Форми на наоѓање тешки метали во почвата. Методи за одредување на тешки метали во почвата

Антимон

Присутни во некои руди.

Тој е дел од легурите што се користат во различни индустриски области.

Неговиот вишок предизвикува сериозни нарушувања во исхраната.

Арсен

Главниот извор на контаминација на почвата со арсен се супстанциите што се користат за контрола на штетниците на земјоделските растенија, како што се хербицидите, инсектицидите. Арсенот е кумулативен отров кој предизвикува хронични. Неговите соединенија предизвикуваат болести на нервниот систем, мозокот и кожата.

Манган

Во почвата и растенијата се забележува висока содржина на овој елемент.

Доколку во почвата навлезе дополнително количество манган, брзо се создава опасен вишок од него. Ова влијае на човечкото тело во форма на уништување на нервниот систем.

Не помалку опасен е вишокот на други тешки елементи.

Од горенаведеното, можеме да заклучиме дека акумулацијата на тешки метали во почвата повлекува тешки последици по здравјето на луѓето и животната средина во целина.

Главните методи за борба против загадувањето на почвата со тешки метали

Методите за справување со контаминација на почвата со тешки метали можат да бидат физички, хемиски и биолошки. Меѓу нив се следниве методи:

• Зголемувањето на киселоста на почвата ја зголемува можноста.Затоа, воведот органска материјаа глината, варењето донекаде помагаат во борбата против загадувањето.
• Сеењето, косењето и вадењето од површината на почвата на некои растенија, како што е детелината, значително ја намалува концентрацијата на тешки метали во почвата. Освен тоа овој методе целосно еколошки.
• Детоксикација на подземните води, нејзино испумпување и чистење.
• Предвидување и решавање на миграцијата растворлива форматешки метали.
• Во некои особено тешки случаи, потребно е целосно отстранување на почвениот слој и негова замена со нов.

Најопасниот од сите овие метали е оловото. Има својство да се акумулира за да го погоди човечкото тело. Живата не е опасна ако еднаш или неколку пати влезе во човечкото тело, особено е опасна само живата пареа. Сметам дека индустриските претпријатија треба да користат понапредни производствени технологии кои не се толку штетни за сите живи суштества. Не треба да размислува еден, туку маса, тогаш ќе дојдеме до добар резултат.

PAGE_BREAK-- тешки метали, која карактеризира широка група на загадувачи, неодамна стана широко распространета. Во различни научни и применети трудови, авторите на различни начини го толкуваат значењето на овој концепт. Во овој поглед, бројот на елементи доделени на групата тешки метали варира во широк опсег. Како критериуми за членство се користат бројни карактеристики: атомска маса, густина, токсичност, распространетост во природната средина, степенот на вклученост во природните и техногените циклуси. Во некои случаи, дефиницијата за тешки метали вклучува елементи кои се кршливи (на пример, бизмут) или металоиди (на пример, арсен).

Во делата посветени на проблемите со загадувањето на животната средина и мониторингот на животната средина, до денес, до тешки металивклучуваат повеќе од 40 метали периодичен системДИ. Менделеев со атомска масанад 50 атомски единици: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Biитн. Во исто време, следните услови играат важна улога во категоризацијата на тешките метали: нивната висока токсичност за живите организми во релативно ниски концентрации, како и нивната способност за биоакумулирање и биозголемување. Речиси сите метали кои спаѓаат под оваа дефиниција (со исклучок на олово, жива, кадмиум и бизмут, биолошка улогашто во моментов не е јасно), се активно вклучени во биолошките процеси, се дел од многу ензими. Според класификацијата на N. Reimers, металите со густина поголема од 8 g/cm3 треба да се сметаат за тешки. Така, тешките метали се Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Формално дефинирано тешки металиодговара голем број наелементи. Сепак, според истражувачите вклучени во практични активности поврзани со организацијата на набљудување на состојбата и загадувањето на животната средина, соединенијата на овие елементи се далеку од еквивалентни како загадувачи. Затоа, во многу трудови се забележува стеснување на опфатот на групата тешки метали, согласно приоритетните критериуми, поради насоката и спецификите на работата. Значи, во веќе класичните дела на Ју.А. Израел на списокот хемиски супстанции, да се определи во природни средини на позадински станици во биосферните резервати, во делот тешки металиименуван Pb, Hg, Cd, As.Од друга страна, според одлуката на Работната група за емисии на тешки метали, која работи под покровителство на Економската комисија на Обединетите нации за Европа и собира и анализира информации за емисиите на загадувачки материи во европските земји, само Zn, As, Se и Sbбеа доделени на тешки метали. Според дефиницијата на N. Reimers, благородните и ретките метали се издвојуваат од тешките метали, соодветно, остануваат само Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Во применетата работа најчесто се додаваат тешки метали Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Металните јони се незаменливи компоненти на природните водни тела. Во зависност од условите на животната средина (pH, редокс потенцијал, присуство на лиганди), тие постојат во различни степени на оксидација и се дел од различни неоргански и органометални соединенија, кои можат вистински да се растворат, да бидат дисперзирани во колоидна форма или да бидат дел од минерални и органски суспензии.

Вистински растворените форми на метали, пак, се многу разновидни, што е поврзано со процесите на хидролиза, хидролитичка полимеризација (формирање на полинуклеарни хидроксокомплекси) и сложеност со различни лиганди. Според тоа, и каталитичките својства на металите и достапноста на водните микроорганизми зависат од облиците на нивното постоење во водниот екосистем.

Многу метали формираат прилично силни комплекси со органски материи; овие комплекси се еден од најважните форми на миграција на елементите во природните води. Повеќето органски комплекси се формираат со хелатниот циклус и се стабилни. Комплексите формирани од почвените киселини со соли на железо, алуминиум, титаниум, ураниум, ванадиум, бакар, молибден и други тешки метали се релативно добро растворливи во неутрални, малку кисели и малку алкални медиуми. Затоа, органометалните комплекси се способни да мигрираат во природни води на многу значителни растојанија. Ова е особено важно за ниско-минерализираните и, пред сè, површинските води, во кои е невозможно формирање на други комплекси.

За да се разберат факторите кои ја регулираат концентрацијата на металот во природните води, нивната хемиска реактивност, биорасположивост и токсичност, неопходно е да се знае не само вкупната содржина, туку и пропорцијата на слободни и врзани метални форми.

Преминот на метали во воден медиум во форма на метален комплекс има три последици:

1. Може да има зголемување на вкупната концентрација на метални јони поради нејзината транзиција во раствор од седименти на дното;

2. Мембранската пропустливост на сложените јони може значително да се разликува од пропустливоста на хидрираните јони;

3. Токсичноста на металот како резултат на сложеноста може многу да се промени.

Значи, хелатни форми Cu, Cd, Hgпомалку токсични од слободните јони. За да се разберат факторите кои ја регулираат концентрацијата на металот во природните води, нивната хемиска реактивност, биорасположивост и токсичност, неопходно е да се знае не само вкупната содржина, туку и пропорцијата на врзани и слободни форми.

Извори на загадување на водите со тешки метали се отпадните води од продавниците за галванизација, рударството, црната и обоената металургија и машинските постројки. Тешките метали се наоѓаат во вештачките ѓубрива и пестицидите и можат да навлезат во водните тела заедно со истекувањето од земјоделското земјиште.

Зголемувањето на концентрацијата на тешки метали во природните води често се поврзува со други видови на загадување, како што е закиселувањето. Таложењето на киселинските врнежи придонесува за намалување на pH вредноста и преминување на металите од состојба адсорбирана на минерални и органски материи во слободна состојба.

Пред сè, интерес се оние метали кои најмногу ја загадуваат атмосферата поради нивната употреба во значителни количини во производните активности и, како резултат на акумулација во надворешната средина, претставуваат сериозна опасност во однос на нивната биолошка активност и токсичните својства. . Тие вклучуваат олово, жива, кадмиум, цинк, бизмут, кобалт, никел, бакар, калај, антимон, ванадиум, манган, хром, молибден и арсен.
Биогеохемиски својства на тешки метали

H - високо, Y - умерено, H - ниско

Ванадиум.

Ванадиумот е претежно во дисперзирана состојба и се наоѓа во железни руди, нафта, асфалт, битумен, нафтени шкрилци, јаглен итн. Еден од главните извори на загадување на природните води со ванадиум е нафтата и неговите производи.

Се јавува во природни води во многу ниски концентрации: во речна вода 0,2 - 4,5 μg/dm3, во морска вода - во просек 2 μg/dm3

Во вода формира стабилни анјонски комплекси (V4O12)4- и (V10O26)6-. Во миграцијата на ванадиумот, суштинска е улогата на неговите растворени комплексни соединенија со органски материи, особено со хуминските киселини.

Зголемените концентрации на ванадиум се штетни за здравјето на луѓето. MPCv на ванадиум е 0,1 mg/dm3 (граничниот индикатор за штетност е санитарно-токсиколошки), MPCvr е 0,001 mg/dm3.

Природните извори на бизмут што влегува во природните води се процесите на истекување на минерали што содржат бизмут. Изворот на влез во природните води може да биде и отпадна вода од фармацевтската и парфемската индустрија, некои претпријатија од стаклената индустрија.

Се наоѓа во незагадените површински води во субмикрограмски концентрации. Највисока концентрација е пронајдена во подземните води и изнесува 20 μg/dm3, во морските води - 0,02 μg/dm3. MPCv е 0,1 mg/dm3

Главните извори на соединенија на железо во површинските води се процесите на хемиски атмосферски влијанија на карпите, придружени со нивно механичко уништување и растворање. Во процесот на интеракција со минерални и органски материи содржани во природните води, се формира комплексен комплекс на соединенија на железо, кои се во вода во растворена, колоидна и суспендирана состојба. Значителни количества железо доаѓаат со подземно истекување и со отпадни води од претпријатијата од металуршката, металопреработувачката, текстилната, бојата и лаковите и од земјоделските отпадни води.

Фазните рамнотежи зависат од хемискиот состав на водата, pH, Eh и, до одреден степен, температурата. Во рутинска анализа пондерирана формаиспуштаат честички со големина поголема од 0,45 микрони. Тоа е претежно минерали кои содржат железо, хидрат на железен оксид и соединенија на железо кои се адсорбираат на суспензии. Вистински растворената и колоидната форма обично се разгледуваат заедно. Растворено железопретставена со соединенија во јонска форма, во форма на хидроксокомплекс и комплекси со растворени неоргански и органски материи од природните води. Во јонска форма, главно Fe(II) мигрира, а Fe(III) во отсуство на комплексни супстанции не може да биде во значителна количина во растворена состојба.

Железото се наоѓа главно во водите со ниски Eh вредности.

Како резултат на хемиска и биохемиска (со учество на железни бактерии) оксидација, Fe(II) преминува во Fe(III), кој при хидролиза се таложи во форма на Fe(OH)3. И Fe(II) и Fe(III) имаат тенденција да формираат хидроксо комплекси од типот +, 4+, +, 3+, - и други кои коегзистираат во раствор во различни концентрации во зависност од рН и генерално ја одредуваат состојбата на железо-хидроксилниот систем. Главниот облик на појава на Fe(III) во површинските води се неговите сложени соединенија со растворени неоргански и органски соединенија, главно хумични материи. При pH = 8,0, главната форма е Fe(OH) 3. Колоидната форма на железо е најмалку проучена, тоа е хидрат на железо оксид Fe(OH)3 и комплекси со органски материи.

Содржината на железо во површинските води на копното е десетини од милиграм, во близина на мочуриштата - неколку милиграми. Зголемена содржина на железо е забележана во мочуришните води, во кои се наоѓа во форма на комплекси со соли на хумини киселини - хумати. Највисоки концентрации на железо (до неколку десетици и стотици милиграми на 1 dm3) се забележани во подземните води со ниски pH вредности.

Како биолошки активен елемент, железото до одреден степен влијае на интензитетот на развојот на фитопланктонот и на квалитативниот состав на микрофлората во резервоарот.

Концентрациите на железо се предмет на изразени сезонски флуктуации. Вообичаено, во акумулации со висока биолошка продуктивност, во периодот на летна и зимска стагнација, забележливо е зголемување на концентрацијата на железо во долните слоеви на водата. Есенско-пролетното мешање на водните маси (хомотермија) е придружено со оксидација на Fe(II) во Fe(III) и таложење на вториот во форма на Fe(OH)3.

Навлегува во природните води при лужењето на почвите, полиметалните и бакарните руди, како резултат на распаѓање на водни организми способни да го акумулираат. Соединенијата на кадмиум се носат во површинските води со отпадни води од постројки за олово-цинк, постројки за облекување руда, голем број хемиски претпријатија (производство на сулфурна киселина), галванско производство, а исто така и од руднички води. Намалувањето на концентрацијата на растворените соединенија на кадмиум се јавува поради процесите на сорпција, таложење на кадмиум хидроксид и карбонат и нивно консумирање од страна на водните организми.

Растворените форми на кадмиум во природните води се главно минерални и органо-минерални комплекси. Главната суспендирана форма на кадмиум се неговите адсорбирани соединенија. Значителен дел од кадмиумот може да мигрира во клетките на водните организми.

Во реките незагадени и малку загадени води, кадмиумот е содржан во субмикрограм концентрации; во загадени и отпадни води, концентрацијата на кадмиум може да достигне десетици микрограми на 1 dm3.

Соединенијата на кадмиум играат важна улога во животот на животните и луѓето. Тој е токсичен во високи концентрации, особено во комбинација со други токсични материи.

MPCv е 0,001 mg/dm3, MPCvr е 0,0005 mg/dm3 (ограничувачкиот знак на штетност е токсиколошки).

