Smago metālu atrašanas veidi augsnē. Metodes smago metālu noteikšanai augsnē

Antimons

Klāt dažās rūdās.

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

Tās pārpalikums izraisa smagus ēšanas traucējumus.

Arsēns

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

Mangāns

Augsnē un augos tiek novērots augsts šī elementa saturs.

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

Citu smago elementu pārpalikums ir ne mazāk bīstams.

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

Galvenās metodes augsnes piesārņojuma apkarošanai ar smagajiem metāliem

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

• Augsnes skābuma palielināšanās palielina iespēju.Tāpēc ievads organisko vielu un māls, kaļķošana zināmā mērā palīdz cīņā pret piesārņojumu.
• Dažu augu, piemēram, āboliņa, sēšana, pļaušana un noņemšana no augsnes virsmas būtiski samazina smago metālu koncentrāciju augsnē. Turklāt šādā veidā ir pilnīgi videi draudzīgs.
• Pazemes ūdens detoksikācija, tā atsūknēšana un tīrīšana.
• Migrācijas prognozēšana un risināšana šķīstošā forma smagie metāli.
• Dažos īpaši smagos gadījumos ir nepieciešama pilnīga augsnes slāņa noņemšana un tā aizstāšana ar jaunu.

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

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

Vides piesārņojuma un vides monitoringa problēmām veltītajos darbos līdz šim smagie metāli ietver vairāk nekā 40 metālus periodiska sistēma DI. Mendeļejevs ar atomu masa vairāk nekā 50 atomu vienības: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi u.c.. Tajā pašā laikā smago metālu kategorizācijā liela nozīme ir šādiem apstākļiem: to augstajai toksicitātei uz dzīviem organismiem salīdzinoši zemās koncentrācijās, kā arī spējai bioakumulēties un biomagnificēties. Gandrīz visi metāli, uz kuriem attiecas šī definīcija (izņemot svinu, dzīvsudrabu, kadmiju un bismutu, bioloģiskā loma kas pašlaik nav skaidrs), ir aktīvi iesaistīti bioloģiskajos procesos, ir daļa no daudziem fermentiem. Saskaņā ar N. Reimera klasifikāciju metāli, kuru blīvums ir lielāks par 8 g/cm3, jāuzskata par smagiem. Tādējādi smagie metāli ir Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

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

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

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

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

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

Metālu pārejai ūdens vidē uz metālu kompleksu ir trīs sekas:

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

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

3. Metāla toksicitāte kompleksa veidošanās rezultātā var ievērojami mainīties.

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

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

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

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

H - augsts, Y - mērens, H - zems

Vanādijs.

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

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

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

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

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

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

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

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

Dzelzs galvenokārt atrodams ūdeņos ar zemu Eh vērtību.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Mangāns

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

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

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

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

Mangāna koncentrācija virszemes ūdeņos ir pakļauta sezonālām svārstībām.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Galvenais vara avots, kas nonāk dabiskajos ūdeņos, ir ķīmiskās un metalurģijas rūpniecības notekūdeņi, raktuvju ūdeņi un aldehīdu reaģenti, ko izmanto aļģu iznīcināšanai. Varš var veidoties vara cauruļu un citu ūdens sistēmās izmantoto konstrukciju korozijas rezultātā. Gruntsūdeņos vara saturs ir saistīts ar ūdens mijiedarbību ar to saturošiem iežiem (halkopirītu, halkocītu, kovelītu, bornītu, malahītu, azurītu, krisakolu, brotantīnu).

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

Pilsēta

Noriļska

Mončegorska

Krasnouļska

Kolčugino

Zapolyarny

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

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

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

Augsta vara koncentrācija izraisa intoksikāciju, anēmiju un hepatītu.

Kā redzams kartē, lielākā vara koncentrācija ir Ļipeckas un Rudnaja Pristan pilsētās. Vara koncentrācija ir palielināta arī pilsētās Kolas pussala, Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Oleņegorskā, kā arī Noriļskā.

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

Molibdēns

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Palielināts niķeļa saturs vide noved pie izskata endēmiskas slimības, bronhu vēzis. Niķeļa savienojumi pieder pie 1. kancerogēnu grupas.
Kartē ir redzami vairāki punkti ar augstu vidējo niķeļa koncentrāciju Noriļskas niķeļa koncerna atrašanās vietās: Apatiti, Kandalakša, Mončegorska, Oļeņegorska.

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

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

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

Alvas toksiskā iedarbība ir neliela.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Tetraetilsvins

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

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

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

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

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

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

Sudraba MPCv ir 0,05 mg/dm3.

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

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

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

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

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

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

Cr(VI) un Cr(III) savienojumi in palielināts daudzums piemīt kancerogēnas īpašības. Cr(VI) savienojumi ir bīstamāki.

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

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

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

Cinks ir viens no aktīvajiem mikroelementiem, kas ietekmē augšanu un normāla attīstība organismiem. Tajā pašā laikā daudzi cinka savienojumi, galvenokārt tā sulfāts un hlorīds, ir toksiski.

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

Smagie metāli jau ir otrajā vietā bīstamības ziņā, piekāpjoties pesticīdiem un krietni apsteidzot tādus pazīstamus piesārņotājus kā ogļskābās gāzes un sēru, taču prognozēm tiem vajadzētu kļūt par bīstamākajiem, bīstamākiem par atomelektrostaciju atkritumiem un cietajām vielām. atkritumi. Piesārņojums ar smagajiem metāliem ir saistīts ar to plašo izmantošanu rūpnieciskajā ražošanā kopā ar vājām attīrīšanas sistēmām, kā rezultātā smagie metāli nokļūst vidē, tajā skaitā augsnē, piesārņojot un saindējot to.

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

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

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

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

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

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

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

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

Pirmsskolas vecuma bērni ir visvairāk uzņēmīgi pret svina kaitīgo ietekmi, jo viņu nervu sistēma joprojām ir attīstības stadijā. Pat mazās devās saindēšanās ar svinu izraisa intelektuālās attīstības, uzmanības un koncentrēšanās spēju samazināšanos, lasīšanas nobīdi, izraisa agresivitātes, hiperaktivitātes un citu bērna uzvedības problēmu attīstību. Šīs attīstības anomālijas var būt ilgstošas ​​un neatgriezeniskas. Zems dzimšanas svars, augšanas augšana un dzirdes zudums ir arī saindēšanās ar svinu rezultāts. Lielas intoksikācijas devas izraisa garīgu atpalicību, komu, krampjus un nāvi.

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

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

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

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

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

(Metāli ir norādīti noteiktas pilsētas prioritātes līmeņa dilstošā secībā)

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

Ja augsnes pārslodzes rezultātā tiek zaudēta kāda no tās mineralizācijas spējas sastāvdaļām, tas neizbēgami novedīs pie pašattīrīšanās mehānisma pārkāpumiem un pilnīgas augsnes degradācijas. No otras puses, radīšana optimālos apstākļos augsnes pašattīrīšanai veicina ekoloģiskā līdzsvara un visu dzīvo organismu, arī cilvēku, pastāvēšanas apstākļu saglabāšanu.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Cilvēks varētu veiksmīgi izmantot augsnē notiekošos bioķīmiskos procesus, tās neitralizējošās un dezinficējošās spējas neitralizēt cietos atkritumus, taču pilsētu augsne gadsimtiem ilgās cilvēku dzīves un darbības rezultātā pilsētās jau sen ir kļuvusi šim mērķim nepiemērota.

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

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

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

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

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

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

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

Augsnei ir nozīme infekcijas slimību izplatībā. Par to pagājušajā gadsimtā ziņoja Petterkofers (1882) un Fodors (1875), kuri galvenokārt uzsvēra augsnes lomu zarnu slimību izplatībā: holēra, vēdertīfs, dizentērija utt. Viņi arī vērsa uzmanību uz to, ka dažas baktērijas un vīrusi augsnē saglabājas dzīvotspējīgi un virulenti mēnešiem ilgi. Pēc tam vairāki autori apstiprināja savus novērojumus, īpaši saistībā ar pilsētas augsni. Piemēram, holēras izraisītājs saglabājas dzīvotspējīgs un patogēns gruntsūdeņos no 20 līdz 200 dienām, vēdertīfa izraisītājs izkārnījumos - no 30 līdz 100 dienām, paratīfa izraisītājs - no 30 līdz 60 dienām. (Infekcijas slimību izplatības ziņā pilsētu augsne ir daudz bīstamāka nekā ar kūtsmēsliem mēslota lauka augsne.)

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

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

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

4.5.1.
Šķidru atkritumu neitralizācija augsnē

Kādā skaitā apmetnes bez kanalizācijas augsnē tiek neitralizēti daži atkritumi, tostarp kūtsmēsli.

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

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

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

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

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

Vēl nesen kūtsmēsli bija nozīmīgs vērtīgu barības vielu avots lauksaimniecībai, lai uzlabotu augsnes auglību. Tomēr pēdējos gados kūtsmēsli ir zaudējuši savu nozīmi daļēji lauksaimniecības mehanizācijas, daļēji mākslīgā mēslojuma pieaugošās izmantošanas dēļ.

