a növényfajok, amelyek aktívan felhalmozzák a fémet a föld feletti részekben, és általában tükrözik a talaj fémtartalmának szintjét. Az extracelluláris fémmegkötő vegyületek (kelátorok) képződése miatt toleránsak a fémkoncentráció meglévő szintjével, vagy fémre érzékeny területeken tárolva megváltoztatják a fémkompartmentáció jellegét. Fémeket felhalmozó növényfajok. Az ebbe a csoportba tartozó növények a föld feletti biomasszában lévő fémet sokkal nagyobb koncentrációban tudják felhalmozni, mint a talajban. Baker és Brooks a fém hiperakkumulátorokat olyan növényekként határozta meg, amelyek több mint 0,1%-ot tartalmaznak, azaz. több mint 1000 mg/g réz, kadmium, króm, ólom, nikkel, kobalt vagy 1% (több mint 10 000 mg/g) cink és mangán száraz tömegben. A ritka fémek esetében ez az érték több mint 0,01% száraz tömegre vonatkoztatva. A kutatók úgy azonosítják a hiperakkumulatív fajokat, hogy olyan területekről gyűjtik be a növényeket, ahol a talaj a háttérszint feletti koncentrációban tartalmaz fémeket, például szennyezett területekről vagy érctestek kiemelkedéseiről. A hiperakkumuláció jelensége sok kérdést vet fel a kutatókban. Például, mi a jelentősége annak, hogy a fém nagyon mérgező koncentrációban felhalmozódik a növényekre. A végső válasz erre a kérdésre még nem érkezett meg, de számos fő hipotézis létezik. Úgy gondolják, hogy az ilyen növények fokozott ionfelvételi rendszerrel rendelkeznek (a „nem szándékos” felvételi hipotézis) bizonyos fiziológiai funkciók elvégzésére, amelyeket még nem vizsgáltak. Azt is tartják, hogy a hiperakkumuláció a növényi környezetben lévő magas fémtartalommal szembeni tolerancia egyik fajtája.

A fémek megnövekedett koncentrációja a talajban felhalmozódásához vezet a vadon élő növényekben és a mezőgazdasági kultúrákban, ami a táplálékláncok szennyeződésével jár együtt. A fémek magas koncentrációja alkalmatlanná teszi a talajt a növények növekedésére, ezért a biodiverzitás megzavarodik. A nehézfémekkel szennyezett talajok kémiai, fizikai és biológiai eszközökkel kármentesíthetők. Általában két kategóriába sorolhatók.

Az ex-situ módszer megköveteli a szennyezett talaj eltávolítását a helyszíni vagy telephelyen kívüli műveléshez, és a kezelt talaj visszahelyezését az eredeti helyére. A szennyezett talajok megtisztítására használt ex situ módszerek sorozata magában foglalja a szennyező anyag kitermelését, méregtelenítését és/vagy lebontását fizikai vagy kémiai úton, ami a szennyezőanyag stabilizálását, lerakódását, rögzítését, elégetését vagy lebomlását eredményezi.

Az in situ módszer magában foglalja a szennyezett talaj tisztítását anélkül, hogy kiásnák. Reed és mtsai. Az in situ kármentesítési technológiákat a szennyezőanyag lebontása vagy átalakítása, a biológiai hozzáférhetőség csökkentése érdekében immobilizálás és a szennyező anyag talajtól való elválasztásaként határozta meg. Az in situ módszert előnyben részesítik az ex-situ módszerrel szemben alacsony költsége és az ökoszisztémára gyakorolt ​​kíméletes hatása miatt. A hagyományos ex situ módszer magában foglalja a nehézfémekkel szennyezett talaj eltávolítását és betemetését, ami nem optimális választás, mivel a szennyezett talaj eltemetése a telephelyen kívül egyszerűen áthelyezi a szennyeződési problémát máshová; azonban a szennyezett talaj szállítása bizonyos kockázattal jár. A szennyezett területen belüli talajtisztítás alternatívája lehet a nehézfémek elfogadható szintre történő hígítása tiszta talaj hozzáadásával és összekeverésével, a talaj inert anyaggal való lefedésével.