Кобалтните соединенија влегуваат во природните води како резултат на нивното истекување од бакар пирит и други руди, од почвите при распаѓање на организмите и растенијата, како и со отпадните води од металуршките, металопреработувачките и хемиските постројки. Некои количини на кобалт доаѓаат од почвите како резултат на распаѓање на растителни и животински организми.

Кобалтните соединенија во природните води се во растворена и суспендирана состојба, квантитативниот однос помеѓу кој се одредува според хемискиот состав на водата, температурата и pH вредностите. Растворените форми се претставени главно со сложени соединенија, вкл. со органски материи во природните води. Дивалентните кобалтни соединенија се најкарактеристични за површинските води. Во присуство на оксидирачки агенси, тривалентен кобалт може да постои во значителни концентрации.

Кобалтот е еден од биолошки активните елементи и секогаш се наоѓа во телото на животните и растенијата. Недоволната содржина на кобалт во растенијата е поврзана со неговата недоволна содржина во почвите, што придонесува за развој на анемија кај животните (тајга-шумска нечерноземска зона). Како дел од витаминот Б12, кобалтот има многу активен ефект врз внесот на азотни материи, зголемување на содржината на хлорофил и аскорбинска киселина, ја активира биосинтезата и ја зголемува содржината на протеински азот во растенијата. Сепак, зголемените концентрации на кобалтните соединенија се токсични.

Во незагадени и малку загадени речни води неговата содржина варира од десетинки до илјадити дел од милиграм на 1 dm3, просечната содржина во морската вода е 0,5 μg/dm3. MPCv е 0,1 mg/dm3, MPCv е 0,01 mg/dm3.

Манган

Манганот влегува во површинските води како резултат на истекување на руди на фероманган и други минерали кои содржат манган (пиролузит, псиломелан, браунит, манганит, црн окер). Значителни количини на манган доаѓаат од распаѓање на водни животни и растителни организми, особено сино-зелени, дијатоми и повисоки водни растенија. Соединенијата на манган се испуштаат во водни тела со отпадна вода од погоните за преработка на манган, металуршките постројки и претпријатијата хемиската индустријаи моите води.

Намалувањето на концентрацијата на јоните на манган во природните води се јавува како резултат на оксидацијата на Mn(II) до MnO2 и други високовалентни оксиди кои таложат. Главните параметри кои ја одредуваат реакцијата на оксидација се концентрацијата на растворениот кислород, pH вредноста и температурата. Концентрацијата на растворени соединенија на манган се намалува поради нивното искористување од алгите.

Главната форма на миграција на соединенијата на манган во површинските води се суспензиите, чиј состав се одредува за возврат од составот на карпите исцедени од водите, како и колоидните хидроксиди на тешките метали и сорбираните соединенија на манган. Од суштинско значење во миграцијата на манган во растворени и колоидни форми се органските материи и процесите на сложено формирање на манган со неоргански и органски лиганди. Mn(II) формира растворливи комплекси со бикарбонати и сулфати. Комплексите на манган со хлорид јон се ретки. Сложените соединенија на Mn(II) со органски материи обично се помалку стабилни отколку со другите преодни метали. Тие вклучуваат соединенија со амини, органски киселини, амино киселини и хумични супстанции. Mn(III) во покачени концентрации може да биде во растворена состојба само во присуство на силни комплексни агенси; Mn(YII) не се јавува во природни води.

ВО речните водисодржината на манган обично се движи од 1 до 160 µg/dm3, просечната содржина во морските води е 2 µg/dm3, во подземните води - n.102 - n.103 µg/dm3.

Концентрацијата на манган во површинските води е предмет на сезонски флуктуации.

Фактори кои ги одредуваат промените во концентрациите на манган се односот помеѓу површинскиот и подземниот истек, интензитетот на неговата потрошувачка за време на фотосинтезата, распаѓањето на фитопланктонот, микроорганизмите и повисоката водна вегетација, како и процесите на негово таложење на дното на водните тела.

Улогата на манганот во животот на вишите растенија и алгите во водните тела е многу голема. Манганот придонесува за искористување на CO2 од растенијата, со што се зголемува интензитетот на фотосинтезата, учествува во процесите на редукција на нитрати и асимилација на азот од страна на растенијата. Манганот ја промовира транзицијата на активниот Fe(II) во Fe(III), кој ја штити клетката од труење, го забрзува растот на организмите итн. Важната еколошка и физиолошка улога на манганот го прави неопходно да се проучува и дистрибуира манганот во природните води.

За водни тела за санитарна употреба, MPCv (според јонот на манган) е поставена еднаква на 0,1 mg/dm3.

Подолу се дадени карти на дистрибуција на просечните концентрации на метали: манган, бакар, никел и олово, изградени според набљудувачките податоци за 1989 - 1993 година. во 123 градови. Употребата на поновите податоци се претпоставува дека е несоодветна, бидејќи поради намалувањето на производството, значително се намалија концентрациите на суспендираните материи и соодветно на металите.

Влијание врз здравјето.Многу метали се состојка на прашината и имаат значително влијание врз здравјето.

Манганот влегува во атмосферата од емисиите од претпријатијата за црна металургија (60% од сите емисии на манган), машинско инженерство и металургија (23%), обоена металургија (9%), бројни мали извори, на пример, од заварување.

Високите концентрации на манган доведуваат до појава на невротоксични ефекти, прогресивно оштетување на централниот нервен систем, пневмонија.
Највисоки концентрации на манган (0,57 - 0,66 µg/m3) се забележани во големите металуршки центри: во Липецк и Череповец, како и во Магадан. Повеќето градови со високи концентрации на Mn (0,23 - 0,69 µg/m3) се концентрирани на полуостровот Кола: Заполијарни, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск (види карта).

За 1991 - 1994 година Емисиите на манган од индустриски извори се намалени за 62%, просечните концентрации - за 48%.

Бакарот е еден од најважните елементи во трагови. Физиолошката активност на бакар е поврзана главно со неговото вклучување во составот на активните центри на редокс ензими. Недоволната содржина на бакар во почвите негативно влијае на синтезата на протеини, масти и витамини и придонесува за неплодност на растителните организми. Бакарот е вклучен во процесот на фотосинтеза и влијае на апсорпцијата на азот од растенијата. Во исто време, прекумерните концентрации на бакар имаат негативен ефект врз растителните и животинските организми.

Соединенијата Cu(II) се најзастапени во природните води. Од соединенијата Cu(I), најзастапени се Cu2O, Cu2S и CuCl, кои се малку растворливи во вода. Во присуство на лиганди во водена средина, заедно со рамнотежата на дисоцијација на хидроксид, неопходно е да се земе предвид формирањето на различни сложени форми кои се во рамнотежа со металните аква јони.

Главниот извор на бакар што влегува во природните води се отпадните води од хемиската и металуршката индустрија, рудничките води и алдехидните реагенси кои се користат за убивање на алгите. Бакар може да се формира како резултат на корозија на бакарни цевки и други структури што се користат во системите за вода. Во подземните води, содржината на бакар се должи на интеракцијата на водата со карпите што ја содржат (халкопирит, халкоцит, ковелит, борнит, малахит, азурит, хрисакола, бротантин).

Максимално дозволената концентрација на бакар во водата на резервоарите за санитарна и домашна употреба на вода е 0,1 mg/dm3 (ограничувачкиот знак на штетност е општ санитарен), во водата на рибните резервоари е 0,001 mg/dm3.

Градот

Норилск

Мончегорск

Красноуралск

Колчугино

Заполиарни

Емисии М (илјада тони/година) бакар оксид и просечни годишни концентрации q (µg/m3) бакар.

Бакарот влегува во воздухот со емисии од металуршките индустрии. Во емисиите на честички, тој е содржан главно во форма на соединенија, главно бакар оксид.

Претпријатијата за обоена металургија учествуваат со 98,7% од сите антропогени емисии на овој метал, од кои 71% се вршат од претпријатијата на концернот Норилск Никел лоциран во Заполијарни и Никел, Мончегорск и Норилск, а околу 25% од емисиите на бакар се носат во Ревда, Красноуралск, Колчугино и други.

Високите концентрации на бакар доведуваат до интоксикација, анемија и хепатитис.

Како што може да се види од картата, најголеми концентрации на бакар се забележани во градовите Липецк и Руднаја Пристан. Зголемени се и концентрациите на бакар во градовите Полуостровот Кола, во Заполиарни, Мончегорск, Никел, Оленегорск, а исто така и во Норилск.

Емисиите на бакар од индустриски извори се намалени за 34%, просечните концентрации - за 42%.

Молибден

Соединенијата на молибден влегуваат во површинските води како резултат на нивното истекување од егзогени минерали кои содржат молибден. Молибден, исто така, влегува во водни тела со отпадни води од погони за преработка и претпријатија од обоена металургија. Намалувањето на концентрациите на соединенијата на молибден се јавува како резултат на таложење на малку растворливи соединенија, процеси на адсорпција со минерални суспензии и потрошувачка од растителни водни организми.

Молибденот во површинските води е главно во форма MoO42-. Многу е веројатно дека постои во форма на органоминерални комплекси. Можноста за одредена акумулација во колоидна состојба произлегува од фактот дека производите од оксидацијата на молибденит се лабави фино дисперзирани материи.

Во речните води, молибденот се наоѓа во концентрации од 2,1 до 10,6 μg/dm3. Морската вода содржи во просек 10 μg/dm3 молибден.

Во мали количини, молибденот е неопходен за нормален развој на растителните и животинските организми. Молибденот е дел од ензимот ксантин оксидаза. Со недостаток на молибден, ензимот се формира во недоволни количини, што предизвикува негативни реакции во телото. Во високи концентрации, молибденот е штетен. Со вишок на молибден, метаболизмот е нарушен.

Максималната дозволена концентрација на молибден во водните тела за санитарна употреба е 0,25 mg/dm3.

Арсенот влегува во природните води од минерални извори, области на минерализација на арсен (арсенски пирити, реалгар, орпимент), како и од зони на оксидација на карпи од полиметални, бакар-кобалтни и волфрамски типови. Одредена количина арсен доаѓа од почвите, како и од распаѓањето на растителните и животинските организми. Потрошувачката на арсен од водните организми е една од причините за намалувањето на неговата концентрација во водата, што најјасно се манифестира во периодот на интензивен развој на планктонот.

Значителни количества арсен влегуваат во водните тела со отпадните води од погоните за преработка, отпадот од производството на бои, кожарите и фабриките за пестициди, како и од земјоделските површини каде што се користат пестициди.

Во природните води, соединенијата на арсен се во растворена и суспендирана состојба, чиј однос се одредува според хемискиот состав на водата и pH вредностите. Во растворена форма, арсенот се јавува во три- и петвалентни форми, главно како анјони.

Во незагадените речни води, арсенот обично се наоѓа во микрограмски концентрации. ВО минерални водинеговата концентрација може да достигне неколку милиграми на 1 dm3, во морските води содржи во просек 3 µg/dm3, во подземните води се јавува во концентрации од n.105 µg/dm3. Соединенијата на арсен во високи концентрации се токсични за телото на животните и луѓето: тие ги инхибираат оксидативните процеси, го инхибираат снабдувањето со кислород до органите и ткивата.

MPCv за арсен е 0,05 mg/dm3 (граничниот индикатор за штетност е санитарно-токсиколошки) и MPCv е 0,05 mg/dm3.

Присуството на никел во природните води се должи на составот на карпите низ кои минува водата: се наоѓа на места на наоѓалишта на сулфидни бакарно-никелски руди и руди на железо-никел. Влегува во водата од почвите и од растителните и животинските организми при нивното распаѓање. Зголемена содржина на никел во споредба со другите видови алги е откриена кај сино-зелените алги. Никелните соединенија исто така влегуваат во водните тела со отпадна вода од продавниците за никелирање, постројките за синтетичка гума и постројките за збогатување никел. Огромните емисии на никел го придружуваат согорувањето на фосилните горива.

Неговата концентрација може да се намали како резултат на таложење на соединенија како што се цијаниди, сулфиди, карбонати или хидроксиди (со зголемени pH вредности), поради неговата потрошувачка од водните организми и процесите на адсорпција.

Во површинските води, соединенијата на никелот се во растворени, суспендирани и колоидни состојби, чиј квантитативен однос зависи од составот на водата, температурата и pH вредностите. Сорбенти на соединенија на никел може да бидат железен хидроксид, органски материи, високо дисперзиран калциум карбонат, глини. Растворените форми се главно сложени јони, најчесто со аминокиселини, хуминска и фулвична киселина, а исто така и во форма на силен цијаниден комплекс. Никелните соединенија се најзастапени во природните води, во кои е во состојба на оксидација +2. Ни3+ соединенијата обично се формираат во алкална средина.

Никелните соединенија играат важна улога во хематопоетските процеси, како катализатори. Неговата зголемена содржина има специфичен ефект врз кардиоваскуларен систем. Никелот е еден од канцерогените елементи. Може да предизвика респираторни заболувања. Се верува дека слободните јони на никел (Ni2+) се околу 2 пати потоксични од неговите сложени соединенија.

Во незагадени и малку загадени речни води, концентрацијата на никел обично се движи од 0,8 до 10 μg/dm3; во загадена изнесува неколку десетици микрограми на 1 dm3. Просечната концентрација на никел во морската вода е 2 µg/dm3, во подземните води - n.103 µg/dm3. Во подземните води што мијат карпи што содржат никел, концентрацијата на никел понекогаш се зголемува до 20 mg/dm3.

Никелот влегува во атмосферата од претпријатијата за обоена металургија, кои сочинуваат 97% од сите емисии на никел, од кои 89% доаѓаат од претпријатијата на концернот Норилск Никел лоциран во Заполијарни и Никел, Мончегорск и Норилск.

