Former for tungmetaller i jorda. Metoder for bestemmelse av tungmetaller i jord

Antimon

Tilstede i noen malmer.

Det er en del av legeringer som brukes i ulike industrielle felt.

Overskuddet forårsaker alvorlige spiseforstyrrelser.

Arsenikk

Hovedkilden til jordforurensning med arsen er stoffer ved hjelp av hvilke de bekjemper skadedyr fra landbruksplanter, for eksempel ugressmidler, insektmidler. Arsen er en akkumulerende gift som forårsaker kronisk. Dens forbindelser provoserer sykdommer i nervesystemet, hjernen, huden.

Mangan

Et høyt innhold av dette elementet er observert i jord og planter.

Når en ekstra mengde mangan kommer inn i jorda, dannes det raskt et farlig overskudd av det. Dette påvirker menneskekroppen i form av ødeleggelse av nervesystemet.

En overflod av andre tunge elementer er ikke mindre farlig.

Av ovenstående kan det konkluderes med at akkumulering av tungmetaller i jorda medfører alvorlige konsekvenser for menneskers helse og miljøet generelt.

De viktigste metodene for å bekjempe jordforurensning med tungmetaller

Metoder for å håndtere tungmetallforurensning av jord kan være fysiske, kjemiske og biologiske. Blant dem kan følgende metoder skilles:

• En økning i jordsurheten øker muligheten, derfor hjelper innføring av organisk materiale og leire, kalking til en viss grad i kampen mot forurensning.
• Såing, klipping og fjerning av enkelte planter, som kløver, fra jordoverflaten, reduserer konsentrasjonen av tungmetaller i jorda betydelig. I tillegg er denne metoden helt miljøvennlig.
• Gjennomføring av avgiftning av grunnvann, pumping og rensing av det.
• Forutsigelse og eliminering av migrasjon av den løselige formen av tungmetaller.
• I noen spesielt alvorlige tilfeller er det nødvendig å fjerne jordlaget fullstendig og erstatte det med et nytt.

Den farligste av alle disse metallene er bly. Det har en tendens til å samle seg for å treffe menneskekroppen. Kvikksølv er ikke farlig hvis det kommer inn i menneskekroppen en eller flere ganger, kun kvikksølvdamp er spesielt farlig. Jeg mener at industribedrifter bør bruke mer avanserte produksjonsteknologier som ikke er så ødeleggende for alt levende. Ikke én person skal tenke, men massen, så kommer vi til et godt resultat.

PAGE_BREAK-- tungmetaller, som kjennetegner en bred gruppe forurensninger, har nylig blitt utbredt. I ulike vitenskapelige og anvendte arbeider tolker forfatterne betydningen av dette konseptet på forskjellige måter. I denne forbindelse varierer antallet grunnstoffer som tilskrives gruppen tungmetaller innenfor vide grenser. Tallrike egenskaper brukes som medlemskapskriterier: atommasse, tetthet, toksisitet, prevalens i det naturlige miljøet, grad av involvering i naturlige og menneskeskapte sykluser. I noen tilfeller inkluderer definisjonen av tungmetaller elementer relatert til skjøre (for eksempel vismut) eller metalloider (for eksempel arsen).

I arbeider viet problemene med miljøforurensning og miljøovervåking, i dag til tungmetaller inkluderer mer enn 40 metaller fra det periodiske systemet til D.I. Mendeleev med en atommasse på over 50 atomenheter: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi I dette tilfellet spiller følgende forhold en viktig rolle i kategoriseringen av tungmetaller: deres høye toksisitet for levende organismer i relativt lave konsentrasjoner, samt evnen til å bioakkumulere og biomagnifisere. Nesten alle metaller som faller inn under denne definisjonen (med unntak av bly, kvikksølv, kadmium og vismut, hvis biologiske rolle foreløpig ikke er klart), deltar aktivt i biologiske prosesser, er en del av mange enzymer. I følge N. Reimers' klassifisering skal metaller med en tetthet på over 8 g/cm3 anses som tunge. Således inkluderer tungmetaller Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formelt sett er definisjonen tungmetaller matcher et stort antall varer. Men ifølge forskere som er engasjert i praktiske aktiviteter knyttet til organisering av observasjoner av tilstanden og forurensning av miljøet, er forbindelsene av disse elementene langt fra likeverdige som forurensninger. Derfor er det i mange arbeider en innsnevring av omfanget av gruppen tungmetaller, i samsvar med prioriteringskriteriene bestemt av arbeidets retning og spesifikasjoner. Således, i de allerede klassiske verkene til Yu.A. Israel på listen over kjemikalier som skal bestemmes i naturlige miljøer ved bakgrunnsstasjoner i biosfærereservater, i seksjonen tungmetaller navngitt Pb, Hg, Cd, As. På den annen side, i henhold til avgjørelsen fra Task Force on Emissions of Heavy Metals, som arbeider i regi av FNs økonomiske kommisjon for Europa og samler inn og analyserer informasjon om utslipp av forurensende stoffer i europeiske land, bare Zn, As, Se og Sb ble tildelt tungmetaller... I følge N. Reimers' definisjon står henholdsvis edel- og sjeldne metaller forskjellig fra tungmetaller. bare Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg... I anvendte arbeider legges som oftest antall tungmetaller til Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metallioner er uunnværlige komponenter i naturlige reservoarer. Avhengig av miljøforholdene (pH, redokspotensial, tilstedeværelsen av ligander), eksisterer de i forskjellige oksidasjonstilstander og er en del av en rekke uorganiske og organometalliske forbindelser, som virkelig kan være oppløst, kolloidalt dispergert, eller være en del av mineral. og organiske suspensjoner.

De virkelig oppløste formene av metaller er på sin side svært forskjellige, noe som er assosiert med prosessene for hydrolyse, hydrolytisk polymerisering (dannelsen av polynukleære hydroxokomplekser) og kompleksdannelse med forskjellige ligander. Følgelig avhenger både de katalytiske egenskapene til metaller og deres tilgjengelighet for akvatiske mikroorganismer av formene for deres eksistens i det akvatiske økosystemet.

Mange metaller danner ganske sterke komplekser med organiske stoffer; disse kompleksene er en av de viktigste formene for migrering av elementer i naturlige farvann. De fleste organiske komplekser dannes i en chelateringssyklus og er stabile. Kompleksene som dannes av jordsyrer med salter av jern, aluminium, titan, uran, vanadium, kobber, molybden og andre tungmetaller er relativt godt løselige i nøytrale, svakt sure og svakt alkaliske medier. Derfor er organometalliske komplekser i stand til å migrere i naturlige farvann over svært lange avstander. Dette er spesielt viktig for lavmineralisert og først av alt overflatevann, der dannelsen av andre komplekser er umulig.

For å forstå faktorene som regulerer konsentrasjonen av metall i naturlig vann, deres kjemiske reaktivitet, biotilgjengelighet og toksisitet, er det nødvendig å vite ikke bare bruttoinnholdet, men også brøkdelen av frie og bundne former av metallet.

Overgangen av metaller i et vandig medium til en metallkompleksform har tre konsekvenser:

1. Det kan være en økning i den totale konsentrasjonen av metallioner på grunn av overgangen til løsning fra bunnsedimenter;

2. Membranpermeabiliteten til komplekse ioner kan avvike betydelig fra permeabiliteten til hydratiserte ioner;

3. Giftigheten til metallet som følge av kompleksdannelse kan variere sterkt.

Så, chelaterte former Cu, Cd, Hg mindre giftig enn frie ioner. For å forstå faktorene som regulerer konsentrasjonen av metall i naturlig vann, deres kjemiske reaktivitet, biotilgjengelighet og toksisitet, er det nødvendig å vite ikke bare bruttoinnholdet, men også andelen av bundne og frie former.