Nehézfémekkel szennyezett talajok kármentesítési módszereként egy szervetlen szennyező anyag immobilizálása használható. Elérhető a szennyeződések komplexképzésével, vagy a talaj pH-értékének meszezéssel történő növelésével. A pH emelése csökkenti a nehézfémek, például a Cd, Cu, Ni és Zn oldhatóságát a talajban. Bár a növények általi felszívódás kockázata csökken, a fémek koncentrációja a talajban változatlan marad. A legtöbb ilyen hagyományos úttisztítási technológia további károkat okoz a már amúgy is károsodott környezetben. A „fitoremediációnak” nevezett bioremediációs technológiák a zöld növények és a hozzájuk tartozó mikrobióta felhasználását foglalják magukban a szennyezett talajok és talajvíz in situ kezelésére. A nehézfémek és egyéb vegyületek eltávolítására fémakkumuláló növények alkalmazásának ötlete először 1983-ban merült fel. A "fitoremediáció" kifejezés a görög fito- (növény) előtagból áll, amely a latin remedium gyökérhez (regeneráció) kapcsolódik.

A rizómaszűrés során növényeket (szárazföldi és vízi) használnak fel, hogy adszorbeálják, koncentrálják és alacsony szennyezőanyag-koncentrációjú szennyezett vízforrásokból származó szennyeződéseket helyezzenek el a gyökerekben. Ezzel a módszerrel részben kezelhetők az ipari szennyvizek, a mezőgazdasági területek és létesítmények felszíni elfolyása, vagy a bányákból és bányákból származó savas vízelvezetés. A rizómaszűrést ólomra, kadmiudra, rézre, nikkelre, cinkre és krómra lehet alkalmazni, amelyeket főként a gyökerek visszatartanak. A rizofiltráció előnyei közé tartozik, hogy „in situ” és „ex-situ” egyaránt használható, és olyan növényfajokat is használhat, amelyek nem hiperakkumulátorok. Vizsgálták a napraforgó, az indiai mustár, a dohány, a rozs, a spenót és a kukorica azon képességét, hogy eltávolítsák az ólmot a szennyvízből, és a napraforgó mutatta a legmagasabb tisztítási hatékonyságot.

A fitostabilizálást elsősorban a talajok, üledékek és szennyvíziszap kezelésére használják, és attól függ, hogy a növényi gyökerek képesek-e korlátozni a talajban lévő szennyeződések mobilitását és biológiai hozzáférhetőségét. A fitostabilizálást fémek szorpciójával, kicsapásával és komplexképzésével hajtják végre. A növények csökkentik a szennyezett talajon átszivárgó víz mennyiségét, ami megakadályozza az eróziós folyamatokat, az oldott szennyeződések bejutását a felszíni és talajvízbe, illetve azok átterjedését a szennyezetlen területekre. A fitostabilizálás előnye, hogy ezzel a módszerrel nem kell eltávolítani a szennyezett növényi biomasszát. Legfőbb hátránya azonban a szennyezőanyag megőrzése a talajban, ezért ennek a tisztítási módszernek az alkalmazását a szennyezőanyag-tartalom és biohasznosulás folyamatos monitorozásával kell kísérni.

A fitoextrakció a legmegfelelőbb módszer a nehézfémsók talajból történő eltávolítására anélkül, hogy a talaj szerkezetét és termőképességét rombolná. Egyes szerzők ezt a módszert fitoakkumulációnak nevezik. Mivel a növény biomasszában felszívja, koncentrálja és kicsapja a mérgező fémeket és radionuklidokat a szennyezett talajokból, így ez a legjobb módja a diffúz felületi szennyezettségű és viszonylag alacsony koncentrációjú szennyezőanyag-tartalmú területek megtisztításának. Két fő fitoextrakciós stratégia létezik:

Fitoextrakció kelátok jelenlétében, vagy indukált fitoextrakció, amelyben mesterséges kelátok hozzáadása növeli a fémszennyező anyag mobilitását és abszorpcióját;