Зголемена содржина на никел во животната срединадоведува до појава ендемични болести, рак на бронхиите. Никелните соединенија припаѓаат на првата група канцерогени.
На картата се прикажани неколку точки со високи просечни концентрации на никел на локациите на концернот Норилск Никел: Апатити, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск.

Емисиите на никел од индустриските претпријатија се намалени за 28%, просечните концентрации - за 35%.

Емисии М (илјада тони/годишно) и просечни годишни концентрации q (µg/m3) на никел.

Навлегува во природните води како резултат на истекување на минерали што содржат калај (каситерит, станин), како и со отпадни води од различни индустрии (боење ткаенини, синтеза на органски бои, производство на легури со додавање калај и сл.).

Токсичниот ефект на калај е мал.

Калајот се наоѓа во незагадените површински води во субмикрограмски концентрации. Во подземните води нејзината концентрација достигнува неколку микрограми на 1 dm3. MPCv е 2 mg/dm3.

Соединенијата на живата можат да навлезат во површинските води како резултат на истекување на карпите во областа на наслаги на жива (цинабар, метацинабарит, живинстон), во процесот на распаѓање на водни организми кои акумулираат жива. Значителни количини влегуваат во водните тела со отпадни води од претпријатија кои произведуваат бои, пестициди, фармацевтски производи, некои експлозиви. Термоелектраните на јаглен испуштаат значителни количини на соединенија на жива во атмосферата, кои како резултат на влажни и суви излевања влегуваат во водните тела.

Намалувањето на концентрацијата на растворените соединенија на жива се јавува како резултат на нивното извлекување од многу морски и слатководни организми, кои имаат способност да ја акумулираат во концентрации многукратно повисоки од неговата содржина во вода, како и процесите на адсорпција со суспендирани цврсти материи и долни седименти.

Во површинските води, соединенијата на живата се во растворена и суспендирана состојба. Односот меѓу нив зависи од хемискиот состав на водата и pH вредностите. Суспендираната жива е сорбирана жива соединенија. Растворените форми се недисоцирани молекули, сложени органски и минерални соединенија. Во водата на водните тела, живата може да биде во форма на соединенија на метилжива.

Соединенијата на живата се многу токсични, тие влијаат на човечкиот нервен систем, предизвикуваат промени во мукозната мембрана, моторна функцијаи секрети гастроинтестиналниот тракт, промени во крвта итн. Процесите на бактериска метилација се насочени кон формирање на метилжива соединенија, кои се многу пати потоксични од минералните соли на живата. Соединенијата на метилживата се акумулираат во рибите и можат да навлезат во човечкото тело.

MPCv на жива е 0,0005 mg/dm3 (граничниот знак на штетност е санитарно-токсиколошки), MPCv е 0,0001 mg/dm3.

Природни извори на олово во површинските води се процесите на растворање на ендогени (галена) и егзогени (англезит, церузит и сл.) минерали. Значително зголемување на содржината на олово во животната средина (вклучително и во површинските води) е поврзано со согорувањето на јаглен, употребата на тетраетил олово како средство против удари во моторното гориво, со отстранување во водни тела со отпадна вода од постројки за преработка на руда. , некои металуршки погони, хемиски индустрии, рудници итн. Значајни фактори за намалување на концентрацијата на олово во водата се неговата адсорпција од суспендираните цврсти материи и седиментацијата со нив во седиментите на дното. Меѓу другите метали, оловото се екстрахира и се акумулира со помош на хидробионти.

Оловото се наоѓа во природните води во растворена и суспендирана (сорбирана) состојба. Во растворена форма, се јавува во форма на минерални и органоминерални комплекси, како и едноставни јони, во нерастворлива форма - главно во форма на сулфиди, сулфати и карбонати.

Во речните води, концентрацијата на олово се движи од десетинки до единици микрограми на 1 dm3. Дури и во водата на водните тела во непосредна близина на областите со полиметални руди, нејзината концентрација ретко достигнува десетици милиграми на 1 dm3. Само во хлоридните термални води концентрацијата на олово понекогаш достигнува неколку милиграми на 1 dm3.

Ограничувачкиот показател за штетноста на оловото е санитарно-токсиколошки. MPCv на олово е 0,03 mg/dm3, MPCv е 0,1 mg/dm3.

Оловото е содржано во емисиите од претпријатијата од металургијата, металопреработувачката, електротехниката, петрохемијата и моторниот транспорт.

Влијанието на оловото врз здравјето се јавува преку вдишување воздух што содржи олово и внесување на олово со храна, вода и честички прашина. Оловото се акумулира во телото, во коските и површинските ткива. Оловото влијае на бубрезите, црниот дроб, нервниот систем и органите кои формираат крв. Постарите лица и децата се особено чувствителни дури и на мали дози на олово.

Емисии M (илјада тони/годишно) и просечни годишни концентрации q (µg/m3) на олово.

За седум години, емисиите на олово од индустриски извори се намалени за 60% поради намалувањето на производството и затворањето на многу претпријатија. Остриот пад на индустриските емисии не е придружен со намалување на емисиите на возилата. Просечните концентрации на олово се намалени за само 41%. Разликата во стапките на намалување и концентрациите на олово може да се објасни со потценувањето на емисиите на возилата во претходните години; Во моментов зголемен е бројот на автомобили и интензитетот на нивното движење.

Тетраетил олово

Навлегува во природните води поради употребата како средство против тропање во моторното гориво на водените возила, како и со површинското истекување од урбаните средини.

Оваа супстанца се карактеризира со висока токсичност, има кумулативни својства.

Изворите на среброто што влегува во површинските води се подземните и отпадните води од рудниците, преработувачките погони и фотографските претпријатија. Зголемената содржина на сребро е поврзана со употребата на бактерицидни и алгицидни препарати.

Во отпадните води, среброто може да биде присутно во растворена и суспендирана форма, во поголемиот делво форма на халидни соли.

Во незагадените површински води, среброто се наоѓа во субмикрограмски концентрации. Во подземните води, концентрацијата на среброто варира од неколку до десетици микрограми на 1 dm3, во морската вода, во просек, 0,3 μg/dm3.

Сребрените јони се способни да уништуваат бактерии и да ја стерилизираат водата дури и во мали концентрации (долната граница на бактерицидното дејство на јоните на среброто е 2,10-11 mol/dm3). Улогата на среброто во телото на животните и луѓето не е доволно проучена.

MPCv на среброто е 0,05 mg/dm3.

Антимонот навлегува во површинските води преку истекување на антимонските минерали (стибнит, сенармонтит, валентинит, сервингит, стибиоканит) и со отпадни води од гума, стакло, фарбање и кибрит претпријатија.

Во природните води, соединенијата на антимон се во растворена и суспендирана состојба. Во услови на редокс карактеристични за површинските води, може да постои и тривалентен и петвалентен антимон.

Во незагадените површински води, антимонот се наоѓа во субмикрограмски концентрации, во морската вода неговата концентрација достигнува 0,5 μg/dm3, во подземните води - 10 μg/dm3. MPCv на антимон е 0,05 mg/dm3 (граничниот индикатор за штетност е санитарно-токсиколошки), MPCv е 0,01 mg/dm3.

Соединенијата на три и шествалентни хром влегуваат во површинските води како резултат на истекување од карпите (хромит, крокоит, уваровит итн.). Некои количини доаѓаат од распаѓањето на организмите и растенијата, од почвите. Значителни количини можат да навлезат во водните тела со отпадна вода од продавници за галванизација, фарби од текстилни претпријатија, кожарници и хемиска индустрија. Намалување на концентрацијата на јони на хром може да се забележи како резултат на нивната потрошувачка од водни организми и процеси на адсорпција.

Во површинските води, соединенијата на хром се во растворени и суспендирани состојби, чиј однос зависи од составот на водата, температурата и рН на растворот. Суспендираните соединенија на хром се главно сорбирани соединенија на хром. Сорбентите можат да бидат глини, железен хидроксид, високо дисперзиран таложен калциум карбонат, растителни и животински остатоци. Во растворена форма, хромот може да биде во форма на хромати и дихромати. Во аеробни услови, Cr(VI) се трансформира во Cr(III), чии соли во неутрални и алкални медиуми се хидролизираат со ослободување на хидроксид.

Во незагадени и малку загадени речни води, содржината на хром се движи од неколку десетини од микрограм на литар до неколку микрограми на литар, во загадени водни тела достигнува неколку десетици и стотици микрограми на литар. Просечната концентрација во морските води е 0,05 µg/dm3, во подземните води - обично во рамките на n,10 - n,102 µg/dm3.

Cr(VI) и Cr(III) соединенија во зголемени количиниимаат канцерогени својства. Cr(VI) соединенијата се поопасни.

Навлегува во природните води како резултат на природни процеси на уништување и растворање на карпите и минералите (сфалерит, цинцит, госларит, смитсонит, каламин), како и со отпадни води од погони за преработка на руда и продавници за галванизација, производство на пергаментна хартија, минерални бои. , влакна од вискоза и други

Во водата, постои главно во јонска форма или во форма на неговите минерални и органски комплекси. Понекогаш се јавува во нерастворливи форми: во форма на хидроксид, карбонат, сулфид итн.

Во речните води, концентрацијата на цинк обично се движи од 3 до 120 µg/dm3, во морските води - од 1,5 до 10 µg/dm3. Содржината во рудата, а особено во рудните води со ниски pH вредности може да биде значајна.

Цинкот е еден од активните елементи во трагови кои влијаат на растот и нормален развојорганизми. Во исто време, многу соединенија на цинк се токсични, првенствено неговиот сулфат и хлорид.

MPCv Zn2+ е 1 mg/dm3 (ограничувачки индикатор на штетност - органолептички), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (ограничен знак на штетност - токсиколошки).

Тешките метали се веќе на второ место по опасност, попуштајќи се на пестициди и далеку пред познатите загадувачи како јаглерод диоксид и сулфур, но според прогнозата тие треба да станат најопасни, поопасни од отпадот од нуклеарните централи и цврсти отпад. Загадувањето со тешки метали е поврзано со нивната широка употреба во индустриското производство, заедно со лошите системи за прочистување, како резултат на што тешките метали влегуваат во животната средина, вклучително и почвата, загадувајќи ја и труејќи ја.

Тешките метали се меѓу приоритетните загадувачи, чиј мониторинг е задолжителен во сите средини. Во различни научни и применети трудови, авторите на различни начини го толкуваат значењето на концептот „тешки метали“. Во некои случаи, дефиницијата за тешки метали вклучува елементи кои се кршливи (на пример, бизмут) или металоиди (на пример, арсен).

Почвата е главниот медиум во кој влегуваат тешките метали, вклучително и од атмосферата и водната средина. Исто така, служи како извор на секундарно загадување на површинскиот воздух и водите кои од него влегуваат во Светскиот океан. Тешките метали се асимилираат од почвата од растенијата, кои потоа влегуваат во храната на повисоко организираните животни.
продолжение
--PAGE_BREAK-- 3.3. интоксикација со олово
Во моментов, оловото го зазема првото место меѓу причините за индустриско труење. Ова се должи на неговата широка примена во различни индустрии. Работниците во рудата на олово се изложени на олово во топилниците на олово, во производството на батерии, во лемењето, во печатниците, во производството на кристално стакло или керамички производи, оловен бензин, оловни бои итн. Загадување со олово на атмосферскиот воздух, почвата и Водата во близина на таквите индустрии, како и во близина на главните автопатишта, создава закана од труење со олово на населението кое живее во овие области, а пред сè на децата, кои се почувствителни на ефектите од тешките метали.
Со жалење треба да се забележи дека во Русија не постои државна политика за правно, регулаторно и економско регулирање на влијанието на оловото врз животната средина и јавното здравје, за намалување на емисиите (испуштање, отпад) на олово и неговите соединенија во животната средина. , и на целосен прекин на производството на бензин што содржи олово.

Поради крајно незадоволителната едукативна работа за објаснување на населението за степенот на опасност од изложување на тешки метали за човечкото тело, во Русија бројот на контингенти со професионален контакт со олово не се намалува, туку постепено се зголемува. Случаи на хронична интоксикација со олово се регистрирани во 14 индустрии во Русија. Водечките индустрии се електроиндустријата (производство на батерии), инструментација, печатење и обоена металургија, во која интоксикацијата е предизвикана од вишок на максимално дозволена концентрација (MAC) на олово во воздухот на работната површина за 20 или повеќе пати.

Значаен извор на олово се издувните гасови од автомобилите, бидејќи половина од Русија сè уште користи оловен бензин. Сепак, металуршките погони, особено топилниците на бакар, остануваат главен извор на загадување на животната средина. И тука има лидери. На територијата на регионот Свердловск има 3 најголеми извори на емисии на олово во земјата: во градовите Красноуралск, Кировоград и Ревда.

Оџаците на топилницата за бакар Красноуралск, изградени уште во годините на сталинистичката индустријализација и користена опрема од 1932 година, годишно исфрлаат 150-170 тони олово во градот со 34.000 жители, покривајќи сè со оловна прашина.

Концентрацијата на олово во почвата на Красноуралск варира од 42,9 до 790,8 mg/kg со максимална дозволена концентрација MPC = 130 микрони/kg. Мостри од вода во водоводот на соседното село. Октјабрски, напојуван од подземен извор на вода, забележа вишок MPC до два пати.

Загадувањето со олово има влијание врз здравјето на луѓето. Изложеноста на олово го нарушува женскиот и машкиот репродуктивен систем. За жените во бремена и репродуктивна возраст, зголеменото ниво на олово во крвта претставува посебна опасност, бидејќи оловото ја нарушува менструалната функција, почесто има предвремено породување, спонтани абортуси и фетална смрт поради навлегување на олово низ плацентарната бариера. Новороденчињата имаат висока стапка на смртност.