Kilder til vannforurensning med tungmetaller er avløpsvann fra galvaniske verksteder, gruvedrift, jern- og ikke-jernmetallurgi, maskinbyggende anlegg. Tungmetaller finnes i gjødsel og sprøytemidler og kan komme inn i vannforekomster sammen med avrenning fra jordbruksland.

Økningen i konsentrasjonen av tungmetaller i naturlige vann er ofte forbundet med andre typer forurensning, som forsuring. Nedfallet av sur nedbør bidrar til en reduksjon i pH-verdien og overgangen av metaller fra en tilstand sorbert på mineralske og organiske stoffer til en fri tilstand.

Først og fremst er det av interesse de metaller som forurenser atmosfæren i størst grad på grunn av deres bruk i betydelige volumer i produksjonsaktiviteter og som et resultat av deres akkumulering i det ytre miljø utgjør en alvorlig fare fra et biologisk synspunkt. aktivitet og giftige egenskaper. Disse inkluderer bly, kvikksølv, kadmium, sink, vismut, kobolt, nikkel, kobber, tinn, antimon, vanadium, mangan, krom, molybden og arsen.
Biogeokjemiske egenskaper til tungmetaller

B - høy, Y - moderat, H - lav

Vanadium.

Vanadium finnes hovedsakelig i spredt tilstand og finnes i jernmalm, olje, asfalt, bitumen, oljeskifer, kull osv. En av hovedkildene til naturlig vannforurensning med vanadium er olje og dens produkter.

I naturlige farvann forekommer det i svært lave konsentrasjoner: i elvevann 0,2 - 4,5 μg / dm3, i sjøvann - i gjennomsnitt 2 μg / dm3

I vann danner stabile anioniske komplekser (V4O12) 4- og (V10O26) 6-. I migrasjonen av vanadium er rollen til dets oppløste komplekse forbindelser med organiske stoffer, spesielt med humussyrer, avgjørende.

Høyere konsentrasjoner av vanadium er skadelig for menneskers helse. MPCv for vanadium er 0,1 mg / dm3 (den begrensende fareindikatoren er sanitærtoksikologisk), MPCvr er 0,001 mg / dm3.

De naturlige kildene til vismut som kommer inn i naturlig vann er prosessene med utlekking av vismutholdige mineraler. Avløpsvann fra farmasøytisk og parfymeindustri, og enkelte glassindustribedrifter kan også være en kilde til inntreden i naturlig vann.

I uforurenset overflatevann finnes det i submikrogramkonsentrasjoner. Den høyeste konsentrasjonen finnes i grunnvann og er 20 μg / dm3, i sjøvann - 0,02 μg / dm3. Maksimal konsentrasjonsgrense er 0,1 mg / dm3.

De viktigste kildene til jernforbindelser i overflatevann er prosessene med kjemisk forvitring av bergarter, ledsaget av deres mekaniske ødeleggelse og oppløsning. I prosessen med interaksjon med mineralske og organiske stoffer inneholdt i naturlig vann, dannes et komplekst kompleks av jernforbindelser, som er i vann i en oppløst, kolloidal og suspendert tilstand. Betydelige mengder jern kommer fra underjordisk avrenning og avløpsvann fra metallurgisk, metallbearbeidende, tekstil-, malings- og lakkindustri og landbruksavløpsvann.

Faselikevekter avhenger av den kjemiske sammensetningen av vann, pH, Eh og til en viss grad av temperatur. I rutineanalyse under vektet form avgir partikler større enn 0,45 mikron. Den består hovedsakelig av jernholdige mineraler, jernoksidhydrat og jernforbindelser sorbert på suspensjoner. Ekte oppløste og kolloidale former betraktes vanligvis sammen. Oppløst jern representert av forbindelser i ionisk form, i form av et hydroksokompleks og komplekser med oppløste uorganiske og organiske stoffer i naturlig vann. Det er hovedsakelig Fe (II) som migrerer i ionisk form, og Fe (III), i fravær av kompleksdannende stoffer, kan ikke være i oppløst tilstand i betydelige mengder.

Jern finnes hovedsakelig i vann med lave Eh-verdier.

Som et resultat av kjemisk og biokjemisk (med deltakelse av jernbakterier) oksidasjon, går Fe (II) over i Fe (III), som ved hydrolysering utfelles i form av Fe (OH) 3. Både Fe (II) og Fe (III) har en tendens til å danne hydroxokomplekser av denne typen +, 4+, +, 3+, - og andre som sameksisterer i løsning ved forskjellige konsentrasjoner avhengig av pH og generelt bestemmer tilstanden til jern-hydroksylsystemet. Hovedformen for å finne Fe (III) i overflatevann er dens komplekse forbindelser med oppløste uorganiske og organiske forbindelser, hovedsakelig humusstoffer. Ved pH = 8,0 er hovedformen Fe (OH) 3; den kolloidale formen av jern er minst studert; det er et hydrat av jernoksid Fe (OH) 3 og komplekserer med organiske stoffer.

Jerninnholdet i overflatevannet i landet er tiendedeler av et milligram, nær sumper - noen få milligram. Et økt innhold av jern observeres i myrvann, der det er i form av komplekser med salter av humussyrer - humater. De høyeste konsentrasjonene av jern (opp til flere titalls og hundrevis av milligram per 1 dm3) er observert i grunnvann med lave pH-verdier.

Som et biologisk aktivt element, påvirker jern til en viss grad intensiteten av planteplanktonutvikling og den kvalitative sammensetningen av mikrofloraen i reservoaret.

Jernkonsentrasjonen er utsatt for betydelige sesongsvingninger. Vanligvis, i reservoarer med høy biologisk produktivitet i perioden med sommer- og vinterstagnasjon, er en økning i konsentrasjonen av jern i bunnlagene av vann merkbar. Høst-vår blanding av vannmasser (homotermi) er ledsaget av oksidasjon av Fe (II) i Fe (III) og utfelling av sistnevnte i form av Fe (OH) 3.

Det kommer inn i naturlig vann under utvasking av jord, polymetalliske og kobbermalm, som et resultat av nedbrytning av vannlevende organismer som er i stand til å akkumulere det. Kadmiumforbindelser føres ut i overflatevann med avløpsvann fra bly-sink-anlegg, malmforedlingsanlegg, en rekke kjemiske anlegg (svovelsyreproduksjon), galvanisk produksjon, og også med gruvevann. En reduksjon i konsentrasjonen av oppløste kadmiumforbindelser oppstår på grunn av sorpsjonsprosesser, utfelling av kadmiumhydroksid og karbonat og deres forbruk av vannlevende organismer.

Oppløste former for kadmium i naturlig vann er hovedsakelig mineral- og organo-mineralkomplekser. Den viktigste suspenderte formen av kadmium er dets sorberte forbindelser. En betydelig del av kadmium kan migrere i cellene til vannlevende organismer.

I uforurenset og lett forurenset elvevann finnes kadmium i submikrogramkonsentrasjoner, i forurenset vann og avløpsvann kan konsentrasjonen av kadmium komme opp i titalls mikrogram per 1 dm3.

Kadmiumforbindelser spiller en viktig rolle i livet til dyr og mennesker. I høye konsentrasjoner er det giftig, spesielt i kombinasjon med andre giftige stoffer.

MPCv er 0,001 mg / dm3, MPCvr - 0,0005 mg / dm3 (det begrensende tegnet på skadelighet er toksikologisk).

Koboltforbindelser kommer inn i naturlig vann som et resultat av deres utlekking fra kobberkis og andre malmer, fra jord under nedbrytning av organismer og planter, samt med avløpsvann fra metallurgiske, metallbearbeidende og kjemiske anlegg. Noen mengder kobolt kommer fra jorda som følge av nedbrytning av plante- og dyreorganismer.

Koboltforbindelser i naturlig vann er i oppløst og suspendert tilstand, hvor det kvantitative forholdet mellom disse bestemmes av den kjemiske sammensetningen av vann, temperatur og pH-verdier. Oppløste former er hovedsakelig representert av komplekse forbindelser, inkl. med organiske stoffer fra naturlig vann. Toverdige koboltforbindelser er mest typiske for overflatevann. I nærvær av oksidanter kan treverdig kobolt eksistere i merkbare konsentrasjoner.

