Sunkiųjų metalų radimo dirvožemyje formos. Sunkiųjų metalų dirvožemyje nustatymo metodai

Stibis

Esama kai kuriose rūdose.

Tai yra lydinių, naudojamų įvairiose pramonės srityse, dalis.

Jo perteklius sukelia rimtus valgymo sutrikimus.

Arsenas

Pagrindinis dirvožemio taršos arsenu šaltinis yra medžiagos, naudojamos naikinti žemės ūkio augalų kenkėjus, pavyzdžiui, herbicidai, insekticidai. Arsenas yra kaupiamasis nuodas, sukeliantis lėtines ligas. Jo junginiai provokuoja nervų sistemos, smegenų ir odos ligas.

Manganas

Dirvožemyje ir augaluose pastebimas didelis šio elemento kiekis.

Jei į dirvą patenka papildomas kiekis mangano, greitai susidaro pavojingas jo perteklius. Tai paveikia žmogaus kūną nervų sistemos sunaikinimo forma.

Kitų sunkiųjų elementų perteklius yra ne mažiau pavojingas.

Iš to, kas pasakyta, galime daryti išvadą, kad sunkiųjų metalų kaupimasis dirvožemyje sukelia rimtų pasekmių žmonių sveikatai ir visai aplinkai.

Pagrindiniai kovos su dirvožemio tarša sunkiaisiais metalais metodai

Dirvožemio užteršimo sunkiaisiais metalais būdai gali būti fiziniai, cheminiai ir biologiniai. Tarp jų yra šie metodai:

• Padidėjęs dirvožemio rūgštingumas padidina tikimybę, todėl įvedimas organinės medžiagos ir molis, kalkinimas tam tikru mastu padeda kovojant su tarša.
• Sėjant, šienaujant ir pašalinus kai kuriuos augalus, pavyzdžiui, dobilus, nuo dirvos paviršiaus, ženkliai sumažėja sunkiųjų metalų koncentracija dirvoje. Be to tokiu būdu yra visiškai nekenksmingas aplinkai.
• Požeminio vandens detoksikacija, jo siurbimas ir valymas.
• Migracijos numatymas ir sprendimas tirpi forma sunkieji metalai.
• Kai kuriais ypač sunkiais atvejais reikia visiškai pašalinti dirvožemio sluoksnį ir jį pakeisti nauju.

Pavojingiausias iš visų šių metalų yra švinas. Jis turi savybę kauptis, kad atsitrenktų į žmogaus kūną. Kartą ar kelis kartus patekęs į žmogaus organizmą gyvsidabris nėra pavojingas, ypač pavojingi tik gyvsidabrio garai. Manau, kad pramonės įmonės turėtų naudoti pažangesnes gamybos technologijas, kurios ne taip kenkia viskam, kas gyva. Turėtų galvoti ne vienas žmogus, o masė, tada pasieksime gerą rezultatą.

PUSLAPIO LŪŽIS-- sunkieji metalai, kuris apibūdina plačią teršalų grupę, pastaruoju metu išplito. Įvairiuose moksliniuose ir taikomuosiuose darbuose autoriai nevienodai interpretuoja šios sąvokos reikšmę. Šiuo atžvilgiu sunkiųjų metalų grupei priskiriamų elementų skaičius labai skiriasi. Daugybė charakteristikų yra naudojamos kaip narystės kriterijai: atominė masė, tankis, toksiškumas, paplitimas natūralioje aplinkoje, dalyvavimo natūraliuose ir technogeniniuose ciklus laipsnis. Kai kuriais atvejais sunkiųjų metalų apibrėžimas apima elementus, kurie yra trapūs (pavyzdžiui, bismutas) arba metaloidai (pavyzdžiui, arsenas).

Darbuose, skirtuose aplinkos taršos ir aplinkos monitoringo problemoms, iki šiol sunkieji metalai apima daugiau nei 40 metalų periodinė sistema DI. Mendelejevas su atominė masė daugiau nei 50 atominių vienetų: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi ir tt Tuo pačiu metu, skirstant sunkiuosius metalus į kategorijas, svarbų vaidmenį atlieka šios sąlygos: didelis jų toksiškumas gyviems organizmams santykinai mažomis koncentracijomis, taip pat jų gebėjimas bioakumuliuotis ir biodidėti. Beveik visi metalai, kuriems taikomas šis apibrėžimas (išskyrus šviną, gyvsidabrį, kadmį ir bismutą, biologinis vaidmuo kuris šiuo metu nėra aiškus), aktyviai dalyvauja biologiniuose procesuose, yra daugelio fermentų dalis. Pagal N. Reimerso klasifikaciją sunkiaisiais laikytini metalai, kurių tankis didesnis nei 8 g/cm3. Taigi sunkieji metalai yra Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formaliai apibrėžta sunkieji metalai atitinka didelis skaičius elementai. Tačiau, pasak mokslininkų, užsiimančių praktine veikla, susijusia su aplinkos būklės ir taršos stebėjimų organizavimu, šių elementų junginiai toli gražu nėra lygiaverčiai teršalams. Todėl daugelyje darbų vyksta sunkiųjų metalų grupės apimties siaurinimas, vadovaujantis prioritetiniais kriterijais, dėl darbo krypties ir specifikos. Taigi, jau klasikiniuose Yu.A. Izraelis sąraše cheminių medžiagų, nustatyti natūralioje aplinkoje biosferos rezervatų foninėse stotyse, skyriuje sunkieji metalai pavadintas Pb, Hg, Cd, As. Kita vertus, Jungtinių Tautų Europos ekonomikos komisijos prieglobstyje veikiančios sunkiųjų metalų emisijų darbo grupės sprendimu renkama ir analizuojama informacija apie išmetamų teršalų kiekį Europos šalys, tik Zn, As, Se ir Sb buvo paskirti sunkieji metalai. Pagal N. Reimerso apibrėžimą iš sunkiųjų metalų atitinkamai išsiskiria taurieji ir retieji metalai. tik Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Taikomuosiuose darbuose dažniausiai dedama sunkiųjų metalų Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metalo jonai yra nepakeičiami natūralių vandens telkinių komponentai. Priklausomai nuo aplinkos sąlygų (pH, redokso potencialo, ligandų buvimo), jie egzistuoja skirtingais oksidacijos laipsniais ir yra įvairių neorganinių ir organometalinių junginių dalis, kurie gali būti tikrai ištirpę, koloidiškai disperguoti arba būti dalis. mineralinės ir organinės suspensijos.

Savo ruožtu tikrai ištirpusių metalų formos yra labai įvairios, o tai siejama su hidrolizės, hidrolitinės polimerizacijos (daugiabranduolių hidrokso kompleksų susidarymo) ir kompleksavimo su įvairiais ligandais procesais. Atitinkamai, ir metalų katalizinės savybės, ir vandens mikroorganizmų prieinamumas priklauso nuo jų egzistavimo vandens ekosistemoje formų.

Daugelis metalų sudaro gana stiprius kompleksus su organinėmis medžiagomis; šie kompleksai yra viena iš svarbiausių elementų migracijos natūraliuose vandenyse formų. Dauguma organinių kompleksų susidaro chelato ciklo metu ir yra stabilūs. Dirvožemio rūgščių sudaryti kompleksai su geležies, aliuminio, titano, urano, vanadžio, vario, molibdeno ir kitų sunkiųjų metalų druskomis gana gerai tirpsta neutralioje, silpnai rūgštinėje ir silpnai šarminėje terpėje. Todėl organometaliniai kompleksai gali migruoti natūraliuose vandenyse labai dideliais atstumais. Tai ypač svarbu mažai mineralizuotiems ir, visų pirma, paviršiniams vandenims, kuriuose kitų kompleksų susidarymas neįmanomas.

Norint suprasti veiksnius, reguliuojančius metalų koncentraciją natūraliuose vandenyse, jų cheminį reaktyvumą, biologinį prieinamumą ir toksiškumą, būtina žinoti ne tik bendrą kiekį, bet ir laisvųjų bei surištų metalų formų proporciją.

Metalų perėjimas vandeninėje terpėje į metalo komplekso formą turi tris pasekmes:

1. Gali padidėti bendra metalo jonų koncentracija dėl jo perėjimo į tirpalą iš dugno nuosėdų;

2. Kompleksinių jonų membraninis pralaidumas gali labai skirtis nuo hidratuotų jonų pralaidumo;

3. Metalo toksiškumas dėl kompleksavimo gali labai pasikeisti.

Taigi, chelatinės formos Cu, Cd, Hg mažiau toksiški nei laisvieji jonai. Norint suprasti veiksnius, reguliuojančius metalų koncentraciją natūraliuose vandenyse, jų cheminį reaktyvumą, biologinį prieinamumą ir toksiškumą, būtina žinoti ne tik bendrą kiekį, bet ir surištų bei laisvųjų formų santykį.

Vandens taršos sunkiaisiais metalais šaltiniai yra cinkavimo cechų, kasybos, juodosios ir spalvotosios metalurgijos, mašinų gamybos įmonių nuotekos. Sunkieji metalai randami trąšose ir pesticiduose ir gali patekti į vandens telkinius kartu su nuotėkiu iš žemės ūkio naudmenų.

Sunkiųjų metalų koncentracijos padidėjimas natūraliuose vandenyse dažnai siejamas su kitų rūšių tarša, pavyzdžiui, rūgštėjimu. Rūgščių kritulių nusodinimas prisideda prie pH vertės sumažėjimo ir metalų perėjimo iš būsenos, adsorbuotos ant mineralinių ir organinių medžiagų, į laisvą būseną.

Visų pirma, įdomūs yra tie metalai, kurie dėl didelio naudojimo gamybinėje veikloje labiausiai teršia atmosferą ir dėl kaupimosi išorinėje aplinkoje kelia rimtą pavojų savo biologiniam aktyvumui ir toksinėms savybėms. . Tai švinas, gyvsidabris, kadmis, cinkas, bismutas, kobaltas, nikelis, varis, alavas, stibis, vanadis, manganas, chromas, molibdenas ir arsenas.
Sunkiųjų metalų biogeocheminės savybės

H – aukštas, Y – vidutinis, H – žemas

Vanadis.

Vanadis vyrauja išsklaidyto pavidalo ir randamas geležies rūdose, naftoje, asfalte, bitume, skalūnuose, anglyse ir kt. Vienas iš pagrindinių natūralių vandenų taršos vanadžiu šaltinių yra nafta ir jos produktai.

Gamtiniuose vandenyse randama labai mažomis koncentracijomis: upių vandenyje 0,2 - 4,5 µg/dm3, jūros vandenyje - vidutiniškai 2 µg/dm3

Vandenyje sudaro stabilius anijoninius kompleksus (V4O12)4- ir (V10O26)6-. Migruojant vanadžiui, esminis vaidmuo tenka jo ištirpusiems kompleksiniams junginiams su organinėmis medžiagomis, ypač su humusinėmis rūgštimis.

Padidėjusi vanadžio koncentracija kenkia žmonių sveikatai. Vanadžio MPCv – 0,1 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo rodiklis – sanitarinis-toksikologinis), MPCvr – 0,001 mg/dm3.

Natūralūs bismuto šaltiniai, patenkantys į natūralius vandenis, yra bismuto turinčių mineralų išplovimo procesai. Patekimo į natūralius vandenis šaltinis taip pat gali būti farmacijos ir parfumerijos pramonės, kai kurių stiklo pramonės įmonių nuotekos.

Neužterštuose paviršiniuose vandenyse randama submikrogramų koncentracija. Didžiausia koncentracija nustatyta požeminiame vandenyje ir yra 20 µg/dm3, jūros vandenyse – 0,02 µg/dm3, MPCv – 0,1 mg/dm3

Pagrindiniai geležies junginių šaltiniai paviršiniuose vandenyse yra cheminio uolienų dūlėjimo procesai, lydimi jų mechaninio naikinimo ir tirpimo. Sąveikos su natūraliuose vandenyse esančiomis mineralinėmis ir organinėmis medžiagomis procese susidaro sudėtingas geležies junginių kompleksas, kurie vandenyje yra ištirpusios, koloidinės ir suspenduotos būsenos. Nemažai geležies patenka su požeminėmis nuotekomis ir nuotekomis iš metalurgijos, metalo apdirbimo, tekstilės, dažų ir lako pramonės įmonių bei su žemės ūkio nuotekomis.

Fazių pusiausvyra priklauso nuo vandens cheminės sudėties, pH, Eh ir tam tikru mastu temperatūros. Įprastinėje analizėje svertinė forma išskiria daleles, kurių dydis didesnis nei 0,45 mikrono. Tai daugiausia geležies turintys mineralai, geležies oksido hidratas ir geležies junginiai, adsorbuoti ant suspensijų. Tikrai ištirpusi ir koloidinė forma paprastai laikomos kartu. Ištirpusi geležis atstovaujami junginiais jonine forma, hidroksokomplekso pavidalu ir kompleksais su ištirpusiomis neorganinėmis ir organinėmis natūralių vandenų medžiagomis. Joninėje formoje daugiausia Fe(II) migruoja, o nesant kompleksą sudarončių medžiagų Fe(III) negali būti didelio kiekio ištirpusio.

Geležis daugiausia randama vandenyse, kurių Eh vertės mažos.

Dėl cheminės ir biocheminės (dalyvaujant geležies bakterijoms) oksidacijos Fe(II) pereina į Fe(III), kuris hidrolizės metu nusėda Fe(OH)3 pavidalu. Tiek Fe (II), tiek Fe (III) linkę sudaryti tokio tipo hidrokso kompleksus +, 4+, +, 3+, - ir kiti, kurie kartu egzistuoja tirpale skirtingomis koncentracijomis, priklausomai nuo pH ir paprastai lemia geležies-hidroksilo sistemos būklę. Pagrindinė Fe(III) atsiradimo paviršiniuose vandenyse forma yra sudėtingi jo junginiai su ištirpusiais neorganiniais ir organiniais junginiais, daugiausia humusinėmis medžiagomis. Esant pH = 8,0, pagrindinė forma yra Fe(OH)3. Mažiausiai ištirta koloidinė geležies forma, tai geležies oksido hidratas Fe(OH)3 ir kompleksai su organinėmis medžiagomis.

Paviršiniuose sausumos vandenyse geležies yra dešimtosios miligramo, prie pelkių – keli miligramai. Padidėjęs geležies kiekis pastebimas pelkių vandenyse, kuriuose ji randama kompleksų pavidalu su huminių rūgščių druskomis - humatais. Didžiausios geležies koncentracijos (iki kelių dešimčių ir šimtų miligramų 1 dm3) stebimos žemų pH verčių požeminiame vandenyje.

Geležis, būdamas biologiškai aktyvus elementas, tam tikru mastu veikia fitoplanktono vystymosi intensyvumą ir kokybinę rezervuaro mikrofloros sudėtį.

Geležies koncentracija priklauso nuo ryškių sezoninių svyravimų. Paprastai didelio biologinio produktyvumo rezervuaruose vasaros ir žiemos sąstingio laikotarpiu pastebimas geležies koncentracijos padidėjimas apatiniuose vandens sluoksniuose. Rudenį-pavasarį vykstantį vandens masių maišymąsi (homotermiją) lydi Fe(II) oksidacija į Fe(III) ir pastarojo nusodinimas Fe(OH)3 pavidalu.

Į natūralius vandenis jis patenka išplaunant dirvožemį, polimetalų ir vario rūdas, irstant vandens organizmams, galintiems jį kaupti. Kadmio junginiai į paviršinius vandenis patenka su nuotekomis iš švino-cinko gamyklų, rūdos perdirbimo gamyklų, daugelio chemijos įmonių (sieros rūgšties gamybos), galvaninės gamybos, taip pat su kasyklų vandenimis. Ištirpusių kadmio junginių koncentracijos mažėjimas atsiranda dėl sorbcijos procesų, kadmio hidroksido ir karbonato nusodinimo ir jų suvartojimo vandens organizmams.

Ištirpusios kadmio formos natūraliuose vandenyse daugiausia yra mineraliniai ir organiniai mineraliniai kompleksai. Pagrindinė suspenduota kadmio forma yra jo adsorbuoti junginiai. Didelė dalis kadmio gali migruoti vandens organizmų ląstelėse.

Upių neužterštuose ir šiek tiek užterštuose vandenyse kadmio koncentracija yra submikrogramai, užterštose ir nuotekose kadmio koncentracija gali siekti keliasdešimt mikrogramų 1 dm3.