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

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

SATURS

Ievads

1. Augsnes segums un tā izmantošana

2. Augsnes erozija (ūdens un vējš) un tās apkarošanas metodes

3. Rūpnieciskais augsnes piesārņojums

3.1 Skābie lietus

3.2. Smagie metāli

3.3 Saindēšanās ar svinu

4. Augsnes higiēna. Atkritumu likvidēšana

4.1. Augsnes nozīme vielmaiņā

4.2. Ekoloģiskā saistība starp augsni un ūdeni un šķidrajiem atkritumiem (notekūdeņiem)

4.3. Augsnes slodzes ierobežojumi cietajiem atkritumiem (sadzīves un ielu atkritumi, rūpniecības atkritumi, sausās dūņas pēc notekūdeņu sedimentācijas, radioaktīvās vielas)

4.4. Augsnes nozīme dažādu slimību izplatībā

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

4.5.1. Šķidru atkritumu dekontaminācija augsnē

4.5.2.1. Cieto atkritumu dekontaminācija augsnē

4.5.2.2. Atkritumu savākšana un iznīcināšana

4.5.3. Galīgā izņemšana un iznīcināšana

4.6. Radioaktīvo atkritumu apglabāšana

Secinājums

Izmantoto avotu saraksts

Ievads.

Zināma daļa augsņu gan Krievijā, gan visā pasaulē ik gadu iziet no lauksaimniecības aprites dažādu iemeslu dēļ, kas detalizēti apspriesti UIR. Tūkstošiem vai vairāk hektāru zemes ir skārusi erozija, skābie lietus, nepareiza apsaimniekošana un toksiski atkritumi. Lai no tā izvairītos, jāiepazīstas ar produktīvākajiem un lētākajiem meliorācijas pasākumiem (meliorācijas definīciju sk. darba galvenajā daļā), kas paaugstina augsnes seguma auglību, un galvenokārt ar meliorācijas pasākumiem. negatīva ietekme uz zemes un kā no tā izvairīties.

Šie pētījumi sniedz ieskatu par kaitīgo ietekmi uz augsni, un tie ir veikti ar vairākām grāmatām, rakstiem un zinātniskie žurnāli veltīta augsnes problēmām un vides aizsardzībai.

Pati augsnes piesārņojuma un degradācijas problēma vienmēr ir bijusi aktuāla. Tagad varam piebilst, ka mūsu laikos antropogēnā ietekme ļoti ietekmē dabu un tikai pieaug, un augsne mums ir viens no galvenajiem pārtikas un apģērba avotiem, nemaz nerunājot par to, ka mēs pa to staigājam. un vienmēr būs ar viņu ciešā kontaktā.

1. Augsnes segums un tā izmantošana.

Augsnes segums ir vissvarīgākais dabiskais veidojums. Tās nozīmi sabiedrības dzīvē nosaka tas, ka augsne ir galvenais pārtikas avots, nodrošinot 97-98% no pasaules iedzīvotāju pārtikas resursiem. Tajā pašā laikā augsnes sega ir cilvēka darbības vieta, kurā notiek rūpnieciskā un lauksaimnieciskā ražošana.

Uzsverot pārtikas īpašo lomu sabiedrības dzīvē, pat V. I. Ļeņins norādīja: "Ekonomikas patiesie pamati ir pārtikas fonds."

Augsnes segas svarīgākā īpašība ir tās auglība, ar ko saprot augsnes īpašību kopumu, kas nodrošina lauksaimniecības kultūru ražu. Augsnes dabisko auglību regulē barības vielu piegāde augsnē un tās ūdens, gaisa un termiskie režīmi. Augsnes segas loma sauszemes ekoloģisko sistēmu produktivitātē ir liela, jo augsne baro zemes augus ar ūdeni un daudziem savienojumiem un ir būtiska sastāvdaļa augu fotosintētiskā aktivitāte. Augsnes auglība ir atkarīga arī no tajā uzkrātās saules enerģijas daudzuma. Dzīvie organismi, augi un dzīvnieki, kas apdzīvo Zemi, fiksē saules enerģiju fito- vai zoomasas veidā. Sauszemes ekoloģisko sistēmu produktivitāte ir atkarīga no termiskās un ūdens bilanci Zemes virsma, kas nosaka matērijas formu daudzveidību un vielu apmaiņu planētas ģeogrāfiskajā apvalkā.

Analizējot zemes nozīmi sociālajā ražošanā, K. Markss izdalīja divus jēdzienus: zeme-matērija un zeme-kapitāls. Pirmais no tiem ir jāsaprot zeme, kas radusies tās evolūcijas attīstības procesā papildus cilvēku gribai un apziņai un ir cilvēku apmetnes vieta un viņa pārtikas avots. No brīža, kad zeme cilvēku sabiedrības attīstības procesā kļūst par ražošanas līdzekli, tā iedarbojas jaunā kvalitātē - kapitālā, bez kura nav iedomājams darba process, “...jo tā dod strādniekam ... a. vieta, uz kuras viņš stāv ... , un tās procesa darbības joma...”. Šī iemesla dēļ zeme ir universāls faktors jebkurā cilvēka darbībā.

Zemes loma un vieta nav vienāda dažādās materiālās ražošanas sfērās, galvenokārt rūpniecībā un lauksaimniecībā. Apstrādes rūpniecībā, būvniecībā, transportā zeme ir vieta, kur notiek darba procesi neatkarīgi no augsnes dabiskās auglības. Citā statusā zeme ir lauksaimniecībā. Cilvēka darba ietekmē dabiskā auglība no potenciālās tiek pārveidota par ekonomisku. Zemes resursu izmantošanas specifika lauksaimniecībā noved pie tā, ka tie darbojas divās dažādās kvalitātēs kā darba objekts un kā ražošanas līdzeklis. K. Markss atzīmēja: "Tikai ar jaunu kapitāla ieguldījumu zemes gabalos ... cilvēki palielināja zemes kapitālu, nepalielinot zemes matēriju, t.i., zemes telpu."

Zeme lauksaimniecībā darbojas kā produktīvs spēks, pateicoties tās dabiskajai auglībai, kas nepaliek nemainīga. Racionāli izmantojot zemi, šādu auglību var palielināt, uzlabojot tās ūdens, gaisa un termisko režīmu, veicot meliorācijas pasākumus un palielinot barības vielu saturu augsnē. Gluži pretēji, neracionāli izmantojot zemes resursus, samazinās to auglība, kā rezultātā samazinās kultūraugu ražība. Dažās vietās kultūraugu audzēšana kļūst pilnīgi neiespējama, īpaši sāļās un erodētās augsnēs.

Ar zemu sabiedrības produktīvo spēku attīstības līmeni pārtikas ražošanas paplašināšanās notiek, pateicoties jaunu zemju iesaistīšanai lauksaimniecībā, kas atbilst ekstensīvai lauksaimniecības attīstībai. To veicina divi nosacījumi: brīvas zemes pieejamība un iespēja saimniekot ar pieņemamu vidējo kapitāla izmaksu līmeni uz platības vienību. Šāda zemes resursu un lauksaimniecības izmantošana mūsdienu pasaulē ir raksturīga daudzām jaunattīstības valstīm.

Zinātniskās un tehnoloģiskās revolūcijas laikmetā rūpnieciski attīstītajās un jaunattīstības valstīs lauksaimniecības sistēma tika strauji nodalīta. Pirmajiem ir raksturīga lauksaimniecības intensifikācija, izmantojot zinātnes un tehnoloģiju revolūcijas sasniegumus, kurā lauksaimniecība attīstās nevis pateicoties apstrādājamās zemes platības pieaugumam, bet gan zemē ieguldītā kapitāla apjoma pieaugumam. Plaši zināmie ierobežotie zemes resursi lielākajai daļai rūpnieciski attīstīto kapitālistisko valstu, pieprasījuma pieaugums pēc lauksaimniecības produktiem visā pasaulē sakarā ar strauju iedzīvotāju skaita pieaugumu, augstā kultūra lauksaimniecība veicināja šo valstu lauksaimniecības pāreju uz intensīvas attīstības ceļu 50. gados. Lauksaimniecības intensifikācijas procesa paātrināšanās industriāli attīstītajās kapitālistiskajās valstīs ir saistīta ne tikai ar zinātnes un tehnoloģiju revolūcijas sasniegumiem, bet galvenokārt ar kapitāla ienesīgumu lauksaimniecībā, kas koncentrēja lauksaimniecisko ražošanu lielo zemes īpašnieku rokās un izpostīti mazie zemnieki.

Lauksaimniecība jaunattīstības valstīs attīstījās citos veidos. Starp šo valstu akūtajām dabas resursu problēmām var izdalīt zemkopības kultūru, kas izraisīja augsnes degradāciju (palielināta erozija, sāļošanās, samazināta auglība) un dabiskās veģetācijas (piemēram, tropu meži), noplicināšanos. ūdens resursi, zemju pārtuksnešošanās, īpaši skaidri izpaužas Āfrikas kontinentā. Visi šie faktori, kas saistīti ar jaunattīstības valstu sociālekonomiskajām problēmām, ir izraisījuši hronisku pārtikas trūkumu šajās valstīs. Tādējādi 80. gadu sākumā pēc nodrošinājuma ar graudiem (222 kg) un gaļas (14 kg) uz vienu cilvēku jaunattīstības valstis attiecīgi vairākas reizes atpalika no rūpnieciski attīstītajām kapitālistiskajām valstīm. Pārtikas problēmas risinājums jaunattīstības valstīs nav iedomājams bez lielām sociālekonomiskām pārmaiņām.