Szekvenciális fitoextrakció, amelyben a fém eltávolítása a növények természetes tisztítóképességétől függ; ugyanakkor csak a növények vetésének (ültetésének) száma van ellenőrzés alatt. A hiperakkumulatív fajok felfedezése tovább járult e technológia fejlődéséhez. Annak érdekében, hogy ez a technológia reálisan megvalósítható legyen, a növényeknek nagy mennyiségű nehézfémet kell kivonniuk a gyökereikből, föld feletti biomasszába kell vinniük, és nagy mennyiségű növényi biomasszát kell előállítaniuk. Ebben az esetben olyan tényezők fontosak, mint a növekedési sebesség, az elemszelektivitás, a betegségekkel szembeni rezisztencia és a betakarítási módszer. A lassú növekedés, a felületesen terjedő gyökérrendszer és az alacsony biomassza-termelékenység azonban korlátozza a hiperakkumulatív fajok használatát a nehézfémekkel szennyezett területek megtisztítására.

A fitopárologtatás során a növényeket eltávolítják a szennyeződésekből a talajból, illékony formává alakítják, és a légkörbe juttatják. A fitopárologtatást elsősorban a higany eltávolítására használják azáltal, hogy a higanyiont kevésbé mérgező elemi higanygá alakítják. Hátránya, hogy a légkörbe kibocsátott higanyt valószínűleg a lerakódások révén újrahasznosítják, majd visszajuttatják az ökoszisztémába. Amerikai kutatók azt találták, hogy egyes szelénben gazdag szubsztrátumon termő növények illékony szelént termelnek dimetil-szelenid és dimetil-diszelenid formájában. Egyes jelentések szerint a fitoevaporációt sikeresen alkalmazták a tríciumra, a hidrogén radioaktív izotópjára, amely stabil héliummá bomlott, felezési ideje körülbelül 12 év. Fitodegradáció. A szerves anyagok fitoremediációjában a növényi anyagcsere részt vesz a szennyező anyagok visszanyerésében a talajból és a talajvízből a szennyező anyagok átalakulása, lebontása, stabilizálása vagy elpárologtatása révén. A fitodegradáció a növény által felvett szerves anyagok lebomlása egyszerűbb molekulákká, amelyek beépülnek a növényi szövetekbe.

A növények olyan enzimeket tartalmaznak, amelyek lebontják és átalakítják a fegyverhulladékot, klórozott oldószereket, például triklór-etilént és más gyomirtó szereket. Az enzimek általában dehalogenázok, oxigenázok és reduktázok. A rizodegradáció a talajban található szerves vegyületek lebomlása a gyökérzónában (rizoszférában) végbemenő mikrobiális tevékenység révén, és sokkal lassabb folyamat, mint a fitodegradáció. A fenti fitoremediációs módszerek komplexen alkalmazhatók. A szakirodalmi áttekintésből tehát látható, hogy a fitoremediáció jelenleg egy gyorsan fejlődő kutatási terület. Az elmúlt tíz év során a világ számos országából származó kutatók kísérleti megerősítést kaptak, beleértve a terepen is, ennek a módszernek a kilátásait a szennyezett közegek szerves, szervetlen szennyeződésektől és radionuklidoktól való tisztítására.

Ez a környezetbarát és olcsó módszer a szennyezett területek megtisztítására valódi alternatívát jelent a zavart és szennyezett területek helyreállításának hagyományos módszereivel szemben. Oroszországban gyerekcipőben jár a nehézfémekkel és különféle szerves vegyületekkel, például kőolajtermékekkel szennyezett talajok fitoremediációjának kereskedelmi alkalmazása. Nagyszabású vizsgálatok szükségesek az adott régióra jellemző termesztett és vadon termő fajok közül a szennyezőanyagok felhalmozódására kimondottan gyorsan növekvő növények felkutatására, ezek magas fitoremediációs potenciáljának kísérleti igazolására, valamint ennek növelésének lehetőségeinek tanulmányozására. Külön fontos kutatási terület a szennyezett növényi biomassza hasznosításának vizsgálata az ökoszisztéma különböző összetevőinek újraszennyeződésének és a szennyezőanyagok táplálékláncokba kerülésének megakadályozása érdekében.