Kadmio junginiai vaidina svarbų vaidmenį gyvūnų ir žmonių gyvenime. Jis yra toksiškas didelėmis koncentracijomis, ypač kartu su kitomis toksiškomis medžiagomis.

MPCv – 0,001 mg/dm3, MPCvr – 0,0005 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo požymis yra toksikologinis).

Kobalto junginiai patenka į natūralius vandenis išplovus iš vario pirito ir kitų rūdų, iš dirvožemio irstant organizmams ir augalams, taip pat su metalurgijos, metalo apdirbimo ir chemijos gamyklų nuotekomis. Kai kurie kobalto kiekiai patenka iš dirvožemio dėl augalų ir gyvūnų organizmų irimo.

Kobalto junginiai natūraliuose vandenyse yra ištirpusios ir suspenduotos būsenos, kurių kiekybinį santykį lemia vandens cheminė sudėtis, temperatūra ir pH vertės. Ištirpusias formas daugiausia atstovauja sudėtingi junginiai, įskaitant. su organinėmis medžiagomis natūraliuose vandenyse. Dvivalenčiai kobalto junginiai būdingiausi paviršiniams vandenims. Jei yra oksidatorių, trivalenčio kobalto gali būti pastebimos koncentracijos.

Kobaltas yra vienas iš biologiškai aktyvių elementų ir visada randamas gyvūnų ir augalų organizme. Nepakankamas kobalto kiekis augaluose yra susijęs su nepakankamu jo kiekiu dirvožemyje, o tai prisideda prie gyvūnų anemijos išsivystymo (taigos-miško ne černozemo zona). Kaip vitamino B12 dalis, kobaltas labai aktyviai veikia azoto medžiagų suvartojimą, padidina chlorofilo ir askorbo rūgšties kiekį, aktyvina biosintezę ir padidina baltymų azoto kiekį augaluose. Tačiau padidėjusi kobalto junginių koncentracija yra toksiška.

Neužterštuose ir šiek tiek užterštuose upių vandenyse jo kiekis svyruoja nuo dešimtųjų iki tūkstantųjų miligramo dalių 1 dm3, jūros vandenyje vidutinis kiekis – 0,5 μg/dm3. MPCv yra 0,1 mg/dm3, MPCv yra 0,01 mg/dm3.

Manganas

Manganas patenka į paviršinius vandenis dėl feromangano rūdų ir kitų mineralų, turinčių mangano (piroluzito, psilomelano, braunito, manganito, juodosios ochros), išplovimo. Nemažai mangano gaunama skaidant vandens gyvūnus ir augalų organizmus, ypač melsvai žalius, diatomus ir aukštesniuosius vandens augalus. Mangano junginiai išleidžiami į rezervuarus su nuotekomis iš mangano perdirbimo gamyklų, metalurgijos gamyklų ir įmonių chemijos pramonė ir kasyklų vandenys.

Mangano jonų koncentracija natūraliuose vandenyse mažėja dėl Mn(II) oksidacijos iki MnO2 ir kitų labai vertingų oksidų, kurie nusėda. Pagrindiniai parametrai, lemiantys oksidacijos reakciją, yra ištirpusio deguonies koncentracija, pH vertė ir temperatūra. Ištirpusių mangano junginių koncentracija mažėja, nes juos panaudoja dumbliai.

Pagrindinė mangano junginių migracijos forma paviršiniuose vandenyse yra suspensijos, kurių sudėtį savo ruožtu lemia vandenų nusausintų uolienų sudėtis, taip pat sunkiųjų metalų koloidiniai hidroksidai ir sorbuoti mangano junginiai. Esminės reikšmės mangano migracijoje ištirpusio ir koloidinio pavidalo turi organinės medžiagos ir mangano kompleksinio susidarymo su neorganiniais ir organiniais ligandais procesai. Mn(II) sudaro tirpius kompleksus su bikarbonatais ir sulfatais. Mangano ir chlorido jonų kompleksai yra reti. Sudėtiniai Mn(II) junginiai su organinėmis medžiagomis paprastai yra mažiau stabilūs nei su kitais pereinamaisiais metalais. Tai yra junginiai su aminais, organinėmis rūgštimis, aminorūgštimis ir humusinėmis medžiagomis. Didelės koncentracijos Mn(III) gali būti ištirpusios būsenos tik esant stiprioms kompleksą formuojančioms medžiagoms, o Mn(YII) natūraliuose vandenyse nebūna.

IN upių vandenys mangano kiekis paprastai svyruoja nuo 1 iki 160 µg/dm3, jūros vandenyse vidutinis kiekis yra 2 µg/dm3, požeminiuose vandenyse – n.102 – n.103 µg/dm3.

Mangano koncentracija paviršiniame vandenyje priklauso nuo sezoninių svyravimų.

Mangano koncentracijų pokyčius lemiantys veiksniai yra paviršinio ir požeminio nuotėkio santykis, jo vartojimo intensyvumas fotosintezės metu, fitoplanktono, mikroorganizmų ir aukštesnės vandens augalijos irimas bei jo nusėdimo vandens telkinių dugne procesai.

Mangano vaidmuo aukštesniųjų augalų ir dumblių gyvenime vandens telkiniuose yra labai didelis. Manganas prisideda prie augalų CO2 panaudojimo, o tai padidina fotosintezės intensyvumą, dalyvauja augalų nitratų mažinimo ir azoto asimiliacijos procesuose. Manganas skatina aktyvaus Fe(II) perėjimą į Fe(III), kuris apsaugo ląstelę nuo apsinuodijimo, pagreitina organizmų augimą ir kt. Dėl svarbaus ekologinio ir fiziologinio mangano vaidmens būtina ištirti ir paskirstyti manganą natūraliuose vandenyse.

Sanitarinės paskirties vandens telkiniams MPCv (pagal mangano joną) nustatomas lygus 0,1 mg/dm3.

Žemiau pateikiami vidutinių metalų: mangano, vario, nikelio ir švino koncentracijų pasiskirstymo žemėlapiai, sudaryti pagal 1989-1993 metų stebėjimo duomenis. 123 miestuose. Vėlesnių duomenų naudojimas laikomas netinkamu, nes sumažėjus gamybai labai sumažėjo skendinčių kietųjų dalelių ir atitinkamai metalų koncentracijos.

Poveikis sveikatai. Daugelis metalų yra dulkių sudedamoji dalis ir daro didelį poveikį sveikatai.

Manganas į atmosferą patenka iš juodosios metalurgijos įmonių (60% visų mangano emisijų), mechaninės inžinerijos ir metalo apdirbimo (23%), spalvotosios metalurgijos (9%), daugybės smulkių šaltinių, pavyzdžiui, suvirinimo.

Didelė mangano koncentracija sukelia neurotoksinio poveikio atsiradimą, progresuojančią centrinės nervų sistemos pažeidimą, plaučių uždegimą.
Didžiausios mangano koncentracijos (0,57–0,66 µg/m3) stebimos dideliuose metalurgijos centruose: Lipecke ir Čerepovece, taip pat Magadane. Dauguma miestų, kuriuose yra didelė Mn koncentracija (0,23 - 0,69 µg/m3), yra susitelkę Kolos pusiasalyje: Zapoliarnas, Kandalakša, Mončegorskas, Olenegorskas (žr. žemėlapį).

1991-1994 metams mangano emisija iš pramonės šaltinių sumažėjo 62%, vidutinės koncentracijos - 48%.

Varis yra vienas iš svarbiausių mikroelementų. Fiziologinis vario aktyvumas daugiausia susijęs su jo įtraukimu į aktyvių redokso fermentų centrų sudėtį. Nepakankamas vario kiekis dirvožemyje neigiamai veikia baltymų, riebalų ir vitaminų sintezę, prisideda prie augalų organizmų nevaisingumo. Varis dalyvauja fotosintezės procese ir daro įtaką augalų azoto pasisavinimui. Tuo pačiu metu per didelė vario koncentracija neigiamai veikia augalų ir gyvūnų organizmus.

Cu(II) junginiai yra labiausiai paplitę natūraliuose vandenyse. Iš Cu(I) junginių dažniausiai yra mažai tirpūs vandenyje Cu2O, Cu2S ir CuCl. Esant ligandams vandeninėje terpėje, kartu su hidroksido disociacijos pusiausvyra, būtina atsižvelgti į įvairių kompleksinių formų, kurios yra pusiausvyroje su metalų vandens jonais, susidarymą.

Pagrindinis vario šaltinis, patenkantis į natūralius vandenis, yra chemijos ir metalurgijos pramonės nuotekos, kasyklų vandenys ir dumblių naikinimui naudojami aldehidiniai reagentai. Varis gali susidaryti dėl varinių vamzdžių ir kitų vandens sistemose naudojamų konstrukcijų korozijos. Požeminiame vandenyje vario kiekis susidaro dėl vandens sąveikos su jo turinčiomis uolienomis (chalkopiritu, chalkocitu, kovelitu, bornitu, malachitu, azuritu, chrizakola, brotantinu).

Didžiausia leistina vario koncentracija sanitarinio ir buitinio vandens telkinių vandenyje – 0,1 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo požymis – bendrasis sanitarinis), žuvininkystės telkinių vandenyje – 0,001 mg/dm3.

Miestas

Norilskas

Mončegorskas

Krasnouralskas

Kolchugino

Zapolyarny

Vario oksido emisija М (tūkst. tonų/metus) ir vidutinė metinė vario koncentracija q (µg/m3).

Varis patenka į orą su metalurgijos pramonės išmetamais teršalais. Išmetant kietąsias daleles, jos daugiausia yra junginių, daugiausia vario oksido, pavidalu.

Spalvotosios metalurgijos įmonės išmeta 98,7% visų antropogeninių šio metalo emisijų, iš kurių 71% atlieka koncerno „Norilsk Nickel“ įmonės, esančios Zapoliarnyuose ir Nikelyje, Mončegorske ir Norilske, o apie 25% vario emisijos. Revdoje, Krasnouralske, Kolchugino ir kt.

Didelė vario koncentracija sukelia intoksikaciją, anemiją ir hepatitą.

Kaip matyti iš žemėlapio, didžiausia vario koncentracija yra Lipecko ir Rudnaja Pristano miestuose. Vario koncentracija taip pat didėja miestuose Kolos pusiasalis, Zapoliarnuose, Mončegorske, Nikelyje, Olenegorske, taip pat Norilske.

Vario emisijos iš pramonės šaltinių sumažėjo 34%, vidutinės koncentracijos - 42%.

Molibdenas

Molibdeno junginiai patenka į paviršinius vandenis dėl jų išplovimo iš egzogeninių mineralų, kuriuose yra molibdeno. Į vandens telkinius molibdenas patenka ir su perdirbimo įmonių bei spalvotosios metalurgijos įmonių nuotekomis. Molibdeno junginių koncentracijos mažėja dėl mažai tirpių junginių nusodinimo, mineralinių suspensijų adsorbcijos procesų ir augalų vandens organizmų vartojimo.

Paviršiniuose vandenyse molibdenas daugiausia yra formos MoO42-. Labai tikėtina, kad jis egzistuoja organomineralinių kompleksų pavidalu. Galimybė kauptis koloidinėje būsenoje atsiranda dėl to, kad molibdenito oksidacijos produktai yra birios smulkiai išsklaidytos medžiagos.

Upių vandenyse molibdeno koncentracija yra nuo 2,1 iki 10,6 µg/dm3. Jūros vandenyje yra vidutiniškai 10 µg/dm3 molibdeno.

Mažais kiekiais molibdenas yra būtinas normaliam augalų ir gyvūnų organizmų vystymuisi. Molibdenas yra fermento ksantino oksidazės dalis. Trūkstant molibdeno, fermento susidaro nepakankamai, o tai sukelia neigiamas organizmo reakcijas. Didelės koncentracijos molibdenas yra kenksmingas. Esant molibdeno pertekliui, sutrinka medžiagų apykaita.

Didžiausia leistina molibdeno koncentracija sanitarinio naudojimo vandens telkiniuose – 0,25 mg/dm3.

Arsenas į natūralius vandenis patenka iš mineralinių šaltinių, arseno mineralizacijos sritys (arseno piritai, realgaras, orpimentas), taip pat iš polimetalinių, vario-kobalto ir volframo tipų uolienų oksidacijos zonų. Tam tikras arseno kiekis gaunamas iš dirvožemio, taip pat dėl ​​augalų ir gyvūnų organizmų skilimo. Arseno suvartojimas vandens organizmų yra viena iš priežasčių, dėl kurių sumažėja jo koncentracija vandenyje, kuri ryškiausiai pasireiškia intensyvaus planktono vystymosi laikotarpiu.

Nemažai arseno į vandens telkinius patenka su perdirbimo įmonių nuotekomis, dažų gamybos, rauginimo ir pesticidų gamyklų atliekomis, taip pat iš žemės ūkio naudmenų, kuriose naudojami pesticidai.

Natūraliuose vandenyse arseno junginiai yra ištirpusios ir suspenduotos būsenos, kurių santykį lemia vandens cheminė sudėtis ir pH vertės. Ištirpusioje formoje arsenas būna trijų ir penkiavalenčių formų, daugiausia kaip anijonai.

Neužterštuose upių vandenyse arseno paprastai randama mikrogramų koncentracija. IN mineraliniai vandenys jo koncentracija gali siekti kelis miligramus 1 dm3, jūros vandenyse vidutiniškai yra 3 µg/dm3, požeminiuose vandenyse būna n.105 µg/dm3. Didelės koncentracijos arseno junginiai yra toksiški gyvūnų ir žmonių organizmui: slopina oksidacinius procesus, stabdo organų ir audinių aprūpinimą deguonimi.

Arseno MPCv yra 0,05 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo rodiklis yra sanitarinis-toksikologinis), o MPCv yra 0,05 mg/dm3.

Nikelio buvimas natūraliuose vandenyse yra dėl uolienų, per kurias praeina vanduo, sudėties: jis randamas sulfidinių vario-nikelio rūdų ir geležies-nikelio rūdų telkinių vietose. Į vandenį jis patenka iš dirvožemio ir augalų bei gyvūnų organizmų irimo metu. Padidėjęs nikelio kiekis, palyginti su kitų rūšių dumbliais, buvo nustatytas melsvadumbliuose. Nikelio junginiai taip pat patenka į vandens telkinius su nuotekomis iš nikelio dengimo cechų, sintetinės gumos gamyklų ir nikelio sodrinimo gamyklų. Deginant iškastinį kurą, išskiriama didžiulė nikelio emisija.

Jo koncentracija gali sumažėti dėl junginių, tokių kaip cianidai, sulfidai, karbonatai ar hidroksidai, nusodinimo (didėjant pH vertėms), dėl vandens organizmų suvartojimo ir adsorbcijos procesų.

Paviršiniuose vandenyse nikelio junginiai yra ištirpusio, suspenduoto ir koloidinio būvio, kurių kiekybinis santykis priklauso nuo vandens sudėties, temperatūros ir pH verčių. Nikelio junginių sorbentais gali būti geležies hidroksidas, organinės medžiagos, labai dispersinis kalcio karbonatas, molis. Ištirpusios formos daugiausia yra kompleksiniai jonai, dažniausiai su aminorūgštimis, humuso ir fulvo rūgštimis, taip pat stipraus cianido komplekso pavidalu. Nikelio junginiai labiausiai paplitę natūraliuose vandenyse, kuriuose jis yra +2 oksidacijos būsenoje. Ni3+ junginiai dažniausiai susidaro šarminėje terpėje.

Nikelio junginiai vaidina svarbų vaidmenį kraujodaros procesuose, yra katalizatoriai. Padidėjęs jo kiekis turi specifinį poveikį širdies ir kraujagyslių sistema. Nikelis yra vienas iš kancerogeninių elementų. Tai gali sukelti kvėpavimo takų ligas. Manoma, kad laisvieji nikelio jonai (Ni2+) yra maždaug 2 kartus toksiškesni nei jo kompleksiniai junginiai.

Neužterštuose ir šiek tiek užterštuose upių vandenyse nikelio koncentracija dažniausiai svyruoja nuo 0,8 iki 10 μg/dm3; užterštoje jo yra kelios dešimtys mikrogramų 1 dm3. Vidutinė nikelio koncentracija jūros vandenyje yra 2 µg/dm3, požeminiame vandenyje – n,103 µg/dm3. Požeminiuose vandenyse, plaunant nikelio turinčias uolienas, nikelio koncentracija kartais padidėja iki 20 mg/dm3.