Kobolt er et av de biologisk aktive elementene og finnes alltid i kroppen til dyr og planter. Det utilstrekkelige innholdet av det i jord er assosiert med et utilstrekkelig innhold av kobolt i planter, noe som bidrar til utviklingen av anemi hos dyr (taiga-skogen ikke-chernozem-sone). Som en del av vitamin B12, påvirker kobolt veldig aktivt inntaket av nitrogenholdige stoffer, en økning i innholdet av klorofyll og askorbinsyre, aktiverer biosyntese og øker innholdet av proteinnitrogen i planter. Imidlertid er forhøyede konsentrasjoner av koboltforbindelser giftige.

I uforurenset og lett forurenset elvevann varierer innholdet fra tideler til tusendeler av et milligram i 1 dm3, gjennomsnittlig innhold i sjøvann er 0,5 μg / dm3. MPCv er 0,1 mg / dm3, MPCvr 0,01 mg / dm3.

Mangan

Mangan kommer inn i overflatevann som følge av utlekking av ferromanganmalm og andre mineraler som inneholder mangan (pyrolusitt, psilomelan, brownitt, manganitt, svart oker). Betydelige mengder mangan kommer fra nedbryting av vannlevende dyr og planteorganismer, spesielt blågrønnalger, kiselalger og høyerestående vannplanter. Manganforbindelser føres inn i reservoarer med avløpsvann fra mangankonsentreringsfabrikker, metallurgiske anlegg, kjemiske anlegg og gruvevann.

En nedgang i konsentrasjonen av manganioner i naturlige vann oppstår som et resultat av oksidasjon av Mn (II) til MnO2 og andre høyvalensoksider utfelt. Hovedparametrene som bestemmer oksidasjonsreaksjonen er konsentrasjonen av oppløst oksygen, pH og temperatur. Konsentrasjonen av oppløste manganforbindelser avtar på grunn av deres utnyttelse av alger.

Hovedformen for migrering av manganforbindelser i overflatevann er suspendert materiale, hvis sammensetning bestemmes i sin tur av sammensetningen av bergarter drenert av vannet, samt kolloidale hydroksyder av tungmetaller og sorberte manganforbindelser. Organiske stoffer og prosessene for kompleksdannelse av mangan med uorganiske og organiske ligander er av stor betydning ved migrering av mangan i oppløste og kolloidale former. Mn (II) danner løselige komplekser med bikarbonater og sulfater. Komplekser av mangan med klorioner er sjeldne. Komplekse forbindelser av Mn (II) med organiske stoffer er vanligvis mindre sterke enn med andre overgangsmetaller. Disse inkluderer forbindelser med aminer, organiske syrer, aminosyrer og humusstoffer. Mn (III) i høye konsentrasjoner kan være i oppløst tilstand bare i nærvær av sterke kompleksdannende midler; Mn (YII) forekommer ikke i naturlige vann.

I elvevann varierer manganinnholdet vanligvis fra 1 til 160 μg / dm3, gjennomsnittlig innhold i sjøvann er 2 μg / dm3, i underjordisk vann - n.102 - n.103 μg / dm3.

Konsentrasjonen av mangan i overflatevann er utsatt for sesongmessige svingninger.

Faktorene som bestemmer endringer i mangankonsentrasjoner er forholdet mellom overflate- og grunnvannavrenning, intensiteten av dets forbruk under fotosyntesen, nedbrytningen av planteplankton, mikroorganismer og høyere vannvegetasjon, samt prosessene for avsetningen til bunnen av vannforekomster.

Rollen til mangan i livet til høyere planter og alger i vannforekomster er veldig stor. Mangan fremmer utnyttelsen av CO2 av planter, og øker dermed fotosyntesehastigheten, deltar i prosessene med nitratgjenvinning og nitrogenassimilering av planter. Mangan fremmer overgangen av aktiv Fe (II) til Fe (III), som beskytter cellen mot forgiftning, akselererer veksten av organismer, etc. Mangans viktige økologiske og fysiologiske rolle gjør det nødvendig å studere og distribuere mangan i naturlig vann.

For reservoarer for sanitær og husholdningsbruk er MPCv (for manganion) satt lik 0,1 mg / dm3.

Nedenfor er kart over fordelingen av de gjennomsnittlige konsentrasjonene av metaller: mangan, kobber, nikkel og bly, bygget på grunnlag av observasjonsdata for 1989 - 1993. i 123 byer. Bruken av senere data antas å være upassende, siden i forbindelse med produksjonsreduksjonen har konsentrasjonene av suspendert stoff og følgelig metaller redusert betydelig.

Innvirkning på helse. Mange metaller er en bestanddel av støv og har betydelige helseeffekter.

Mangan kommer inn i atmosfæren fra utslipp fra jernholdige metallurgibedrifter (60% av alle manganutslipp), maskinteknikk og metallbearbeiding (23%), ikke-jernholdig metallurgi (9%), en rekke små kilder, for eksempel fra sveising.

Høye konsentrasjoner av mangan fører til utseendet av nevrotoksiske effekter, progressiv skade på sentralnervesystemet, lungebetennelse.
De høyeste konsentrasjonene av mangan (0,57 - 0,66 μg / m3) er observert i store metallurgisentre: i Lipetsk og Cherepovets, så vel som i Magadan. De fleste byene med høye Mn-konsentrasjoner (0,23 - 0,69 μg / m3) er konsentrert på Kolahalvøya: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (se kart).

1991 - 1994 Manganutslipp fra industrielle kilder gikk ned med 62 %, gjennomsnittlig konsentrasjon med 48 %.

Kobber er et av de viktigste sporelementene. Den fysiologiske aktiviteten til kobber er hovedsakelig assosiert med dets inkludering i de aktive sentrene til redoksenzymer. Utilstrekkelig kobberinnhold i jord påvirker syntesen av proteiner, fett og vitaminer negativt og bidrar til infertiliteten til planteorganismer. Kobber er involvert i prosessen med fotosyntese og påvirker absorpsjonen av nitrogen av planter. Samtidig har overskytende kobberkonsentrasjoner en negativ effekt på plante- og dyreorganismer.

I naturlige farvann er de vanligste forbindelsene Cu (II). Av Cu(I)-forbindelsene er Cu2O, Cu2S, CuCl, som nesten ikke er løselige i vann, de mest utbredte. I nærvær av ligander i et vandig medium, sammen med likevekten av hydroksiddissosiasjon, er det nødvendig å ta hensyn til dannelsen av forskjellige komplekse former som er i likevekt med metallakvaioner.

Hovedkilden til kobber som kommer inn i naturlig vann er avløpsvann fra kjemisk og metallurgisk industri, gruvevann, aldehydreagenser som brukes til å ødelegge alger. Kobber kan oppstå som et resultat av korrosjon av kobberrør og andre strukturer som brukes i vannforsyningssystemer. I grunnvann er kobberinnholdet på grunn av samspillet mellom vann og bergarter som inneholder det (kopiritt, kalkositt, kovellitt, bornitt, malakitt, azuritt, chrysacolla, brotantin).

Den maksimalt tillatte konsentrasjonen av kobber i vannet i sanitære vannforekomster er 0,1 mg / dm3 (det begrensende tegnet på skadelighet er generell sanitær), i vannet i fiskevannforekomster - 0,001 mg / dm3.

By

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Utslipp М (tusen tonn / år) av kobberoksid og gjennomsnittlige årlige konsentrasjoner q (μg / m3) av kobber.

Kobber kommer ut i luften med utslipp fra metallurgisk industri. I utslipp av faste stoffer er det hovedsakelig inneholdt i form av forbindelser, hovedsakelig kobberoksid.