A különböző területek talajainak kémiai összetétele heterogén, a talajban lévő kémiai elemek eloszlása ​​a területen egyenetlen. Például a nehézfémek túlnyomórészt diszpergált állapotban képesek lokális kötéseket kialakítani, ahol koncentrációjuk sok száz és ezerszer magasabb, mint a Clarke-szint.

Számos kémiai elem szükséges a szervezet normális működéséhez. Hiányuk, feleslegük vagy egyensúlyhiányuk mikroelemózisnak 1 nevezett betegségeket, illetve biogeokémiai endémiákat okozhat, amelyek lehetnek természetesek és mesterségesek is. Elterjedésükben fontos szerepe van a víznek, valamint az élelmiszeripari termékeknek, amelyekben a kémiai elemek táplálékláncon keresztül jutnak be a talajból.

Kísérletileg megállapították, hogy a növényekben a HM százalékos arányát befolyásolja a HM százalékos aránya a talajban, a légkörben és a vízben (algák esetében). Azt is megfigyelték, hogy azonos nehézfémtartalmú talajokon ugyanaz a növény más termést ad, bár az éghajlati viszonyok is egybeestek. Ezután felfedezték a termőképesség talaj savasságtól való függőségét.

Úgy tűnik, hogy a talaj kadmiummal, higannyal, ólommal, arzénnel, rézzel, cinkkel és mangánnal való szennyezettsége a leginkább tanulmányozott. Vegye figyelembe a talaj szennyezettségét ezekkel a fémekkel mindegyiknél külön-külön. 2

Kadmium (Cd)

A földkéreg kadmiumtartalma körülbelül 0,15 mg/kg. A kadmium vulkáni (0,001-1,8 mg/kg), metamorf (0,04-1,0 mg/kg) és üledékes kőzetekben (0,1-11,0 mg/kg) koncentrálódik. Az ilyen alapanyagok alapján képződött talajok 0,1-0,3; 0,1-1,0, illetve 3,0-11,0 mg/kg kadmium.

A savanyú talajokban a kadmium Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, a meszes talajokban - Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 + formájában van jelen.

A kadmium növények általi felszívódása a savas talajok meszezése során jelentősen csökken. Ebben az esetben a pH emelkedése csökkenti a kadmium oldhatóságát a talajnedvességben, valamint a talaj kadmium biológiai hozzáférhetőségét. Így a meszes talajon a répalevél kadmiumtartalma kisebb volt, mint a mesztelen talajon ugyanezen növények kadmiumtartalma. Hasonló hatást mutattak ki a rizs és a búza esetében -->.

A pH-növekedés negatív hatása a kadmium hozzáférhetőségére nemcsak a kadmium oldhatóságának csökkenésével jár a talajoldat fázisban, hanem a gyökéraktivitásban is, ami befolyásolja a felszívódást.

A kadmium a talajban meglehetősen inaktív, és ha kadmiumtartalmú anyagot adnak a felszínéhez, akkor a legtöbb sértetlen marad.

A szennyeződések talajból történő eltávolításának módszerei magukban foglalják a szennyezett réteg eltávolítását, a kadmium eltávolítását a rétegből, vagy a szennyezett réteg lefedését. A kadmium komplex oldhatatlan vegyületekké alakítható rendelkezésre álló kelátképző szerekkel (pl. etilén-diamin-tetraecetsav). .

A talajból a növények viszonylag gyors kadmiumfelvétele miatt és az alacsony mérgező hatás A szokásos koncentrációkban a kadmium felhalmozódhat a növényekben, és gyorsabban bejuthat a táplálékláncba, mint az ólom és a cink. Ezért a kadmium jelenti a legnagyobb veszélyt az emberi egészségre, ha hulladék kerül a talajba.

A szennyezett talajokból az emberi táplálékláncba kerülő kadmium mennyiségének minimalizálására szolgáló eljárás növényi talaj, nem használják élelmezésre vagy olyan növényekre, amelyek kis mennyiségű kadmiumot szívnak fel.