Nikelis į atmosferą patenka iš spalvotosios metalurgijos įmonių, kurios sudaro 97% visų nikelio emisijų, iš kurių 89% yra iš Norilsko nikelio koncerno įmonių, esančių Zapoliarnyuose ir Nikelyje, Mončegorske ir Norilske.

Padidėjęs nikelio kiekis aplinką veda prie išvaizdos endeminės ligos, bronchų vėžys. Nikelio junginiai priklauso 1-ajai kancerogenų grupei.
Žemėlapyje pavaizduoti keli taškai, kuriuose vidutinė nikelio koncentracija yra didelė Norilsko nikelio koncerno vietose: Apatitas, Kandalakša, Mončegorskas, Olenegorskas.

Pramonės įmonių nikelio emisija sumažėjo 28%, vidutinės koncentracijos - 35%.

Nikelio emisija М (tūkst. tonų/metus) ir vidutinė metinė koncentracija q (µg/m3).

Į natūralius vandenis patenka dėl alavo turinčių mineralų (kasiterito, stanino) išplovimo, taip pat su įvairių pramonės šakų nuotekomis (audinių dažymas, organinių dažiklių sintezė, lydinių gamyba pridedant alavo ir kt.).

Toksinis alavo poveikis nedidelis.

Neužterštuose paviršiniuose vandenyse alavo randama submikrogramų koncentracija. Požeminiame vandenyje jo koncentracija siekia kelis mikrogramus 1 dm3. MPCv yra 2 mg/dm3.

Gyvsidabrio junginiai gali patekti į paviršinius vandenis dėl uolienų išplovimo gyvsidabrio telkinių zonoje (cinobaras, metacinabaritas, gyvasis akmuo), irstant gyvsidabrį kaupiantiems vandens organizmams. Dideli kiekiai į vandens telkinius patenka su nuotekomis iš įmonių, gaminančių dažus, pesticidus, vaistus, kai kurių sprogmenų. Anglimi kūrenamos šiluminės elektrinės į atmosferą išmeta nemažus kiekius gyvsidabrio junginių, kurie dėl šlapių ir sausų kritulių patenka į vandens telkinius.

Ištirpusių gyvsidabrio junginių koncentracijos mažėjimas atsiranda dėl daugelio jūrų ir gėlo vandens organizmų, kurie gali sukaupti jį koncentracijomis, daug kartų didesnėmis nei jo kiekis vandenyje, juos ekstrahuojant, taip pat dėl ​​adsorbcijos procesų skendinčiomis kietosiomis medžiagomis ir dugno nuosėdos.

Paviršiniuose vandenyse gyvsidabrio junginiai yra ištirpę ir suspenduoti. Santykis tarp jų priklauso nuo vandens cheminės sudėties ir pH verčių. Suspenduotas gyvsidabris yra sorbuoti gyvsidabrio junginiai. Ištirpusios formos yra nedisocijuotos molekulės, sudėtingi organiniai ir mineraliniai junginiai. Vandens telkinių vandenyje gyvsidabris gali būti metilo gyvsidabrio junginių pavidalu.

Gyvsidabrio junginiai yra labai toksiški, veikia žmogaus nervų sistemą, sukelia gleivinės pakitimus, motorinė funkcija ir išskyros virškinimo trakto, pakitimai kraujyje ir kt. Bakterijų metilinimo procesai nukreipti į metilo gyvsidabrio junginių susidarymą, kurie yra daug kartų toksiškesni už gyvsidabrio mineralines druskas. Metilgyvsidabrio junginiai kaupiasi žuvyse ir gali patekti į žmogaus organizmą.

Gyvsidabrio MPCv – 0,0005 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo požymis – sanitarinis-toksikologinis), MPCv – 0,0001 mg/dm3.

Natūralūs švino šaltiniai paviršiniuose vandenyse yra endogeninių (galena) ir egzogeninių (anglezitas, cerusitas ir kt.) mineralų tirpimo procesai. Žymus švino kiekio padidėjimas aplinkoje (įskaitant paviršinius vandenis) yra susijęs su anglies deginimu, tetraetilšvino kaip antidetonacinės medžiagos naudojimu variklių degaluose, su nuotekomis iš rūdos perdirbimo įmonių pašalinimu į vandens telkinius. , kai kurios metalurgijos gamyklos, chemijos pramonės įmonės, kasyklos ir kt. Svarbūs veiksniai, mažinantys švino koncentraciją vandenyje, yra jo adsorbcija skendinčiomis dalelėmis ir nusėdimas su jomis į dugno nuosėdas. Be kitų metalų, šviną išgauna ir kaupia hidrobiontai.

Švinas natūraliuose vandenyse randamas ištirpusio ir suspenduoto (sorbuoto) būsenoje. Ištirpusioje formoje jis būna mineralinių ir organinių mineralinių kompleksų, taip pat paprastų jonų pavidalu, netirpioje formoje - daugiausia sulfidų, sulfatų ir karbonatų pavidalu.

Upių vandenyse švino koncentracija svyruoja nuo dešimtųjų iki mikrogramų vienetų 1 dm3. Netgi vandens telkinių, besiribojančių su polimetalinių rūdų plotais, vandenyje jo koncentracija retai siekia keliasdešimt miligramų 1 dm3. Tik chloridiniuose terminiuose vandenyse švino koncentracija kartais siekia kelis miligramus 1 dm3.

Ribojantis švino kenksmingumo rodiklis yra sanitarinis-toksikologinis. Švino MPCv yra 0,03 mg/dm3, MPCv – 0,1 mg/dm3.

Švino yra metalurgijos, metalo apdirbimo, elektrotechnikos, naftos chemijos ir automobilių transporto įmonių išmetamuose teršaluose.

Švino poveikis sveikatai atsiranda įkvėpus švino turinčio oro ir švino patekimo su maistu, vandeniu ir dulkių dalelėmis. Švinas kaupiasi organizme, kauluose ir paviršiniuose audiniuose. Švinas veikia inkstus, kepenis, nervų sistemą ir kraujodaros organus. Pagyvenę žmonės ir vaikai yra ypač jautrūs net mažoms švino dozėms.

Švino emisijos M (tūkst. tonų/metus) ir vidutinės metinės koncentracijos q (µg/m3).

Per septynerius metus švino išmetimas iš pramonės šaltinių sumažėjo 60 % dėl gamybos mažinimo ir daugelio įmonių uždarymo. Staigus pramoninių išmetamųjų teršalų sumažėjimas nėra lydimas transporto priemonių išmetamų teršalų sumažėjimo. Vidutinė švino koncentracija sumažėjo tik 41%. Taršos mažinimo normų ir švino koncentracijų skirtumą galima paaiškinti nepakankamu transporto priemonių išmetamų teršalų įvertinimu ankstesniais metais; Šiuo metu automobilių skaičius ir jų judėjimo intensyvumas išaugo.

Tetraetilo švinas

Jis patenka į natūralius vandenis, nes naudojamas kaip antidetonacinė medžiaga vandens transporto priemonių variklių degaluose, taip pat dėl ​​paviršinio nuotėkio iš miestų teritorijų.

Ši medžiaga pasižymi dideliu toksiškumu, turi kumuliacinių savybių.

Sidabro šaltiniai, patenkantys į paviršinius vandenis, yra požeminis vanduo ir kasyklų, perdirbimo įmonių ir fotografijos įmonių nuotekos. Padidėjęs sidabro kiekis siejamas su baktericidinių ir algicidinių preparatų vartojimu.

Nuotekose sidabras gali būti ištirpusio ir suspenduoto pavidalo, didžiąja dalimi halogenidų druskų pavidalu.

Neužterštuose paviršiniuose vandenyse sidabro randama submikrogramais. Požeminiame vandenyje sidabro koncentracija svyruoja nuo kelių iki dešimčių mikrogramų 1 dm3, jūros vandenyje – vidutiniškai 0,3 μg/dm3.

Sidabro jonai geba sunaikinti bakterijas ir sterilizuoti vandenį net mažomis koncentracijomis (apatinė sidabro jonų baktericidinio veikimo riba – 2,10-11 mol/dm3). Sidabro vaidmuo gyvūnų ir žmonių organizme nebuvo pakankamai ištirtas.

Sidabro MPCv yra 0,05 mg/dm3.

Stibis patenka į paviršinius vandenis išplaunant stibio mineralus (stibnitą, senarmontitą, valentinitą, servingitą, stibiokanitą) ir su nuotekomis iš gumos, stiklo, dažymo ir degtukų įmonių.

Natūraliuose vandenyse stibio junginiai yra ištirpę ir suspenduoti. Paviršiniams vandenims būdingomis redokso sąlygomis gali egzistuoti ir trivalentis, ir penkiavalentis stibis.

Neužterštuose paviršiniuose vandenyse stibio randama submikrograminėmis koncentracijomis, jūros vandenyje jo koncentracija siekia 0,5 µg/dm3, požeminiame – 10 µg/dm3. Stibio MPCv – 0,05 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo rodiklis – sanitarinis-toksikologinis), MPCv – 0,01 mg/dm3.

Trijų ir šešiavalenčių chromo junginių į paviršinius vandenis patenka dėl uolienų (chromito, krokoito, uvarovito ir kt.) išplovimo. Kai kurie kiekiai atsiranda dėl organizmų ir augalų irimo, iš dirvožemio. Į vandens telkinius dideli kiekiai gali patekti su nuotekomis iš galvanizavimo cechų, tekstilės įmonių dažymo cechų, odos raugyklų ir chemijos pramonės. Chromo jonų koncentracijos sumažėjimas gali būti stebimas dėl vandens organizmų suvartojimo ir adsorbcijos procesų.

Paviršiniuose vandenyse chromo junginiai yra ištirpusios ir suspenduotos būsenos, kurių santykis priklauso nuo vandens sudėties, temperatūros ir tirpalo pH. Suspenduoto chromo junginiai daugiausia yra sorbuoti chromo junginiai. Sorbentais gali būti molis, geležies hidroksidas, labai dispersinis nusėdantis kalcio karbonatas, augalų ir gyvūnų liekanos. Ištirpęs chromas gali būti chromatų ir dichromatų pavidalu. Aerobinėmis sąlygomis Cr(VI) virsta Cr(III), kurio druskos neutralioje ir šarminėje terpėje hidrolizuojasi išsiskiriant hidroksidui.

Neužterštuose ir šiek tiek užterštuose upių vandenyse chromo kiekis svyruoja nuo kelių dešimtųjų mikrogramų litre iki kelių mikrogramų litre, užterštuose vandens telkiniuose siekia kelias dešimtis ir šimtus mikrogramų litre. Vidutinė koncentracija jūros vandenyje yra 0,05 µg/dm3, požeminiame vandenyje – dažniausiai n.10 – n.102 µg/dm3.

Cr(VI) ir Cr(III) junginiai in padidinti kiekiai turi kancerogeninių savybių. Cr(VI) junginiai yra pavojingesni.

Į natūralius vandenis patenka dėl natūralių uolienų ir mineralų (sfalerito, cinkito, goslarito, smitsonito, kalamino) naikinimo ir tirpimo procesų, taip pat su nuotekomis iš rūdos perdirbimo gamyklų ir galvanizavimo cechų, pergamentinio popieriaus, mineralinių dažų gamybos. , viskozės pluoštas ir kt

Vandenyje jis daugiausia egzistuoja jonine forma arba mineralinių ir organinių kompleksų pavidalu. Kartais tai būna netirpiomis formomis: hidroksido, karbonato, sulfido ir kt.

Upių vandenyse cinko koncentracija paprastai svyruoja nuo 3 iki 120 µg/dm3, jūros vandenyse – nuo ​​1,5 iki 10 µg/dm3. Rūdos ir ypač žemos pH vertės kasyklų vandenyse kiekis gali būti reikšmingas.

Cinkas yra vienas iš aktyvių mikroelementų, turinčių įtakos augimui ir normalus vystymasis organizmai. Tuo pačiu metu daugelis cinko junginių yra toksiški, visų pirma jo sulfatas ir chloridas.

MPCv Zn2+ yra 1 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo rodiklis – organoleptinis), MPCvr Zn2+ – 0,01 mg/dm3 (ribinis kenksmingumo požymis – toksikologinis).

Sunkieji metalai jau yra antroje vietoje pagal pavojingumą, nusileidžiantys pesticidams ir gerokai lenkiantys tokius žinomus teršalus kaip anglies dioksidas ir siera, tačiau prognozėse jie turėtų tapti pavojingiausiais, pavojingesniais už atominių elektrinių atliekas ir kietąsias medžiagas. atliekų. Tarša sunkiaisiais metalais siejama su plačiu jų panaudojimu pramoninėje gamyboje, kartu su silpnomis valymo sistemomis, dėl kurių sunkieji metalai patenka į aplinką, įskaitant dirvožemį, ją teršdami ir nuodydami.

Sunkieji metalai yra vieni iš prioritetinių teršalų, kurių monitoringas yra privalomas visose aplinkose. Įvairiuose moksliniuose ir taikomuosiuose darbuose autoriai įvairiai interpretuoja sąvokos „sunkieji metalai“ reikšmę. Kai kuriais atvejais sunkiųjų metalų apibrėžimas apima elementus, kurie yra trapūs (pavyzdžiui, bismutas) arba metaloidai (pavyzdžiui, arsenas).

Dirvožemis yra pagrindinė terpė, į kurią patenka sunkieji metalai, įskaitant iš atmosferos ir vandens aplinkos. Jis taip pat tarnauja kaip antrinės paviršinio oro ir vandenų, patenkančių iš jo į Pasaulio vandenyną, taršos šaltinis. Sunkiuosius metalus iš dirvožemio pasisavina augalai, kurie vėliau patenka į labiau organizuotų gyvūnų maistą.
tęsinys
--PUSLAPIO LŪŽIS-- 3.3. apsinuodijimas švinu
Šiuo metu švinas užima pirmąją vietą tarp pramoninio apsinuodijimo priežasčių. Taip yra dėl plataus jo taikymo įvairiose pramonės šakose. Švino rūdos darbuotojai susiduria su švinu švino lydyklose, gaminant baterijas, lituojant, spaustuvėse, gaminant krištolinį stiklą ar keramikos gaminius, švininį benziną, švino dažus ir kt. Atmosferos oro, dirvožemio ir dirvožemio tarša švinu vanduo šalia tokių pramonės šakų, taip pat šalia pagrindinių greitkelių, kelia grėsmę švinu apsinuodyti šiose vietovėse gyvenantiems gyventojams, o ypač vaikams, kurie jautresni sunkiųjų metalų poveikiui.
Reikia apgailestauti, kad Rusijoje nėra valstybinės politikos dėl švino poveikio aplinkai ir visuomenės sveikatai teisinio, reguliavimo ir ekonominio reguliavimo, švino ir jo junginių išmetimo į aplinką (išmetimų, atliekų) mažinimo. , ir dėl visiško švino turinčio benzino gamybos nutraukimo.

Dėl itin nepatenkinamo švietėjiško darbo aiškinant gyventojams sunkiųjų metalų poveikio žmogaus organizmui pavojaus laipsnį, Rusijoje kontingentų, turinčių profesinį kontaktą su švinu, skaičius ne mažėja, o palaipsniui didėja. Lėtinio apsinuodijimo švinu atvejai užregistruoti 14 Rusijos pramonės šakų. Pirmaujančios pramonės šakos yra elektros pramonė (baterijų gamyba), prietaisų gamyba, spauda ir spalvotoji metalurgija, kurioje intoksikaciją sukelia didžiausios leistinos švino koncentracijos (MAC) viršijimas darbo zonos ore 20 arba daugiau kartų.

Reikšmingas švino šaltinis yra automobilių išmetamosios dujos, nes pusė Rusijos vis dar naudoja švino turintį benziną. Tačiau metalurgijos gamyklos, ypač vario lydyklos, išlieka pagrindiniu aplinkos taršos šaltiniu. Ir čia yra lyderiai. Sverdlovsko srities teritorijoje yra 3 didžiausi švino išmetimo šaltiniai šalyje: Krasnouralsko, Kirovogrado ir Revdos miestuose.

Krasnouralsko vario lydyklos kaminai, pastatyti dar stalininės industrializacijos metais ir naudojant 1932 m. įrangą, kasmet į 34 000 gyventojų turintį miestą išmeta 150-170 tonų švino, viską padengdami švino dulkėmis.