Mūsu valstī zemes attiecību pamats ir visas zemes nacionalizācijas rezultātā radušās valsts mēroga (nacionālas) zemes īpašumtiesības. Agrārās attiecības tiek veidotas, balstoties uz plāniem, saskaņā ar kuriem lauksaimniecībai nākotnē būtu jāattīstās, ar valsts finansiālo un kredīta palīdzību un nepieciešamā tehnikas un mēslojuma apjomu. Lauksaimniecības darbinieku atalgojums atbilstoši darbaspēka daudzumam un kvalitātei stimulē pastāvīgu viņu dzīves līmeņa paaugstināšanos.

Zemes fonda izmantošana kopumā tiek veikta, pamatojoties uz valsts ilgtermiņa plāniem. Šādu plānu piemērs bija neapstrādātu zemju un papuvju attīstība valsts austrumos (20. gadsimta 50. gadu vidus), pateicoties kurai īsā laikā kļuva iespējams aramzemē ieviest vairāk nekā 41 miljonu hektāru jaunu platību. Vēl viens piemērs ir ar Pārtikas programmas ieviešanu saistītu pasākumu kopums, kas paredz lauksaimnieciskās ražošanas attīstības paātrināšanu, paaugstinot lauksaimniecības kultūru, plašu meliorācijas pasākumu ieviešanu, kā arī plaša lauksaimniecības teritoriju sociāli ekonomiskās rekonstrukcijas programma.

Pasaules zemes resursi kopumā nodrošina pārtiku vairāk cilvēku, nekā ir pieejams pašlaik un būs tuvākajā nākotnē. Taču iedzīvotāju skaita pieauguma dēļ, īpaši jaunattīstības valstīs, aramzemes apjoms uz vienu iedzīvotāju samazinās.

Pēdējā laikā, pateicoties straujajai rūpniecības attīstībai, ir vērojams būtisks smago metālu līmeņa pieaugums vidē. Termins "smagie metāli" attiecas uz metāliem, kuru blīvums pārsniedz 5 g/cm 3 vai kuru atomskaitlis ir lielāks par 20. Lai gan ir arī cits viedoklis, saskaņā ar kuru vairāk nekā 40 ķīmiskie elementi ar atomu masu, kas lielāka par 50 at. vienības Starp ķīmiskajiem elementiem smagie metāli ir toksiskākie un bīstamības pakāpes ziņā ir otrajā vietā aiz pesticīdiem. Tajā pašā laikā toksiski ir šādi ķīmiskie elementi: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Smago metālu fitotoksicitāte ir atkarīga no to ķīmiskās īpašības: valence, jonu rādiuss un spēja veidot kompleksus. Vairumā gadījumu atbilstoši toksicitātes pakāpei elementi ir sakārtoti secībā: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Tomēr šī sērija var nedaudz mainīties sakarā ar nevienmērīgu elementu nokrišņu daudzumu augsnē un pāreju uz augiem nepieejamu stāvokli, augšanas apstākļiem un pašu augu fizioloģiskajām un ģenētiskajām īpašībām. Smago metālu transformācija un migrācija notiek kompleksa veidošanās reakcijas tiešā un netiešā ietekmē. Novērtējot vides piesārņojumu, jāņem vērā augsnes īpašības un, pirmkārt, granulometriskais sastāvs, trūdvielu saturs un buferitāte. Buferspēja tiek saprasta kā augsnes spēja uzturēt metālu koncentrāciju augsnes šķīdumā nemainīgā līmenī.

Augsnēs smagie metāli atrodas divās fāzēs – cietā un augsnes šķīdumā. Metālu eksistences formu nosaka vides reakcija, augsnes šķīduma ķīmiskais un materiālais sastāvs un, pirmkārt, organisko vielu saturs. Elementi - kompleksvielas, kas piesārņo augsni, koncentrējas galvenokārt tās augšējā 10 cm slānī. Tomēr, paskābinot augsni ar zemu buferšķīdumu, ievērojama daļa metālu no apmaiņas absorbētā stāvokļa nonāk augsnes šķīdumā. Kadmijam, varam, niķelim, kobaltam ir spēcīga migrācijas spēja skābā vidē. PH pazemināšanās par 1,8-2 vienībām palielina cinka mobilitāti par 3,8-5,4, kadmija - par 4-8, vara - par 2-3 reizēm.

1. tabula MPC (MAC) standarti, ķīmisko elementu fona koncentrācijas augsnēs (mg/kg)

Tādējādi, nonākot augsnē, smagie metāli ātri mijiedarbojas ar organiskajiem ligandiem, veidojot sarežģītus savienojumus. Tātad zemās koncentrācijās augsnē (20-30 mg/kg) aptuveni 30% svina ir kompleksu veidā ar organiskām vielām. Svina komplekso savienojumu īpatsvars palielinās līdz ar tā koncentrāciju līdz 400 mg/g un pēc tam samazinās. Metālus arī sorbē (apmainās vai neapmainās), izgulsnējot dzelzs un mangāna hidroksīdus, mālu minerālus un augsnes organiskās vielas. Augiem pieejamie un izskalošanās spējīgie metāli ir atrodami augsnes šķīdumā brīvu jonu, kompleksu un helātu veidā.

HM uzņemšana augsnē lielākā mērā ir atkarīga no vides reakcijas un no tā, kādi anjoni dominē augsnes šķīdumā. Skābā vidē varš, svins un cinks tiek vairāk sorbēti, sārmainā vidē intensīvi uzsūcas kadmijs un kobalts. Varš galvenokārt saistās ar organiskajiem ligandiem un dzelzs hidroksīdiem.

2. tabula Mikroelementu mobilitāte dažādās augsnēs atkarībā no augsnes šķīduma pH

Augsnes-klimatiskie faktori bieži nosaka HM migrācijas un transformācijas virzienu un ātrumu augsnē. Tādējādi mežstepju zonas augsnes un ūdens režīmu apstākļi veicina intensīvu HM vertikālo migrāciju pa augsnes profilu, tajā skaitā iespējamo metālu pārvietošanos ar ūdens plūsmu pa plaisām, sakņu straumēm u.c.

Niķelis (Ni) ir periodiskās sistēmas VIII grupas elements ar atomu masu 58,71. Niķelis kopā ar Mn, Fe, Co un Cu pieder pie tā sauktajiem pārejas metāliem, kuru savienojumi ir ļoti bioloģiski aktīvi. Strukturālo īpašību dēļ elektronu orbitāles iepriekšminētajiem metāliem, tostarp niķelim, ir labi izteikta kompleksu veidošanās spēja. Niķelis spēj veidot stabilus kompleksus, piemēram, ar cisteīnu un citrātu, kā arī ar daudziem organiskiem un neorganiskiem ligandiem. Sākotnējo iežu ģeoķīmiskais sastāvs lielā mērā nosaka niķeļa saturu augsnēs. Vislielākais niķeļa daudzums ir augsnēs, kas veidojas no pamata un ultrabāziskiem iežiem. Pēc dažu autoru domām, niķeļa pārpalikuma un toksiskā līmeņa robežas lielākajai daļai sugu svārstās no 10 līdz 100 mg/kg. Niķeļa galvenā masa ir nekustīgi nostiprināta augsnē, un ļoti vāja migrācija koloidālā stāvoklī un mehānisko suspensiju sastāvā neietekmē to sadalījumu pa vertikālo profilu un ir diezgan vienmērīga.

Svins (Pb). Svina ķīmisko sastāvu augsnē nosaka smalks, pretēji virzītu procesu līdzsvars: sorbcija-desorbcija, šķīdināšana-pāreja cietā stāvoklī. Svins, kas nonāk augsnē ar emisijām, tiek iekļauts fizikālo, ķīmisko un fizikāli ķīmisko pārvērtību ciklā. Sākumā dominē mehāniskās pārvietošanās procesi (svina daļiņas pārvietojas pa virsmu un augsnē pa plaisām) un konvektīvā difūzija. Tad, kad cietās fāzes svina savienojumi izšķīst, sāk darboties sarežģītāki fizikāli ķīmiskie procesi (jo īpaši jonu difūzijas procesi), ko pavada ar putekļiem nākošo svina savienojumu pārveide.

Ir konstatēts, ka svins migrē gan vertikāli, gan horizontāli, otrajam procesam dominējot pār pirmo. 3 gadu novērojumos uz augsnes virsmas lokāli uzklātie svina putekļi pārvietojās horizontālā virzienā par 25–35 cm, savukārt to iespiešanās dziļums augsnes biezumā bija 10–15 cm. Bioloģiskiem faktoriem ir liela nozīme. svina migrācija: augu saknes absorbē jonu metālus; augšanas sezonā tie pārvietojas augsnes biezumā; Kad augi mirst un sadalās, svins nonāk apkārtējā augsnes masā.