Általában a savanyú talajú növények több kadmiumot szívnak fel, mint a semleges vagy lúgos talajon. Ezért a savas talajok meszezése hatékony eszköz a felvett kadmium mennyiségének csökkentésére.

higany (Hg)

A higany a természetben a földkéregből való kipárolgása során keletkező Hg 0 fémgőz formájában található meg; Hg (I) és Hg (II) szervetlen sói, valamint metil-higany CH 3 Hg + szerves vegyülete, CH 3 Hg + és (CH 3) 2 Hg monometil- és dimetil származékai formájában.

A higany a talaj felső horizontjában (0-40 cm) halmozódik fel, és gyengén vándorol a mélyebb rétegeibe. A higanyvegyületek rendkívül stabil talajanyagok. A higannyal szennyezett talajon növekvő növények jelentős mennyiségű elemet szívnak fel és veszélyes koncentrációban halmozzák fel, vagy nem nőnek.

Ólom (Pb)

Homoktenyésztési körülmények között, Hg (25 mg/kg) és Pb (25 mg/kg) talajküszöbkoncentráció bevezetésével, a küszöbérték 2-20-szoros túllépésével végzett kísérletek adatai szerint a zabnövények nőnek és fejlődnek. általában egy bizonyos szennyezési szintig. A fémek koncentrációjának növekedésével (Pb esetében 100 mg/kg dózistól kezdve) a kinézet növények. Szélsőséges fémdózis esetén a növények a kísérletek kezdetétől számított három héten belül elpusztulnak. A biomassza-összetevők fémtartalma csökkenő sorrendben a következőképpen oszlik meg: gyökerek - föld feletti rész - szemcsék.

Az oroszországi járművekből 1996-ban összesen mintegy 4,0 ezer tonnára becsülték a légkörbe (és ennek következtében részben a talajba) kerülő ólom teljes bejutását a légkörbe (és ennek következtében részben a talajba), ebből 2,16 ezer tonnát a teherszállítás. A maximális ólomterhelés a moszkvai és a szamarai régióban volt, ezt követi a Kaluga, a Nyizsnyij Novgorod, a Vlagyimir régió és az Orosz Föderáció más, Oroszország európai területének középső részén elhelyezkedő alanyai és Észak-Kaukázus. A legnagyobb abszolút ólomkibocsátást az uráli (685 t), a Volga (651 t) és a nyugat-szibériai (568 t) régióban figyelték meg. Az ólomkibocsátás legkedvezőtlenebb hatását Tatár, Krasznodar és Sztavropol, Rosztov, Moszkva, Leningrád, Nyizsnyij Novgorod, Volgograd, Voronyezs, Szaratov és Szamarai régiókban figyelték meg (újság „ Zöld Világ” című különszám, 1997. 28. szám).

Arzén (As)

Az arzén a környezetben számos kémiailag stabil formában megtalálható. Két fő oxidációs állapota az As(III) és az As(V). A természetben az ötértékű arzén gyakori, különféle szervetlen vegyületek formájában, bár a háromértékű arzén könnyen megtalálható a vízben, különösen anaerob körülmények között.

Réz(cu)

A talajban található természetes rézásványok közé tartoznak a szulfátok, foszfátok, oxidok és hidroxidok. Rossz vízelvezetésű vagy elöntött talajokban réz-szulfidok képződhetnek, ahol redukáló körülmények valósulnak meg. A rézásványok általában túlságosan oldódnak ahhoz, hogy szabad vízelvezetésű mezőgazdasági talajokban maradjanak. Szennyezettben fém talajok A kémiai környezet azonban nem egyensúlyi folyamatokkal szabályozható, amelyek metastabil szilárd fázisok felhalmozódásához vezetnek. Feltételezhető, hogy a helyreállított rézzel szennyezett talajokban covellit (CuS) vagy kalkopirit (CuFeS 2) is megtalálható.