Švino koncentracija Krasnouralsko dirvožemyje svyruoja nuo 42,9 iki 790,8 mg/kg, o didžiausia leistina koncentracija MPC = 130 mikronų/kg. Vandens mėginiai kaimyninio kaimo vandentiekyje. Oktyabrsky, maitinamas požeminio vandens šaltinio, užfiksavo MPC perteklių iki dviejų kartų.

Švino tarša turi įtakos žmonių sveikatai. Švino poveikis sutrikdo moterų ir vyrų reprodukcinę sistemą. Nėščioms ir vaisingo amžiaus moterims padidėjęs švino kiekis kraujyje kelia ypatingą pavojų, nes švinas sutrikdo menstruacijų funkciją, dažniau įvyksta priešlaikiniai gimdymai, persileidimai ir vaisiaus mirtis dėl švino prasiskverbimo pro placentos barjerą. Naujagimių mirtingumas yra didelis.

Apsinuodijimas švinu itin pavojingas mažiems vaikams – nukenčia smegenų ir nervų sistemos vystymasis. Ištyrus 165 Krasnouralsko vaikus nuo 4 metų amžiaus, nustatytas reikšmingas protinis atsilikimas 75,7%, o 6,8% tirtų vaikų buvo nustatytas protinis atsilikimas, įskaitant protinį atsilikimą.

Ikimokyklinio amžiaus vaikai yra labiausiai jautrūs žalingam švino poveikiui, nes jų nervų sistema dar tik vystosi. Net ir vartojant mažas dozes, apsinuodijus švinu susilpnėja intelekto išsivystymas, dėmesys ir gebėjimas susikaupti, atsilieka skaitymas, išsivysto agresyvumas, hiperaktyvumas ir kitos vaiko elgesio problemos. Šie vystymosi sutrikimai gali būti ilgalaikiai ir negrįžtami. Mažas gimimo svoris, sustingimas ir klausos praradimas taip pat yra apsinuodijimo švinu pasekmė. Didelės intoksikacijos dozės sukelia protinį atsilikimą, komą, traukulius ir mirtį.

Rusijos ekspertų paskelbtoje baltojoje knygoje rašoma, kad tarša švinu apima visą šalį ir yra viena iš daugelio ekologinių nelaimių buvusioje Sovietų Sąjungoje, kurios pastaraisiais metais išaiškėjo. Didžioji dalis Rusijos teritorijos patiria švino iškritimo apkrovą, kuri viršija normaliam ekosistemos funkcionavimui kritinę vertę. Dešimtyse miestų švino koncentracijos ore ir dirvožemyje viršija reikšmes, atitinkančias MPC.

Didžiausias oro užterštumas švinu, viršijantis MPC, buvo stebimas Komsomolsko prie Amūro, Tobolsko, Tiumenės, Karabašo, Vladimiro, Vladivostoko miestuose.

Didžiausios švino nusėdimo apkrovos, sukeliančios sausumos ekosistemų degradaciją, stebimos Maskvos, Vladimiro, Nižnij Novgorodo, Riazanės, Tulos, Rostovo ir Leningrado srityse.

Stacionarūs šaltiniai yra atsakingi už daugiau nei 50 tonų švino išleidimą įvairių junginių pavidalu į vandens telkinius. Tuo pačiu metu 7 akumuliatorių gamyklos kasmet per kanalizacijos sistemą išleidžia 35 tonas švino. Švino išmetimo į vandens telkinius Rusijos teritorijoje analizė rodo, kad šios apkrovos lyderiai yra Leningrado, Jaroslavlio, Permės, Samaros, Penzos ir Oriolo regionai.

Šaliai reikia Skubios priemonės sumažinti švino taršą, tačiau kol kas Rusijos ekonominė krizė užgožia aplinkosaugos problemas. Užsitęsusioje pramoninėje depresijoje Rusijai trūksta lėšų praeities taršai išvalyti, tačiau jei ekonomika pradės atsigauti ir gamyklos vėl pradės dirbti, tarša gali tik pablogėti.
10 labiausiai užterštų buvusios SSRS miestų

(Metalai pateikiami tam tikrame mieste mažėjančia prioriteto lygio tvarka)

4. Dirvos higiena. Atliekų šalinimas.
Miestų ir kitų gyvenviečių bei jų apylinkių dirvožemis nuo seno skiriasi nuo natūralaus, biologiškai vertingo dirvožemio, kuris atlieka svarbų vaidmenį palaikant ekologinę pusiausvyrą. Miestų dirvožemiui būdingas toks pat žalingas poveikis kaip miesto orui ir hidrosferai, todėl visur vyksta žymus jo degradavimas. Dirvožemio higienai neskiriama pakankamai dėmesio, nors jos, kaip vieno iš pagrindinių biosferos komponentų (oro, vandens, dirvožemio) ir biologinio aplinkos veiksnio, svarba net svarbesnė už vandenį, kadangi pastarojo kiekis (pirmiausia – vandens kokybė). požeminis vanduo) priklauso nuo dirvožemio būklės, todėl šių veiksnių neįmanoma atskirti vienas nuo kito. Dirvožemis turi biologinio savaiminio apsivalymo savybę: dirvožemyje vyksta į ją patekusių atliekų skilimas ir jų mineralizacija; galiausiai dirvožemis jų sąskaita kompensuoja prarastas mineralines medžiagas.

Jei dėl dirvožemio perkrovos prarandamas bet kuris jo mineralizacijos komponentas, tai neišvengiamai sukels savaiminio apsivalymo mechanizmo pažeidimą ir visišką dirvožemio degradaciją. Kita vertus, kūryba optimalias sąlygas savaiminis dirvožemio apsivalymas prisideda prie ekologinės pusiausvyros ir sąlygų visiems gyviems organizmams, įskaitant žmones, egzistavimo išsaugojimo.

Todėl žalingą biologinį poveikį turinčių atliekų neutralizavimo problema neapsiriboja vien jų eksporto klausimu; tai sudėtingesnė higienos problema, nes dirvožemis yra vandens, oro ir žmogaus jungtis.
4.1.
Dirvožemio vaidmuo metabolizme

Biologinis dirvožemio ir žmogaus ryšys daugiausia vyksta metabolizmo būdu. Dirvožemis yra tarsi tiekėjas mineralai būtini medžiagų apykaitos ciklui, augti augalams, kuriuos vartoja žmonės ir žolėdžiai, kuriuos savo ruožtu valgo žmonės ir mėsėdžiai. Taigi dirvožemis aprūpina maistą daugeliui augalų ir gyvūnų pasaulio atstovų.

Vadinasi, pablogėjus dirvožemio kokybei, mažėjant jo biologinei vertei, gebėjimui savaime išsivalyti, atsiranda biologinė grandininė reakcija, kuri, užsitęsus žalingam poveikiui, gali sukelti įvairius gyventojų sveikatos sutrikimus. Be to, sulėtėjus mineralizacijos procesams, medžiagoms irstant susidarantys nitratai, azotas, fosforas, kalis ir kt. gali patekti į geriamąjį požeminį vandenį ir sukelti rimtos ligos(pavyzdžiui, nitratai gali sukelti methemoglobinemiją, pirmiausia kūdikiams).

Vartojant vandenį iš dirvožemio, kuriame nėra jodo, gali išsivystyti endeminė struma ir kt.
4.2.
Ekologinis ryšys tarp dirvožemio ir vandens bei skystų atliekų (nuotekų)

Žmogus iš dirvožemio ištraukia vandenį, reikalingą medžiagų apykaitos procesams ir pačiai gyvybei palaikyti. Vandens kokybė priklauso nuo dirvožemio būklės; ji visada atspindi tam tikro dirvožemio biologinę būklę.

Tai ypač pasakytina apie požeminį vandenį, kurio biologinę vertę iš esmės lemia dirvožemio ir dirvožemio savybės, pastarųjų gebėjimas savaime išsivalyti, filtravimo pajėgumas, makrofloros, mikrofaunos sudėtis ir kt.

Tiesioginė dirvožemio įtaka paviršiniam vandeniui jau ne tokia reikšminga, ji daugiausia siejama su krituliais. Pavyzdžiui, po smarkių liūčių iš dirvožemio į atvirus vandens telkinius (upes, ežerus) išplaunami įvairūs teršalai, įskaitant dirbtines trąšas (azotas, fosfatus), pesticidus, herbicidus, karsto vietose, suskilinėjusiose nuosėdose teršalai gali prasiskverbti pro. įtrūksta į gilumą Požeminis vanduo.

Netinkamas nuotekų valymas taip pat gali sukelti žalingą biologinį poveikį dirvožemiui ir galiausiai sukelti dirvožemio degradaciją. Todėl dirvožemio apsauga gyvenvietėse yra vienas pagrindinių aplinkos apsaugos reikalavimų apskritai.
4.3.
Kietųjų atliekų (buitinių ir gatvių atliekos, pramoninės atliekos, sausas nuotekų sedimentacijos dumblas, radioaktyviosios medžiagos ir kt.) dirvožemio apkrovos ribos.

Problemą dar labiau apsunkina tai, kad miestuose susidarius vis daugiau kietųjų atliekų, jų apylinkėse esantis dirvožemis patiria vis didesnį spaudimą. Dirvožemio savybės ir sudėtis blogėja vis sparčiau.

Iš 64,3 mln. tonų JAV pagaminamo popieriaus 49,1 mln. tonų patenka į atliekas (iš šio kiekio 26 mln. t tiekia namų ūkis, 23,1 mln. t – prekybos tinklas).

Atsižvelgiant į tai, kas išdėstyta, kietųjų atliekų išvežimas ir galutinis šalinimas yra labai reikšminga, sunkiau įgyvendinama higienos problema didėjančios urbanizacijos kontekste.

Galimas galutinis kietųjų atliekų šalinimas užterštoje dirvoje. Tačiau dėl nuolat prastėjančio miesto grunto savaiminio išsivalymo pajėgumo galutinis į žemę užkastų atliekų šalinimas yra neįmanomas.

Žmogus galėtų sėkmingai panaudoti dirvožemyje vykstančius biocheminius procesus, jo neutralizuojančią ir dezinfekuojančią savybę neutralizuoti kietąsias atliekas, tačiau miesto dirvožemis dėl šimtmečių žmonių gyvenimo ir veiklos miestuose jau seniai tapo netinkamas šiam tikslui.

Gerai žinomi savaiminio apsivalymo, dirvožemyje vykstančios mineralizacijos mechanizmai, jose dalyvaujančių bakterijų ir fermentų vaidmuo, taip pat tarpiniai ir galutiniai medžiagų skilimo produktai. Šiuo metu tyrimais siekiama nustatyti veiksnius, užtikrinančius natūralaus dirvožemio biologinę pusiausvyrą, taip pat išsiaiškinti, kiek kietųjų atliekų (ir kokios sudėties) gali būti pažeista dirvožemio biologinė pusiausvyra.
Buitinių atliekų (šiukšlių) kiekis vienam gyventojui kai kuriuose didžiuosiuose pasaulio miestuose

Pažymėtina, kad miestų dirvožemio higieninė būklė dėl jo perkrovos sparčiai blogėja, nors dirvožemio gebėjimas savaime išsivalyti yra pagrindinis higienos reikalavimas biologinei pusiausvyrai palaikyti. Dirvožemis miestuose nebegali susidoroti su savo užduotimi be žmogaus pagalbos. Vienintelė išeitis iš šios situacijos – visiškas atliekų neutralizavimas ir sunaikinimas laikantis higienos reikalavimų.

Todėl tiesiant komunalines paslaugas turėtų būti siekiama išsaugoti natūralų dirvožemio gebėjimą savaime išsivalyti, o jei šis gebėjimas jau tapo nepatenkinamas, tada jis turi būti atkurtas dirbtinai.

Nepalankiausias yra pramoninių atliekų – tiek skystų, tiek kietų – toksinis poveikis. Į dirvą patenka vis daugiau tokių atliekų, su kuriomis ji nepajėgia susitvarkyti. Taigi, pavyzdžiui, netoli superfosfato gamyklų (3 km spinduliu) buvo rastas dirvožemio užterštumas arsenu. Kaip žinoma, kai kurie pesticidai, pavyzdžiui, organiniai chloro junginiai, patekę į dirvą, ilgai nesuyra.

Panaši situacija yra ir su kai kuriomis sintetinėmis pakavimo medžiagomis (polivinilchloridu, polietilenu ir kt.).

Kai kurie nuodingi junginiai anksčiau ar vėliau patenka į požeminį vandenį, dėl to sutrinka ne tik biologinė dirvožemio pusiausvyra, bet ir požeminio vandens kokybė taip pablogėja, kad jis nebegali būti naudojamas kaip geriamasis vanduo.
Buitinėse atliekose (šiukšlėse) esančių pagrindinių sintetinių medžiagų kiekio procentas

*
Kartu su kitų plastikų atliekomis, kurios kietėja veikiant šilumai.
Atliekų problema šiandien išaugo ir dėl to, kad dalis atliekų, daugiausia žmonių ir gyvūnų išmatos, naudojamos žemės ūkio paskirties žemei tręšti [išmatose yra nemažas kiekis azoto-0,4-0,5%, fosforo (P203)-0,2-0,6 %, kalio (K? 0) -0,5-1,5%, anglies-5-15%]. Ši miesto problema išplito į miesto mikrorajonus.
4.4.
Dirvožemio vaidmuo plintant įvairioms ligoms

Dirvožemis vaidina svarbų vaidmenį plintant infekcinėms ligoms. Apie tai dar praėjusiame amžiuje pranešė Petterkofferis (1882) ir Fodoras (1875), kurie daugiausia pabrėžė dirvožemio vaidmenį plintant žarnyno ligoms: cholerai, vidurių šiltinės, dizenterija ir kt. Jie taip pat atkreipė dėmesį į tai, kad kai kurios bakterijos ir virusai dirvožemyje išlieka gyvybingi ir virulentiški mėnesius. Vėliau daugelis autorių patvirtino savo pastabas, ypač susijusias su miesto dirvožemiu. Pavyzdžiui, choleros sukėlėjas požeminiame vandenyje išlieka gyvybingas ir patogeniškas nuo 20 iki 200 dienų, vidurių šiltinės sukėlėjas išmatose – nuo ​​30 iki 100 dienų, paratifo sukėlėjas – nuo ​​30 iki 60 dienų. (Užkrečiamųjų ligų plitimo požiūriu miesto dirvožemis yra daug pavojingesnis nei mėšlu patręštas lauko dirvožemis.)

Kai kurie autoriai, norėdami nustatyti dirvožemio užterštumo laipsnį, naudoja bakterijų skaičiaus (E. coli) nustatymą, kaip ir vandens kokybei nustatyti. Kiti autoriai mano, kad tikslinga papildomai nustatyti termofilinių bakterijų, dalyvaujančių mineralizacijos procese, skaičių.

Užkrečiamųjų ligų plitimą per dirvą labai palengvina žemės laistymas nuotekomis. Kartu prastėja ir dirvožemio mineralizacijos savybės. Todėl laistymas nuotekomis turėtų būti atliekamas nuolat griežtai prižiūrint sanitariškai ir tik už miesto ribų.

4.5.
Žalingas pagrindinių teršalų (kietų ir skystų atliekų) poveikis, sukeliantis dirvožemio degradaciją

4.5.1.
Skystų atliekų neutralizavimas dirvožemyje

Skaičiuje gyvenvietės be kanalizacijos, kai kurios atliekos, įskaitant mėšlą, neutralizuojamos dirvožemyje.

Kaip žinote, tai yra lengviausias būdas neutralizuoti. Tačiau tai leistina tik tuo atveju, jei kalbame apie biologiškai vertingą dirvožemį, kuris išlaikė savaiminį apsivalymą, o tai nebūdinga miestų dirvožemiams. Jei dirvožemis šių savybių nebeturi, tada, siekiant apsaugoti jį nuo tolesnės degradacijos, reikia sudėtingų techninių įrenginių skystoms atliekoms neutralizuoti.

Daug kur atliekos neutralizuojamos komposto duobėse. Techniškai šis sprendimas yra sudėtinga užduotis. Be to, skysčiai gali prasiskverbti į dirvą gana dideliais atstumais. Užduotį dar labiau apsunkina tai, kad miesto nuotekose daugėja nuodingų pramoninių atliekų, kurios net labiau nei žmonių ir gyvūnų išmatos pablogina dirvožemio mineralizacijos savybes. Todėl į komposto duobes leidžiama išleisti tik tas nuotekas, kurios anksčiau buvo nusėdusios. Priešingu atveju sutrinka dirvožemio filtravimo pajėgumas, tada dirvožemis praranda kitas apsaugines savybes, po truputį užsikemša poros ir t.t.