Zināms, ka augsnei piemīt spēja saistīt (sorbēt) tehnogēno svinu, kas tajā iekļuvis. Tiek uzskatīts, ka sorbcija ietver vairākus procesus: pilnīgu apmaiņu ar augsnes absorbējošā kompleksa katjoniem (nespecifiskā adsorbcija) un vairākas svina kompleksēšanās reakcijas ar augsnes komponentu donoriem (specifiskā adsorbcija). Svins augsnē ir saistīts galvenokārt ar organiskām vielām, kā arī ar mālu minerāliem, mangāna oksīdiem, dzelzs un alumīnija hidroksīdiem. Saistot svinu, humuss novērš tā migrāciju uz blakus vidi un ierobežo tā iekļūšanu augos. No mālu minerāliem illītiem ir raksturīga svina sorbcijas tendence. Augsnes pH paaugstināšanās kaļķošanas laikā izraisa vēl lielāku svina saistīšanos ar augsni, jo veidojas slikti šķīstošie savienojumi (hidroksīdi, karbonāti utt.).

Svins, kas augsnē atrodas kustīgās formās, ar laiku tiek fiksēts ar augsnes sastāvdaļām un kļūst augiem nepieejams. Pēc pašmāju pētnieku domām, svins visspēcīgāk ir fiksēts melnzemju un kūdras augsnēs.

Kadmijs (Cd) Kadmija īpatnība, kas to atšķir no citiem HM, ir tāda, ka tas augsnes šķīdumā atrodas galvenokārt katjonu veidā (Cd 2+), lai gan augsnē ar neitrālu vides reakciju tas var veidoties slikti šķīstošs. kompleksi ar sulfātiem, fosfātiem vai hidroksīdiem.

Saskaņā ar pieejamajiem datiem kadmija koncentrācija fona augšņu augsnes šķīdumos ir robežās no 0,2 līdz 6 µg/l. Augsnes piesārņojuma perēkļos tas palielinās līdz 300-400 µg/l.

Ir zināms, ka kadmijs augsnēs ir ļoti kustīgs; spēj lielos daudzumos pāriet no cietās fāzes uz šķidrumu un otrādi (kas apgrūtina tā iekļūšanas prognozēšanu augā). Mehānismus, kas regulē kadmija koncentrāciju augsnes šķīdumā, nosaka sorbcijas procesi (ar sorbciju saprotam adsorbciju, nogulsnēšanos un kompleksu veidošanos). Kadmiju augsne absorbē mazākos daudzumos nekā citus HM. Lai raksturotu smago metālu kustīgumu augsnē, izmanto metālu koncentrāciju attiecību cietajā fāzē un koncentrāciju līdzsvara šķīdumā. Šīs attiecības augstās vērtības norāda, ka HM saglabājas cietā fāzē sorbcijas reakcijas dēļ, zemas vērtības - par to, ka metāli atrodas šķīdumā, no kurienes tie var migrēt uz citām vidēm vai iekļūt dažādās vidēs. reakcijas (ģeoķīmiskas vai bioloģiskas). Ir zināms, ka vadošais process kadmija saistīšanā ir mālu adsorbcija. Nesenie pētījumi arī ir parādījuši lielu lomu šajā hidroksilgrupu, dzelzs oksīdu un organisko vielu procesā. Pie zema piesārņojuma līmeņa un neitrālas vides reakcijas kadmiju adsorbē galvenokārt dzelzs oksīdi. Un skābā vidē (pH = 5) organiskās vielas sāk darboties kā spēcīgs adsorbents. Pie zemāka pH (pH=4) adsorbcijas funkcijas pāriet gandrīz tikai uz organiskajām vielām. Minerālu komponenti šajos procesos vairs nespēlē nekādu lomu.

Ir zināms, ka kadmiju ne tikai absorbē augsnes virsma, bet arī fiksē nokrišņu, koagulācijas un māla minerālu absorbcijas dēļ. Tas izkliedējas augsnes daļiņās caur mikroporām un citos veidos.

Kadmijs augsnēs tiek fiksēts dažādos veidos dažāda veida. Līdz šim ir maz zināms par kadmija konkurences attiecībām ar citiem metāliem sorbcijas procesos augsni absorbējošā kompleksā. Saskaņā ar ekspertu pētījumiem Tehniskā universitāte Kopenhāgenā (Dānija) niķeļa, kobalta un cinka klātbūtnē tika nomākta kadmija uzsūkšanās augsnē. Citi pētījumi ir parādījuši, ka kadmija sorbcijas procesi augsnes sabrukšanas procesā hlorīda jonu klātbūtnē. Augsnes piesātinājums ar Ca 2+ joniem izraisīja kadmija sorbcijas spējas palielināšanos. Daudzas kadmija saites ar augsnes sastāvdaļām izrādās trauslas, noteiktos apstākļos (piemēram, vides skābā reakcijā) tas izdalās un atkal izšķīst.

Tiek atklāta mikroorganismu loma kadmija šķīdināšanas procesā un tā pārejā kustīgā stāvoklī. To dzīvībai svarīgās darbības rezultātā veidojas vai nu ūdenī šķīstošie metālu kompleksi, vai arī tiek radīti fizikāli ķīmiski apstākļi, kas veicina kadmija pāreju no cietās fāzes uz šķidrumu.

Procesi, kas notiek ar kadmiju augsnē (sorbcija-desorbcija, pāreja šķīdumā utt.), ir savstarpēji saistīti un atkarīgi, šī metāla ieplūde augos ir atkarīga no to virziena, intensitātes un dziļuma. Ir zināms, ka kadmija sorbcijas vērtība augsnē ir atkarīga no pH vērtības: jo augstāks ir augsnes pH, jo vairāk tā absorbē kadmiju. Tādējādi saskaņā ar pieejamajiem datiem pH diapazonā no 4 līdz 7,7, palielinoties pH uz vienību, augsnes sorbcijas spēja attiecībā pret kadmiju palielinājās aptuveni trīs reizes.

Cinks (Zn). Cinka deficīts var izpausties gan skābās, stipri podzolētās vieglās augsnēs, gan karbonātiskās, cinka nabadzīgās un ļoti trūdvielām bagātās augsnēs. Cinka deficīta izpausmi pastiprina lielu fosfātu mēslojuma devu lietošana un spēcīga zemes dzīļu uzaršana līdz aram horizontam.

Vislielākais kopējais cinka saturs tundras (53-76 mg/kg) un melnzemju (24-90 mg/kg) augsnēs, vismazākais - velēnu-podzoliskajās augsnēs (20-67 mg/kg). Cinka deficīts visbiežāk izpaužas neitrālās un nedaudz sārmainās kaļķainās augsnēs. Skābās augsnēs cinks ir kustīgāks un augiem pieejams.

Cinks augsnē atrodas jonu formā, kur tas adsorbējas ar katjonu apmaiņas mehānismu skābā vai ķīmiskās sorbcijas rezultātā sārmainā vidē. Zn 2+ jons ir viskustīgākais. Cinka kustīgumu augsnē galvenokārt ietekmē pH vērtība un mālu minerālvielu saturs. Pie 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.

Pēc A.P.Vinogradova (1952) domām, visi ķīmiskie elementi vienā vai otrā pakāpē ir iesaistīti augu dzīvē, un, ja daudzi no tiem tiek uzskatīti par fizioloģiski nozīmīgiem, tad tikai tāpēc, ka par to vēl nav pierādījumu. Nelielā daudzumā iekļūstot augā un kļūstot par tajos esošo enzīmu neatņemamu sastāvdaļu vai aktivētājiem, mikroelements veic apkalpojošās funkcijas vielmaiņas procesos. Kad vidē nonāk neparasti liela elementu koncentrācija, tie kļūst toksiski augiem. Smago metālu iekļūšana augu audos pārmērīgā daudzumā izraisa to orgānu normālas darbības traucējumus, un šis traucējums ir spēcīgāks, jo lielāks ir toksisko vielu pārpalikums. Tā rezultātā produktivitāte samazinās. HM toksiskā iedarbība izpaužas jau no augu attīstības sākuma stadijām, bet dažādās pakāpēs dažādās augsnēs un dažādām kultūrām.

Ķīmisko elementu absorbcija augos ir aktīvs process. Pasīvā difūzija ir tikai 2-3% no kopējās sagremoto minerālu komponentu masas. Kad metālu saturs augsnē ir fona līmenī, notiek aktīva jonu absorbcija, un, ja ņemam vērā šo elementu zemo mobilitāti augsnēs, tad pirms to uzsūkšanās ir jāmobilizē spēcīgi saistīti metāli. Kad HM saturs sakņu slānī ir daudzumos, kas ievērojami pārsniedz robežkoncentrācijas, pie kurām metālu var fiksēt uz augsnes iekšējo resursu rēķina, saknēs nonāk tāds metālu daudzums, ko membrānas vairs nespēj noturēt. Rezultātā jonu vai elementu savienojumu piegādi pārstāj regulēt šūnu mehānismi. Skābās augsnēs HM uzkrājas intensīvāk nekā augsnēs ar neitrālu vai tuvu neitrālu vides reakciju. HM jonu faktiskās dalības ķīmiskajās reakcijās mērs ir to aktivitāte. Augstas HM koncentrācijas toksiskā ietekme uz augiem var izpausties kā citu ķīmisko elementu piegādes un izplatīšanas traucējumi. HM mijiedarbības raksturs ar citiem elementiem mainās atkarībā no to koncentrācijas. Migrācija un iekļūšana rūpnīcā tiek veikta sarežģītu savienojumu veidā.