Ikke-jernholdige metallurgibedrifter står for 98,7 % av alle menneskeskapte utslipp av dette metallet, hvorav 71 % utføres av foretakene til Norilsk Nickel-konsernet lokalisert i Zapolyarny og Nikel, Monchegorsk og Norilsk, og omtrent 25 % av kobberutslippene er utført i Revda, Krasnouralsk, Kolchugino og andre.

Høye kobberkonsentrasjoner fører til toksisitet, anemi og hepatitt.

Som man kan se fra kartet, ble de høyeste kobberkonsentrasjonene registrert i byene Lipetsk og Rudnaya Pristan. Konsentrasjonene av kobber har også økt i byene på Kolahalvøya, i Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Olenegorsk, samt i Norilsk.

Kobberutslipp fra industrielle kilder gikk ned med 34 %, gjennomsnittlig konsentrasjon med 42 %.

Molybden

Molybdenforbindelser kommer inn i overflatevann som et resultat av deres utlekking fra eksogene mineraler som inneholder molybden. Molybden kommer også inn i vannforekomster med avløpsvann fra konsentreringsfabrikker og ikke-jernholdige metallurgibedrifter. En reduksjon i konsentrasjonen av molybdenforbindelser oppstår som et resultat av utfelling av tungtløselige forbindelser, adsorpsjonsprosesser av mineralsuspensjoner og forbruk av vannlevende planteorganismer.

Molybden i overflatevann er hovedsakelig i form MoO42-... Det er svært sannsynlig at det eksisterer i form av organominerale komplekser. Muligheten for en viss akkumulering i kolloidal tilstand følger av at oksidasjonsproduktene av molybdenitt er løse, fint dispergerte stoffer.

I elvevann finnes molybden i konsentrasjoner fra 2,1 til 10,6 μg / dm3. Sjøvann inneholder i gjennomsnitt 10 μg / dm3 molybden.

I små mengder er molybden nødvendig for normal utvikling av plante- og dyreorganismer. Molybden er en del av enzymet xanthine oxidase. Med mangel på molybden produseres enzymet i utilstrekkelige mengder, noe som forårsaker negative reaksjoner i kroppen. I høye konsentrasjoner er molybden skadelig. Med et overskudd av molybden forstyrres metabolismen.

Maksimal tillatt konsentrasjon av molybden i vannforekomster for sanitær og husholdningsbruk er 0,25 mg / dm3.

Arsen kommer til naturlig vann fra mineralkilder, områder med arsenmineralisering (arsenikk, realgar, orpiment), samt fra oksidasjonssoner av polymetalliske, kobber-kobolt- og wolframbergarter. En viss mengde arsen kommer fra jorda, samt fra nedbryting av plante- og dyreorganismer. Forbruket av arsen av akvatiske organismer er en av årsakene til reduksjonen i konsentrasjonen i vann, som er tydeligst manifestert i perioden med intensiv utvikling av plankton.

Betydelige mengder arsen kommer inn i vannforekomster med avløpsvann fra prosessanlegg, avfall fra fargestoffproduksjon, garverier og plantevernmiddelindustrier, samt fra jordbruksarealer hvor det brukes plantevernmidler.

I naturlige farvann er arsenforbindelser i oppløst og suspendert tilstand, hvor forholdet mellom disse bestemmes av den kjemiske sammensetningen av vann og pH-verdier. I oppløst form finnes arsen i tris- og femverdige former, hovedsakelig i form av anioner.

I uforurenset elvevann finnes arsen vanligvis i mikrogramkonsentrasjoner. I mineralvann kan konsentrasjonen nå flere milligram per 1 dm3, i sjøvann inneholder den i gjennomsnitt 3 μg / dm3, i undergrunnsvann finnes den i konsentrasjoner på n.105 μg / dm3. Arsenforbindelser i høye konsentrasjoner er giftige for kroppen til dyr og mennesker: de hemmer oksidative prosesser, hemmer tilførselen av oksygen til organer og vev.

Den maksimalt tillatte konsentrasjonen av arsen er 0,05 mg / dm3 (den begrensende fareindikatoren er sanitær og toksikologisk) og den maksimalt tillatte konsentrasjonen av arsen er 0,05 mg / dm3.

Tilstedeværelsen av nikkel i naturlige farvann skyldes sammensetningen av bergartene som vannet passerer gjennom: det finnes på steder med forekomster av sulfidkobber-nikkelmalm og jern-nikkelmalm. Det kommer inn i vann fra jordsmonn og fra plante- og dyreorganismer under deres forfall. Et økt nikkelinnhold sammenlignet med andre typer alger ble funnet i blågrønnalger. Nikkelforbindelser leveres også til vannforekomster med avløpsvann fra forniklingsbutikker, syntetiske gummifabrikker og nikkelforbindingsfabrikker. Enorme nikkelutslipp følger med forbrenning av fossilt brensel.

Konsentrasjonen kan reduseres som et resultat av utfelling av forbindelser som cyanider, sulfider, karbonater eller hydroksider (med økende pH-verdier), på grunn av forbruket av vannlevende organismer og adsorpsjonsprosesser.

I overflatevann er nikkelforbindelser i oppløst, suspendert og kolloidal tilstand, hvor det kvantitative forholdet mellom disse avhenger av vannets sammensetning, temperatur og pH-verdier. Sorbenter av nikkelforbindelser kan være jernhydroksid, organiske stoffer, sterkt dispergert kalsiumkarbonat og leire. Oppløste former er hovedsakelig komplekse ioner, oftest med aminosyrer, humus- og fulvinsyrer, og også i form av et sterkt cyanidkompleks. Nikkelforbindelser er mest utbredt i naturlige vann, der det er i +2 oksidasjonstilstand. Ni3+-forbindelser dannes vanligvis i et alkalisk miljø.

Nikkelforbindelser spiller en viktig rolle i hematopoietiske prosesser, og er katalysatorer. Det økte innholdet har en spesifikk effekt på det kardiovaskulære systemet. Nikkel er et av de kreftfremkallende elementene. Det er i stand til å forårsake luftveissykdom. Det antas at frie nikkelioner (Ni2+) er omtrent 2 ganger mer giftige enn dets komplekse forbindelser.

I uforurenset og lett forurenset elvevann varierer konsentrasjonen av nikkel vanligvis fra 0,8 til 10 µg / dm3; i forurensede er det flere titalls mikrogram per 1 dm3. Gjennomsnittlig nikkelkonsentrasjon i sjøvann er 2 μg / dm3, i grunnvann - n.103 μg / dm3. I grunnvann som vasker nikkelholdige bergarter, stiger konsentrasjonen av nikkel noen ganger til 20 mg / dm3.

Nikkel kommer inn i atmosfæren fra ikke-jernholdige metallurgibedrifter, som står for 97% av alle nikkelutslipp, hvorav 89% går til foretakene til Norilsk Nickel-konsernet lokalisert i Zapolyarny og Nikel, Monchegorsk og Norilsk.

Det økte innholdet av nikkel i miljøet fører til utseendet av endemiske sykdommer, bronkialkreft. Nikkelforbindelser er klassifisert som kreftfremkallende gruppe 1.
Kartet viser flere punkter med høye gjennomsnittlige nikkelkonsentrasjoner på stedene til Norilsk Nikkel-konsernet: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Nikkelutslippene fra industrianlegg gikk ned med 28 %, gjennomsnittlige konsentrasjoner - med 35 %.

Utslipp М (tusen tonn / år) og gjennomsnittlige årlige konsentrasjoner q (μg / m3) av nikkel.

Det kommer inn i naturlig vann som et resultat av prosessene med utvasking av tinnholdige mineraler (kassiteritt, stannin), så vel som med avløpsvann fra forskjellige industrier (farging av stoffer, syntese av organisk maling, produksjon av legeringer med tinntilsetninger, etc.) .

Tinns giftvirkning er liten.