Žmonių išmatų naudojimas žemės ūkio laukams drėkinti yra antras būdas neutralizuoti skystas atliekas. Šis metodas kelia dvigubą higieninį pavojų: pirma, jis gali sukelti dirvožemio perkrovą, antra, šios atliekos gali tapti rimtu infekcijos šaltiniu. Todėl išmatas pirmiausia reikia dezinfekuoti ir tinkamai apdoroti, o tik tada naudoti kaip trąšas. Čia yra du priešingi požiūriai. Pagal higienos reikalavimus išmatos beveik visiškai sunaikinamos, o šalies ūkio požiūriu – vertinga trąša. Šviežių išmatų negalima naudoti sodų ir laukų laistymui, prieš tai jų nedezinfekavus. Jei vis tiek turite naudoti šviežias išmatas, tada joms reikia tokio neutralizavimo laipsnio, kad jie beveik neturi jokios vertės kaip trąšos.

Išmatos gali būti naudojamos kaip trąšos tik specialiai tam skirtose vietose – taikant nuolatinę sanitarinę ir higieninę kontrolę, ypač atsižvelgiant į požeminio vandens būklę, musių skaičių ir kt.

Gyvūnų išmatų šalinimo ir šalinimo į dirvą reikalavimai iš esmės nesiskiria nuo žmonių išmatų šalinimo.

Dar visai neseniai mėšlas buvo reikšmingas vertingų maisto medžiagų šaltinis žemės ūkiui, siekiant pagerinti dirvožemio derlingumą. Tačiau pastaraisiais metais mėšlas prarado savo svarbą, iš dalies dėl žemės ūkio mechanizavimo, iš dalies dėl vis dažniau naudojamų dirbtinių trąšų.

Nesant tinkamo apdorojimo ir šalinimo, pavojingas ir mėšlas, taip pat neapdorotos žmonių išmatos. Todėl prieš išvežant į laukus mėšlui leidžiama subręsti, kad per šį laiką (60-70 °C temperatūroje) jame vyktų reikalingi bioterminiai procesai. Po to mėšlas laikomas „subrendusiu“ ir išlaisvinamas nuo daugumos jame esančių patogenų (bakterijų, kirmėlių kiaušinėlių ir kt.).

Reikia atsiminti, kad mėšlo sandėliai gali būti ideali vieta daugintis musėms, skatinančioms įvairių žarnyno infekcijų plitimą. Reikėtų pažymėti, kad musės reprodukcijai mieliausiai renkasi kiaulių mėšlą, tada arklių, avių ir galiausiai – karvių mėšlą. Prieš išvežant mėšlą į laukus, jis turi būti apdorotas insekticidais.
tęsinys
--PUSLAPIO LŪŽIS--

TURINYS

Įvadas

1. Dirvožemio danga ir jos naudojimas

2. Dirvožemio erozija (vandens ir vėjo) ir kovos su ja būdai

3. Pramoninė dirvožemio tarša

3.1 Rūgštus lietus

3.2 Sunkieji metalai

3.3 Apsinuodijimas švinu

4. Dirvos higiena. Atliekų šalinimas

4.1 Dirvožemio vaidmuo medžiagų apykaitai

4.2 Ekologinis dirvožemio ir vandens bei skystųjų atliekų (nuotekų) ryšys

4.3 Kietųjų atliekų (buitinių ir gatvių atliekos, pramoninės atliekos, sausas dumblas po nuotekų sedimentacijos, radioaktyviosios medžiagos) dirvožemio apkrovos ribos

4.4 Dirvožemio vaidmuo plintant įvairioms ligoms

4.5 Žalingas pagrindinių teršalų (kietų ir skystų atliekų) poveikis, dėl kurio blogėja dirvožemis

4.5.1 Skystų atliekų dirvožemyje nukenksminimas

4.5.2.1 Kietųjų atliekų dirvožemyje nukenksminimas

4.5.2.2 Atliekų surinkimas ir šalinimas

4.5.3 Galutinis pašalinimas ir šalinimas

4.6 Radioaktyviųjų atliekų šalinimas

Išvada

Naudotų šaltinių sąrašas

Įvadas.

Tam tikra dalis dirvožemių tiek Rusijoje, tiek visame pasaulyje kasmet išeina iš žemės ūkio apyvartos dėl įvairių priežasčių, kurios išsamiai aptariamos UIR. Tūkstančiai ar daugiau hektarų žemės yra paveikti erozijos, rūgštaus lietaus, netinkamo valdymo ir toksiškų atliekų. Norint to išvengti, reikia susipažinti su produktyviausiomis ir nebrangiausiomis melioracijos priemonėmis (melioracijos apibrėžimą žr. pagrindinėje darbo dalyje), kurios didina dirvožemio dangos derlingumą, o visų pirma Neigiama įtaka ant žemės ir kaip to išvengti.

Šie tyrimai suteikia įžvalgų apie žalingą poveikį dirvožemiui ir buvo atlikti remiantis daugybe knygų, straipsnių ir mokslo žurnalai skirta dirvožemio problemoms ir aplinkos apsaugai.

Pati dirvožemio taršos ir degradacijos problema visada buvo aktuali. Dabar prie to, kas buvo pasakyta, galime papildyti, kad mūsų laikais antropogeninė įtaka labai veikia gamtą ir tik auga, o dirvožemis mums yra vienas pagrindinių maisto ir drabužių šaltinių, jau nekalbant apie tai, kad ja vaikštome. ir visada su ja artimai bendraus.

1. Dirvožemio danga ir jos naudojimas.

Dirvožemio danga yra svarbiausias natūralus darinys. Jo reikšmę visuomenės gyvenimui lemia tai, kad dirvožemis yra pagrindinis maisto šaltinis, aprūpinantis 97-98% pasaulio gyventojų maisto išteklių. Kartu dirvožemio danga yra žmogaus veiklos vieta, kurioje vyksta pramonės ir žemės ūkio produkcija.

Pabrėždamas ypatingą maisto vaidmenį visuomenės gyvenime, net V. I. Leninas pažymėjo: „Tikrieji ekonomikos pamatai yra maisto fondas“.

Svarbiausia dirvožemio dangos savybė yra jos derlingumas, kuris suprantamas kaip dirvožemio savybių, užtikrinančių žemės ūkio augalų derlių, visuma. Natūralų dirvožemio derlingumą reguliuoja dirvožemio aprūpinimas maistinėmis medžiagomis ir jo vandens, oro bei šilumos režimai. Dirvožemio dangos vaidmuo sausumos ekologinių sistemų produktyvumui yra didelis, nes dirvožemis maitina sausumos augalus vandeniu ir daugybe junginių ir yra esminis komponentas augalų fotosintezės aktyvumas. Dirvožemio derlingumas priklauso ir nuo joje sukauptos saulės energijos kiekio. Gyvi organizmai, augalai ir gyvūnai, gyvenantys Žemėje, fiksuoja saulės energiją fito- arba zoomasės pavidalu. Sausumos ekologinių sistemų produktyvumas priklauso nuo šiluminių ir vandens balansasžemės paviršiaus, kuris lemia materijos formų įvairovę ir medžiagų mainus planetos geografiniame apvalkale.

Analizuodamas žemės svarbą visuomeninei gamybai, K. Marksas išskyrė dvi sąvokas: žemė-materija ir žemė-kapitalas. Pirmasis iš jų turi būti suprastas žemė, kuri atsirado evoliucinio vystymosi procese, be žmonių valios ir sąmonės, yra žmonių gyvenamoji vieta ir jo maisto šaltinis. Nuo to momento, kai žemė žmonių visuomenės vystymosi procese tampa gamybos priemone, ji veikia nauja savybe – kapitalu, be kurio neįsivaizduojamas darbo procesas, „...nes ji suteikia darbuotojui... vieta, ant kurios jis stovi ... , ir jos procesas-apimtis...“. Būtent dėl ​​šios priežasties žemė yra universalus bet kokios žmogaus veiklos veiksnys.

Žemės vaidmuo ir vieta įvairiose materialinės gamybos sferose, pirmiausia pramonėje ir žemės ūkyje, nėra vienodi. Apdirbamojoje pramonėje, statybose, transporte žemė yra ta vieta, kur vyksta darbo procesai, nepaisant natūralaus dirvožemio derlingumo. Žemės ūkio paskirties žemė yra kitokia. Žmogaus darbo įtakoje natūralus vaisingumas iš potencialaus virsta ekonominiu. Žemės išteklių naudojimo žemės ūkyje specifika lemia tai, kad jie veikia dviem skirtingomis savybėmis – kaip darbo objektas ir kaip gamybos priemonė. K. Marksas pažymėjo: „Tik naujai investuodami kapitalą į žemės sklypus... žmonės padidino žemės kapitalą, nepadidindami žemės materijos, t. y. žemės erdvės“.

Žemė žemės ūkyje veikia kaip gamybinė jėga dėl savo natūralaus derlingumo, kuris nelieka pastovus. Racionaliai naudojant žemę, tokį derlingumą galima padidinti melioracijos priemonėmis gerinant jos vandens, oro ir šiluminį režimą bei didinant maistinių medžiagų kiekį dirvožemyje. Priešingai, neracionaliai naudojant žemės išteklius, mažėja jų derlingumas, dėl to mažėja augalų derlingumas. Kai kuriose vietose pasėlių auginimas tampa visiškai neįmanomas, ypač druskingose ​​ir eroduotose dirvose.

Esant žemam visuomenės gamybinių jėgų išsivystymo lygiui, maisto gamyba plečiasi dėl naujų žemių įtraukimo į žemės ūkį, o tai atitinka ekstensyvią žemės ūkio plėtrą. Prie to prisideda dvi sąlygos: laisvos žemės prieinamumas ir galimybė ūkininkauti už prieinamą vidutinį kapitalo sąnaudų ploto vienetui lygį. Toks žemės išteklių ir žemės ūkio naudojimas būdingas daugeliui besivystančių šiuolaikinio pasaulio šalių.

Mokslo ir technologinės revoliucijos eroje pramoninėse ir besivystančiose šalyse buvo aiškiai atskirta ūkininkavimo sistema. Pirmiesiems būdingas žemės ūkio intensyvėjimas panaudojant mokslo ir technologijų revoliucijos pasiekimus, kai žemės ūkis vystosi ne dėl dirbamos žemės ploto padidėjimo, o dėl į žemę investuojamo kapitalo padidėjimo. Daugumos pramoninių kapitalistinių šalių riboti žemės ištekliai, dėl didelio gyventojų skaičiaus augimo didėjanti žemės ūkio produktų paklausa visame pasaulyje, aukštoji kultūražemės ūkis prisidėjo prie šių šalių žemės ūkio perkėlimo į intensyvios plėtros kelią dar šeštajame dešimtmetyje. Žemės ūkio intensyvėjimo proceso įsibėgėjimas pramoninėse kapitalistinėse šalyse yra susijęs ne tik su mokslo ir technologijų revoliucijos laimėjimais, bet daugiausia su kapitalo investavimo į žemės ūkį pelningumu, kuris sutelkė žemės ūkio gamybą stambių žemės savininkų rankose ir sužlugdyti smulkieji ūkininkai.

Žemės ūkis besivystančiose šalyse vystėsi kitaip. Tarp opių šių šalių gamtos išteklių problemų galima išskirti: žemą agrarinę kultūrą, dėl kurios degradavo dirvožemis (padidėjo erozija, įdruskėjimas, sumažėjo derlingumas) ir natūrali augmenija (pavyzdžiui, atogrąžų miškai), nykimas. vandens ištekliai, žemių dykumėjimas, kuris ypač ryškiai pasireiškia Afrikos žemyne. Visi šie veiksniai, susiję su besivystančių šalių socialinėmis ir ekonominėmis problemomis, lėmė nuolatinį maisto trūkumą šiose šalyse. Taigi devintojo dešimtmečio pradžioje besivystančios šalys atitinkamai grūdų (222 kg) ir mėsos (14 kg) apsirūpinimu buvo kelis kartus prastesnės už pramoniniu požiūriu išsivysčiusias kapitalistines šalis. Maisto problemos sprendimas besivystančiose šalyse neįsivaizduojamas be didelių socialinių ir ekonominių transformacijų.

Mūsų šalyje žemės santykių pagrindas yra visos šalies (nacionalinės) žemės nuosavybė, atsiradusi dėl visos žemės nacionalizavimo. Agrariniai santykiai kuriami remiantis planais, pagal kuriuos ateityje turėtų vystytis žemės ūkis, su valstybės finansine ir kreditine pagalba bei aprūpinant reikiamu kiekiu technikos ir trąšų. Žemės ūkio darbuotojų apmokėjimas pagal darbo kiekį ir kokybę skatina nuolatinį jų gyvenimo lygio kilimą.

Visas žemės fondas naudojamas remiantis ilgalaikiais valstybės planais. Tokių planų pavyzdys buvo neapdorotų ir nedirbtų žemių plėtra šalies rytuose (XX amžiaus šeštojo dešimtmečio vidurys), kurios dėka per trumpą laiką tapo įmanoma į ariamąją žemę įtraukti daugiau nei 41 mln. hektarų naujų plotų. Kitas pavyzdys – su Maisto programos įgyvendinimu susijusių priemonių rinkinys, numatantis paspartinti žemės ūkio gamybos plėtrą, didinant žemės ūkio kultūrą, plačiai įgyvendinant melioracijos priemones, taip pat įgyvendinant 2015 m. plačią žemės ūkio naudmenų socialinio-ekonominio rekonstrukcijos programą.

Viso pasaulio žemės ištekliai aprūpina maistu daugiau žmonių, nei yra šiuo metu ir artimiausiu metu. Tačiau dėl gyventojų skaičiaus augimo, ypač besivystančiose šalyse, dirbamos žemės kiekis, tenkantis vienam gyventojui, mažėja.

Pastaruoju metu dėl sparčios pramonės plėtros smarkiai išaugo sunkiųjų metalų kiekis aplinkoje. Sąvoka „sunkieji metalai“ taikoma metalams, kurių tankis didesnis nei 5 g/cm 3, arba kurių atominis skaičius didesnis nei 20. Nors yra ir kitas požiūris, pagal kurį daugiau nei 40 cheminiai elementai kurių atominė masė didesnė kaip 50 at. vienetų Tarp cheminių elementų sunkieji metalai yra nuodingiausi ir pagal pavojingumo lygį nusileidžia pesticidams. Tuo pačiu metu toksiški yra šie cheminiai elementai: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Sunkiųjų metalų fitotoksiškumas priklauso nuo jų cheminės savybės: valentingumas, jonų spindulys ir gebėjimas formuoti kompleksus. Dažniausiai pagal toksiškumo laipsnį elementai išsidėsto seka: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Tačiau ši serija gali šiek tiek pasikeisti dėl nevienodo elementų nusodinimo dirvožemiu ir perėjimo į augalams neprieinamą būseną, augimo sąlygų, pačių augalų fiziologinių ir genetinių savybių. Sunkiųjų metalų transformacija ir migracija vyksta tiesiogiai ir netiesiogiai veikiant komplekso susidarymo reakcijai. Vertinant aplinkos taršą, būtina atsižvelgti į dirvožemio savybes ir visų pirma į granulometrinę sudėtį, humuso kiekį ir buferiškumą. Buferinis pajėgumas suprantamas kaip dirvožemio gebėjimas palaikyti pastovų metalų koncentraciją dirvožemio tirpale.

Dirvožemyje sunkieji metalai yra dviejose fazėse – kietoje ir dirvos tirpale. Metalų egzistavimo formą lemia aplinkos reakcija, dirvožemio tirpalo cheminė ir medžiaginė sudėtis ir visų pirma organinių medžiagų kiekis. Elementai - kompleksinės medžiagos, teršiančios dirvožemį, daugiausia susitelkusios viršutiniame 10 cm sluoksnyje. Tačiau rūgštinant mažai buferinį dirvožemį, nemaža dalis metalų iš mainų sugertos būsenos patenka į dirvožemio tirpalą. Kadmis, varis, nikelis, kobaltas pasižymi stipriu migracijos gebėjimu rūgščioje aplinkoje. Sumažinus pH 1,8-2 vienetais, cinko mobilumas padidėja 3,8-5,4, kadmio - 4-8, vario - 2-3 kartus.