Sākotnējā vides piesārņojuma periodā ar smagajiem metāliem, pateicoties augsnes buferīpašībām, kas izraisa toksisko vielu inaktivāciju, augi praktiski neizjutīs nelabvēlīgu ietekmi. Tomēr augsnes aizsargfunkcijas nav neierobežotas. Palielinoties smago metālu piesārņojuma līmenim, to inaktivācija kļūst nepilnīga un jonu plūsma uzbrūk saknēm. Daļu no joniem augs spēj pāriet mazāk aktīvā stāvoklī pat pirms tie nokļūst augu sakņu sistēmā. Tā ir, piemēram, helātu veidošanās ar sakņu sekrēciju palīdzību vai adsorbcija uz sakņu ārējās virsmas, veidojot sarežģītus savienojumus. Turklāt, kā liecina veģetācijas eksperimenti ar acīmredzami toksiskām cinka, niķeļa, kadmija, kobalta, vara un svina devām, saknes atrodas slāņos, kas nav piesārņoti ar HM augsnēm, un šajos variantos nav fototoksicitātes simptomu.

Neskatoties uz sakņu sistēmas aizsargfunkcijām, HM piesārņojuma apstākļos iekļūst saknē. Šajā gadījumā iedarbojas aizsardzības mehānismi, kuru dēļ notiek specifisks HM sadalījums starp augu orgāniem, kas ļauj pēc iespējas pilnīgāk nodrošināt to augšanu un attīstību. Tajā pašā laikā, piemēram, HM saturs sakņu un sēklu audos ļoti piesārņotas vides apstākļos var atšķirties 500–600 reizes, kas liecina par šī pazemes augu orgāna lielajām aizsardzības spējām.

Ķīmisko elementu pārpalikums izraisa toksikozi augos. Palielinoties HM koncentrācijai, augu augšana sākumā aizkavējas, tad iestājas lapu hloroze, ko nomaina nekroze un, visbeidzot, tiek bojāta sakņu sistēma. HM toksiskā iedarbība var izpausties tieši un netieši. HM pārpalikuma tiešā ietekme uz augu šūnām ir saistīta ar sarežģītām veidošanās reakcijām, kuru rezultātā tiek bloķēti fermenti vai izgulsnējas olbaltumvielas. Enzīmu sistēmu dezaktivācija notiek, aizstājot enzīmu metālu ar metāla piesārņotāju. Pie kritiska toksīna satura fermenta katalītiskā spēja ir ievērojami samazināta vai pilnībā bloķēta.

AP Vinogradovs (1952) izcēla augus, kas spēj koncentrēt elementus. Viņš norādīja uz divu veidu augiem - koncentratoriem:

1) augi, kas koncentrē elementus masu mērogā;

2) augi ar selektīvu (sugu) koncentrāciju.

Pirmā tipa augi ir bagātināti ar ķīmiskajiem elementiem, ja pēdējos augsnē ir palielināts daudzums. Koncentrāciju šajā gadījumā izraisa vides faktors.

Otrā tipa augiem raksturīgs pastāvīgi liels viena vai otra ķīmiskā elementa daudzums neatkarīgi no tā satura vidē. Tas ir saistīts ar ģenētiski fiksētu vajadzību.

Ņemot vērā smago metālu uzsūkšanās mehānismu no augsnes augos, var runāt par barjeras (nekoncentrējošiem) un bezbarjeru (koncentrējošiem) elementu uzkrāšanās veidiem. Barjeru uzkrāšanās ir raksturīga lielākajai daļai augstāko augu un nav raksturīga bryofītiem un ķērpjiem. Tātad M. A. Toikas un L. N. Potekhinas darbā (1980) sfagns (2,66 mg/kg) tika nosaukts par kobalta augu-koncentratoru; varš (10,0 mg/kg) - bērzs, kauleņi, maijpuķītes; mangāns (1100 mg / kg) - mellenes. Leps et al. (1987) konstatēja augstu kadmija koncentrāciju bērzu mežos augošās sēnes Amanita muscaria sporoforos. Sēnes sporoforos kadmija saturs bija 29,9 mg/kg sausnas, bet augsnē, uz kuras tie auga, – 0,4 mg/kg. Pastāv viedoklis, ka augi, kas ir kobalta koncentratori, ir arī ļoti izturīgi pret niķeli un spēj to uzkrāt lielos daudzumos. Tie jo īpaši ietver Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae dzimtas augus. Niķeļa koncentratori un superkoncentratori ir sastopami arī starp ārstniecības augiem. Superkoncentratori ietver melones koku, Belladonna Belladonna, dzelteno mache, mātere, gaļas sarkano kaislību ziedu un lancetālo termopsi. To ķīmisko elementu uzkrāšanās veids, kas ir lielā koncentrācijā barības vielu vidē, ir atkarīgs no augu veģetācijas fāzēm. Bezbarjeru uzkrāšanās raksturīga dīgstu fāzei, kad augiem nenotiek virszemes daļu diferenciācija dažādos orgānos, un veģetācijas beigu fāzēs - pēc nobriešanas, kā arī ziemas miera periodā, kad var notikt bezbarjeru uzkrāšanās. pavada pārmērīga ķīmisko elementu daudzuma izdalīšanās cietajā fāzē (Kovalevsky, 1991).

Hiperakumulējoši augi ir atrasti Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae un Scrophulariaceae ģimenēs (Baker 1995). Pazīstamākā un pētītākā no tām ir Brassica juncea (Indijas sinepes) – augs, kas attīsta lielu biomasu un spēj uzkrāt Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B un Se (Nanda Kumar). et al. 1995; Salt et al. 1995; Raskin et al. 1994). No dažādajām pārbaudītajām augu sugām B. juncea bija visizteiktākā spēja transportēt svinu uz gaisa daļām, vienlaikus akumulējot vairāk nekā 1,8% šī elementa gaisa orgānos (sausas masas izteiksmē). Izņemot saulespuķes (Helianthus annuus) un tabaku (Nicotiana tabacum), citām augu sugām ārpus Brassicaceae dzimtas biopieejamības koeficients bija mazāks par 1.

Saskaņā ar augu klasifikāciju pēc reakcijas uz smago metālu klātbūtni augšanas vidē, ko izmanto daudzi ārvalstu autori, augiem ir trīs galvenās stratēģijas audzēšanai ar metāliem piesārņotās augsnēs:

Metālu izslēdzēji.

Šādi augi saglabā nemainīgi zemu metāla koncentrāciju, neskatoties uz lielām tā koncentrācijas atšķirībām augsnē, galvenokārt saglabājot metālu saknēs. Izslēgšanas augi spēj mainīt membrānas caurlaidību un šūnu sieniņu metāla saistīšanas spēju vai izdalīt lielu daudzumu helātu veidojošo vielu.

Metāla indikatori.

Tie ietver augu sugas, kas aktīvi uzkrāj metālu virszemes daļās un parasti atspoguļo metāla satura līmeni augsnē. Tie ir izturīgi pret pašreizējo metālu koncentrācijas līmeni, jo veidojas ārpusšūnu metālu saistoši savienojumi (helātu veidotāji), vai arī maina metāla nodalījuma raksturu, uzglabājot to metālu nejutīgās zonās. Augu sugas, kas akumulē metālus. Šai grupai piederošie augi var uzkrāt metālu virszemes biomasā daudz lielākā koncentrācijā nekā augsnē. Baker un Brooks definēja metāla hiperakumulatorus kā augus, kas satur vairāk nekā 0,1%, t.i. vairāk nekā 1000 mg/g vara, kadmija, hroma, svina, niķeļa, kobalta vai 1 % (vairāk nekā 10 000 mg/g) cinka un mangāna sausnā. Retajiem metāliem šī vērtība ir lielāka par 0,01 % sausnā. Pētnieki identificē hiperakumulatīvas sugas, savācot augus no apgabaliem, kur augsnē ir metāli, kas pārsniedz fona koncentrāciju, piemēram, piesārņotās vietās vai rūdas ķermeņa atsegumos. Hiperakumulācijas fenomens pētniekiem rada daudz jautājumu. Piemēram, kāda nozīme ir metāla uzkrāšanai augiem ļoti toksiskā koncentrācijā. Galīgā atbilde uz šo jautājumu vēl nav saņemta, taču pastāv vairākas galvenās hipotēzes. Tiek uzskatīts, ka šādiem augiem ir uzlabota jonu uzņemšanas sistēma (“netīšas” uzņemšanas hipotēze), lai veiktu noteiktas fizioloģiskas funkcijas, kas vēl nav izpētītas. Tāpat tiek uzskatīts, ka hiperakumulācija ir viens no augu tolerances veidiem pret augstu metālu saturu augšanas vidē.