I uforurenset overflatevann finnes tinn i submikrogramkonsentrasjoner. I grunnvann når konsentrasjonen noen få mikrogram per 1 dm3. MPCv er 2 mg / dm3.

Kvikksølvforbindelser kan komme inn i overflatevann som et resultat av utvasking av bergarter i området med kvikksølvavsetninger (cinnabar, metacinnabar, livingstonite), i prosessen med nedbrytning av vannlevende organismer som akkumulerer kvikksølv. Betydelige mengder kommer inn i vannforekomster med avløpsvann fra bedrifter som produserer fargestoffer, plantevernmidler, legemidler og enkelte eksplosiver. Kullfyrte termiske kraftverk slipper ut betydelige mengder kvikksølvforbindelser til atmosfæren, som som følge av våt og tørr avsetning kommer inn i vannforekomster.

En reduksjon i konsentrasjonen av oppløste kvikksølvforbindelser oppstår som et resultat av deres utvinning av mange marine- og ferskvannsorganismer, som har evnen til å akkumulere det i konsentrasjoner som er mange ganger høyere enn innholdet i vann, samt adsorpsjonsprosesser av suspenderte faste stoffer og bunnsedimenter.

I overflatevann er kvikksølvforbindelser i oppløst og suspendert tilstand. Forholdet mellom dem avhenger av den kjemiske sammensetningen av vannet og pH-verdiene. Suspendert kvikksølv er sorberte kvikksølvforbindelser. Oppløste former er udissosierte molekyler, komplekse organiske og mineralske forbindelser. I vannet i vannforekomster kan kvikksølv finnes i form av metylkvikksølvforbindelser.

Kvikksølvforbindelser er svært giftige, de påvirker det menneskelige nervesystemet, forårsaker endringer i slimhinnen, nedsatt motorisk funksjon og utskillelse av mage-tarmkanalen, endringer i blodet etc. Bakterielle metyleringsprosesser er rettet mot dannelse av metylkvikksølvforbindelser, som er mange ganger giftigere enn mineralsalter kvikksølv. Metylkvikksølvforbindelser akkumuleres i fisk og kan komme inn i menneskekroppen.

Maksimal tillatt konsentrasjon for kvikksølv er 0,0005 mg / dm3 (det begrensende tegn på skade er sanitært og toksikologisk), maksimalt tillatt konsentrasjon for kvikksølv er 0,0001 mg / dm3.

Naturlige kilder for bly som kommer inn i overflatevann er prosessene med oppløsning av endogene (galena) og eksogene (anglesite, cerussite, etc.) mineraler. En betydelig økning i innholdet av bly i miljøet (inkludert i overflatevann) er assosiert med forbrenning av kull, bruken av tetraetylbly som antibankemiddel i motordrivstoff, med dets fjerning i vannforekomster med avløpsvann fra malmforedlingsanlegg , noen metallurgiske anlegg, kjemisk industri, gruver, etc. Viktige faktorer for å senke konsentrasjonen av bly i vann er dets adsorpsjon av suspenderte faste stoffer og avsetning med dem i bunnsedimenter. Blant andre metaller utvinnes bly og akkumuleres av vannlevende organismer.

Bly finnes i naturlig vann i oppløst og suspendert (sorbert) tilstand. I oppløst form forekommer det i form av mineralske og organominerale komplekser, så vel som enkle ioner, i uløselig form, hovedsakelig i form av sulfider, sulfater og karbonater.

I elvevann varierer konsentrasjonen av bly fra tideler til noen få mikrogram per 1 dm3. Selv i vannet i vannforekomster som grenser til områdene med polymetalliske malmer, når konsentrasjonen sjelden titalls milligram per 1 dm3. Bare i termisk kloridvann når konsentrasjonen av bly noen ganger flere milligram per 1 dm3.

Den begrensende indikatoren på blyets skadelighet er sanitær og toksikologisk. MPCv for bly er 0,03 mg / dm3, MPCvr - 0,1 mg / dm3.

Bly finnes i utslipp fra metallurgi, metallbearbeiding, elektroteknikk, petrokjemisk industri og bilindustri.

Helseeffektene av bly oppstår gjennom innånding av luft som inneholder bly og inntak av bly fra mat, vann og støvpartikler. Bly samler seg i kroppen, bein og overflatevev. Bly påvirker nyrene, leveren, nervesystemet og bloddannende organer. Eldre og barn er spesielt følsomme for selv lave doser bly.

Utslipp М (tusen tonn / år) og gjennomsnittlige årlige konsentrasjoner q (μg / m3) av bly.

På syv år har blyutslippene fra industrielle kilder gått ned med 60 % på grunn av produksjonskutt og nedleggelse av mange fabrikker. Den kraftige nedgangen i industrielle utslipp er ikke ledsaget av en nedgang i utslipp fra kjøretøy. Gjennomsnittlige blykonsentrasjoner gikk bare ned med 41 %. Forskjeller i utslippsreduksjoner og blykonsentrasjoner kan tilskrives ufullstendig regnskapsføring av utslipp fra kjøretøy tidligere år; nå har antallet biler og intensiteten av deres bevegelse økt.

Tetraetyl bly

Den kommer inn i naturlige farvann på grunn av bruk av vannkjøretøyer som antibankemiddel i motordrivstoff, samt fra overflateavrenning fra urbane områder.

Dette stoffet er svært giftig og har kumulative egenskaper.

Kildene til sølv som kommer inn i overflatevannet er underjordisk vann og avløpsvann fra gruver, prosessanlegg, fotografiske bedrifter. Et økt sølvinnhold er assosiert med bruk av bakteriedrepende og algicide preparater.

I avløpsvann kan sølv være tilstede i oppløst og suspendert form, mest i form av halogenidsalter.

I uforurenset overflatevann finnes sølv i submikrogramkonsentrasjoner. I grunnvann varierer konsentrasjonen av sølv fra enheter til titalls mikrogram per 1 dm3, i sjøvann - i gjennomsnitt 0,3 μg / dm3.

Sølvioner er i stand til å ødelegge bakterier og sterilisere vann selv i en ubetydelig konsentrasjon (den nedre grensen for den bakteriedrepende virkningen av sølvioner er 2,10-11 mol / dm3). Rollen til sølv i kroppen til dyr og mennesker er ikke godt forstått.

Maksimal konsentrasjonsgrense for sølv er 0,05 mg / dm3.

Antimon kommer inn i overflatevann på grunn av utlekking av antimonmineraler (stibnitt, senarmontitt, valentinitt, cervanitt, stibiokanitt) og med avløpsvann fra gummi-, glass-, farging- og fyrstikkfabrikker.

I naturlige farvann er antimonforbindelser i oppløst og suspendert tilstand. Under redoksforhold som er typiske for overflatevann, kan både trivalent og femverdig antimon eksistere.

I uforurenset overflatevann finnes antimon i submikrogramkonsentrasjoner, i sjøvann når konsentrasjonen 0,5 μg / dm3, i grunnvann - 10 μg / dm3. Den maksimalt tillatte konsentrasjonen av antimon er 0,05 mg / dm3 (den begrensende fareindikatoren er sanitær og toksikologisk), den maksimalt tillatte konsentrasjonen av antimon er 0,01 mg / dm3.

Forbindelser av tre- og seksverdig krom kommer inn i overflatevann som følge av utlekking fra bergarter (kromitt, krokoitt, uvarovitt, etc.). Noen mengder kommer fra jorda ved nedbrytning av organismer og planter. Betydelige mengder kan komme inn i reservoarer med avløpsvann fra galvaniske verksteder, fargeverksteder til tekstilbedrifter, garverier og kjemiske industribedrifter. En reduksjon i konsentrasjonen av kromioner kan observeres som et resultat av deres forbruk av vannlevende organismer og adsorpsjonsprosesser.