A réz nyomai külön szulfidzárványként jelen lehetnek a szilikátokban, és izomorf módon helyettesíthetik a filoszilikátokban lévő kationokat. A töltés-kiegyensúlyozatlan agyagásványok nem specifikusan abszorbeálják a rezet, míg a vas és a mangán oxidjai és hidroxidjai nagyon nagy fajlagos affinitást mutatnak a rézhez. A nagy molekulatömegű szerves vegyületek a réz szilárd abszorbensei lehetnek, míg a kis molekulatömegű szerves anyagok hajlamosak oldható komplexek kialakítására.

A talaj összetételének összetettsége korlátozza a rézvegyületek meghatározott kémiai formákra történő mennyiségi szétválasztásának lehetőségét. a -->Jelenlétre mutat nagy tömeg a rézkonglomerátumok mind a szerves anyagokban, mind a vas- és mangán-oxidokban megtalálhatók. A réztartalmú hulladékok vagy szervetlen rézsók bevitele növeli a rézvegyületek koncentrációját a talajban, amely viszonylag enyhe reagensekkel extrahálható; így a réz labilis kémiai formák formájában megtalálható a talajban. De a könnyen oldódó és cserélhető elem - a réz - kis számú, a növények által felszívódó formát képez, általában kevesebb, mint a talaj teljes réztartalmának 5%-a.

A réz toxicitása nő a talaj pH-jának növekedésével és a talaj alacsony kationcserélő kapacitásával. A kitermelés miatti rézdúsulás csak a talaj felszíni rétegeiben jelentkezik, a mély gyökérrendszerű növények ezt nem szenvedik el.

A környezet és a növények táplálkozása befolyásolhatja a réz fitotoxicitását. Például a síkvidékeken a réz rizsre gyakorolt ​​toxicitását egyértelműen észlelték, amikor a növényeket inkább hideg, mint meleg vízzel öntözték. A tény az, hogy a mikrobiológiai aktivitás elnyomja a hideg talajt, és olyan redukáló körülményeket teremt a talajban, amelyek hozzájárulnak a réz oldatból való kiválásához.

A rézre gyakorolt ​​​​fitotoxicitás kezdetben a talajban rendelkezésre álló réz feleslegéből következik be, és a talaj savassága fokozza. Mivel a réz viszonylag inaktív a talajban, a talajba jutó réz szinte teljes mennyisége a felső rétegekben marad. A rézzel szennyezett talajokba szerves anyagok bejuttatása csökkentheti a toxicitást az oldható fém szerves szubsztrátum általi adszorpciója miatt (ebben az esetben a Cu 2+ -ionok komplex vegyületekké alakulnak át, amelyek a növény számára kevésbé hozzáférhetőek), illetve a szennyeződések mobilitásának növelése révén. Cu 2+ ionok és ezek kimosása a talajból oldható szerves réz komplexek formájában.

Cink (Zn)

A cink oxoszulfátok, karbonátok, foszfátok, szilikátok, oxidok és hidroxidok formájában található meg a talajban. Ezek szervetlen vegyületek metastabil jó vízelvezetésű mezőgazdasági területeken. Úgy tűnik, a szfalerit ZnS a termodinamikailag uralkodó forma redukált és oxidált talajokban egyaránt. A cinknek a foszforral és a klórral való kapcsolata nyilvánvaló a nehézfémekkel szennyezett, redukált üledékekben. Ezért a fémben gazdag talajokban viszonylag oldható cinksókat kell találni.

A szilikát ásványokban a cinket izomorf módon más kationok helyettesítik, és mangán- és vas-hidroxiddal elzárható vagy együttesen kicsapható. A filoszilikátok, karbonátok, hidratált fém-oxidok és szerves vegyületek jól felszívják a cinket, specifikus és nem specifikus kötőhelyeket is használnak.

A cink oldhatósága növekszik savas talajokban, valamint kis molekulatömegű szerves ligandummal történő komplexképzésben. A redukáló körülmények csökkenthetik a cink oldhatóságát az oldhatatlan ZnS képződése miatt.

A cink fitotoxicitása általában akkor nyilvánul meg, amikor a növényi gyökerek érintkezésbe kerülnek a talajban lévő felesleges cinkoldattal. A cink szállítása a talajon csere és diffúzió útján történik, ez utóbbi folyamat dominál az alacsony cinktartalmú talajokban. A metabolikus transzport jelentősebb a magas cinktartalmú talajokban, ahol az oldható cink koncentrációja viszonylag stabil.