Paaugstinātas metālu koncentrācijas klātbūtne augsnē izraisa to uzkrāšanos savvaļas florā un lauksaimniecības kultūrās, ko pavada barības ķēžu piesārņojums. Augsta metālu koncentrācija padara augsni nepiemērotu augu augšanai, un tāpēc tiek traucēta bioloģiskā daudzveidība. Ar smagajiem metāliem piesārņotās augsnes var attīrīt ar ķīmiskiem, fizikāliem un bioloģiskiem līdzekļiem. Kopumā tos var iedalīt divās kategorijās.

Izmantojot ex-situ metodi, piesārņotā augsne ir jānoņem kultivēšanai uz vietas vai ārpus tās, un apstrādātā augsne jāatgriež tās sākotnējā vietā. Piesārņotās augsnes attīrīšanai izmantoto ex situ metožu secība ietver piesārņojuma izrakšanu, detoksikāciju un/vai sadalīšanu ar fizikāliem vai ķīmiskiem līdzekļiem, kā rezultātā piesārņotājs tiek stabilizēts, nogulsnēts, imobilizēts, sadedzināts vai sadalās.

In-situ metode ietver piesārņotas augsnes tīrīšanu, to neizraujot. Rīds et al. definēja in situ sanācijas tehnoloģijas kā piesārņotāja degradāciju vai transformāciju, imobilizāciju, lai samazinātu biopieejamību, un piesārņotāja atdalīšanu no augsnes. Priekšroka tiek dota in-situ metodei salīdzinājumā ar ex-situ metodi tās zemo izmaksu un maigās ietekmes uz ekosistēmu dēļ. Tradicionālā ex situ metode ietver smagajiem metāliem piesārņotas augsnes noņemšanu un aprakšanu, kas nav optimāla izvēle, jo piesārņotās augsnes apglabāšana ārpus teritorijas vienkārši pārvieto piesārņojuma problēmu citur; tomēr pastāv zināms risks, kas saistīts ar piesārņotas augsnes transportēšanu. Smago metālu atšķaidīšana līdz pieņemamam līmenim, piesārņotajai augsnei pievienojot tīru augsni un sajaucot to, pārklājot augsni ar inertu materiālu, var būt alternatīva augsnes tīrīšanai piesārņotajā zonā.

Neorganiskā piesārņojuma imobilizāciju var izmantot kā sanācijas metodi augsnēm, kas piesārņotas ar smagajiem metāliem. To var panākt, veidojot piesārņotāju kompleksu, vai paaugstinot augsnes pH, kaļķojot. PH paaugstināšana samazina smago metālu, piemēram, Cd, Cu, Ni un Zn, šķīdību augsnē. Lai gan ir samazināts risks tikt uzņemtiem augiem, metālu koncentrācija augsnē paliek nemainīga. Lielākā daļa no šīm tradicionālajām ceļu tīrīšanas tehnoloģijām rada papildu kaitējumu jau tā bojātajai videi. Bioremediācijas tehnoloģijas, ko sauc par "fitoremediāciju", ietver zaļo augu un ar tiem saistītās mikrobiotas izmantošanu piesārņotas augsnes un gruntsūdeņu in situ apstrādei. Ideja par metālu akumulācijas iekārtu izmantošanu smago metālu un citu savienojumu noņemšanai pirmo reizi tika ierosināta 1983. gadā. Termins "fitoremediācija" sastāv no grieķu prefiksa phyto- (augs), kas pievienots latīņu saknes remedium (atgūšana).

Sakneņu filtrēšana ietver augu (gan sauszemes, gan ūdens) izmantošanu, lai adsorbētu, koncentrētu un nogulsnētu piesārņotājus saknēs no piesārņota ūdens avotiem ar zemu piesārņotāju koncentrāciju. Ar šo metodi var daļēji attīrīt rūpnieciskos notekūdeņus, virszemes noteci no lauksaimniecības zemēm un iekārtām vai skābo drenāžu no raktuvēm un raktuvēm. Sakneņu filtrāciju var pielietot svinam, kadmijam, varš, niķelim, cinkam un hromam, ko galvenokārt aiztur saknes. Rizofiltrācijas priekšrocības ietver tās spēju izmantot gan "in situ", gan "ex-situ" un izmantot augu sugas, kas nav hiperakumulatori. Tika pētīta saulespuķu, Indijas sinepju, tabakas, rudzu, spinātu un kukurūzas spēja izvadīt svinu no notekūdeņiem, un saulespuķes uzrāda visaugstāko tīrīšanas efektivitāti.

Fitostabilizāciju galvenokārt izmanto augsnes, nogulumu un notekūdeņu dūņu apstrādei, un tā ir atkarīga no augu sakņu spējas ierobežot piesārņotāju mobilitāti un biopieejamību augsnē. Fitostabilizāciju veic ar metālu sorbcijas, izgulsnēšanas un kompleksēšanas palīdzību. Augi samazina caur piesārņotu augsni izplūstošā ūdens daudzumu, kas novērš erozijas procesus, izšķīdušo piesārņotāju iekļūšanu virszemes un gruntsūdeņos un to izplatīšanos nepiesārņotās vietās. Fitostabilizācijas priekšrocība ir tāda, ka šī metode neprasa piesārņotās augu biomasas atdalīšanu. Tomēr tās galvenais trūkums ir piesārņojuma saglabāšanās augsnē, un tādēļ šīs attīrīšanas metodes izmantošana ir jāpapildina ar pastāvīgu piesārņotāju satura un biopieejamības uzraudzību.

Fitoekstrakcija ir vispiemērotākais veids, kā noņemt smago metālu sāļus no augsnēm, neiznīcinot augsnes struktūru un auglību. Daži autori šo metodi sauc par fitoakumulāciju. Tā kā augs absorbē, koncentrē un nogulsnē toksiskos metālus un radionuklīdus no piesārņotām augsnēm biomasā, tas ir labākais veids, kā attīrīt teritorijas ar difūzu virsmas piesārņojumu un salīdzinoši zemu piesārņotāju koncentrāciju. Ir divas galvenās fitoekstrakcijas stratēģijas:

Fitoekstrakcija helātu klātbūtnē vai inducēta fitoekstrakcija, kurā mākslīgo helātu pievienošana palielina metāla piesārņotāja mobilitāti un uzsūkšanos;

Secīgā fitoekstrakcija, kurā metāla atdalīšana ir atkarīga no augu dabiskās attīrīšanās spējas; tajā pašā laikā tiek kontrolēts tikai augu sēšanas (iestādīšanas) skaits. Hiperakumulatīvo sugu atklāšana vēl vairāk veicināja šīs tehnoloģijas attīstību. Lai šo tehnoloģiju padarītu reāli īstenojamu, augiem ir jāizņem no saknēm lielas smago metālu koncentrācijas, jāpārvieto tie uz virszemes biomasu un jāsaražo liels daudzums augu biomasas. Šajā gadījumā svarīgi ir tādi faktori kā augšanas ātrums, elementu selektivitāte, izturība pret slimībām un ražas novākšanas metode. Tomēr lēna augšana, virspusēji izkliedējoša sakņu sistēma un zema biomasas produktivitāte ierobežo hiperakumulatīvu sugu izmantošanu, lai attīrītu ar smagajiem metāliem piesārņotās vietas.

Fito iztvaikošana ietver augu izmantošanu, lai noņemtu piesārņotājus no augsnes, pārveidotu tos gaistošā formā un transpirētu atmosfērā. Fito iztvaikošanu galvenokārt izmanto dzīvsudraba atdalīšanai, pārvēršot dzīvsudraba jonu mazāk toksiskā elementārajā dzīvsudrabā. Trūkums ir tāds, ka atmosfērā izlaists dzīvsudrabs, visticamāk, tiks atkārtoti izmantots nogulsnēšanās rezultātā un pēc tam atkal ievadīts ekosistēmā. Amerikāņu pētnieki ir atklājuši, ka daži augi, kas aug uz substrāta, kas bagāts ar selēnu, ražo gaistošu selēnu dimetilselenīda un dimetildiselenīda formā. Ir ziņojumi, ka fitoiztvaikošana ir veiksmīgi izmantota tritijam, radioaktīvajam ūdeņraža izotopam, kas sadalījās līdz stabilam hēlijam, kura pussabrukšanas periods ir aptuveni 12 gadi. Fitodegradācija. Organisko vielu fitoremediācijā augu vielmaiņa ir iesaistīta piesārņotāja reģenerācijā, transformējot, sadaloties, stabilizējot vai iztvaicējot piesārņotājus no augsnes un gruntsūdeņiem. Fitodegradācija ir augu absorbētu organisko vielu sadalīšanās vienkāršākās molekulās, kas tiek iekļautas augu audos.

Augi satur fermentus, kas var sadalīt un pārveidot ieroču atkritumus, hlorētus šķīdinātājus, piemēram, trihloretilēnu un citus herbicīdus. Fermenti parasti ir dehalogenāzes, oksigenāzes un reduktāzes. Rizodegradācija ir organisko savienojumu sadalīšanās augsnē mikrobu darbības rezultātā sakņu zonā (rizosfērā), un tas ir daudz lēnāks process nekā fitodegradācija. Iepriekš minētās fitoremediācijas metodes var izmantot kompleksā veidā. Tādējādi no literatūras apskata var redzēt, ka fitoremediācija šobrīd ir strauji augoša pētniecības joma. Pēdējo desmit gadu laikā pētnieki no daudzām pasaules valstīm ir saņēmuši eksperimentālu apstiprinājumu, tostarp laukā, par šīs metodes perspektīvām piesārņoto vielu attīrīšanai no organiskiem, neorganiskiem piesārņotājiem un radionuklīdiem.