I overflatevann er kromforbindelser i oppløste og suspenderte tilstander, hvor forholdet mellom disse avhenger av sammensetningen av vannet, temperatur og pH i løsningen. Suspenderte kromforbindelser er hovedsakelig sorberte kromforbindelser. Sorbenter kan være leire, jernhydroksid, fint dispergert sedimenterende kalsiumkarbonat, rester av plante- og dyreorganismer. I oppløst form kan krom være i form av kromater og dikromater. Under aerobe forhold omdannes Cr (VI) til Cr (III), hvis salter hydrolyseres i nøytrale og alkaliske medier med frigjøring av hydroksyd.

I uforurenset og lett forurenset elvevann varierer krominnholdet fra noen få tideler av mikrogram per liter til flere mikrogram per liter, i forurensede vannforekomster når det flere titalls og hundrevis av mikrogram per liter. Gjennomsnittlig konsentrasjon i sjøvann er 0,05 μg / dm3, i grunnvann - vanligvis innenfor området n.10 - n.102 μg / dm3.

Forbindelser Cr (VI) og Cr (III) i økte mengder har kreftfremkallende egenskaper. Cr (VI) forbindelser er mer farlige.

Det kommer inn i naturlig vann som et resultat av naturlige prosesser med ødeleggelse og oppløsning av bergarter og mineraler (sfaleritt, sinsitt, goslaritt, smithsonite, calamin), så vel som med avløpsvann fra malmforedlingsfabrikker og galvaniske verksteder, produksjon av pergamentpapir, mineralmaling , viskosefiber og dr.

I vann eksisterer det hovedsakelig i ionisk form eller i form av mineralske og organiske komplekser. Noen ganger forekommer det i uløselige former: i form av hydroksyd, karbonat, sulfid, etc.

I elvevann varierer sinkkonsentrasjonen vanligvis fra 3 til 120 μg / dm3, i sjøvann - fra 1,5 til 10 μg / dm3. Innholdet i malm og spesielt i gruvevann med lave pH-verdier kan være betydelig.

Sink er et av de aktive sporelementene som påvirker vekst og normal utvikling av organismer. Samtidig er mange sinkforbindelser giftige, først og fremst dets sulfat og klorid.

Den maksimalt tillatte konsentrasjonen av Zn2 + er 1 mg / dm3 (den begrensende fareindikatoren er organoleptisk), den maksimalt tillatte konsentrasjonen av Zn2 + er 0,01 mg / dm3 (den begrensende faren er toksikologisk).

Tungmetaller inntar allerede andreplassen når det gjelder fare, gir etter for plantevernmidler og betydelig foran slike kjente forurensninger som karbondioksid og svovel, i prognosen skulle de bli de farligste, mer farlige enn kjernefysisk avfall og fast avfall. Forurensning med tungmetaller er assosiert med deres utbredte bruk i industriell produksjon, kombinert med svake rensesystemer, som et resultat av at tungmetaller kommer inn i miljøet, inkludert jorda, forurenser og forgifter det.

Tungmetaller er blant de prioriterte forurensningene som må overvåkes i alle miljøer. I ulike vitenskapelige og anvendte arbeider tolker forfatterne betydningen av begrepet «tungmetaller» på forskjellige måter. I noen tilfeller inkluderer definisjonen av tungmetaller elementer relatert til skjøre (for eksempel vismut) eller metalloider (for eksempel arsen).

Jord er hovedmediet som tungmetaller kommer inn i, inkludert fra atmosfæren og vannmiljøet. Den tjener også som en kilde til sekundær forurensning av overflateluft og vann som kommer inn i verdenshavet fra den. Fra jorda blir tungmetaller assimilert av planter, som deretter kommer inn i maten til mer høyt organiserte dyr.
fortsettelse
--PAGE_BREAK-- 3.3. Blyrus
Bly rangerer for tiden først blant årsakene til industriforgiftning. Dette skyldes dens utbredte bruk i ulike bransjer. Arbeidere som utvinner blymalm i blysmelteverk, ved produksjon av batterier, ved lodding, i trykkerier, ved fremstilling av krystallglass eller keramiske produkter, blyholdig bensin, blymaling etc. utsettes for bly Blyforurensning av atmosfærisk luft , jord og vann i nærheten av slike industrier, samt nær store motorveier, utgjør en trussel om blyskader for befolkningen som bor i disse områdene, og fremfor alt barn, som er mer følsomme for virkningene av tungmetaller.
Det skal beklages at det i Russland ikke er noen statlig politikk for lovlig, regulatorisk og økonomisk regulering av virkningen av bly på miljøet og folkehelsen, for å redusere utslipp (utslipp, avfall) av bly og dets forbindelser til miljøet , og om å fullstendig stanse produksjonen av blyholdig bensin.

På grunn av det ekstremt utilfredsstillende pedagogiske arbeidet med å forklare befolkningen graden av fare for eksponering for tungmetaller på menneskekroppen, reduseres ikke antallet kontingenter som har profesjonell kontakt med bly i Russland, men øker gradvis. Tilfeller av kronisk blyforgiftning ble registrert i 14 bransjer i Russland. De ledende er den elektriske industrien (produksjon av batterier), instrumentfremstilling, trykking og ikke-jernholdig metallurgi, der forgiftning er forårsaket av over 20 eller flere ganger den maksimalt tillatte konsentrasjonen (MPC) av bly i luften i arbeidsplass.

Eksosgass fra biler er en betydelig kilde til bly, siden halvparten av Russland fortsatt bruker blyholdig bensin. Imidlertid er metallurgiske anlegg, spesielt kobbersmelteverk, fortsatt hovedkilden til miljøforurensning. Og det er ledere her. Sverdlovsk-regionen har de 3 største kildene til blyutslipp i landet: i byene Krasnouralsk, Kirovograd og Revda.

Skorsteinene til Krasnouralsk kobbersmelteanlegg, bygget i årene med Stalins industrialisering og ved bruk av utstyret fra 1932, spyr årlig ut 150-170 tonn bly på den 34-tusende byen, og dekker alt med blystøv.

Blykonsentrasjonen i Krasnouralsk-jord varierer fra 42,9 til 790,8 mg / kg med maksimalt tillatt konsentrasjon av MPC = 130 μ / kg. Vannprøver i vannforsyningssystemet til nabolandsbyen. Oktyabrsky, matet av en underjordisk vannkilde, registrerte et overskudd av MPC opptil to ganger.

Miljøforurensning med bly påvirker menneskers helse. Blyeksponering påvirker de kvinnelige og mannlige reproduktive systemene. For kvinner som er gravide og i fertil alder utgjør forhøyede nivåer av bly i blodet en spesiell fare, siden under påvirkning av bly menstruasjonsfunksjonen er forstyrret, for tidlig fødsel, spontanaborter og fosterdød er mer vanlig på grunn av penetrering av bly gjennom placentabarrieren. Nyfødte babyer har høy dødelighet.

Blyforgiftning er ekstremt farlig for små barn - det påvirker utviklingen av hjernen og nervesystemet. Testing av 165 Krasouralsk-barn over 4 år avslørte en betydelig forsinkelse i mental utvikling hos 75,7 %, og hos 6,8 % av de undersøkte barna ble det funnet mental retardasjon, inkludert oligofreni.

Førskolebarn er mest utsatt for de skadelige effektene av bly fordi nervesystemet deres er i ferd med å dannes. Selv ved lave doser forårsaker blyforgiftning en reduksjon i intellektuell utvikling, oppmerksomhet og konsentrasjon, leseforsinkelse og fører til utvikling av aggressivitet, hyperaktivitet og andre problemer i barnets atferd. Disse utviklingsavvikene kan være langsiktige og irreversible. Lav fødselsvekt, stunting og hørselstap er også et resultat av blyforgiftning. Høye doser rus fører til psykisk utviklingshemming, koma, kramper og død.