Труењето со олово е исклучително опасно за малите деца - влијае на развојот на мозокот и нервниот систем. Тестирањето на 165 деца од Красноуралск од 4-годишна возраст откри значајна ментална ретардација кај 75,7%, а кај 6,8% од испитаните деца беше откриено дека имаат ментална ретардација, вклучително и ментална ретардација.

Децата од предучилишна возраст се најподложни на штетното дејство на оловото бидејќи нивниот нервен систем се уште е во развојна фаза. Дури и при мали дози, труењето со олово предизвикува намалување на интелектуалниот развој, вниманието и способноста за концентрирање, заостанување во читањето, доведува до развој на агресивност, хиперактивност и други проблеми во однесувањето кај детето. Овие развојни абнормалности можат да бидат долгорочни и неповратни. Ниската родилна тежина, заостанувањето и губењето на слухот се исто така резултат на труење со олово. Високите дози на интоксикација доведуваат до ментална ретардација, кома, конвулзии и смрт.

Белата книга објавена од руски специјалисти известува дека загадувањето со олово ја покрива целата земја и е една од многуте еколошки катастрофи во поранешниот Советски Сојуз што излегоа на виделина во последниве години. Поголемиот дел од територијата на Русија доживува оптоварување од олово што ја надминува критичната вредност за нормално функционирање на екосистемот. Во десетици градови, има вишок на концентрации на олово во воздухот и почвата над вредностите што одговараат на MPC.

Највисоко ниво на загаденост на воздухот со олово, што го надминува MPC, е забележано во градовите Комсомолск-на-Амур, Тоболск, Тјумен, Карабаш, Владимир, Владивосток.

Максималните оптоварувања на таложење на олово што доведуваат до деградација на копнените екосистеми се забележани во регионите на Москва, Владимир, Нижни Новгород, Рјазан, Тула, Ростов и Ленинград.

Стационарни извори се одговорни за испуштање на повеќе од 50 тони олово во форма на различни соединенија во водните тела. Во исто време, 7 фабрики за батерии фрлаат по 35 тони олово годишно низ канализациониот систем. Анализата на распределбата на испуштањата на олово во водните тела на територијата на Русија покажува дека регионите Ленинград, Јарослав, Перм, Самара, Пенза и Ориол се лидери во овој тип на оптоварување.

На земјата и треба Итни меркида се намали загадувањето со олово, но досега економската криза во Русија ги засенува еколошките проблеми. Во услови на долготрајна индустриска депресија, Русија нема средства да го исчисти загадувањето од минатото, но ако економијата почне да закрепнува и фабриките се вратат на работа, загадувањето може само да се влоши.
10 најзагадени градови на поранешниот СССР

(Металите се наведени по опаѓачки редослед на нивото на приоритет за даден град)

4. Хигиена на почвата. Отстранување на отпад.
Почвата во градовите и другите населби и нивните околини одамна се разликува од природната, биолошки вредна почва, која игра важна улога во одржувањето на еколошката рамнотежа. Почвата во градовите е подложна на истите штетни ефекти како и урбаниот воздух и хидросферата, така што нејзината значително деградација се јавува насекаде. На хигиената на почвата не и се посветува доволно внимание, иако нејзината важност како една од главните компоненти на биосферата (воздух, вода, почва) и биолошки фактор на животната средина е уште позначајна од водата, бидејќи количината на последната (првенствено квалитетот на подземните води) се определува со состојбата на почвата и невозможно е да се одделат овие фактори еден од друг. Почвата има способност за биолошко самопрочистување: во почвата доаѓа до расцепување на отпадот што паднал во неа и нивна минерализација; на крајот, почвата ги надоместува изгубените минерали на нивна сметка.

Ако, како резултат на преоптоварување на почвата, се изгуби некоја од компонентите на нејзиниот минерализирачки капацитет, тоа неизбежно ќе доведе до нарушување на механизмот за самопрочистување и до целосна деградација на почвата. Од друга страна, создавањето оптимални условиза самопрочистување на почвата придонесува за зачувување на еколошката рамнотежа и услови за постоење на сите живи организми вклучувајќи го и човекот.

Затоа, проблемот со неутрализирање на отпадот кој има штетно биолошко дејство не е ограничен само на прашањето за нивниот извоз; тоа е покомплексен хигиенски проблем, бидејќи почвата е врската помеѓу водата, воздухот и човекот.
4.1.
Улогата на почвата во метаболизмот

Биолошкиот однос помеѓу почвата и човекот се врши главно преку метаболизмот. Почвата е како добавувач минералинеопходни за метаболичкиот циклус, за растот на растенијата што ги консумираат луѓето и тревопасните животни, јадени за возврат од луѓето и месојадите. Така, почвата обезбедува храна за многу претставници на растителниот и животинскиот свет.

Следствено, влошувањето на квалитетот на почвата, намалувањето на нејзината биолошка вредност, нејзината способност за самочистење предизвикува биолошка верижна реакција, која, во случај на долготрајни штетни ефекти, може да доведе до различни здравствени нарушувања кај населението. Покрај тоа, ако процесите на минерализација се забават, нитратите, азот, фосфор, калиум итн., кои се формираат за време на распаѓањето на супстанциите, можат да влезат во подземните води што се користат за пиење и да предизвикаат сериозни болести(на пример, нитратите може да предизвикаат метхемоглобинемија, првенствено кај доенчиња).

Потрошувачката на вода од почвата сиромашна со јод може да предизвика ендемична гушавост итн.
4.2.
Еколошка врска помеѓу почвата и водата и течниот отпад (отпадна вода)

Едно лице ја извлекува од почвата водата неопходна за одржување на метаболичките процеси и самиот живот. Квалитетот на водата зависи од состојбата на почвата; секогаш ја одразува биолошката состојба на дадена почва.

Ова особено се однесува на подземните води, чија биолошка вредност суштински е одредена од својствата на почвите и почвата, способноста на второто да се самопрочистува, нејзиниот капацитет за филтрирање, составот на нејзината макрофлора, микрофауна итн.

Директното влијание на почвата врз површинските води е веќе помалку значајно, тоа е главно поврзано со врнежите. На пример, по обилните дождови, различни загадувачи се исфрлаат од почвата во отворени водни тела (реки, езера), вклучувајќи вештачки ѓубрива (азот, фосфат), пестициди, хербициди; во областите на карст, скршени наслаги, загадувачите можат да навлезат низ пукнатини во длабоки Подземните води.

Несоодветен третман на отпадните води, исто така, може да предизвика штетни биолошки ефекти врз почвата и на крајот да доведе до деградација на почвата. Затоа, заштитата на почвата во населените места е едно од главните барања за заштита на животната средина воопшто.
4.3.
Ограничувања на оптоварување на почвата за цврст отпад (отпад од домаќинства и улици, индустриски отпад, сува тиња од седиментација на отпадни води, радиоактивни материи итн.)

Проблемот се влошува со фактот што, како резултат на создавањето на се повеќе цврст отпад во градовите, почвата во нивната близина е подложена на зголемен притисок. Својствата и составот на почвата се влошуваат со сè поголема брзина.

Од 64,3 милиони тони хартија произведени во САД, 49,1 милиони тони завршуваат во отпад (од оваа количина, 26 милиони тони се обезбедени од домаќинството, а 23,1 милиони тони од трговската мрежа).

Во врска со горенаведеното, отстранувањето и конечното депонирање на цврстиот отпад е многу значаен, потежок за спроведување хигиенски проблем во контекст на зголемената урбанизација.

Можно е конечно отстранување на цврстиот отпад во контаминирана почва. Сепак, поради постојаното влошување на капацитетот за самочистење на урбаната почва, конечното отстранување на отпадот закопан во земјата е невозможно.

Едно лице може успешно да ги искористи биохемиските процеси што се случуваат во почвата, нејзината неутрализирачка и дезинфицирачка способност за неутрализирање на цврстиот отпад, но урбаната почва, како резултат на вековното човечко живеење и активност во градовите, одамна стана несоодветна за оваа намена.

Познати се механизмите на самопрочистување, минерализацијата што се случува во почвата, улогата на бактериите и ензимите кои се вклучени во нив, како и средните и финалните продукти на распаѓањето на супстанциите. Во моментов, истражувањето е насочено кон идентификување на факторите кои обезбедуваат биолошка рамнотежа на природната почва, како и разјаснување на прашањето колку цврст отпад (и каков состав) може да доведе до нарушување на биолошката рамнотежа на почвата.
Количината на отпад од домаќинствата (ѓубре) по жител на некои големи градови во светот

Треба да се напомене дека хигиенската состојба на почвата во градовите како резултат на нејзиното преоптоварување брзо се влошува, иако способноста на почвата да се самопрочистува е главниот хигиенски услов за одржување на биолошката рамнотежа. Почвата во градовите веќе не може да се справи со својата задача без помош на човекот. Единствениот излез од оваа ситуација е целосно неутрализација и уништување на отпадот во согласност со хигиенските барања.

Затоа, изградбата на јавните комунални претпријатија треба да биде насочена кон зачувување на природната способност на почвата за самопрочистување, а ако оваа способност веќе станала незадоволителна, тогаш таа мора да се обнови вештачки.

Најнеповолно е токсичниот ефект на индустрискиот отпад, и течен и цврст. Сè поголемо количество таков отпад влегува во почвата, со што не може да се справи. Така, на пример, контаминација на почвата со арсен е откриена во близина на постројки за производство на суперфосфати (во радиус од 3 km). Како што е познато, некои пестициди, како органохлорните соединенија кои навлегле во почвата, не се распаѓаат долго време.

Слична е ситуацијата и со некои синтетички материјали за пакување (поливинил хлорид, полиетилен итн.).

Некои отровни соединенија порано или подоцна влегуваат во подземните води, поради што не само што се нарушува биолошката рамнотежа на почвата, туку и квалитетот на подземните води се влошува до тој степен што повеќе не може да се користи како вода за пиење.
Процент од количината на основни синтетички материјали содржани во отпадот од домаќинството (ѓубре)

*
Заедно со отпад од друга пластика која се стврднува под дејство на топлина.
Проблемот со отпадот денес е зголемен и поради тоа што дел од отпадот, главно човечки и животински измет, се користи за оплодување на земјоделско земјиште [изметот содржи значителна количина на азот-0,4-0,5%, фосфор (P203)-0,2-0 ,6 %, калиум (К? 0) -0,5-1,5%, јаглерод-5-15%]. Овој проблем на градот се прошири и во градските населби.
4.4.
Улогата на почвата во ширењето на разни болести

Почвата игра улога во ширењето на заразни болести. Ова беше објавено уште во минатиот век од Петеркофер (1882) и Фодор (1875), кои главно ја истакнаа улогата на почвата во ширењето на цревните болести: колера, тифусна треска, дизентерија итн. Тие исто така го привлекоа вниманието на фактот дека некои бактерии и вируси остануваат одржливи и вирулентни во почвата со месеци. Последователно, голем број автори ги потврдија своите набљудувања, особено во однос на урбаната почва. На пример, предизвикувачкиот агенс на колера останува остварлив и патоген во подземните води од 20 до 200 дена, предизвикувачкиот агенс на тифусна треска во изметот - од 30 до 100 дена, предизвикувачкиот агенс на паратифус - од 30 до 60 дена. (Во однос на ширењето на заразни болести, урбаната почва е многу поопасна од теренската почва оплодена со ѓубриво.)

За одредување на степенот на контаминација на почвата, голем број автори користат определување на бактерискиот број (E. coli), како и при определувањето на квалитетот на водата. Други автори сметаат дека е целисходно да се утврди, дополнително, бројот на термофилни бактерии вклучени во процесот на минерализација.

Ширењето на заразни болести низ почвата е многу олеснето со полевање на земјиштето со канализација. Во исто време, минерализациските својства на почвата исто така се влошуваат. Затоа, наводнувањето со отпадна вода треба да се врши под постојан строг санитарен надзор и само надвор од градското подрачје.

4.5.
Штетното дејство на главните видови загадувачи (цврст и течен отпад) што доведува до деградација на почвата

4.5.1.
Неутрализација на течниот отпад во почвата

Во голем број населбибез канализација, дел од отпадот, вклучително и ѓубриво, се неутрализира во почвата.

Како што знаете, ова е најлесниот начин за неутрализирање. Сепак, тоа е допуштено само ако имаме работа со биолошки вредна почва која ја задржала способноста за самопрочистување, што не е типично за урбаните почви. Доколку почвата повеќе не ги поседува овие квалитети, тогаш за да се заштити од понатамошно распаѓање, има потреба од сложени технички капацитети за неутрализација на течниот отпад.

На повеќе места, отпадот се неутрализира во јами за компост. Технички, ова решение е тешка задача. Покрај тоа, течностите можат да навлезат во почвата на прилично долги растојанија. Задачата дополнително се усложнува поради фактот што урбаните отпадни води содржат зголемено количество на токсичен индустриски отпад кој ги деградира минерализациските својства на почвата во уште поголема мера од изметот на луѓето и животните. Затоа, дозволено е да се исцеди во јами за компост само отпадните води кои претходно биле подложени на седиментација. Во спротивно, се нарушува капацитетот за филтрирање на почвата, потоа почвата ги губи другите заштитни својства, порите постепено се блокираат итн.

Употребата на човечки измет за наводнување на земјоделските полиња е вториот начин за неутрализирање на течниот отпад. Овој метод претставува двојна хигиенска опасност: прво, може да доведе до преоптоварување на почвата, второ, овој отпад може да стане сериозен извор на инфекција. Затоа, изметот мора прво да се дезинфицира и да се подложи на соодветен третман, па дури потоа да се користи како ѓубриво. Тука има две спротивставени гледишта. Според хигиенските барања, изметот е подложен на речиси целосно уништување, а од гледна точка на националната економија тие претставуваат вредно ѓубриво. Свежите фекалии не можат да се користат за наводнување градини и ниви без претходно да се дезинфицираат. Ако сè уште треба да користите свеж измет, тогаш тие бараат таков степен на неутрализација што речиси немаат никаква вредност како ѓубриво.