Šis videi draudzīgais un lētais veids, kā attīrīt piesārņotās vietas, ir reāla alternatīva tradicionālajām bojāto un piesārņoto zemju atjaunošanas metodēm. Krievijā fitoremediācijas komerciāla izmantošana augsnēs, kas piesārņotas ar smagajiem metāliem un dažādiem organiskiem savienojumiem, piemēram, naftas produktiem, ir sākumstadijā. Nepieciešami liela mēroga pētījumi, lai meklētu ātri augošus augus ar izteiktu spēju uzkrāt piesārņotājus no konkrētam reģionam raksturīgām kultivētām un savvaļā augošām sugām, eksperimentāli apstiprinātu to augsto fitoremediācijas potenciālu un izpētītu veidus, kā to palielināt. Atsevišķa nozīmīga pētniecības joma ir piesārņotas augu biomasas izmantošanas jautājuma izpēte, lai novērstu dažādu ekosistēmas komponentu atkārtotu piesārņošanu un piesārņotāju iekļūšanu barības ķēdēs.

Dažādu teritoriju augšņu ķīmiskais sastāvs ir neviendabīgs un nevienmērīgs augsnēs esošo ķīmisko elementu sadalījums pa teritoriju. Tā, piemēram, būdami pārsvarā izkliedētā stāvoklī, smagie metāli spēj veidot lokālas saites, kur to koncentrācija simtiem un tūkstošiem reižu pārsniedz Klārka līmeni.

Normālai ķermeņa darbībai ir nepieciešami vairāki ķīmiskie elementi. To trūkums, pārpalikums vai nelīdzsvarotība var izraisīt slimības, ko sauc par mikroelementozi 1 jeb bioģeoķīmisko endēmiju, kas var būt gan dabiskas, gan cilvēka radītas. To izplatībā svarīga loma ir ūdenim, kā arī pārtikas produktiem, kuros ķīmiskie elementi no augsnes nonāk pa barības ķēdēm.

Eksperimentāli ir noskaidrots, ka HM procentuālo daudzumu augos ietekmē HM procentuālais daudzums augsnē, atmosfērā un ūdenī (aļģu gadījumā). Tāpat tika novērots, ka augsnēs ar vienādu smago metālu saturu viena un tā pati kultūra dod atšķirīgu ražu, lai gan sakrita arī klimatiskie apstākļi. Tad tika atklāta ražības atkarība no augsnes skābuma.

Šķiet, ka visvairāk pētīts ir augsnes piesārņojums ar kadmiju, dzīvsudrabu, svinu, arsēnu, varu, cinku un mangānu. Apsveriet augsnes piesārņojumu ar šiem metāliem katram atsevišķi. 2

Kadmijs (Cd)

Kadmija saturs zemes garozā ir aptuveni 0,15 mg/kg. Kadmijs ir koncentrēts vulkāniskajos (no 0,001 līdz 1,8 mg/kg), metamorfajos (no 0,04 līdz 1,0 mg/kg) un nogulumiežu iežos (no 0,1 līdz 11,0 mg/kg). Uz šādu izejmateriālu bāzes veidotās augsnes satur 0,1–0,3; attiecīgi 0,1 - 1,0 un 3,0 - 11,0 mg/kg kadmija.

Skābās augsnēs kadmijs ir Cd 2+, CdCl +, CdSO 4 formā, bet kaļķainās augsnēs - Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 + formā.

Kadmija uzņemšana augos ievērojami samazinās, kad skābās augsnes tiek kaļķotas. Šajā gadījumā pH paaugstināšanās samazina kadmija šķīdību augsnes mitrumā, kā arī augsnes kadmija biopieejamību. Tādējādi kadmija saturs biešu lapās kaļķainās augsnēs bija mazāks nekā kadmija saturs tajos pašos augos uz nekaļķotām augsnēm. Līdzīgs efekts tika parādīts rīsiem un kviešiem -->.

PH paaugstināšanas negatīvā ietekme uz kadmija pieejamību ir saistīta ne tikai ar kadmija šķīdības samazināšanos augsnes šķīduma fāzē, bet arī ar sakņu aktivitāti, kas ietekmē uzsūkšanos.

Kadmijs augsnēs ir diezgan neaktīvs, un, ja tā virsmai pievieno kadmiju saturošu materiālu, lielākā daļa no tā paliek neskarta.

Piesārņotāju noņemšanas metodes no augsnes ietver vai nu paša piesārņotā slāņa noņemšanu, kadmija noņemšanu no slāņa vai piesārņotā slāņa pārklāšanu. Kadmiju var pārvērst sarežģītos nešķīstošos savienojumos ar pieejamiem helātus veidojošiem līdzekļiem (piemēram, etilēndiamīntetraetiķskābi). .

Sakarā ar relatīvi straujo kadmija uzņemšanu no augsnes augi un zems toksiska darbība Parastās koncentrācijās kadmijs var uzkrāties augos un nonākt barības ķēdē ātrāk nekā svins un cinks. Tāpēc kadmijs rada vislielāko apdraudējumu cilvēku veselībai, kad atkritumi nonāk augsnē.

Procedūra, lai līdz minimumam samazinātu kadmija daudzumu, kas var nonākt cilvēku barības ķēdē no piesārņotas augsnes, ir augu augsne, ko neizmanto pārtikai vai tiem kultūraugiem, kas absorbē nelielu kadmija daudzumu.

Parasti kultūraugi skābās augsnēs absorbē vairāk kadmija nekā neitrālās vai sārmainās augsnēs. Tāpēc skābo augsņu kaļķošana ir efektīvs līdzeklis absorbētā kadmija daudzuma samazināšanai.

Dzīvsudrabs (Hg)

Dzīvsudrabs dabā ir sastopams metāla tvaiku Hg 0 veidā, kas veidojas tā iztvaikošanas laikā no zemes garozas; Hg (I) un Hg (II) neorganisko sāļu veidā un metildzīvsudraba CH 3 Hg + organiskā savienojuma veidā, CH 3 Hg + un (CH 3) 2 Hg monometil- un dimetilatvasinājumi.

Dzīvsudrabs uzkrājas augsnes augšējā horizontā (0-40 cm) un vāji migrē tās dziļākajos slāņos. Dzīvsudraba savienojumi ir ļoti stabilas augsnes vielas. Augi, kas aug uz dzīvsudraba piesārņotas augsnes, absorbē ievērojamu daudzumu elementa un uzkrāj to bīstamā koncentrācijā, vai arī neaug.

Svins (Pb)

Saskaņā ar smilšu kultūras apstākļos veikto eksperimentu datiem, ieviešot augsnes sliekšņa koncentrāciju Hg (25 mg/kg) un Pb (25 mg/kg) un pārsniedzot slieksni 2–20 reizes, auzu augi aug un attīstās. parasti līdz noteiktam piesārņojuma līmenim. Palielinoties metālu koncentrācijai (Pb sākot no 100 mg/kg devas), izskats augi. Lietojot ekstrēmas metālu devas, augi mirst trīs nedēļu laikā no eksperimentu sākuma. Metālu saturs biomasas sastāvdaļās tiek sadalīts dilstošā secībā: saknes - virszemes daļa - graudi.

Kopējā svina noplūde atmosfērā (un līdz ar to daļēji arī augsnē) no transportlīdzekļiem Krievijā 1996. gadā tika lēsta aptuveni 4,0 tūkst. tonnu apmērā, tai skaitā 2,16 tūkst. tonnu devusi kravu pārvadājumi. Maksimālā svina slodze bija Maskavas un Samaras apgabalos, kam sekoja Kalugas, Ņižņijnovgorodas, Vladimiras apgabali un citi Krievijas Federācijas subjekti, kas atrodas Krievijas Eiropas teritorijas centrālajā daļā un Ziemeļkaukāzs. Lielākās absolūtās svina emisijas tika novērotas Urālu (685 t), Volgas (651 t) un Rietumsibīrijas (568 t) reģionos. Un visnegatīvākā svina emisiju ietekme tika atzīmēta Tatarstānas, Krasnodaras un Stavropoles teritorijās, Rostovas, Maskavas, Ļeņingradas, Ņižņijnovgorodas, Volgogradas, Voroņežas, Saratovas un Samaras reģionos (laikraksts “ Zaļā pasaule”, speciālizlaidums Nr. 28, 1997).

Arsēns (As)

Arsēns vidē ir atrodams dažādās ķīmiski stabilās formās. Tās divi galvenie oksidācijas stāvokļi ir As(III) un As(V). Dabā piecvērtīgais arsēns ir izplatīts dažādu neorganisku savienojumu veidā, lai gan trīsvērtīgais arsēns ir viegli atrodams ūdenī, īpaši anaerobos apstākļos.