Hvitboken, utgitt av russiske eksperter, rapporterer at blyforurensning dekker hele landet og er en av mange miljøkatastrofer i det tidligere Sovjetunionen som har blitt kjent de siste årene. Det meste av Russlands territorium opplever en belastning fra nedfall av bly, som overskrider den kritiske verdien for normal funksjon av økosystemet. I dusinvis av byer er det et overskudd av blykonsentrasjoner i luft og jord over verdiene som tilsvarer MPC.

Det høyeste nivået av luftforurensning med bly, som oversteg MPC, ble notert i byene Komsomolsk-on-Amur, Tobolsk, Tyumen, Karabash, Vladimir, Vladivostok.

De maksimale belastningene av blyavsetning, som fører til nedbrytning av terrestriske økosystemer, er observert i regionene Moskva, Vladimir, Nizhny Novgorod, Ryazan, Tula, Rostov og Leningrad.

Stasjonære kilder er ansvarlige for utslipp av mer enn 50 tonn bly i form av ulike forbindelser til vannforekomster. Samtidig slipper 7 batterifabrikker ut 35 tonn bly årlig gjennom kloakksystemet. Analyse av fordelingen av blyutslipp i vannforekomster på Russlands territorium viser at regionene Leningrad, Yaroslavl, Perm, Samara, Penza og Orel er ledende i denne typen belastning.

Landet trenger hastetiltak for å redusere blyforurensning, men så langt overskygger den økonomiske krisen i Russland miljøproblemene. I en langvarig industriell depresjon mangler Russland midler til å rydde opp i gammel forurensning, men hvis økonomien begynner å komme seg og fabrikkene går tilbake i arbeid, kan forurensningen bare forsterkes.
10 mest forurensede byer i det tidligere Sovjetunionen

(Metaller er oppført i synkende rekkefølge etter prioritetsnivå for en gitt by)

4. Jordhygiene. Avfallshåndtering.
Jordsmonnet i byer og andre bygder og deres omgivelser har lenge vært forskjellig fra naturlig, biologisk verdifull jord, som spiller en viktig rolle for å opprettholde økologisk balanse. Jordsmonn i byer er utsatt for de samme skadelige effektene som byluft og hydrosfæren, derfor skjer betydelig nedbrytning overalt. Jordhygiene vies ikke tilstrekkelig oppmerksomhet, selv om dens betydning som en av hovedkomponentene i biosfæren (luft, vann, jord) og en biologisk faktor i miljøet er enda viktigere enn vann, siden mengden av sistnevnte (først og fremst kvalitet på grunnvann) bestemmes av tilstanden til jorda, og det er umulig å skille disse faktorene fra hverandre. Jorden har evnen til biologisk selvrensing: i jorda er det en spaltning av avfallet som har kommet inn i det og deres mineralisering; til slutt kompenserer jorda for tapte mineralstoffer på deres bekostning.

Hvis, som et resultat av jordoverbelastning, noen komponent av mineraliseringsevnen går tapt, vil dette uunngåelig føre til en forstyrrelse av den selvrensende mekanismen og til fullstendig jordforringelse. Og tvert imot, skapelsen av optimale forhold for selvrensing av jorda bidrar til bevaring av økologisk balanse og betingelser for eksistensen av alle levende organismer, inkludert mennesker.

Derfor er problemet med å nøytralisere avfall som har en skadelig biologisk effekt ikke begrenset til spørsmålet om fjerning av dem; det er et mer komplekst hygienisk problem, siden jord er bindeleddet mellom vann, luft og mennesker.
4.1.
Jordens rolle i metabolismen

Det biologiske forholdet mellom jord og mennesker utføres hovedsakelig gjennom metabolisme. Jorda er så å si en leverandør av mineraler som er nødvendige for stoffskiftet, for vekst av planter, konsumert av mennesker og planteetere, spist i tur og orden av mennesker og rovdyr. Dermed gir jorda mat til mange representanter for flora og fauna.

Følgelig forårsaker forringelse av jordkvaliteten, en reduksjon i dens biologiske verdi, evnen til å rense seg selv, en biologisk kjedereaksjon, som, i tilfelle av langvarige skadelige effekter, kan føre til en rekke helseforstyrrelser i befolkningen. Videre, hvis mineraliseringsprosessene bremses ned, kan nitrater, nitrogen, fosfor, kalium, etc. dannet under nedbryting av stoffer komme inn i grunnvannet som brukes til drikkebehov og forårsake alvorlige sykdommer (for eksempel kan nitrater forårsake methemoglobinemi, først og fremst hos barn av barndom).

Forbruk av vann fra jodfattig jord kan føre til endemisk struma mv.
4.2.
Økologisk sammenheng mellom jord og vann og flytende avfall (avløpsvann)

En person trekker ut vann fra jorda, noe som er nødvendig for å opprettholde metabolske prosesser og selve livet. Vannkvaliteten avhenger av tilstanden til jorda; den gjenspeiler alltid den biologiske tilstanden til en gitt jord.

Dette gjelder spesielt for grunnvann, hvis biologiske verdi i betydelig grad bestemmes av egenskapene til jord og jord, evnen til selvrensing av sistnevnte, dens filtreringskapasitet, sammensetningen av dens makroflora, mikrofauna, etc.

Den direkte effekten av jord på overflatevann er allerede mindre betydelig, den er hovedsakelig assosiert med nedbør. For eksempel, etter kraftig regn, vaskes ulike forurensninger ut av jorda og inn i åpne vannforekomster (elver, innsjøer), inkludert kunstgjødsel (nitrogen, fosfat), plantevernmidler, ugressmidler; i områder med karst, oppsprukket sediment kan forurensninger trenge gjennom. sprekker i dyp Grunnvannet.

Mangelfull rensing av avløpsvann kan også forårsake skadelige biologiske effekter på jorda og til slutt føre til nedbrytning. Derfor er jordvern i bygder et av hovedkravene til miljøvern generelt.
4.3.
Jordbelastningsgrenser for fast avfall (husholdnings- og gateavfall, industriavfall, tørt slam som gjenstår etter sedimentering av kloakk, radioaktive stoffer, etc.)

Problemet forsterkes av det faktum at som et resultat av dannelsen av mer og mer fast avfall i byer, utsettes jorda i deres nærhet for stadig mer betydelig stress. Jordegenskaper og sammensetning forringes i et stadig raskere tempo.

Av de 64,3 millioner tonn papir som produseres i USA, går 49,1 millioner tonn til avfall (av denne mengden "leveres" 26 millioner tonn av husholdningen, og 23,1 millioner tonn - av handelsnettverket).

I forbindelse med ovenstående er deponering og sluttdeponering av fast avfall et svært betydelig, vanskeligere å implementere hygienisk problem i sammenheng med økende urbanisering.

Endelig deponering av fast avfall i forurenset jord er mulig. På grunn av den stadig svekkede selvrensende evnen til byjord, er endelig deponering av avfall begravd i bakken umulig.

En person kan med hell bruke de biokjemiske prosessene som finner sted i jorda for nøytralisering av fast avfall, dets nøytraliserende og desinfiseringsevne, men den urbane jorda, som et resultat av århundrer med menneskelig opphold i byer og hans aktiviteter, har lenge blitt uegnet for dette formålet.

Mekanismene for selvrensing, mineralisering, som forekommer i jorda, rollen til bakterier og enzymer involvert i dem, samt mellom- og sluttprodukter av nedbrytning av stoffer er velkjente. Foreløpig er forskning rettet mot å identifisere faktorer som sikrer den biologiske balansen i naturlig jord, samt å avklare spørsmålet om hvor mye fast avfall (og hva deres sammensetning) kan føre til brudd på den biologiske balansen i jorda.
Mengden husholdningsavfall (søppel) per innbygger i noen store byer i verden

Det skal bemerkes at den hygieniske tilstanden til jorden i byer som følge av dens overbelastning forverres raskt, selv om jordens evne til å rense seg selv er det viktigste hygieniske kravet for å opprettholde biologisk balanse. Jorda i byer er ikke lenger i stand til å takle sin oppgave uten menneskelig hjelp. Den eneste veien ut av denne situasjonen er fullstendig nøytralisering og destruksjon av avfall i samsvar med hygieniske krav.