Изметот може да се користи како ѓубриво само во посебно одредени области - со постојана санитарна и хигиенска контрола, особено за состојбата на подземните води, бројот на муви итн.

Барањата за отстранување и отстранување на животински измет во почвата во принцип не се разликуваат од оние за отстранување на човечки измет.

До неодамна, ѓубривото беше значаен извор на вредни хранливи материи за земјоделството за подобрување на плодноста на почвата. Меѓутоа, во последниве години, ѓубривото ја изгуби својата важност делумно поради механизацијата на земјоделството, делумно поради зголемената употреба на вештачки ѓубрива.

Во отсуство на соодветен третман и отстранување, ѓубривото е исто така опасно, како и нетретираниот човечки измет. Затоа, пред да се однесе на полињата, ѓубривото е дозволено да созрее за во тоа време (на температура од 60-70 ° C) да се случат потребните биотермални процеси во него. После тоа, ѓубривото се смета за „зрело“ и ослободено од повеќето патогени содржани во него (бактерии, јајца од црви итн.).

Мора да се запомни дека продавниците за ѓубриво можат да обезбедат идеална основа за размножување на муви кои промовираат ширење на разни цревни инфекции. Треба да се напомене дека мувите за репродукција најлесно избираат ѓубриво од свињи, потоа коњи, овци и, последно, но не и најмалку важно, кравјо ѓубриво. Пред извоз на ѓубриво на полињата, тоа мора да се третира со инсектицидни агенси.
продолжение
--PAGE_BREAK--

СОДРЖИНА

Вовед

1. Почвен капак и негова употреба

2. Ерозија на почвата (вода и ветер) и методи за справување со неа

3. Индустриско загадување на почвата

3.1 Кисели дождови

3.2 Тешки метали

3.3 Труење со олово

4. Хигиена на почвата. Отстранување на отпад

4.1 Улогата на почвата во метаболизмот

4.2 Еколошки однос помеѓу почвата и водата и течниот отпад (отпадните води)

4.3 Граници за оптоварување на почвата за цврст отпад (отпад од домаќинства и улици, индустриски отпад, сува тиња по седиментација на отпадни води, радиоактивни материи)

4.4 Улогата на почвата во ширењето на разни болести

4.5 Штетни ефекти на главните видови загадувачи (цврст и течен отпад) што доведува до деградација на почвата

4.5.1 Деконтаминација на течен отпад во почвата

4.5.2.1 Деконтаминација на цврст отпад во почвата

4.5.2.2 Собирање и отстранување на отпадот

4.5.3 Конечно отстранување и депонирање

4.6 Отстранување на радиоактивен отпад

Заклучок

Список на користени извори

Вовед.

Одреден дел од почвите, како во Русија, така и во светот, секоја година излегуваат од земјоделска циркулација поради различни причини, кои се детално разгледани во УИР. Илјадници или повеќе хектари земјиште се погодени од ерозија, кисели дождови, лошо управување и токсичен отпад. За да го избегнете ова, треба да се запознаете со најпродуктивните и најевтините мерки за мелиорација (видете ја дефиницијата за мелиорација во главниот дел од работата), кои ја зголемуваат плодноста на почвената покривка, а пред се со негативно влијаниена земја и како да го избегнете.

Овие студии даваат увид во штетните ефекти врз почвата и се спроведени на голем број книги, статии и научни списанијапосветени на проблемите со почвата и заштитата на животната средина.

Самиот проблем со загадувањето и деградацијата на почвата отсекогаш бил релевантен. Сега на кажаното можеме да додадеме дека во наше време антропогеното влијание многу влијае на природата и само расте, а почвата е еден од главните извори на храна и облека за нас, а да не зборуваме за тоа што одиме по неа. и секогаш ќе биде во близок контакт со неа.

1. Почвен капак и негова употреба.

Почвената покривка е најважната природна формација. Неговото значење за животот на општеството се определува со фактот дека почвата е главен извор на храна, обезбедувајќи 97-98% од прехранбените ресурси на светската популација. Во исто време, почвената покривка е место на човекова активност, каде што е домаќин на индустриското и земјоделското производство.

Истакнувајќи ја посебната улога на храната во животот на општеството, дури и В. И. Ленин истакна: „Вистинските основи на економијата се фондот за храна“.

Најважното својство на почвената покривка е нејзината плодност, што се подразбира како збир на почвени својства кои обезбедуваат жетва на земјоделските култури. Природната плодност на почвата е регулирана со снабдувањето со хранливи материи во почвата и нејзините водни, воздушни и топлински режими. Улогата на почвената покривка во продуктивноста на копнените еколошки системи е голема, бидејќи почвата ги храни копнените растенија со вода и многу соединенија и е суштинска компонентафотосинтетичка активност на растенијата. Плодноста на почвата зависи и од количината на соларна енергија акумулирана во неа. Живите организми, растенијата и животните кои ја населуваат Земјата ја фиксираат сончевата енергија во форма на фито- или зоомаса. Продуктивноста на копнените еколошки системи зависи од топлинските и воден билансповршината на земјата, која ја одредува разновидноста на формите на размена на материи и супстанци во рамките на географската обвивка на планетата.

Анализирајќи ја важноста на земјата за општественото производство, К. Маркс издвоил два концепта: земја-материја и земја-капитал. Првиот од нив треба да се разбере земја која настанала во процесот на нејзиниот еволутивен развој покрај волјата и свеста на луѓето и е место на човечко населување и извор на неговата храна. Од моментот кога земјата во процесот на развој на човечкото општество станува средство за производство, таа дејствува со нов квалитет - капитал, без кој процесот на трудот е незамислив, „...бидејќи му дава на работникот ... место на кое стои... , и неговиот процес-обем...“. Токму поради оваа причина, земјата е универзален фактор во секоја човечка активност.

Улогата и местото на земјиштето не се исти во различни сфери на материјалното производство, пред се во индустријата и земјоделството. Во преработувачката индустрија, во градежништвото, во транспортот, земјата е местото каде што се одвиваат работните процеси, без оглед на природната плодност на почвата. Во различен капацитет е земјиштето во земјоделството. Под влијание на човечкиот труд, природната плодност се трансформира од потенцијална во економска. Специфичноста на користењето на земјишните ресурси во земјоделството води до фактот дека тие дејствуваат во два различни квалитети, како предмет на трудот и како средство за производство. Маркс забележал: „Само со нова инвестиција на капитал во парцели... луѓето го зголемувале копнениот капитал без никакво зголемување на материјата на земјата, т.е. просторот на земјата“.

Земјиштето во земјоделството делува како продуктивна сила поради нејзината природна плодност, која не останува константна. Со рационално користење на земјиштето, таквата плодност може да се зголеми со подобрување на нејзиниот воден, воздух и термички режим преку мелиорации и зголемување на содржината на хранливи материи во почвата. Напротив, со нерационалното користење на земјишните ресурси се намалува нивната плодност, како резултат на што доаѓа до намалување на приносите на земјоделските култури. На некои места, одгледувањето на култури станува сосема невозможно, особено на солени и еродирани почви.

Со ниско ниво на развој на производните сили на општеството, проширувањето на производството на храна се јавува поради вклучување на нови земјишта во земјоделството, што одговара на екстензивниот развој на земјоделството. Два услови придонесуваат за ова: достапноста на бесплатно земјиште и можноста за земјоделство на прифатливо просечно ниво на капитални трошоци по единица површина. Оваа употреба на земјишните ресурси и земјоделството е типична за многу земји во развој во современиот свет.

Во ерата на научната и технолошката револуција, имаше остра разграничување на системот на земјоделство во индустријализираните и земјите во развој. Првите се карактеризираат со интензивирање на земјоделството користејќи ги достигнувањата на научната и технолошката револуција, во која земјоделството се развива не поради зголемување на површината на обработеното земјиште, туку поради зголемување на износот на капиталот инвестиран во земјиште. Добро познатите ограничени земјишни ресурси за повеќето индустријализирани капиталистички земји, зголемувањето на побарувачката за земјоделски производи ширум светот поради високиот пораст на населението, повеќе висока култураземјоделството придонесе за трансфер на земјоделството во овие земји уште во 50-тите години на патот на интензивен развој. Забрзувањето на процесот на интензивирање на земјоделството во индустријализираните капиталистички земји е поврзано не само со достигнувањата на научната и технолошката револуција, туку главно со профитабилноста на вложувањето капитал во земјоделството, кое го концентрирало земјоделското производство во рацете на големите земјопоседници и уништени мали земјоделци.

Земјоделството се развило на други начини во земјите во развој. Меѓу акутните проблеми со природните ресурси на овие земји, може да се издвојат следново: ниска земјоделска култура, која предизвика деградација на почвата (зголемена ерозија, засолување, намалена плодност) и природна вегетација (на пример, тропски шуми), исцрпување водните ресурси, опустинување на земјиштето, особено јасно манифестирано на африканскиот континент. Сите овие фактори поврзани со социо-економските проблеми на земјите во развој доведоа до хроничен недостиг на храна во овие земји. Така, на почетокот на 1980-тите, во однос на обезбедувањето жито (222 кг) и месо (14 кг) по лице, земјите во развој беа неколку пати инфериорни во однос на индустриски развиените капиталистички земји, соодветно. Решението на проблемот со храната во земјите во развој е незамисливо без големи социо-економски трансформации.

Кај нас, основата на земјишните односи е сенародната (национална) сопственост на земјиштето, која настана како резултат на национализацијата на целото земјиште. Аграрните односи се градат врз основа на планови според кои во иднина треба да се развива земјоделството, со финансиска и кредитна помош од државата и набавка на потребната количина механизација и ѓубрива. Плаќањето на земјоделските работници според квантитетот и квалитетот на трудот стимулира постојано зголемување на нивниот животен стандард.

Користењето на земјишниот фонд во целина се врши врз основа на долгорочни државни планови. Пример за такви планови беше развојот на девствени и лопатки на истокот на земјата (средината на 1950-тите), благодарение на што стана можно за кратко време да се воведат повеќе од 41 милион хектари нови површини во обработливо земјиште. Друг пример е збир на мерки поврзани со спроведувањето на Програмата за храна, која предвидува забрзување на развојот на земјоделското производство преку зголемување на земјоделската култура, широка имплементација на мерки за мелиорација, како и спроведување на широка програма за социо-економска обнова на земјоделските површини.

Земјените ресурси на светот како целина обезбедуваат храна за повеќе луѓе отколку што е моментално достапно и ќе биде во блиска иднина. Сепак, поради растот на населението, особено во земјите во развој, количината на обработливо земјиште по глава на жител се намалува.

Во последно време, поради брзиот развој на индустријата, се забележува значително зголемување на нивото на тешки метали во животната средина. Терминот „тешки метали“ се применува на метали или со густина поголема од 5 g/cm 3 или со атомски број поголем од 20. Иако, постои уште една гледна точка, според која повеќе од 40 хемиски елементисо атомски маси поголеми од 50 at. единици Помеѓу хемиските елементи, тешките метали се најтоксични и на второ место по пестицидите според нивото на нивната опасност. Во исто време, следните хемиски елементи се токсични: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Фитотоксичноста на тешките метали зависи од нивната хемиски својства: валентност, јонски радиус и способност за формирање комплекс. Во повеќето случаи, според степенот на токсичност, елементите се распоредени во низата: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Сепак, оваа серија може малку да се промени поради нееднаквото врнење на елементите од почвата и преминувањето во состојба недостапна за растенијата, условите за растење и физиолошките и генетските карактеристики на самите растенија. Трансформацијата и миграцијата на тешките метали се случува под директно и индиректно влијание на реакцијата на формирање на комплекси. При проценка на загадувањето на животната средина, неопходно е да се земат предвид својствата на почвата и, пред сè, гранулометрискиот состав, содржината на хумус и пуферирањето. Пуферниот капацитет се подразбира како способност на почвите да ја одржуваат концентрацијата на метали во почвениот раствор на константно ниво.

Во почвите тешките метали се присутни во две фази - цврста и во почвен раствор. Формата на постоење на метали се определува од реакцијата на околината, хемискиот и материјалниот состав на почвениот раствор и, пред сè, содржината на органски материи. Елементите - комплексите кои ја загадуваат почвата се концентрирани главно во нејзиниот горен слој од 10 cm. Меѓутоа, кога почвата со низок пуфер е закиселена, значителен дел од металите од состојбата со апсорпција на размена поминува во растворот на почвата. Кадмиумот, бакарот, никелот, кобалтот имаат силна миграциска способност во кисела средина. Намалувањето на pH вредноста за 1,8-2 единици доведува до зголемување на мобилноста на цинкот за 3,8-5,4, кадмиумот - за 4-8, бакарот - за 2-3 пати.

Табела 1 Стандарди за MPC (MAC), задни концентрации на хемиски елементи во почвите (mg/kg)

Така, кога влегуваат во почвата, тешките метали брзо комуницираат со органските лиганди за да формираат сложени соединенија. Значи, при ниски концентрации во почвата (20-30 mg/kg), приближно 30% од оловото е во форма на комплекси со органски материи. Учеството на оловните комплексни соединенија се зголемува со неговата концентрација до 400 mg/g, а потоа се намалува. Металите исто така се сорбираат (разменуваат или не се менуваат) со таложење на железо и манган хидроксиди, глинени минерали и органска материја на почвата. Металите достапни за растенијата и способни за лужење се наоѓаат во почвениот раствор во форма на слободни јони, комплекси и хелати.