Varš(cu)

Dabīgie vara minerāli augsnē ir sulfāti, fosfāti, oksīdi un hidroksīdi. Vara sulfīdi var veidoties slikti drenētās vai appludinātās augsnēs, kur tiek realizēti samazinoši apstākļi. Vara minerāli parasti ir pārāk šķīstoši, lai paliktu brīvi drenētās lauksaimniecības augsnēs. Piesārņotajā metāla augsnes tomēr ķīmisko vidi var kontrolēt ar nelīdzsvarotiem procesiem, kas izraisa metastabilu cieto fāžu uzkrāšanos. Tiek pieņemts, ka atjaunotās, ar varu piesārņotās augsnēs var atrast arī kovelītu (CuS) vai halkopirītu (CuFeS 2).

Vara pēdas var būt atsevišķi sulfīdu ieslēgumi silikātos un var izomorfiski aizstāt katjonus filosilikātos. Nelīdzsvaroti mālu minerāli nespecifiski absorbē varu, savukārt dzelzs un mangāna oksīdiem un hidroksīdiem ir ļoti augsta īpatnējā afinitāte pret varu. Augstas molekulmasas organiskie savienojumi spēj būt cieti vara absorbenti, savukārt zemas molekulmasas organiskās vielas mēdz veidot šķīstošus kompleksus.

Augsnes sastāva sarežģītība ierobežo iespēju kvantitatīvi sadalīt vara savienojumus īpašās ķīmiskās formās. norāda uz -->Klātbūtne liela masa vara konglomerāti ir atrodami gan organiskajās vielās, gan Fe un Mn oksīdos. Vara saturošu atkritumu vai neorganisko vara sāļu ievadīšana palielina vara savienojumu koncentrāciju augsnē, ko var ekstrahēt ar salīdzinoši viegliem reaģentiem; tādējādi varš augsnē var atrasties labilu ķīmisko formu veidā. Bet viegli šķīstošais un nomaināmais elements - varš - veido nelielu skaitu formu, kuras augi spēj absorbēt, parasti mazāk nekā 5% no kopējā vara satura augsnē.

Vara toksicitāte palielinās, palielinoties augsnes pH līmenim un zemai augsnes katjonu apmaiņas spējai. Vara bagātināšana ekstrakcijas dēļ notiek tikai augsnes virskārtējos slāņos, un kultūras ar dziļu sakņu sistēmu no tā necieš.

Vide un augu uzturs var ietekmēt vara fitotoksicitāti. Piemēram, vara toksicitāte rīsiem līdzenumos tika skaidri novērota, kad augus laistīja ar aukstu, nevis siltu ūdeni. Fakts ir tāds, ka aukstā augsnē tiek nomākta mikrobioloģiskā aktivitāte un tiek radīti tādi reducējoši apstākļi augsnē, kas veicinātu vara izgulsnēšanos no šķīduma.

Vara fitotoksicitāte sākotnēji rodas no pieejamā vara pārpalikuma augsnē, un to pastiprina augsnes skābums. Tā kā varš augsnē ir relatīvi neaktīvs, gandrīz viss varš, kas nonāk augsnē, paliek augšējos slāņos. Organisko vielu ievadīšana ar varu piesārņotās augsnēs var samazināt toksicitāti, ko izraisa organiskā substrāta adsorbcija šķīstošajam metālam (šajā gadījumā Cu 2+ joni tiek pārvērsti kompleksos savienojumos, kas ir mazāk pieejami augam) vai palielinot to mobilitāti. Cu 2+ jonus un to izskalošanu no augsnes šķīstošu vara organo kompleksu veidā.

Cinks (Zn)

Cinks augsnē ir atrodams oksosulfātu, karbonātu, fosfātu, silikātu, oksīdu un hidroksīdu veidā. Šīs neorganiskie savienojumi metastabils labi drenētā lauksaimniecības zemē. Acīmredzot sfalerīts ZnS ir termodinamiski dominējošā forma gan reducētās, gan oksidētās augsnēs. Zināma cinka saistība ar fosforu un hloru ir acīmredzama samazinātos nogulumos, kas piesārņoti ar smagajiem metāliem. Tāpēc ar metāliem bagātās augsnēs jāatrod samērā šķīstošie cinka sāļi.

Cinks ir izomorfi aizvietots ar citiem katjoniem silikātu minerālos, un to var nosprostot vai līdzizgulsnēt ar mangāna un dzelzs hidroksīdiem. Filosilikāti, karbonāti, hidratēti metālu oksīdi un organiskie savienojumi labi absorbē cinku, izmantojot gan specifiskas, gan nespecifiskas saistīšanās vietas.

Cinka šķīdība palielinās skābās augsnēs, kā arī kompleksā veidošanā ar zemas molekulmasas organiskajiem ligandiem. Samazinoši apstākļi var samazināt cinka šķīdību, jo veidojas nešķīstošs ZnS.

Cinka fitotoksicitāte parasti izpaužas, kad augu saknes nonāk saskarē ar cinka šķīduma pārpalikumu augsnē. Cinka transportēšana pa augsni notiek apmaiņas un difūzijas ceļā, pēdējais process dominē augsnēs ar zemu cinka saturu. Metabolisma transports ir nozīmīgāks augsnēs ar augstu cinka saturu, kurā šķīstošā cinka koncentrācija ir relatīvi stabila.

Cinka mobilitāte augsnēs palielinās helātu veidojošo vielu (dabisko vai sintētisko) klātbūtnē. Šķīstošā cinka koncentrācijas palielināšanās, ko izraisa šķīstošo helātu veidošanās, kompensē mobilitātes samazināšanos molekulu lieluma palielināšanās dēļ. Cinka koncentrācija augu audos, kopējā uzņemšana un toksicitātes simptomi ir pozitīvi korelē ar cinka koncentrāciju sakņu mazgāšanas šķīdumā.

Brīvo Zn 2+ jonu pārsvarā uzsūc augu sakņu sistēma, tāpēc šķīstošo helātu veidošanās veicina šī metāla šķīdību augsnēs, un šī reakcija kompensē samazināto cinka pieejamību helātu veidā.

Sākotnējā metāla piesārņojuma forma ietekmē cinka toksicitātes iespējamību: sērijā ZnSO 4 >dūņas>atkritumu komposts samazinās cinka pieejamība augam apaugļotajās augsnēs ar līdzvērtīgu kopējo šī metāla saturu.

Lielākā daļa eksperimentu par augsnes piesārņojumu ar Zn saturošām dūņām neuzrādīja ražas samazināšanos vai to acīmredzamu fitotoksicitāti; tomēr to ilgstoša lietošana lielā ātrumā var kaitēt augiem. Vienkārša cinka lietošana ZnSO 4 formā izraisa ražas augšanas samazināšanos skābās augsnēs, savukārt ilgstoša cinka lietošana gandrīz neitrālās augsnēs paliek nepamanīta.

Toksicitātes līmeņi lauksaimniecības augsnēs, ko cinks sasniedz, parasti ir saistīts ar virsmas cinku; tas parasti neiekļūst dziļāk par 15-30 cm.Atsevišķu kultūraugu dziļās saknes var izvairīties no saskares ar cinka pārpalikumu, jo tās atrodas nepiesārņotā apakšaugsnē.

Ar cinku piesārņoto augšņu kaļķošana samazina tā koncentrāciju laukaugu kultūrās. NaOH vai Ca(OH) 2 piedevas samazina cinka toksicitāti dārzeņos, kas audzēti kūdras augsnēs ar augstu cinka saturu, lai gan šajās augsnēs cinka uzņemšana augiem ir ļoti ierobežota. Cinka izraisīto dzelzs deficītu var novērst, uzklājot uz augsnes vai tieši uz lapām dzelzs helātus vai FeSO 4. Ar cinku piesārņotā virskārtas fiziska noņemšana vai iznīcināšana var izvairīties no metāla toksiskās ietekmes uz augiem.

Mangāns

Augsnē mangāns ir atrodams trīs oksidācijas stāvokļos: +2, +3, +4. Lielākoties šis metāls ir saistīts ar primārajiem minerāliem vai sekundārajiem metālu oksīdiem. Augsnē kopējais mangāna daudzums svārstās 500 - 900 mg/kg līmenī.

Mn 4+ šķīdība ir ārkārtīgi zema; trīsvērtīgais mangāns augsnēs ir ļoti nestabils. Augsnēs lielākā daļa mangāna ir Mn 2+ , savukārt labi aerētās augsnēs lielākā daļa cietā fāzē ir oksīda veidā, kurā metāls ir IV oksidācijas stāvoklī; slikti aerētās augsnēs mikrobu vide lēnām samazina mangānu un pāriet augsnes šķīdumā, tādējādi kļūstot ļoti kustīgs.

Mn 2+ šķīdība pie zemām pH vērtībām ievērojami palielinās, bet augiem samazinās mangāna uzsūkšanās.

Mangāna toksicitāte bieži rodas, ja kopējais mangāna līmenis ir vidējs vai augsts, augsnes pH ir diezgan zems un arī augsnes skābekļa pieejamība ir zema (t.i., pastāv samazinoši apstākļi). Lai novērstu šo apstākļu ietekmi, ar kaļķošanu jāpaaugstina augsnes pH, jācenšas uzlabot augsnes drenāžu, samazināt ūdens pieplūdi, t.i. kopumā uzlabo augsnes struktūru.