1 lentelė MPC (MAC) standartai, foninės cheminių elementų koncentracijos dirvožemyje (mg/kg)

Taigi, patekę į dirvą sunkieji metalai greitai sąveikauja su organiniais ligandais, sudarydami sudėtingus junginius. Taigi, esant mažoms koncentracijoms dirvožemyje (20-30 mg/kg), apie 30% švino yra kompleksų su organinėmis medžiagomis pavidalu. Švino kompleksinių junginių dalis didėja, kai jo koncentracija yra iki 400 mg/g, o vėliau mažėja. Metalai taip pat sorbuojami (keičiami arba nekeičiami) nusodinant geležies ir mangano hidroksidus, molio mineralus ir dirvožemio organines medžiagas. Augalams prieinami ir galintys išsiplauti metalai dirvožemio tirpale randami laisvųjų jonų, kompleksų ir chelatų pavidalu.

HM pasisavinimas dirvožemyje labiau priklauso nuo aplinkos reakcijos ir nuo to, kokie anijonai vyrauja dirvožemio tirpale. Rūgščioje aplinkoje labiau sorbuojasi varis, švinas ir cinkas, o šarminėje – kadmis ir kobaltas intensyviai. Varis pirmiausia jungiasi su organiniais ligandais ir geležies hidroksidais.

2 lentelė Mikroelementų mobilumas įvairiuose dirvožemiuose priklausomai nuo dirvožemio tirpalo pH

Dirvožemio ir klimato veiksniai dažnai lemia HM migracijos ir transformacijos dirvožemyje kryptį ir greitį. Taigi, miško stepių zonos dirvožemio ir vandens režimų sąlygos prisideda prie intensyvios vertikalios HM migracijos palei dirvožemio profilį, įskaitant galimą metalų perkėlimą vandens srautu išilgai plyšių, šaknų vagų ir kt.

Nikelis (Ni) yra periodinės sistemos VIII grupės elementas, kurio atominė masė yra 58,71. Nikelis kartu su Mn, Fe, Co ir Cu priklauso vadinamiesiems pereinamiesiems metalams, kurių junginiai yra labai biologiškai aktyvūs. Dėl struktūrinių ypatybių elektronų orbitalės pirmiau minėti metalai, įskaitant nikelį, turi ryškią savybę kompleksuoti. Nikelis gali sudaryti stabilius kompleksus, pavyzdžiui, su cisteinu ir citratu, taip pat su daugeliu organinių ir neorganinių ligandų. Geocheminė pirminių uolienų sudėtis daugiausia lemia nikelio kiekį dirvožemyje. Daugiausia nikelio yra dirvose, susidariusiose iš bazinių ir ultrabazinių uolienų. Kai kurių autorių teigimu, daugumos rūšių nikelio pertekliaus ir toksiškumo ribos svyruoja nuo 10 iki 100 mg/kg. Pagrindinė nikelio masė yra nepajudinamai pritvirtinta dirvožemyje, o labai silpna migracija koloidinėje būsenoje ir mechaninių suspensijų sudėtyje neturi įtakos jų pasiskirstymui vertikaliame profilyje ir yra gana vienoda.

Švinas (Pb). Švino chemiją dirvožemyje lemia subtilus priešingai nukreiptų procesų balansas: sorbcija-desorbcija, tirpimas-perėjimas į kietą būseną. Į dirvožemį su emisijomis patekęs švinas įtraukiamas į fizikinių, cheminių ir fizikinių-cheminių virsmų ciklą. Iš pradžių dominuoja mechaninio poslinkio procesai (švino dalelės juda paviršiumi ir dirvožemyje išilgai plyšių) ir konvekcinė difuzija. Tada, tirpstant kietosios fazės švino junginiams, pradedami sudėtingesni fizikiniai ir cheminiai procesai (ypač jonų difuzijos procesai), kuriuos lydi švino junginių, gaunamų su dulkėmis, transformacija.

Nustatyta, kad švinas migruoja tiek vertikaliai, tiek horizontaliai, o antrasis procesas vyrauja prieš pirmąjį. Per 3 metus trukusių stebėjimų ant dirvos paviršiaus lokaliai į dirvos paviršių patekusios švino dulkės horizontalia kryptimi pasislinko 25–35 cm, o jų prasiskverbimo gylis į dirvos storį siekė 10–15 cm. Svarbų vaidmenį vaidina biologiniai veiksniai. švino migracija: augalų šaknys sugeria jonus metalus; auginimo sezono metu jie juda dirvožemio storiu; Kai augalai miršta ir suyra, švinas patenka į aplinkinę dirvožemio masę.

Yra žinoma, kad dirvožemis turi savybę surišti (sorbuoti) į ją patekusį technogeninį šviną. Manoma, kad sorbcija apima keletą procesų: visišką keitimąsi sugeriančio dirvožemio komplekso katijonais (nespecifinė adsorbcija) ir daugybę švino kompleksavimo reakcijų su dirvožemio komponentų donorais (specifinė adsorbcija). Dirvožemyje švinas daugiausia siejamas su organinėmis medžiagomis, taip pat su molio mineralais, mangano oksidais, geležies ir aliuminio hidroksidais. Surišdamas šviną, humusas neleidžia jam migruoti į gretimą aplinką ir riboja jo patekimą į augalus. Iš molio mineralų ilitai pasižymi polinkiu į švino sorbciją. Padidėjęs dirvožemio pH kalkinimo metu lemia dar didesnį švino surišimą su dirvožemiu, nes susidaro mažai tirpūs junginiai (hidroksidai, karbonatai ir kt.).

Švinas, esantis dirvožemyje judriomis formomis, laikui bėgant fiksuojamas dirvožemio komponentais ir tampa nebepasiekiamas augalams. Namų tyrinėtojų teigimu, švinas stipriausiai fiksuojamas chernozemo ir durpių-dumblų dirvožemiuose.

Kadmis (Cd) Kadmio ypatybė, išskirianti jį iš kitų HM, yra ta, kad dirvožemio tirpale jis daugiausia yra katijonų pavidalu (Cd 2+), nors dirvožemyje su neutralia aplinkos reakcija gali susidaryti mažai tirpus. kompleksai su sulfatais, fosfatais arba hidroksidais.

Turimais duomenimis, kadmio koncentracija foninių dirvožemių dirvožemio tirpaluose svyruoja nuo 0,2 iki 6 µg/l. Dirvožemio taršos židiniuose jis padidėja iki 300-400 µg/l.

Yra žinoma, kad kadmis dirvožemyje yra labai judrus; gali dideliais kiekiais pereiti iš kietosios fazės į skystą ir atvirkščiai (dėl to sunku numatyti jo patekimą į augalą). Kadmio koncentraciją dirvožemio tirpale reguliuojančius mechanizmus lemia sorbcijos procesai (sorbcija turime omenyje adsorbciją, kritulius, kompleksų susidarymą). Kadmis dirvožemyje pasisavinamas mažesniais kiekiais nei kiti HM. Sunkiųjų metalų judrumui dirvožemyje apibūdinti naudojamas metalų koncentracijų kietojoje fazėje ir pusiausvyros tirpalo koncentracijų santykis. Didelės šio santykio reikšmės rodo, kad HM išlieka kietoje fazėje dėl sorbcijos reakcijos, mažos vertės – dėl to, kad metalai yra tirpale, iš kur gali migruoti į kitas terpes arba patekti į įvairias. reakcijos (geocheminės arba biologinės). Yra žinoma, kad pagrindinis kadmio surišimo procesas yra molio adsorbcija. Naujausi tyrimai taip pat parodė didelį vaidmenį šiame hidroksilo grupių, geležies oksidų ir organinių medžiagų procese. Esant žemam užterštumo lygiui ir neutraliai reaguojant į terpę, kadmį daugiausia adsorbuoja geležies oksidai. O rūgščioje aplinkoje (pH = 5) organinės medžiagos pradeda veikti kaip galingas adsorbentas. Esant žemesniam pH (pH=4), adsorbcijos funkcijos pereina beveik vien tik į organines medžiagas. Mineraliniai komponentai šiuose procesuose nustoja atlikti bet kokį vaidmenį.

Yra žinoma, kad kadmis yra ne tik sorbuojamas dirvožemio paviršiaus, bet ir fiksuojamas dėl kritulių, koaguliacijos ir molio mineralų įsisavinimo tarp paketų. Jis difunduoja į dirvožemio daleles per mikroporas ir kitais būdais.

Kadmis dirvožemyje fiksuojamas įvairiais būdais skirtingo tipo. Kol kas mažai žinoma apie kadmio konkurencinius ryšius su kitais metalais sorbcijos procesuose dirvožemį sugeriančiame komplekse. Remiantis ekspertų tyrimais Technikos universitetas Kopenhagoje (Danija), esant nikeliui, kobaltui ir cinkui, buvo slopinamas kadmio įsisavinimas dirvožemyje. Kiti tyrimai parodė, kad kadmio sorbcijos procesai dirvožemyje suyra esant chloro jonams. Dirvožemio prisotinimas Ca 2+ jonais padidino kadmio sorbcijos gebą. Daugelis kadmio ryšių su dirvožemio komponentais yra trapūs, tam tikromis sąlygomis (pavyzdžiui, rūgščios aplinkos reakcijos metu) jis išsiskiria ir vėl ištirpsta.

Atskleidžiamas mikroorganizmų vaidmuo kadmio tirpimo ir jo perėjimo į judrią būseną procese. Dėl jų gyvybinės veiklos susidaro arba vandenyje tirpių metalų kompleksai, arba susidaro fizinės ir cheminės sąlygos, palankios kadmiui pereiti iš kietos fazės į skystą.

Procesai, vykstantys su kadmiu dirvožemyje (sorbcija-desorbcija, perėjimas į tirpalą ir kt.), yra tarpusavyje susiję ir priklausomi, šio metalo patekimas į augalus priklauso nuo jų krypties, intensyvumo ir gylio. Yra žinoma, kad kadmio sorbcijos dirvožemyje vertė priklauso nuo pH vertės: kuo dirvožemio pH didesnis, tuo jis labiau pasisavina kadmį. Taigi, turimais duomenimis, esant pH intervalui nuo 4 iki 7,7, padidėjus pH vienetui, dirvožemio sorbcijos geba kadmio atžvilgiu padidėjo maždaug tris kartus.

Cinkas (Zn). Cinko trūkumas gali pasireikšti tiek rūgščiose, stipriai podzolizuotose lengvose dirvose, tiek karbonatinėse, neturtingose ​​cinko ir labai humusingose ​​dirvose. Cinko trūkumo pasireiškimą sustiprina didelių fosfatinių trąšų dozių naudojimas ir stiprus podirvio arimas iki ariamo horizonto.

Didžiausias bendras cinko kiekis tundros (53-76 mg/kg) ir chernozemo (24-90 mg/kg) dirvožemiuose, mažiausias - velėniniuose-podzoliniuose (20-67 mg/kg). Cinko trūkumas dažniausiai pasireiškia neutraliuose ir silpnai šarminiuose kalkinguose dirvožemiuose. Rūgščioje dirvoje cinkas yra judresnis ir prieinamas augalams.

Cinkas dirvožemyje yra joninėje formoje, kur katijonų mainų mechanizmas adsorbuojamas rūgštinėje arba chemisorbcijos būdu šarminėje terpėje. Zn 2+ jonas yra pats judriausias. Cinko mobilumui dirvožemyje daugiausia įtakos turi pH vertė ir molio mineralų kiekis. Esant pH<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

Pasak A.P.Vinogradovo (1952), visi cheminiai elementai vienaip ar kitaip dalyvauja augalų gyvenime, o jei daugelis jų laikomi fiziologiškai reikšmingais, tai tik todėl, kad tam dar nėra įrodymų. Nedideliu kiekiu patekęs į augalą ir tapęs juose esančių fermentų sudedamąja dalimi ar aktyvatoriais, mikroelementas atlieka aptarnavimo funkcijas medžiagų apykaitos procesuose. Kai į aplinką patenka neįprastai didelė elementų koncentracija, jie tampa toksiški augalams. Perteklinis sunkiųjų metalų įsiskverbimas į augalų audinius sutrikdo normalią jų organų veiklą, ir šis sutrikimas yra stipresnis, tuo didesnis toksinių medžiagų perteklius. Dėl to produktyvumas krenta. Toksinis HM poveikis pasireiškia nuo ankstyvųjų augalų vystymosi etapų, tačiau skirtingu laipsniu skirtinguose dirvožemiuose ir įvairiems pasėliams.

Augalų cheminių elementų įsisavinimas yra aktyvus procesas. Pasyvi difuzija sudaro tik 2-3% visos suvirškintų mineralinių komponentų masės. Kai metalų kiekis dirvožemyje yra fono lygyje, vyksta aktyvi jonų absorbcija, o jei atsižvelgsime į mažą šių elementų mobilumą dirvožemyje, tada prieš jų absorbciją turėtų būti mobilizuojami stipriai surišti metalai. Kai HM kiekis šaknies sluoksnyje gerokai viršija ribines koncentracijas, kuriose metalas gali fiksuotis vidinių dirvožemio išteklių sąskaita, į šaknis patenka toks metalų kiekis, kurio membranos nebegali išlaikyti. Dėl to jonų arba elementų junginių tiekimą nustoja reguliuoti ląstelių mechanizmai. HM intensyviau kaupiasi rūgščiose dirvose nei dirvose su neutralia arba artima neutralia aplinkos reakcija. Faktinio HM jonų dalyvavimo cheminėse reakcijose matas yra jų aktyvumas. Didelės koncentracijos HM toksinis poveikis augalams gali pasireikšti kitų cheminių elementų tiekimo ir paskirstymo sutrikimu. HM sąveikos su kitais elementais pobūdis skiriasi priklausomai nuo jų koncentracijos. Migracija ir patekimas į augalą vyksta sudėtingų junginių pavidalu.

Pradiniu aplinkos taršos sunkiaisiais metalais laikotarpiu dėl dirvožemio buferinių savybių, lemiančių toksinių medžiagų inaktyvavimą, augalai neigiamo poveikio praktiškai nepatirs. Tačiau apsauginės dirvožemio funkcijos nėra neribotos. Didėjant sunkiųjų metalų taršos lygiui, jų inaktyvacija tampa nepilna, o jonų srautas puola šaknis. Dalį jonų augalas sugeba pereiti į mažiau aktyvią būseną dar prieš jiems prasiskverbdamas į augalų šaknų sistemą. Tai, pavyzdžiui, chelatacija naudojant šaknų sekretus arba adsorbcija išoriniame šaknų paviršiuje, susidarant sudėtingiems junginiams. Be to, kaip parodė augmenijos eksperimentai su akivaizdžiai toksiškomis cinko, nikelio, kadmio, kobalto, vario ir švino dozėmis, šaknys yra sluoksniuose, neužterštose HM dirvožemiais ir šių variantų fototoksiškumo simptomų nėra.

Nepaisant apsauginių šaknų sistemos funkcijų, HM patenka į šaknį taršos sąlygomis. Tokiu atveju įsijungia apsaugos mechanizmai, dėl kurių atsiranda specifinis HM pasiskirstymas tarp augalų organų, leidžiantis kuo geriau užtikrinti jų augimą ir vystymąsi. Tuo pačiu metu, pavyzdžiui, HM kiekis šaknų ir sėklų audiniuose labai užterštos aplinkos sąlygomis gali skirtis 500–600 kartų, o tai rodo dideles šio požeminio augalo organo apsaugines galimybes.

Cheminių elementų perteklius sukelia augalų toksikozę. Didėjant HM koncentracijai, iš pradžių sulėtėja augalų augimas, vėliau prasideda lapų chlorozė, kurią pakeičia nekrozė, galiausiai pažeidžiama šaknų sistema. Toksinis HM poveikis gali pasireikšti tiesiogiai ir netiesiogiai. Tiesioginis HM pertekliaus poveikis augalų ląstelėse atsiranda dėl sudėtingų formavimosi reakcijų, dėl kurių blokuojami fermentai arba nusodinami baltymai. Fermentinės sistemos dezaktyvuojamos dėl metalo fermento pakeitimo metalo teršalu. Esant kritiniam toksinės medžiagos kiekiui, fermento katalizinis gebėjimas žymiai sumažėja arba visiškai blokuojamas.

AP Vinogradovas (1952) išskyrė augalus, gebančius koncentruoti elementus. Jis atkreipė dėmesį į dviejų tipų augalus – koncentratorius:

1) augalai, koncentruojantys elementus masiniu mastu;

2) selektyvinės (rūšinės) koncentracijos augalai.