Навлегувањето на HM од почвата во поголема мера зависи од реакцијата на околината и од тоа кои анјони преовладуваат во почвениот раствор. Во кисела средина, бакарот, оловото и цинкот повеќе се сорбираат, а во алкална средина интензивно се апсорбираат кадмиумот и кобалтот. Бакарот преференцијално се врзува за органски лиганди и железни хидроксиди.

Табела 2 Подвижност на елементи во трагови во различни почви во зависност од рН на почвениот раствор

Почвено-климатските фактори често ја одредуваат насоката и стапката на миграција и трансформација на HM во почвата. Така, условите на почвените и водните режими на шумско-степската зона придонесуваат за интензивна вертикална миграција на НМ долж профилот на почвата, вклучително и можно пренесување на метали со проток на вода по пукнатини, коренски текови итн.

Никел (Ni) е елемент од групата VIII на периодичниот систем со атомска маса од 58,71. Никелот, заедно со Mn, Fe, Co и Cu, припаѓа на таканаречените преодни метали, чии соединенија се високо биолошки активни. Поради структурните карактеристики електронски орбиталигоренаведените метали, вклучувајќи го и никелот, имаат добро изразена способност за формирање на комплекси. Никелот може да формира стабилни комплекси со, на пример, цистеин и цитрат, како и со многу органски и неоргански лиганди. Геохемискиот состав на матичните карпи во голема мера ја одредува содржината на никел во почвите. Најголемо количество никел има во почвите формирани од основни и ултрабазни карпи. Според некои автори, границите на вишок и токсични нивоа на никел за повеќето видови варираат од 10 до 100 mg/kg. Главната маса на никел е неподвижно фиксирана во почвата, а многу слабата миграција во колоидна состојба и во составот на механичките суспензии не влијае на нивната дистрибуција по вертикалниот профил и е прилично униформа.

Олово (Pb). Хемијата на оловото во почвата се одредува со деликатна рамнотежа на спротивно насочени процеси: сорпција-десорпција, растворање-транзиција во цврста состојба. Оловото испуштено во почвата со емисиите е вклучено во циклусот на физички, хемиски и физичко-хемиски трансформации. Во почетокот доминираат процесите на механичко поместување (честичките на оловото се движат по површината и во почвата по пукнатините) и конвективната дифузија. Потоа, додека соединенијата на олово од цврста фаза се раствораат, посложените физичко-хемиски процеси (особено, процесите на дифузија на јони) влегуваат во игра, придружени со трансформација на оловните соединенија кои доаѓаат со прашина.

Утврдено е дека оловото мигрира и вертикално и хоризонтално, при што вториот процес преовладува над првиот. Во текот на 3 години набљудувања на ливадата Форб, оловната прашина нанесена локално на површината на почвата се движеше во хоризонтална насока за 25-35 cm, додека нејзината длабочина на пенетрација во дебелината на почвата беше 10-15 cm. Биолошките фактори играат важна улога во миграција на олово: корените на растенијата апсорбираат јони метали; во текот на сезоната на растење, тие се движат во дебелината на почвата; Кога растенијата умираат и се распаѓаат, оловото се ослободува во околната почвена маса.

Познато е дека почвата има способност да го врзува (сорбира) техногеното олово што влегло во неа. Се верува дека сорпцијата вклучува неколку процеси: целосна размена со катјоните на апсорбирачкиот комплекс на почви (неспецифична адсорпција) и голем број на комплексни реакции на олово со донатори на почвени компоненти (специфична адсорпција). Во почвата, оловото е поврзано главно со органска материја, како и со глинени минерали, манган оксиди, железо и алуминиумски хидроксиди. Со врзување на олово, хумусот ја спречува неговата миграција во соседните средини и го ограничува неговото влегување во растенијата. Од глинените минерали, илитите се карактеризираат со склоност кон сорпција на олово. Зголемувањето на pH вредноста на почвата за време на варењето доведува до уште поголемо врзување на оловото од почвата поради формирање на слабо растворливи соединенија (хидроксиди, карбонати, итн.).

Оловото, кое е присутно во почвата во подвижни форми, со текот на времето се фиксира од компонентите на почвата и станува недостапно за растенијата. Според домашните истражувачи, оловото е најсилно фиксирано во черноземот и тресетско-милата почва.

Кадмиум (Cd) Карактеристика на кадмиумот што го разликува од другите HM е тоа што тој е присутен во почвениот раствор главно во форма на катјони (Cd 2+), иако во почвата со неутрална реакција на околината може да формира слабо растворлив комплекси со сулфати, фосфати или хидроксиди.

Според достапните податоци, концентрацијата на кадмиум во почвените раствори на позадинските почви се движи од 0,2 до 6 μg/l. Во фокусите на загадувањето на почвата се зголемува на 300-400 µg/l.

Познато е дека кадмиумот во почвите е многу подвижен; умее да помине во големи количини од цврстата фаза во течноста и обратно (што го отежнува предвидувањето на неговото влегување во растението). Механизмите кои ја регулираат концентрацијата на кадмиум во почвениот раствор се одредуваат со процесите на сорпција (под сорпција подразбираме адсорпција, таложење и формирање на комплекси). Кадмиумот се апсорбира од почвата во помали количини од другите HMs. За да се карактеризира мобилноста на тешките метали во почвата, се користи односот на концентрациите на металите во цврстата фаза со онаа во растворот за рамнотежа. Високите вредности на овој сооднос покажуваат дека HMs се задржуваат во цврста фаза поради реакцијата на сорпција, ниските вредности - поради фактот што металите се во раствор, од каде што можат да мигрираат во други медиуми или да влезат во разни реакции (геохемиски или биолошки). Познато е дека водечкиот процес во врзувањето на кадмиумот е адсорпција од глини. Неодамнешните студии исто така покажаа голема улога во овој процес на хидроксилни групи, железни оксиди и органска материја. При ниско ниво на загадување и неутрална реакција на медиумот, кадмиумот се адсорбира главно од железни оксиди. И во кисела средина (pH = 5), органската материја почнува да дејствува како моќен адсорбент. При пониска pH вредност (pH=4), функциите на адсорпција поминуваат речиси исклучиво на органската материја. Минералните компоненти во овие процеси престануваат да играат каква било улога.

Познато е дека кадмиумот не само што се сорбира од површината на почвата, туку и се фиксира поради врнежите, коагулацијата и меѓупакетната апсорпција од глинените минерали. Се дифузира во честичките на почвата преку микропорите и на други начини.

Кадмиумот е фиксиран во почвите на различни начини различен тип. Досега, малку е познато за конкурентните односи на кадмиумот со другите метали во процесите на сорпција во комплексот што апсорбира почва. Според стручни истражувања Технички универзитетКопенхаген (Данска), во присуство на никел, кобалт и цинк, апсорпцијата на кадмиум од почвата беше потисната. Други студии покажаа дека процесите на сорпција на кадмиум со почвата се распаѓаат во присуство на хлоридни јони. Заситеноста на почвата со јони на Ca 2+ доведе до зголемување на капацитетот на сорпција на кадмиум. Многу врски на кадмиум со компонентите на почвата излегуваат дека се кревки; под одредени услови (на пример, кисела реакција на околината), тој се ослободува и се враќа во раствор.

Откриена е улогата на микроорганизмите во процесот на растворање на кадмиум и неговата транзиција во мобилна состојба. Како резултат на нивната витална активност, или се формираат метални комплекси растворливи во вода, или се создаваат физички и хемиски услови кои го поддржуваат преминот на кадмиумот од цврстата фаза во течноста.

Процесите што се случуваат со кадмиумот во почвата (сорпција-десорпција, премин во раствор и сл.) се меѓусебно поврзани и зависни, протокот на овој метал во растенијата зависи од нивниот правец, интензитет и длабочина. Познато е дека вредноста на сорпцијата на кадмиум од почвата зависи од вредноста на pH: колку е поголема pH вредноста на почвата, толку повеќе таа апсорбира кадмиум. Така, според достапните податоци, во опсегот на pH од 4 до 7,7, со зголемување на pH по единица, капацитетот на сорпција на почвите во однос на кадмиумот се зголеми приближно трипати.

Цинк (Zn). Недостатокот на цинк може да се манифестира и на кисели, силно подзолизирани лесни почви и на карбонатни, сиромашни со цинк и високо хумусни почви. Манифестацијата на дефицит на цинк се засилува со употреба на високи дози на фосфатни ѓубрива и силно орање на подземјето до обработливиот хоризонт.

Највисока вкупна содржина на цинк во тундра (53-76 mg/kg) и чернозем (24-90 mg/kg) почви, најниска - во бусен-подзолични почви (20-67 mg/kg). Недостатокот на цинк најчесто се манифестира во неутрални и малку алкални варовнички почви. Во киселите почви, цинкот е поподвижен и достапен за растенијата.

Цинкот е присутен во почвата во јонска форма, каде што се адсорбира со механизмот за размена на катјони во кисела или како резултат на хемисорпција во алкална средина. Јонот Zn 2+ е најподвижен. Подвижноста на цинкот во почвата е главно под влијание на pH вредноста и содржината на глинените минерали. На pH вредност<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.

Според А.П. Влегувајќи во растението во мала количина и станувајќи составен дел или активатори на ензимите во нив, микроелементот врши услужни функции во метаболичките процеси. Кога невообичаено високи концентрации на елементи влегуваат во животната средина, тие стануваат токсични за растенијата. Навлегувањето на тешки метали во растителните ткива во вишок количини доведува до нарушување на нормалното функционирање на нивните органи, а оваа повреда е посилна, толку е поголем вишокот на токсанти. Како резултат на тоа, продуктивноста паѓа. Токсичниот ефект на HM се манифестира уште од раните фази на развојот на растенијата, но во различен степен на различни почви и за различни култури.

Апсорпцијата на хемиски елементи од растенијата е активен процес. Пасивната дифузија е само 2-3% од вкупната маса на сварените минерални компоненти. Кога содржината на метали во почвата е на позадинско ниво, доаѓа до активна апсорпција на јоните, а ако се земе предвид малата подвижност на овие елементи во почвите, тогаш на нивната апсорпција треба да и претходи мобилизација на силно врзани метали. Кога содржината на HM во коренскиот слој е во количини што значително ги надминуваат ограничувачките концентрации во кои металот може да се фиксира на сметка на внатрешните ресурси на почвата, такви количини на метали влегуваат во корените што мембраните повеќе не можат да ги задржат. Како резултат на тоа, снабдувањето со јони или соединенија на елементи престанува да се регулира со клеточни механизми. HM се акумулираат поинтензивно на кисели почви отколку на почви со неутрална или блиска до неутрална реакција на околината. Мерката за вистинското учество на јоните на HM во хемиските реакции е нивната активност. Токсичниот ефект на високите концентрации на HM на растенијата може да се манифестира со нарушување на снабдувањето и дистрибуцијата на други хемиски елементи. Карактерот на интеракцијата на HM со другите елементи варира во зависност од нивните концентрации. Миграцијата и влегувањето во растението се врши во форма на сложени соединенија.

Во почетниот период на загадување на животната средина со тешки метали, поради пуферските својства на почвата, што доведува до инактивација на токсиканти, растенијата практично нема да доживеат негативни ефекти. Сепак, заштитните функции на почвата не се неограничени. Како што се зголемува нивото на загадување со тешки метали, нивната инактивација станува нецелосна и јонскиот флукс ги напаѓа корените. Дел од јоните растението може да ги пренесе во помалку активна состојба дури и пред да навлезат во кореновиот систем на растенијата. Ова е, на пример, хелација со помош на коренски секрети или адсорпција на надворешната површина на корените со формирање на сложени соединенија. Дополнително, како што покажаа вегетациските експерименти со очигледно токсични дози на цинк, никел, кадмиум, кобалт, бакар и олово, корените се наоѓаат во почвени слоеви кои не се контаминирани со HM, а во овие варијанти нема симптоми на фототоксичност.

И покрај заштитните функции на кореновиот систем, HM влегуваат во коренот во услови на загадување. Во овој случај, на сцена стапуваат заштитните механизми, поради што се јавува специфичната дистрибуција на HM меѓу растителните органи, што овозможува да се обезбеди нивниот раст и развој што е можно поцелосно. Во исто време, содржината, на пример, на HMs во ткивата на коренот и семето во услови на високо загадена средина може да се разликува за 500-600 пати, што укажува на големите заштитни способности на овој подземен растителен орган.

Вишокот на хемиски елементи предизвикува токсикоза кај растенијата. Како што се зголемува концентрацијата на HM, растот на растението првично се одложува, потоа настанува хлороза на листот, која се заменува со некроза и, конечно, се оштетува кореновиот систем. Токсичниот ефект на HM може да се манифестира директно и индиректно. Директниот ефект на вишокот HM во растителните клетки се должи на сложените реакции на формирање, што резултира со блокирање на ензимите или таложење на протеините. Деактивирањето на ензимските системи се јавува како резултат на замена на ензимот метал со метален загадувач. При критична содржина на токсикантот, каталитичката способност на ензимот е значително намалена или целосно блокирана.

А.П. Виноградов (1952) ги издвои растенијата кои се способни да концентрираат елементи. Тој посочи два вида растенија - концентратори:

1) растенија концентрираат елементи на масовна скала;

2) растенија со селективна (видови) концентрација.

Растенијата од првиот тип се збогатуваат со хемиски елементи доколку вторите се содржани во почвата во зголемена количина. Концентрацијата во овој случај е предизвикана од еколошки фактор.

Растенијата од вториот тип се карактеризираат со постојано висока количина на еден или друг хемиски елемент, без оглед на неговата содржина во околината. Тоа се должи на генетски фиксирана потреба.