A cink mobilitása a talajban megnövekszik kelátképző szerek (természetes vagy szintetikus) jelenlétében. Az oldható cink koncentrációjának az oldható kelátok képződése által okozott növekedése kompenzálja a molekulaméret növekedése miatti mobilitás csökkenését. A növényi szövetekben a cink koncentrációja, a teljes felvétel és a toxicitás tünetei pozitívan korrelálnak a gyökérmosó oldat cinkkoncentrációjával.

A szabad Zn 2+ iont túlnyomórészt a növények gyökérrendszere veszi fel, ezért az oldható kelátok képződése hozzájárul ennek a fémnek a talajban való oldódásához, és ez a reakció kompenzálja a cink kelát formában való csökkenését.

A fémszennyeződés kezdeti formája befolyásolja a cink toxicitás lehetőségét: a cinknek a növény számára megfelelő mennyiségű, ennek a fémnek megfelelő trágyázott talajban való elérhetősége csökken a ZnSO 4 >iszap>szemétkomposzt sorozatban.

A talaj Zn-tartalmú iszappal való szennyezettségére vonatkozó kísérletek többsége nem mutatott ki terméscsökkenést vagy nyilvánvaló fitotoxicitást; azonban hosszú távú, nagy arányú alkalmazásuk károsíthatja a növényeket. A cink egyszerű kijuttatása ZnSO 4 formájában a savanyú talajokban a termésnövekedés csökkenését okozza, míg a cink hosszú távú alkalmazása szinte semleges talajokon észrevétlen marad.

A mezőgazdasági talajok toxicitási szintjei általában a felszíni cinknek köszönhetőek. általában nem hatol 15-30 cm-nél mélyebbre Egyes kultúrák mély gyökerei a szennyezetlen altalajban való elhelyezkedésük miatt elkerülhetik a felesleges cinkkel való érintkezést.

A cinkkel szennyezett talajok meszezése csökkenti az utóbbi koncentrációját a szántóföldi kultúrákban. A NaOH vagy Ca(OH) 2 adalékok csökkentik a cink toxicitását a magas cinktartalmú tőzegtalajokon termesztett zöldségekben, bár ezeken a talajokon a növények cinkfelvétele nagyon korlátozott. A cink okozta vashiány megszüntethető, ha vaskelátot vagy FeSO 4-et juttatunk a talajba vagy közvetlenül a levelekre. A cinkkel szennyezett felső réteg fizikai eltávolításával vagy teljes ártalmatlanításával elkerülhető a fém növényekre gyakorolt ​​toxikus hatása.

Mangán

A talajban a mangán három oxidációs állapotban található: +2, +3, +4. Ez a fém többnyire elsődleges ásványokhoz vagy másodlagos fém-oxidokhoz kapcsolódik. A talajban a teljes mangán mennyisége 500-900 mg/kg között ingadozik.

A Mn 4+ oldhatósága rendkívül alacsony; A háromértékű mangán nagyon instabil a talajban. A talajban a mangán nagy része Mn 2+ formájában van jelen, míg a jól levegőztetett talajokban nagy része szilárd fázisban oxidként van jelen, amelyben a fém IV oxidációs állapotú; a gyengén levegőztetett talajokban a mangán a mikrobiális környezet hatására lassan leredukálódik, és átjut a talajoldatba, így erősen mozgékony lesz.

A Mn 2+ oldhatósága alacsony pH mellett jelentősen megnő, de a mangán növények általi felszívódása csökken.

A mangán toxicitása gyakran akkor fordul elő, ha a teljes mangánszint közepes vagy magas, a talaj pH-ja meglehetősen alacsony, és a talaj oxigénellátása szintén alacsony (azaz redukáló körülmények vannak jelen). Ezen állapotok hatásának kiküszöbölésére a talaj pH-értékét meszezéssel növelni kell, törekedni kell a talajelvezetés javítására, a vízbeáramlás csökkentésére, i. általában javítja a talaj szerkezetét.