Pirmojo tipo augalai praturtinami cheminiais elementais, jei pastarųjų dirvožemyje yra padidėjęs. Koncentraciją šiuo atveju lemia aplinkos veiksnys.

Antrojo tipo augalams būdingas nuolat didelis vienokių ar kitokių cheminių elementų kiekis, nepriklausomai nuo jo kiekio aplinkoje. Taip yra dėl genetiškai fiksuoto poreikio.

Atsižvelgiant į sunkiųjų metalų įsisavinimo iš dirvožemio į augalus mechanizmą, galima kalbėti apie barjerinį (nekoncentruojantį) ir bebarjerinį (koncentruojantį) elementų kaupimosi tipus. Barjerų kaupimasis būdingas daugumai aukštesnių augalų, o ne bryofitams ir kerpėms. Taigi M. A. Toikka ir L. N. Potekhinos darbuose (1980) sfagnas (2,66 mg/kg) buvo įvardytas kaip augalas-kobalto koncentratorius; varis (10,0 mg/kg) - beržas, kaulavaisis, pakalnutė; manganas (1100 mg / kg) - mėlynės. Lepp ir kt. (1987) nustatė didelę kadmio koncentraciją beržynuose augančio grybo Amanita muscaria sporoforuose. Grybelio sporoforuose kadmio buvo 29,9 mg/kg sausos masės, o dirvoje, kurioje jie augo, – 0,4 mg/kg. Yra nuomonė, kad augalai, kurie yra kobalto koncentratoriai, taip pat yra labai tolerantiški nikeliui ir gali jį kaupti dideliais kiekiais. Tai visų pirma Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae šeimų augalai. Tarp vaistinių augalų taip pat yra nikelio koncentratorių ir superkoncentratorių. Superkoncentratoriai yra melionmedis, belladonna belladonna, geltonoji mache, motininė žolė, mėsinė raudonoji pasifloros gėlė ir lancetiška termopsis. Didelės koncentracijos cheminių elementų kaupimosi maistinėje terpėje tipas priklauso nuo augalų vegetacijos fazių. Bebarjerinis kaupimasis būdingas daigų fazei, kai augalams antžeminės dalys nediferencijuojamos į įvairius organus, o paskutinėse vegetacijos fazėse – subrendus, taip pat žiemos ramybės laikotarpiu, kai gali kauptis be kliūčių. lydi perteklinių cheminių elementų išsiskyrimas kietojoje fazėje (Kovalevsky, 1991).

Hiperakumuliaciniai augalai buvo rasti Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae ir Scrophulariaceae šeimose (Baker 1995). Geriausiai žinomas ir ištirtas iš jų yra Brassica juncea (Indijos garstyčios) – augalas, išvystantis didelę biomasę ir galintis kaupti Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B ir Se (Nanda Kumar). ir kt., 1995; Salt ir kt., 1995; Raskin ir kt., 1994). Iš įvairių tirtų augalų rūšių B. juncea turėjo ryškiausią savybę pernešti šviną į oro dalis, o oro organuose sukaupė daugiau nei 1,8 % šio elemento (sausos masės atžvilgiu). Kitų augalų rūšių, nepriklausančių Brassicaceae šeimai, biologinio prieinamumo koeficientas buvo mažesnis nei 1, išskyrus saulėgrąžas (Helianthus annuus) ir tabaką (Nicotiana tabacum).

Pagal daugelio užsienio autorių naudojamą augalų klasifikaciją pagal reakciją į sunkiųjų metalų buvimą auginimo terpėje augalai turi tris pagrindines strategijas augti metalais užterštoje dirvoje:

Metalo išskyrikliai.

Tokie augalai išlaiko pastovią mažą metalo koncentraciją, nepaisant didelių jo koncentracijos skirtumų dirvožemyje, daugiausia išlaikant metalą šaknyse. Išskirtiniai augalai gali pakeisti ląstelių sienelių membranų pralaidumą ir metalo surišimo gebą arba išskirti didelius kompleksonų kiekius.

Metaliniai indikatoriai.

Tai apima augalų rūšis, kurios aktyviai kaupia metalą antžeminėse dalyse ir paprastai atspindi metalo kiekį dirvožemyje. Jie yra tolerantiški esamam metalų koncentracijos lygiui, nes susidaro tarpląsteliniai metalą rišantys junginiai (chelatoriai), arba keičia metalo skyriaus pobūdį, laikydami jį metalui nejautriose vietose. Augalų rūšys, kaupiančios metalus. Šiai grupei priklausantys augalai gali kaupti metalą antžeminėje biomasėje daug didesnėmis koncentracijomis nei dirvožemyje. Baker ir Brooks apibrėžė metalinius hiperakumuliatorius kaip augalus, kuriuose yra daugiau nei 0,1%, t.y. daugiau kaip 1000 mg/g vario, kadmio, chromo, švino, nikelio, kobalto arba 1 % (daugiau kaip 10 000 mg/g) cinko ir mangano sausos masės. Retiesiems metalams ši vertė yra didesnė nei 0,01 % sausos masės. Tyrėjai nustato hiperakumuliacines rūšis rinkdami augalus iš vietovių, kuriose dirvožemyje yra metalų, viršijančių foninę koncentraciją, pavyzdžiui, užterštose vietose ar rūdos kūnų atodangose. Hiperakumuliacijos reiškinys tyrinėtojams kelia daug klausimų. Pavyzdžiui, kokią reikšmę augalams turi metalo kaupimasis labai toksiškomis koncentracijomis. Galutinis atsakymas į šį klausimą dar negautas, tačiau yra kelios pagrindinės hipotezės. Manoma, kad tokie augalai turi sustiprintą jonų įsisavinimo sistemą ("netyčinio" įsisavinimo hipotezę), kad galėtų atlikti tam tikras fiziologines funkcijas, kurios dar nebuvo ištirtos. Taip pat manoma, kad hiperakumuliacija yra viena iš augalų tolerancijos dideliam metalų kiekiui augančioje aplinkoje rūšių.

Dėl padidėjusios metalų koncentracijos dirvožemyje jie kaupiasi laukinėje floroje ir žemės ūkio pasėliuose, o tai lydi maisto grandinių užteršimas. Didelė metalų koncentracija daro dirvą netinkamą augalams augti, todėl sutrikdoma biologinė įvairovė. Sunkiaisiais metalais užteršti dirvožemiai gali būti sutvarkyti cheminėmis, fizinėmis ir biologinėmis priemonėmis. Apskritai juos galima suskirstyti į dvi kategorijas.

Taikant ex situ metodą, reikia pašalinti užterštą dirvą, kad būtų galima auginti vietoje arba už jos ribų, ir grąžinti apdorotą dirvą į pradinę vietą. Užteršto dirvožemio valymo ex situ metodų seka apima teršalo iškasimą, detoksikaciją ir (arba) skaidymą fizinėmis arba cheminėmis priemonėmis, dėl kurių teršalas stabilizuojamas, nusodinamas, imobilizuojamas, sudeginamas arba suyra.

In situ metodas apima užteršto dirvožemio valymą jo nekasant. Reed ir kt. in situ valymo technologijas apibrėžė kaip teršalo skaidymą arba transformavimą, imobilizavimą siekiant sumažinti biologinį prieinamumą ir teršalo atskyrimą nuo dirvožemio. Dėl mažos kainos ir švelnaus poveikio ekosistemai pirmenybė teikiama in situ metodui, o ne ex-situ metodui. Tradicinis ex situ metodas apima sunkiaisiais metalais užteršto grunto pašalinimą ir užkasimą, o tai nėra optimalus pasirinkimas, nes užkasus užterštą dirvą ne vietoje, užteršimo problema tiesiog perkeliama kitur; tačiau yra tam tikra rizika, susijusi su užteršto dirvožemio transportavimu. Sunkiųjų metalų praskiedimas iki priimtino lygio į užterštos vietos dirvožemį įpilant švaraus dirvožemio ir juos sumaišant, uždengiant dirvą inertiška medžiaga gali būti alternatyva užterštos vietos dirvožemio valymui.

Neorganinio teršalo imobilizavimas gali būti naudojamas kaip sunkiaisiais metalais užteršto dirvožemio valymo būdas. Tai galima pasiekti kompleksuojant teršalus arba didinant dirvožemio pH kalkinant. Padidinus pH, sumažėja sunkiųjų metalų, tokių kaip Cd, Cu, Ni ir Zn, tirpumas dirvožemyje. Nors rizika patekti į augalus sumažėja, metalų koncentracija dirvožemyje išlieka nepakitusi. Dauguma šių tradicinių kelių valymo technologijų daro dar daugiau žalos ir taip pažeistai aplinkai. Bioremediacijos technologijos, vadinamos „fitoremediacija“, apima žaliųjų augalų ir su jais susijusios mikrobiotos naudojimą užteršto dirvožemio ir požeminio vandens valymui in situ. Idėja naudoti metalo akumuliacinius įrenginius sunkiųjų metalų ir kitų junginių pašalinimui pirmą kartą buvo pasiūlyta 1983 m. Terminas „fitoremediacija“ susideda iš graikiško priešdėlio fito- (augalas), pridedamo prie lotyniškos šaknies remedium (atstatymas).

Šakniastiebių filtravimas apima augalų (tiek sausumos, tiek vandens) naudojimą adsorbuoti, koncentruoti ir nusodinti į šaknis teršalus iš užteršto vandens šaltinių, kuriuose teršalų koncentracija maža. Šiuo metodu galima iš dalies išvalyti pramonines nuotekas, paviršinį nuotėkį iš žemės ūkio paskirties žemės ir įrenginių arba rūgštinį drenažą iš kasyklų ir kasyklų. Šakniastiebių filtracija gali būti taikoma švinui, kadmiui, variui, nikeliui, cinkui ir chromui, kuriuos daugiausia sulaiko šaknys. Rizofiltracijos pranašumai apima galimybę naudoti tiek "in situ", tiek "ex-situ" ir naudoti augalų rūšis, kurios nėra hiperakumuliacinės. Ištirtas saulėgrąžų, indiškų garstyčių, tabako, rugių, špinatų ir kukurūzų gebėjimas pašalinti šviną iš nuotekų, o saulėgrąžų valymo efektyvumas yra didžiausias.

Fitostabilizavimas visų pirma naudojamas dirvožemiui, nuosėdoms ir nuotekų dumblui apdoroti ir priklauso nuo augalų šaknų gebėjimo apriboti teršalų mobilumą ir biologinį prieinamumą dirvožemyje. Fitostabilizavimas atliekamas sorbuojant, nusodinant ir kompleksuojant metalus. Augalai sumažina per užterštą dirvą prasiskverbiančio vandens kiekį, o tai užkerta kelią erozijos procesams, ištirpusiems teršalams prasiskverbti į paviršinius ir gruntinius vandenis bei plisti į neužterštos teritorijos. Fitostabilizavimo privalumas yra tas, kad šiuo metodu nereikia pašalinti užterštos augalų biomasės. Tačiau pagrindinis jo trūkumas yra teršalo išsaugojimas dirvožemyje, todėl naudojant šį valymo metodą turi būti nuolat stebimas teršalų kiekis ir biologinis prieinamumas.

Fitoekstrakcija yra tinkamiausias būdas pašalinti iš dirvožemio sunkiųjų metalų druskas, nepažeidžiant dirvožemio struktūros ir derlingumo. Kai kurie autoriai šį metodą vadina fitoakumuliacija. Kadangi augalas sugeria, koncentruoja ir nusodina toksiškus metalus ir radionuklidus iš užteršto dirvožemio biomasėje, tai yra geriausias būdas išvalyti paviršių, kuriuose yra pasklidosios taršos ir santykinai mažos teršalų koncentracijos. Yra dvi pagrindinės fitoekstrakcijos strategijos:

Fitoekstrakcija, kai yra chelatų, arba indukuota fitoekstrakcija, kai pridedant dirbtinių chelatų padidėja metalo teršalo mobilumas ir absorbcija;

Nuoseklus fitoekstrakcija, kai metalo pašalinimas priklauso nuo natūralaus augalų gebėjimo apsivalyti; tuo pačiu metu kontroliuojamas tik augalų sėjimo (sodinimo) skaičius. Hiperakumuliacinių rūšių atradimas dar labiau prisidėjo prie šios technologijos kūrimo. Kad ši technologija būtų realiai įgyvendinama, augalai turi iš savo šaknų išskirti dideles sunkiųjų metalų koncentracijas, perkelti juos į antžeminę biomasę ir gaminti didelius augalų biomasės kiekius. Šiuo atveju svarbūs tokie veiksniai kaip augimo greitis, elementų selektyvumas, atsparumas ligoms ir derliaus nuėmimo būdas. Tačiau lėtas augimas, paviršutiniškai besiskleidžiančios šaknų sistemos ir mažas biomasės produktyvumas riboja hiperakumuliacinių rūšių naudojimą sunkiaisiais metalais užterštoms vietoms valyti.

Fitogarinimas apima augalų naudojimą teršalams pašalinti iš dirvožemio, paversti juos lakia forma ir transpiracijai į atmosferą. Fitogarinimas pirmiausia naudojamas gyvsidabriui pašalinti, paverčiant gyvsidabrio joną mažiau toksišku elementiniu gyvsidabriu. Trūkumas yra tas, kad gyvsidabris, išleistas į atmosferą, greičiausiai bus perdirbtas nusėdimo metu ir vėl patekęs į ekosistemą. Amerikiečių mokslininkai nustatė, kad kai kurie augalai, augantys ant substrato, kuriame gausu seleno, gamina lakiąjį seleną dimetilselenido ir dimetildiselenido pavidalu. Yra pranešimų, kad fitogarinimas buvo sėkmingai pritaikytas tričiui, radioaktyviam vandenilio izotopui, kuris suskyla iki stabilaus helio, kurio pusinės eliminacijos laikas yra apie 12 metų. Fitodegradacija. Organinių medžiagų fitoremediacijoje augalų metabolizmas yra susijęs su teršalų atsigavimu transformuojant, skaidant, stabilizuojant arba išgarinant teršalus iš dirvožemio ir požeminio vandens. Fitodegradacija – tai augalo absorbuotų organinių medžiagų skilimas į paprastesnes molekules, kurios įsijungia į augalų audinius.

Augaluose yra fermentų, kurie gali suskaidyti ir paversti ginklų atliekas, chlorintus tirpiklius, tokius kaip trichloretilenas ir kitus herbicidus. Fermentai dažniausiai yra dehalogenazės, oksigenazės ir reduktazės. Rizodegradacija – tai organinių junginių skaidymas dirvožemyje per mikrobų veiklą šaknų zonoje (rizosferoje) ir yra daug lėtesnis procesas nei fitodegradacija. Minėti fitoremediacijos metodai gali būti taikomi kompleksiškai. Taigi iš literatūros apžvalgos matyti, kad fitoremediacija šiuo metu yra sparčiai besivystanti tyrimų sritis. Per pastaruosius dešimt metų mokslininkai iš daugelio pasaulio šalių gavo eksperimentinį patvirtinimą, taip pat ir šioje srityje, šio metodo perspektyvas valyti užterštos terpės nuo organinių, neorganinių teršalų ir radionuklidų.

Šis aplinkai nekenksmingas ir nebrangus užterštos teritorijos valymo būdas yra tikra alternatyva tradiciniams pažeistų ir užterštos žemės atkūrimo metodams. Rusijoje komercinis fitoremediacijos taikymas sunkiaisiais metalais ir įvairiais organiniais junginiais, pavyzdžiui, naftos produktais, užterštam dirvožemiui yra tik pradiniame etape. Reikalingi plataus masto tyrimai ieškant greitai augančių augalų, turinčių ryškų gebėjimą kaupti teršalus iš kultivuojamų ir laukinėje gamtoje augančių rūšių, būdingų konkrečiam regionui, eksperimentiškai patvirtinti jų didelį fitoremediacinį potencialą ir ištirti būdus, kaip jį padidinti. Atskira svarbi tyrimų sritis – užterštos augalų biomasės panaudojimo, siekiant užkirsti kelią įvairių ekosistemos komponentų pakartotiniam užteršimui ir teršalų patekimui į maisto grandines, tyrimas.

Įvairių teritorijų dirvožemių cheminė sudėtis yra nevienalytė, o dirvožemiuose esančių cheminių elementų pasiskirstymas visoje teritorijoje yra netolygus. Pavyzdžiui, sunkieji metalai, būdami daugiausia išsklaidytos būsenos, gali sudaryti vietinius ryšius, kur jų koncentracijos yra šimtus ir tūkstančius kartų didesnės nei Clarke lygiai.