Со оглед на механизмот на апсорпција на тешки метали од почвата во растенијата, можеме да зборуваме за бариерни (неконцентрирачки) и без бариери (концентрирачки) типови на акумулација на елементите. Акумулацијата на бариерата е карактеристична за повеќето виши растенија и не е карактеристична за бриофитите и лишаите. Така, во работата на M. A. Toikka и L. N. Potekhina (1980), сфагнумот (2,66 mg/kg) е именуван како растение-концентратор на кобалт; бакар (10,0 mg/kg) - бреза, коскесто овошје, крин на долината; манган (1100 mg / kg) - боровинки. Леп и сор. (1987) откри високи концентрации на кадмиум во спорофорите на габата Amanita muscaria што расте во шумите од бреза. Во спорофорите на габата содржината на кадмиум изнесувала 29,9 mg/kg сува тежина, а во почвата на која растеле 0,4 mg/kg. Постои мислење дека растенијата кои се концентратори на кобалт се исто така високо толерантни на никел и се способни да го акумулираат во големи количини. Тие вклучуваат, особено, растенија од фамилиите Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Меѓу лековитите растенија се наоѓаат и концентратори и суперконцентратори на никел. Суперконцентраторите вклучуваат дрво од диња, беладона беладона, жолта маше, срце од мајчина канта, месен црвен цвет на страст и ланцетна термопсис. Видот на акумулација на хемиски елементи кои се во високи концентрации во хранливата средина зависи од фазите на растителната вегетација. Акумулацијата без бариери е типична за фазата на расад, кога растенијата немаат диференцијација на надземните делови во различни органи, а во завршните фази на вегетацијата - по созревањето, како и за време на зимскиот мирување, кога акумулацијата без бариери може да бидат придружени со ослободување на вишок на хемиски елементи во цврстата фаза (Ковалевски, 1991).

Растенијата што се акумулираат се пронајдени во фамилиите Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae и Scrophulariaceae (Baker 1995). Најпозната и проучена меѓу нив е Brassica juncea (индиски сенф) - растение кое развива голема биомаса и е способно да акумулира Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B и Se (Nanda Kumar et al., 1995; Salt et al., 1995; Raskin et al., 1994). Од различните тестирани растителни видови, B. juncea имаше најизразена способност да транспортира олово до воздушните делови, додека акумулира повеќе од 1,8% од овој елемент во воздушните органи (во однос на сува тежина). Со исклучок на сончогледот (Helianthus annuus) и тутунот (Nicotiana tabacum), другите растителни видови надвор од семејството Brassicaceae имале коефициент на биорасположивост помал од 1.

Според класификацијата на растенијата според одговорот на присуството на тешки метали во медиумот за растење, користена од многу странски автори, растенијата имаат три главни стратегии за одгледување на почви загадени со метали:

Метални исклучувачи.

Таквите растенија задржуваат константна ниска концентрација на металот и покрај големите варијации во неговата концентрација во почвата, задржувајќи го главно металот во корените. Растенијата за исклучување се способни да ја променат пропустливоста на мембраната и капацитетот за врзување на металот на клеточните ѕидови или да ослободуваат големи количини на хелатни агенси.

Метални индикатори.

Тие вклучуваат растителни видови кои активно акумулираат метал во надземните делови и генерално го одразуваат нивото на содржина на метал во почвата. Тие се толерантни на сегашното ниво на метална концентрација поради формирање на екстрацелуларни соединенија за врзување на метал (хелатори) или ја менуваат природата на металната преграда со складирање на места кои се осетливи на метал. Растителни видови акумулираат метали. Растенијата што припаѓаат на оваа група можат да го акумулираат металот во надземната биомаса во концентрации многу повисоки од оние во почвата. Бејкер и Брукс ги дефинираа металните хиперакумулатори како растенија кои содржат повеќе од 0,1%, т.е. повеќе од 1000 mg/g бакар, кадмиум, хром, олово, никел, кобалт или 1% (повеќе од 10.000 mg/g) цинк и манган во сува тежина. За ретки метали, оваа вредност е повеќе од 0,01% на сува тежина. Истражувачите ги идентификуваат хиперакумулативните видови со собирање растенија од области каде што почвите содржат метали во концентрации над позадинските нивоа, како на пример во контаминирани области или изданоци од руди. Феноменот на хиперакумулација покренува многу прашања за истражувачите. На пример, какво е значењето на акумулацијата на метал во високотоксични концентрации за растенијата. Конечниот одговор на ова прашање сè уште не е добиен, но има неколку главни хипотези. Се верува дека таквите растенија имаат засилен систем за усвојување јони (хипотеза за „ненамерно“ навлегување) за извршување на одредени физиолошки функции кои сè уште не се истражени. Исто така, се верува дека хиперакумулацијата е еден од видовите на толеранција на растенијата на висока содржина на метали во растечката средина.

Присуството на покачени концентрации на метали во почвата доведува до нивна акумулација во дивата флора и земјоделските култури, што е придружено со контаминација на синџирите на исхрана. Високите концентрации на метали ја прават почвата несоодветна за раст на растенијата и затоа е нарушен биодиверзитетот. Почвите контаминирани со тешки метали може да се санираат со хемиски, физички и биолошки средства. Во принцип, тие можат да се класифицираат во две категории.

Методот ex-situ бара отстранување на контаминираната почва за одгледување на терен или надвор од локацијата и враќање на третираната почва на првобитната локација. Редоследот на ex situ методи кои се користат за чистење на контаминирани почви вклучува ископување, детоксикација и/или распаѓање на загадувачот со физички или хемиски средства, што резултира со стабилизирање, депонирање, имобилизирање, согорување или распаѓање на загадувачот.

Ин-situ методот вклучува чистење на контаминирана почва без нејзино ископување. Рид и сор. ги дефинираше технологиите за санација на лице место како деградација или трансформација на загадувачот, имобилизација за да се намали биорасположивоста и одвојување на загадувачот од почвата. In-situ методот се претпочита во однос на ex-situ методот поради неговата ниска цена и неговиот нежен ефект врз екосистемот. Традиционалниот ex situ метод вклучува отстранување на почвата загадена со тешки метали и нејзино закопување, што не е оптимален избор бидејќи закопувањето на контаминираната почва надвор од локацијата едноставно го преместува проблемот со контаминација на друго место; сепак, постои одреден ризик поврзан со транспортот на контаминирана почва. Разредувањето на тешките метали на прифатливо ниво со додавање чиста почва во контаминирана почва и нивно мешање, покривање на почвата со инертен материјал може да биде алтернатива за чистење на почвата во контаминираната локација.

Имобилизацијата на неоргански загадувач може да се користи како метод за санација на почвите контаминирани со тешки метали. Тоа може да се постигне со комплексирање на загадувачи, или со зголемување на pH вредноста на почвата со варење. Покачувањето на pH вредноста ја намалува растворливоста на тешките метали како Cd, ​​Cu, Ni и Zn во почвата. Иако ризикот да бидат зафатени од растенијата е намален, концентрацијата на металите во почвата останува непроменета. Повеќето од овие традиционални технологии за чистење на патиштата предизвикуваат дополнителна штета на веќе оштетената средина. Технологиите за биоремедијација, наречени „фиторемедијација“, вклучуваат употреба на зелени растенија и нивна поврзана микробиота за in-situ третман на контаминирани почви и подземни води. Идејата за користење на постројки за акумулирање на метал за отстранување на тешки метали и други соединенија беше за прв пат предложена во 1983 година. Терминот „фиторемедијација“ се состои од грчкиот префикс фито- (растение) прикачен на латинскиот корен remedium (обновување).

Филтрацијата на ризом вклучува употреба на растенија (и копнени и водни) за адсорпција, концентрирање и депонирање на загадувачи во корените од загадени извори на вода со ниски концентрации на загадувачи. Овој метод може делумно да ги третира индустриските ефлуенти, површинскиот истек од земјоделското земјиште и објектите или киселата дренажа од рудниците и рудниците. Филтрацијата со ризом може да се примени на олово, кадмиум, бакар, никел, цинк и хром, кои главно се задржуваат од корените. Предностите на ризофилтрацијата ја вклучуваат неговата способност да се користи и „in-situ“ и „ex-situ“ и да користи растителни видови кои не се хиперакумулатори. Проучена е способноста на сончогледот, индискиот сенф, тутунот, 'ржта, спанаќот и пченката да го отстрануваат оловото од отпадните води, при што сончогледот покажува најголема ефикасност во чистењето.

Фитостабилизацијата се користи првенствено за третман на почви, седименти и отпадна тиња и зависи од способноста на корените на растенијата да ја ограничат подвижноста и биорасположивоста на загадувачите во почвата. Фитостабилизацијата се врши со помош на сорпција, таложење и комплексирање на метали. Растенијата го намалуваат количеството на вода што протекува низ контаминираната почва, што ги спречува процесите на ерозија, пенетрацијата на растворените загадувачи во површинските и подземните води и нивното ширење во незагадени области. Предноста на фитостабилизацијата е што овој метод не бара отстранување на контаминираната растителна биомаса. Сепак, неговиот главен недостаток е зачувувањето на загадувачот во почвата и затоа употребата на овој метод на прочистување треба да биде придружена со постојано следење на содржината и биорасположивоста на загадувачите.

Фитоекстракцијата е најсоодветниот начин за отстранување на солите на тешките метали од почвите без да се уништи структурата и плодноста на почвата. Некои автори овој метод го нарекуваат фитоакумулација. Бидејќи растението апсорбира, концентрира и таложи токсични метали и радионуклиди од контаминираната почва во биомаса, тоа е најдобриот начин да се исчистат областите со дифузна површинска контаминација и релативно ниски концентрации на загадувачи. Постојат две главни стратегии за фитоекстракција:

Фитоекстракција во присуство на хелати, или индуцирана фитоекстракција, во која додавањето на вештачки хелати ја зголемува мобилноста и апсорпцијата на металниот загадувач;

Секвенцијална фитоекстракција, во која отстранувањето на метал зависи од природната способност на растенијата за прочистување; во исто време под контрола е само бројот на засадување (засадување) на растенијата. Откривањето на хиперакумулативни видови дополнително придонесе за развојот на оваа технологија. Со цел да се направи оваа технологија реално изводлива, растенијата мора да извлечат големи концентрации на тешки метали од нивните корени, да ги преместат во надземна биомаса и да произведат големи количини растителна биомаса. Во овој случај, важни се факторите како стапката на раст, селективноста на елементите, отпорноста на болести и начинот на берба. Сепак, бавниот раст, површно распространетите коренови системи и ниската продуктивност на биомаса ја ограничуваат употребата на хиперакумулативни видови за чистење на областите контаминирани со тешки метали.

Фитоиспарувањето вклучува употреба на растенија за отстранување на загадувачите од почвата, нивно трансформирање во испарлива форма и транспирација во атмосферата. Фитоиспарувањето се користи првенствено за отстранување на живата со претворање на живиот јон во помалку токсична елементарна жива. Недостаток е што живата ослободена во атмосферата најверојатно ќе се рециклира преку таложење, а потоа повторно ќе се внесе во екосистемот. Американските истражувачи открија дека некои растенија кои растат на супстрат богат со селен произведуваат испарлив селен во форма на диметил селенид и диметил диселенид. Постојат извештаи дека фитоиспарувањето е успешно применето на тритиум, радиоактивен изотоп на водород), кој се распаѓа до стабилен хелиум со полуживот од околу 12 години. Фитодеградација. Во фиторемедијацијата на органска материја, метаболизмот на растенијата е вклучен во обновувањето на загадувачот преку трансформација, распаѓање, стабилизација или испарување на загадувачите од почвата и подземните води. Фитодеградацијата е распаѓање на органски материи апсорбирани од растението во поедноставни молекули кои се инкорпорирани во растителните ткива.

Растенијата содржат ензими кои можат да се разградат и претвораат отпадоци од пиштоли, хлорирани растворувачи како трихлоретилен и други хербициди. Ензимите обично се дехалогенази, оксигенази и редуктази. Ризодеградацијата е разградување на органски соединенија во почвата преку микробна активност во коренската зона (ризосфера) и е многу побавен процес од фитодеградацијата. Горенаведените методи на фиторемедијација може да се користат на комплексен начин. Така, од прегледот на литературата може да се види дека фиторемедијацијата во моментов е област на истражување што брзо се развива. Во текот на изминатите десет години, истражувачите од многу земји во светот добија експериментална потврда, вклучително и на терен, за изгледите на овој метод за чистење на загадените медиуми од органски, неоргански загадувачи и радионуклиди.

Овој еколошки и ефтин начин за чистење на контаминираните области е вистинска алтернатива на традиционалните методи за обновување на нарушените и загадени земјишта. Во Русија, комерцијалната примена на фиторемедијација за почви контаминирани со тешки метали и разни органски соединенија, како што се нафтените деривати, е во повој. Потребни се големи студии за пребарување на брзорастечки растенија со изразена способност да акумулираат загадувачи од култивираните и диворастечките видови карактеристични за одреден регион, експериментална потврда за нивниот висок потенцијал за фиторемедијација и проучување на начини за негово зголемување. Посебна важна област на истражување е проучувањето на прашањето за искористување на контаминираната растителна биомаса со цел да се спречи повторна контаминација на различни компоненти на екосистемот и влегување на загадувачи во синџирите на исхрана.

Хемискиот состав на почвите на различни територии е хетероген и распределбата на хемиските елементи содржани во почвите низ територијата е нерамномерна. Така, на пример, кои се претежно во дисперзирана состојба, тешките метали се способни да формираат локални врски, каде што нивните концентрации се многу стотици и илјадници пати повисоки од нивото на Кларк.

За нормално функционирање на организмот неопходни се голем број хемиски елементи. Нивниот недостаток, вишок или нерамнотежа може да предизвика болести наречени микроелементоза 1, или биогеохемиски ендемии, кои можат да бидат и природни и вештачки. Во нивната дистрибуција важна улога има водата, како и прехранбените производи, во кои хемиските елементи влегуваат од почвата преку синџирите на исхрана.

Експериментално е утврдено дека процентот на HM во растенијата е под влијание на процентот на HM во почвата, атмосферата и водата (во случај на алги). Забележано е и дека на почви со иста содржина на тешки метали, истата култура дава различен принос, иако и климатските услови се поклопуваат. Тогаш беше откриена зависноста на продуктивноста од киселоста на почвата.

Контаминацијата на почвата со кадмиум, жива, олово, арсен, бакар, цинк и манган се чини дека е најпроучена. Размислете за контаминација на почвата со овие метали посебно за секој. 2

Кадмиум (Cd)

Содржината на кадмиум во земјината кора е приближно 0,15 mg/kg. Кадмиумот е концентриран во вулкански (од 0,001 до 1,8 mg/kg), метаморфни (од 0,04 до 1,0 mg/kg) и седиментни карпи (од 0,1 до 11,0 mg/kg). Почвите формирани врз основа на таквите изворни материјали содржат 0,1-0,3; 0,1 - 1,0 и 3,0 - 11,0 mg/kg кадмиум, соодветно.

Во киселите почви, кадмиумот е присутен во форма на Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , а во варовничките почви - во форма на Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3 + .

Прифаќањето на кадмиум од растенијата значително се намалува кога киселите почви се варени. Во овој случај, зголемувањето на рН ја намалува растворливоста на кадмиумот во влагата на почвата, како и биорасположивоста на почвениот кадмиум. Така, содржината на кадмиум во листовите од репка на варовничките почви беше помала од содржината на кадмиум во истите растенија на неваровнички почви. Сличен ефект беше покажан и за оризот и пченицата -->.

Негативниот ефект од зголемувањето на pH вредноста врз достапноста на кадмиумот е поврзан со намалување не само на растворливоста на кадмиумот во фазата на раствор во почвата, туку и на активноста на коренот, што влијае на апсорпцијата.

Кадмиумот е прилично неактивен во почвите и ако на неговата површина се додаде материјал што содржи кадмиум, поголемиот дел од него останува недопрен.

Методите за отстранување на загадувачите од почвата вклучуваат или отстранување на самиот контаминиран слој, отстранување на кадмиум од слојот или покривање на контаминираниот слој. Кадмиумот може да се претвори во сложени нерастворливи соединенија со достапни хелатни агенси (на пример, етилендиамин тетраоцетна киселина). .

Поради релативно брзото навлегување на кадмиумот од почвата од страна на растенијата и ниското токсично дејствоВо вообичаените концентрации, кадмиумот може да се акумулира во растенијата и да влезе во синџирот на исхрана побрзо од олово и цинк. Затоа, кадмиумот претставува најголема опасност за здравјето на луѓето кога отпадот се внесува во почвата.

Постапката за минимизирање на количината на кадмиум што може да влезе во синџирот на исхрана на човекот од контаминирани почви е растителна почва, не се користи за храна или оние култури кои апсорбираат мали количини на кадмиум.

Општо земено, културите на кисела почва апсорбираат повеќе кадмиум отколку оние на неутрални или алкални почви. Затоа, варењето на киселите почви е ефикасно средство за намалување на количината на апсорбиран кадмиум.

Меркур (Hg)

Живата се наоѓа во природата во форма на метална пареа Hg 0 формирана при нејзиното испарување од земјината кора; во форма на неоргански соли на Hg (I) и Hg (II), и во форма на органско соединение на метил жива CH 3 Hg +, монометил- и диметил деривати на CH 3 Hg + и (CH 3) 2 Hg.

Живата се акумулира во горниот хоризонт (0-40 cm) на почвата и слабо мигрира во нејзините подлабоки слоеви. Живите соединенија се високо стабилни почвени материи. Растенијата кои растат на почва загадена со жива апсорбираат значителна количина од елементот и ја акумулираат во опасни концентрации или не растат.

Олово (Pb)

Според податоците од експериментите извршени во услови на култура на песок со воведување праг на почвени концентрации на Hg (25 mg/kg) и Pb (25 mg/kg) и надминување на прагот за 2-20 пати, овесните растенија растат и се развиваат. нормално до одредено ниво на загаденост. Како што се зголемува концентрацијата на металите (за Pb почнувајќи од доза од 100 mg/kg), изгледрастенијата. При екстремни дози на метали, растенијата умираат во рок од три недели од почетокот на експериментите. Содржината на металите во компонентите на биомасата е распоредена по опаѓачки редослед и тоа: корени - надземен дел - зрно.

Вкупниот внес на олово во атмосферата (и, следствено, делумно во почвата) од возилата во Русија во 1996 година беше проценет на околу 4,0 илјади тони, вклучително и 2,16 илјади тони придонесени од товарниот транспорт. Максималното оптоварување на олово беше во регионите Москва и Самара, проследено со регионите Калуга, Нижни Новгород, Владимир и други субјекти на Руската Федерација лоцирани во централниот дел на европската територија на Русија и Северен Кавказ. Најголемите апсолутни емисии на олово беа забележани во регионите на Урал (685 т), Волга (651 т) и Западносибирски (568 т). А најнегативното влијание на емисиите на олово беше забележано во териториите Татарстан, Краснодар и Ставропол, Ростов, Москва, Ленинград, Нижни Новгород, Волгоград, Воронеж, Саратов и Самара (весник „ Зелен свет“, посебно издание бр. 28, 1997 година).

Арсен (како)

Арсенот се наоѓа во животната средина во различни хемиски стабилни форми. Нејзините две главни оксидациски состојби се As(III) и As(V). Во природата, петвалентен арсен е вообичаен во форма на различни неоргански соединенија, иако тривалентен арсен лесно се наоѓа во водата, особено во анаеробни услови.

Бакар(cu)

Природните минерали на бакар во почвите вклучуваат сулфати, фосфати, оксиди и хидроксиди. Бакарните сулфиди може да се формираат во слабо исцедени или поплавени почви каде што се реализираат услови за намалување. Бакарните минерали обично се премногу растворливи за да останат во слободно исцедени земјоделски почви. Во загадена метални почви, сепак, хемиската средина може да се контролира со нерамнотежни процеси кои водат до акумулација на метастабилни цврсти фази. Се претпоставува дека ковелит (CuS) или халкопирит (CuFeS 2) може да се најдат и во обновени, контаминирани со бакар почви.

Трагите од бакар може да бидат присутни како посебни сулфидни инклузии во силикатите и може изоморфно да ги заменат катјоните во филосиликатите. Глинените минерали со неурамнотежен полнеж неспецифично апсорбираат бакар, додека оксидите и хидроксидите на железо и манган покажуваат многу висок специфичен афинитет за бакар. Органските соединенија со висока молекуларна тежина се способни да бидат цврсти абсорбенти за бакар, додека органските материи со мала молекуларна тежина имаат тенденција да формираат растворливи комплекси.

Комплексноста на составот на почвата ја ограничува можноста за квантитативно одвојување на бакарните соединенија во специфични хемиски форми. покажува на -->Присуство голема масабакарните конгломерати се наоѓаат и во органските материи и во оксидите на Fe и Mn. Воведувањето на отпад што содржи бакар или неоргански бакарни соли ја зголемува концентрацијата на бакарни соединенија во почвата, способни да се екстрахираат со релативно благи реагенси; така, бакарот може да се најде во почвата во форма на лабилни хемиски форми. Но, лесно растворливиот и заменлив елемент - бакар - формира мал број форми способни за апсорпција од растенијата, обично помалку од 5% од вкупната содржина на бакар во почвата.

Токсичноста на бакарот се зголемува со зголемување на pH вредноста на почвата и нискиот капацитет за размена на катјони на почвата. Збогатувањето на бакар поради екстракција се случува само во површинските слоеви на почвата, а културите со длабок корен систем не страдаат од тоа.

Животната средина и исхраната на растенијата можат да влијаат на фитотоксичноста на бакарот. На пример, токсичноста на бакарот за оризот во рамничарските предели беше јасно забележана кога растенијата се наводнуваат со ладна, а не со топла вода. Факт е дека микробиолошката активност е потисната во студената почва и ги создава оние услови за намалување во почвата што би придонеле за таложење на бакар од растворот.

Фитотоксичноста за бакар првично се јавува од вишок на достапен бакар во почвата и е зајакната со киселоста на почвата. Бидејќи бакарот е релативно неактивен во почвата, скоро целиот бакар што влегува во почвата останува во горните слоеви. Воведувањето на органски материи во почви контаминирани со бакар може да ја намали токсичноста поради адсорпцијата на растворливиот метал од органската подлога (во овој случај, јоните на Cu 2+ се претвораат во сложени соединенија помалку достапни за растението) или со зголемување на мобилноста на Cu 2+ јони и нивно миење од почвата во форма на растворливи органобакарни комплекси.

Цинк (Zn)

Цинкот може да се најде во почвата во форма на оксосулфати, карбонати, фосфати, силикати, оксиди и хидроксиди. Овие неоргански соединенијаметастабилна во добро исцедено земјоделско земјиште. Очигледно, сфалеритот ZnS е термодинамички доминантна форма и во редуцираните и во оксидираните почви. Извесна поврзаност на цинкот со фосфор и хлор е очигледна во намалените седименти контаминирани со тешки метали. Затоа, во почвите богати со метали треба да се најдат релативно растворливи соли на цинк.

Цинкот е изоморфно заменет со други катјони во силикатни минерали и може да се оклудира или ко-таложи со манган и железни хидроксиди. Филосиликати, карбонати, хидрирани метални оксиди и органски соединенија добро го апсорбираат цинкот, користејќи специфични и неспецифични места за врзување.

Растворливоста на цинкот се зголемува во кисели почви, како и во формирање на комплекси со органски лиганди со мала молекуларна тежина. Условите за намалување може да ја намалат растворливоста на цинкот поради формирање на нерастворлив ZnS.

Фитотоксичноста на цинкот обично се манифестира кога корените на растенијата доаѓаат во контакт со вишок раствор на цинк во почвата. Транспортот на цинкот низ почвата се случува преку размена и дифузија, а вториот процес е доминантен во почвите со ниска содржина на цинк. Метаболичкиот транспорт е позначаен во почвите со висока содржина на цинк, во кои концентрациите на растворливиот цинк се релативно стабилни.

Мобилноста на цинкот во почвите се зголемува во присуство на хелатни агенси (природни или синтетички). Зголемувањето на концентрацијата на растворлив цинк предизвикано од формирање на растворливи хелати го компензира намалувањето на мобилноста поради зголемувањето на молекуларната големина. Концентрациите на цинк во растителните ткива, вкупното навлегување и симптомите на токсичност се во позитивна корелација со концентрацијата на цинк во растворот за миење корен.

Слободниот Zn 2+ јон претежно се апсорбира од кореновиот систем на растенијата, затоа, формирањето на растворливи хелати придонесува за растворливост на овој метал во почвите, а оваа реакција ја компензира намалената достапност на цинкот во хелатна форма.

Почетната форма на метална контаминација влијае на потенцијалот за токсичност од цинк: достапноста на цинк до растение во оплодена почва со еквивалентна вкупна содржина на овој метал се намалува во серијата ZnSO 4 >тиња>ѓубрениот компост.

Повеќето експерименти за контаминација на почвата со тиња што содржи Zn не покажаа пад на приносот или нивна очигледна фитотоксичност; сепак, нивната долгорочна примена со висока стапка може да ги оштети растенијата. Едноставната примена на цинкот во форма на ZnSO 4 предизвикува намалување на растот на културите кај киселите почви, додека долготрајната примена на цинкот во речиси неутралните почви останува незабележано.

Нивоата на токсичност во земјоделските почви достигот на цинк обично се должи на површинскиот цинк; обично не навлегува подлабоко од 15-30 см Длабоките корени на одредени култури можат да избегнат контакт со вишокот цинк поради нивната локација во незагадена подлога.

Варовничките почви контаминирани со цинк ја намалуваат концентрацијата на вториот во полските култури. Адитивите на NaOH или Ca(OH) 2 ја намалуваат токсичноста на цинкот во зеленчукот одгледуван на тресетски почви со висока содржина на цинк, иако во овие почви навлегувањето на цинкот од растенијата е многу ограничено. Недостатокот на железо предизвикан од цинкот може да се елиминира со нанесување на железни хелати или FeSO 4 на почвата или директно на листовите. Физичкото отстранување или целосно отстранување на горниот слој контаминиран со цинк може да ги избегне токсичните ефекти на металот врз растенијата.

Манган

Во почвата, манганот се наоѓа во три оксидациски состојби: +2, +3, +4. Во најголем дел, овој метал е поврзан со примарни минерали или со секундарни метални оксиди. Во почвата вкупната количина на манган флуктуира на ниво од 500 - 900 mg/kg.

Растворливоста на Mn 4+ е исклучително мала; тривалентен манган е многу нестабилен во почвите. Најголемиот дел од манганот во почвите е присутен како Mn 2+, додека кај добро газираните почви, најголемиот дел од него во цврстата фаза е присутен како оксид, во кој металот е во оксидациона состојба IV; во слабо газираните почви, манганот полека се намалува од микробната средина и преминува во почвениот раствор, со што станува многу подвижен.

Растворливоста на Mn 2+ значително се зголемува при ниска pH вредност, но апсорпцијата на манган од растенијата се намалува.

Токсичноста на манган често се јавува кога вкупните нивоа на манган се средно до високи, pH на почвата е прилично ниска, а достапноста на кислородот во почвата е исто така ниска (т.е. се присутни услови за намалување). За да се елиминира ефектот на овие состојби, треба да се зголеми рН на почвата со варовник, да се настојува да се подобри дренажата на почвата, да се намали дотокот на вода, т.е. генерално ја подобрува структурата на почвата.