Nemažai cheminių elementų yra būtini normaliam organizmo funkcionavimui. Jų trūkumas, perteklius ar disbalansas gali sukelti ligas, vadinamas mikroelementozėmis 1, arba biogeochemines endemijas, kurios gali būti ir natūralios, ir žmogaus sukeltos. Jų pasiskirstyme svarbus vaidmuo tenka vandeniui, taip pat maisto produktams, kuriuose cheminiai elementai maisto grandinėmis patenka iš dirvožemio.

Eksperimentiškai nustatyta, kad HM procentą augaluose įtakoja HM procentas dirvožemyje, atmosferoje ir vandenyje (dumblių atveju). Taip pat pastebėta, kad dirvožemiuose, kuriuose yra vienodas sunkiųjų metalų kiekis, ta pati kultūra duoda skirtingą derlių, nors sutapo ir klimato sąlygos. Tada buvo atrasta produktyvumo priklausomybė nuo dirvožemio rūgštingumo.

Atrodo, kad dirvožemio užterštumas kadmiu, gyvsidabriu, švinu, arsenu, variu, cinku ir manganu yra labiausiai ištirtas. Apsvarstykite dirvožemio užterštumą šiais metalais kiekvienam atskirai. 2

Kadmis (Cd)

Kadmio kiekis žemės plutoje yra apie 0,15 mg/kg. Kadmis koncentruojasi vulkaninėse (nuo 0,001 iki 1,8 mg/kg), metamorfinėse (nuo 0,04 iki 1,0 mg/kg) ir nuosėdinėse uolienose (nuo 0,1 iki 11,0 mg/kg). Tokių žaliavų pagrindu suformuotuose dirvožemiuose yra 0,1–0,3; atitinkamai 0,1 - 1,0 ir 3,0 - 11,0 mg/kg kadmio.

Rūgščiuose dirvožemiuose kadmis yra Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, o kalkinguose - Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 + pavidalu.

Kalkinant rūgščius dirvožemius, augalų kadmio pasisavinimas gerokai sumažėja. Šiuo atveju pH padidėjimas sumažina kadmio tirpumą dirvožemio drėgme, taip pat dirvožemio kadmio biologinį prieinamumą. Taigi kadmio kiekis burokėlių lapuose kalkingose ​​dirvose buvo mažesnis nei kadmio kiekis tuose pačiuose augaluose nekalkintose dirvose. Panašus poveikis buvo parodytas ryžiams ir kviečiams -->.

Neigiamas pH padidėjimo poveikis kadmio prieinamumui yra susijęs su ne tik kadmio tirpumo dirvožemio tirpalo fazėje, bet ir šaknų aktyvumo sumažėjimu, kuris turi įtakos absorbcijai.

Dirvožemyje kadmis yra gana neaktyvus, o į jo paviršių įpylus kadmio turinčios medžiagos, didžioji jo dalis lieka nepažeista.

Teršalų pašalinimo iš dirvožemio metodai apima arba paties užteršto sluoksnio pašalinimą, kadmio pašalinimą iš sluoksnio arba užteršto sluoksnio padengimą. Kadmis gali būti paverstas sudėtingais netirpiais junginiais naudojant kompleksonus (pvz., etilendiamintetraacto rūgštį). .

Dėl gana greito kadmio pasisavinimo iš dirvožemio augalai ir mažai toksiškas veiksmas Esant įprastoms koncentracijoms, kadmis gali kauptis augaluose ir patekti į mitybos grandinę greičiau nei švinas ir cinkas. Todėl didžiausią pavojų žmonių sveikatai kadmis kelia, kai atliekas patenka į dirvą.

Kadmio, kuris gali patekti į žmogaus mitybos grandinę iš užteršto dirvožemio, kiekio sumažinimo procedūra augalų dirvožemis, nenaudojamas maistui arba tiems augalams, kurie sugeria nedidelį kiekį kadmio.

Paprastai rūgščiame dirvožemyje auginami augalai sugeria daugiau kadmio nei neutraliuose ar šarminiuose dirvožemiuose. Todėl rūgščių dirvožemių kalkinimas yra efektyvi priemonė sumažinti įsisavinamo kadmio kiekį.

Gyvsidabris (Hg)

Gyvsidabris gamtoje randamas metalo garų Hg 0 pavidalu, susidarančių jam garuojant iš žemės plutos; neorganinių Hg (I) ir Hg (II) druskų pavidalu ir organinio metilo gyvsidabrio junginio CH 3 Hg +, CH 3 Hg + ir (CH 3) 2 Hg monometilo ir dimetilo darinių pavidalu.

Gyvsidabris kaupiasi viršutiniame dirvos horizonte (0-40 cm) ir silpnai migruoja į gilesnius jo sluoksnius. Gyvsidabrio junginiai yra labai stabilios dirvožemio medžiagos. Gyvsidabriu užterštoje dirvoje augantys augalai pasisavina nemažą elemento kiekį ir sukaupia jį pavojingomis koncentracijomis arba neauga.

Švinas (Pb)

Bandymų, atliktų smėlio kultūros sąlygomis, įvedant ribines Hg (25 mg/kg) ir Pb (25 mg/kg) koncentracijas dirvožemyje ir viršijant ribą 2–20 kartų, duomenimis, avižiniai augalai auga ir vystosi. paprastai iki tam tikro užterštumo lygio. Didėjant metalų koncentracijai (Pb, pradedant nuo 100 mg/kg dozės), išvaizda augalai. Esant didelėms metalų dozėms, augalai miršta per tris savaites nuo eksperimento pradžios. Metalų kiekis biomasės komponentuose mažėjančia tvarka pasiskirsto taip: šaknys – antžeminė dalis – grūdai.

Bendras švino patekimas į atmosferą (taigi ir iš dalies į dirvožemį) iš transporto priemonių Rusijoje 1996 m. buvo įvertintas apie 4,0 tūkst. tonų, iš kurių 2,16 tūkst. tonų sudarė krovininis transportas. Didžiausia švino apkrova buvo Maskvos ir Samaros regionuose, toliau sekė Kalugos, Nižnij Novgorodo, Vladimiro regionai ir kiti Rusijos Federacijos subjektai, esantys centrinėje Rusijos europinės teritorijos dalyje ir Šiaurės Kaukazas. Didžiausias absoliutus švino išmetimas buvo pastebėtas Uralo (685 t), Volgos (651 t) ir Vakarų Sibiro (568 t) regionuose. O labiausiai neigiamas švino emisijų poveikis buvo pastebėtas Tatarstano, Krasnodaro ir Stavropolio teritorijose, Rostovo, Maskvos, Leningrado, Nižnij Novgorodo, Volgogrado, Voronežo, Saratovo ir Samaros regionuose (laikraštis “ Žalias pasaulis“, specialusis numeris Nr. 28, 1997).

Arsenas (As)

Arsenas aplinkoje randamas įvairiomis chemiškai stabiliomis formomis. Dvi pagrindinės jo oksidacijos būsenos yra As(III) ir As(V). Gamtoje penkiavalentis arsenas yra paplitęs įvairių neorganinių junginių pavidalu, nors trivalentis arsenas lengvai randamas vandenyje, ypač anaerobinėmis sąlygomis.

Varis(cu)

Natūralūs vario mineralai dirvožemyje yra sulfatai, fosfatai, oksidai ir hidroksidai. Vario sulfidai gali susidaryti prastai nusausintame arba užtvindytame dirvožemyje, kur realizuojamos redukuojančios sąlygos. Vario mineralai paprastai yra per daug tirpūs, kad liktų laisvai nusausintame žemės ūkio dirvožemyje. Užterštoje metaliniai gruntai Tačiau cheminė aplinka gali būti kontroliuojama ne pusiausvyros procesais, dėl kurių kaupiasi metastabilios kietosios fazės. Daroma prielaida, kad kovelito (CuS) arba chalkopirito (CuFeS 2) galima rasti ir atkurtuose, variu užterštuose dirvožemiuose.

Vario pėdsakai gali būti kaip atskiri sulfidiniai intarpai silikatuose ir gali izomorfiškai pakeisti katijonus filosilikatuose. Nesubalansuoti krūvio molio mineralai nespecifiškai sugeria varį, o geležies ir mangano oksidai ir hidroksidai pasižymi labai dideliu specifiniu afinitetu variui. Didelės molekulinės masės organiniai junginiai gali būti kieti vario absorbentai, o mažos molekulinės masės organinės medžiagos linkusios sudaryti tirpius kompleksus.

Dirvožemio sudėties sudėtingumas riboja galimybę kiekybiškai atskirti vario junginius į specifines chemines formas. nurodo --> Buvimas didelė masė vario konglomeratų yra tiek organinėse medžiagose, tiek Fe ir Mn oksiduose. Vario turinčių atliekų arba neorganinių vario druskų įvedimas padidina vario junginių koncentraciją dirvožemyje, kurią galima išgauti palyginti švelniais reagentais; taigi vario dirvožemyje galima rasti labilių cheminių formų pavidalu. Tačiau lengvai tirpus ir pakeičiamas elementas – varis – sudaro nedaug formų, kurias augalai gali pasisavinti, paprastai mažiau nei 5 % viso vario kiekio dirvožemyje.

Vario toksiškumas didėja didėjant dirvožemio pH ir sumažėjus dirvožemio katijonų mainams. Vario sodrinimas dėl ekstrahavimo vyksta tik paviršiniuose dirvožemio sluoksniuose, o pasėliai su gilia šaknų sistema nuo to nenukenčia.

Aplinka ir augalų mityba gali turėti įtakos vario fitotoksiškumui. Pavyzdžiui, vario toksiškumas ryžiams lygumose buvo aiškiai pastebėtas, kai augalai buvo laistomi šaltu, o ne šiltu vandeniu. Faktas yra tas, kad šaltame dirvožemyje slopinamas mikrobiologinis aktyvumas ir dirvožemyje susidaro tokios redukuojančios sąlygos, kurios prisidėtų prie vario nusodinimo iš tirpalo.

Fitotoksiškumas variui iš pradžių atsiranda dėl turimo vario pertekliaus dirvožemyje ir jį sustiprina dirvožemio rūgštingumas. Kadangi varis dirvožemyje gana neaktyvus, beveik visas į dirvą patekęs varis lieka viršutiniuose sluoksniuose. Organinių medžiagų patekimas į variu užterštą dirvą gali sumažinti toksiškumą dėl tirpaus metalo adsorbcijos organiniame substrate (šiuo atveju Cu 2+ jonai paverčiami sudėtingais junginiais, mažiau prieinamais augalui) arba padidėjus jų mobilumui. Cu 2+ jonus ir išplaunant juos iš dirvožemio tirpių organinio vario kompleksų pavidalu.

Cinkas (Zn)

Cinko dirvožemyje galima rasti oksosulfatų, karbonatų, fosfatų, silikatų, oksidų ir hidroksidų pavidalu. Šie neorganiniai junginiai metastabili gerai nusausintoje žemės ūkio paskirties žemėje. Matyt, sfaleritas ZnS yra termodinamiškai vyraujanti forma tiek redukuotame, tiek oksiduotame dirvožemyje. Tam tikras cinko ryšys su fosforu ir chloru yra akivaizdus sumažėjusiose nuosėdose, užterštose sunkiaisiais metalais. Todėl daug metalų turinčiose dirvose turėtų būti gana tirpių cinko druskų.

Cinkas yra izomorfiškai pakeistas kitais katijonais silikatiniuose mineraluose ir gali būti užkimštas arba nusodintas kartu su mangano ir geležies hidroksidais. Filosilikatai, karbonatai, hidratuoti metalų oksidai ir organiniai junginiai gerai sugeria cinką, naudodami specifines ir nespecifines surišimo vietas.

Cinko tirpumas didėja rūgščiame dirvožemyje, taip pat komplekse su mažos molekulinės masės organiniais ligandais. Mažinančios sąlygos gali sumažinti cinko tirpumą, nes susidaro netirpus ZnS.

Cinko fitotoksiškumas dažniausiai pasireiškia tada, kai augalų šaknys liečiasi su cinko tirpalo pertekliumi dirvožemyje. Cinko pernešimas per dirvožemį vyksta mainų ir difuzijos būdu, pastarasis procesas vyrauja dirvožemiuose, kuriuose yra mažai cinko. Metabolinis pernešimas yra reikšmingesnis daug cinko turinčiose dirvose, kuriose tirpaus cinko koncentracijos yra gana stabilios.

Cinko mobilumas dirvožemyje padidėja, kai yra kompleksonų (natūralių arba sintetinių). Tirpiojo cinko koncentracijos padidėjimas, kurį sukelia tirpių chelatų susidarymas, kompensuoja mobilumo sumažėjimą dėl molekulinio dydžio padidėjimo. Cinko koncentracija augalų audiniuose, bendras pasisavinimas ir toksiškumo simptomai teigiamai koreliuoja su cinko koncentracija tirpale, plaunančioje augalų šaknis.

Laisvąjį Zn 2+ joną daugiausia sugeria augalų šaknų sistema, todėl tirpių chelatų susidarymas prisideda prie šio metalo tirpumo dirvožemyje, o ši reakcija kompensuoja sumažėjusį cinko prieinamumą chelato pavidalu.

Pradinė metalo užterštumo forma turi įtakos cinko toksiškumo galimybei: cinko prieinamumas augalui tręštuose dirvožemiuose, kuriuose yra lygiavertis bendras šio metalo kiekis, sumažėja serijoje ZnSO 4 >dumblas>šiukšlių kompostas.

Dauguma dirvožemio užterštumo Zn turinčiu dumblu eksperimentų neparodė derliaus sumažėjimo ar akivaizdaus jų fitotoksiškumo; tačiau jų ilgalaikis naudojimas dideliu greičiu gali pakenkti augalams. Paprastas cinko panaudojimas ZnSO 4 pavidalu sumažina pasėlių augimą rūgščiose dirvose, o ilgalaikis cinko naudojimas beveik neutralioje dirvoje lieka nepastebimas.

Toksiškumo lygiai žemės ūkio paskirties dirvose cinko pasiekia dažniausiai dėl paviršinio cinko; dažniausiai neįsiskverbia giliau nei 15-30 cm.. Tam tikrų kultūrų gilios šaknys gali išvengti sąlyčio su cinko pertekliumi dėl jų buvimo neužterštoje podirvyje.

Kalkinant cinku užterštos dirvos, sumažėja pastarojo koncentracija lauko pasėliuose. NaOH arba Ca(OH) 2 priedai sumažina cinko toksiškumą daržovėse, auginamose daug cinko turinčiose durpinėse dirvose, nors šiose dirvose augalų cinko pasisavinimas yra labai ribotas. Cinko sukeltą geležies trūkumą galima pašalinti į dirvą arba tiesiai ant lapų patepant geležies chelatais arba FeSO 4. Fiziškai pašalinus arba visiškai pašalinus cinku užterštą viršutinį sluoksnį, galima išvengti toksinio metalo poveikio augalams.

Manganas

Dirvožemyje manganas randamas trijų oksidacijos būsenų: +2, +3, +4. Dažniausiai šis metalas yra susijęs su pirminiais mineralais arba su antriniais metalų oksidais. Dirvožemyje bendras mangano kiekis svyruoja 500 - 900 mg/kg lygyje.

Mn 4+ tirpumas itin mažas; trivalentis manganas yra labai nestabilus dirvožemyje. Didžioji dalis mangano dirvožemyje yra Mn 2+ pavidalu, o gerai aeruotame dirvožemyje didžioji jo dalis kietoje fazėje yra oksido pavidalu, kuriame metalas yra IV oksidacijos būsenoje; prastai aeruotame dirvožemyje manganas lėtai mažėja mikrobų aplinkoje ir pereina į dirvos tirpalą, todėl tampa labai judrus.

Mn 2+ tirpumas ženkliai padidėja esant žemam pH, tačiau sumažėja augalų mangano pasisavinimas.

Mangano toksiškumas dažnai pasireiškia tada, kai bendras mangano kiekis yra vidutinis arba didelis, dirvožemio pH yra gana žemas, o deguonies prieinamumas dirvožemyje taip pat mažas (t. y. yra mažinančių sąlygų). Siekiant pašalinti šių sąlygų poveikį, kalkinant reikia didinti dirvožemio pH, stengtis gerinti dirvožemio drenažą, mažinti vandens pritekėjimą, t.y. apskritai pagerinti dirvožemio struktūrą.