Derfor bør byggingen av fellesanlegg være rettet mot å bevare jordens naturlige evne til å rense seg selv, og hvis denne evnen allerede har blitt utilfredsstillende, må den gjenopprettes kunstig.

Den mest ugunstige er den giftige effekten av industriavfall, både flytende og fast. En økende mengde slikt avfall kommer i jorda, som det ikke er i stand til å takle. For eksempel ble det etablert jordforurensning med arsen i nærheten av superfosfatfabrikker (innenfor en radius på 3 km). Som du vet, brytes ikke noen plantevernmidler, for eksempel klororganiske forbindelser, som kommer inn i jorden, i lang tid.

Det samme er tilfellet med enkelte syntetiske emballasjematerialer (PVC, polyetylen, etc.).

Noen giftige forbindelser kommer før eller siden inn i grunnvannet, som et resultat av at ikke bare den biologiske balansen i jorda blir forstyrret, men også kvaliteten på grunnvannet forringes i en slik grad at de ikke lenger kan brukes som drikkevann.
Prosentandel av mengden grunnleggende syntetiske materialer i husholdningsavfallet (søppel)

*
Sammen med annen varmeherdende plast.
Problemet med avfall har økt i dag også fordi en del av avfallet, hovedsakelig avføring fra mennesker og dyr, brukes til å gjødsle jordbruksareal [avføringen inneholder en betydelig mengde nitrogen-0,4-0,5 %, fosfor (P20z) -0,2-0 , 6 %, kalium (K 0) -0,5-1,5 %, karbon-5-15 %]. Dette problemet med byen spredte seg til urbane omgivelser.
4.4.
Jordens rolle i spredningen av ulike sykdommer

Jordsmonnet spiller en rolle i spredningen av smittsomme sykdommer. Dette ble rapportert tilbake i forrige århundre av Petterkoffer (1882) og Fodor (1875), som i hovedsak belyste jordens rolle i spredningen av tarmsykdommer: kolera, tyfoidfeber, dysenteri osv. De gjorde også oppmerksom på at noen bakterier og virus beholder levedyktighet og virulens i jorda i flere måneder. Deretter bekreftet en rekke forfattere sine observasjoner, spesielt i forhold til byjord. Så for eksempel forblir det forårsakende middelet for kolera levedyktig og patogent i grunnvann fra 20 til 200 dager, det forårsakende middelet for tyfus i avføring - fra 30 til 100 dager, det forårsakende middelet til paratyfoid avføring - fra 30 til 60 dager. (Fra et synspunkt om spredning av smittsomme sykdommer utgjør byjord en betydelig større fare enn jord i åkre gjødslet med gjødsel.)

For å bestemme graden av jordforurensning bruker en rekke forfattere definisjonen av bakterietallet (E. coli), samt ved fastsettelse av vannkvaliteten. Andre forfattere anser det som hensiktsmessig å i tillegg bestemme antall termofile bakterier som deltar i mineraliseringsprosessen.

Spredningen av smittsomme sykdommer gjennom jorda lettes i stor grad av vanning av land med kloakk. Samtidig forringes også mineraliseringsegenskapene til jorda. Derfor bør vanning av avløpsvann utføres under konstant streng sanitærtilsyn og kun utenfor byområdet.

4.5.
Skadelige effekter av hovedtypene forurensninger (fast og flytende avfall) som fører til jordforringelse

4.5.1.
Nøytralisering av flytende avfall i jord

I en rekke bygder som ikke har avløpsanlegg nøytraliseres noe avfall, inkludert gjødsel, i jorda.

Som du vet er dette den enkleste måten å nøytralisere. Det er imidlertid bare tillatt hvis vi har å gjøre med biologisk komplett jord som beholder evnen til selvrensing, noe som ikke er typisk for byjord. Hvis jorda ikke lenger har disse egenskapene, er det behov for komplekse tekniske strukturer for nøytralisering av flytende avfall for å beskytte den mot ytterligere nedbrytning.

En rekke steder nøytraliseres avfall i kompostgroper. Denne løsningen er teknisk utfordrende. I tillegg kan væsker trenge ned i jorda over ganske lange avstander. Oppgaven kompliseres ytterligere av at byavløpsvann inneholder en økende mengde giftig industriavfall, som i enda større grad forverrer jordas mineraliseringsegenskaper enn avføring fra mennesker og dyr. Derfor er det tillatt å drenere i kompostgropene kun avløpsvann som tidligere er sedimentert. Ellers forstyrres jordens filtreringskapasitet, da mister jorden sine andre beskyttende egenskaper, gradvis tilstopping av porene oppstår, etc.

Bruken av menneskelig avføring for vanning av jordbruksfelt representerer den andre metoden for å nøytralisere flytende avfall. Denne metoden utgjør en dobbel hygienefare: for det første kan den overbelaste jorda, for det andre kan dette avfallet bli en alvorlig smittekilde. Derfor må avføring først desinfiseres og behandles riktig, og først deretter brukes som gjødsel. To motstridende synspunkter kolliderer her. I henhold til hygieniske krav er avføring gjenstand for nesten fullstendig ødeleggelse, og fra nasjonaløkonomiens synspunkt representerer de en verdifull gjødsel. Fersk avføring kan ikke brukes til å vanne grønnsakshager og åkre uten først å dekontaminere dem. Hvis du likevel må bruke fersk avføring, krever de en slik grad av nøytralisering at de som gjødsel ikke lenger representerer nesten noen verdi.

Avføring kan kun brukes som gjødsel i spesielt utpekte områder, med konstant sanitær og hygienisk kontroll, spesielt over tilstanden til grunnvann, mengden fluer, etc.

Kravene til deponering og jordnøytralisering av dyreavføring skiller seg i prinsippet ikke fra kravene til nøytralisering av menneskelig avføring.

Inntil nylig representerte husdyrgjødsel i landbruket en viktig kilde til verdifulle næringsstoffer som trengs for å forbedre jordens fruktbarhet. Men de siste årene har gjødsel mistet sin betydning, dels på grunn av mekanisering av jordbruket, og dels på grunn av økende bruk av kunstgjødsel.

I fravær av passende behandling og nøytralisering er gjødsel også farlig, så vel som ikke-nøytralisert menneskelig avføring. Derfor, før den transporteres til åkrene, tillates gjødselen å modnes slik at i løpet av denne tiden (ved en temperatur på 60-70 ° C) kan de nødvendige biotermiske prosessene oppstå. Etter det regnes gjødselen som "moden" og frigjort fra de fleste patogenene som finnes i den (bakterier, ormegg, etc.).

Det bør huskes at gjødsellagre kan være ideelle yngleplasser for fluer som kan spre en rekke tarminfeksjoner. Det skal bemerkes at fluer for reproduksjon mest villig velger grisegjødsel, deretter hest, sau og sist men ikke minst ku. Før gjødsel fjernes til åkrene, må den behandles med insektmidler.
fortsettelse
--PAGE_BREAK--

INNHOLD

Introduksjon

1. Jorddekke og bruken av det

2. Jorderosjon (vann og vind) og metoder for å håndtere det

3. Industriell jordforurensning

3.1 Sur nedbør

3.2 Tungmetaller

3.3 Blyrus

4. Jordhygiene. Avfallshåndtering

4.1 Jordens rolle i metabolismen

4.2 Miljøforhold mellom jord og vann og flytende avfall (avløpsvann)

4.3 Grenser for jordbelastning med fast avfall (husholdnings- og gateavfall, industriavfall, tørt slam etter sedimentering av kloakk, radioaktive stoffer)

4.4 Jordens rolle i spredningen av ulike sykdommer

4.5 Skadevirkninger av hovedtypene forurensninger (fast og flytende avfall) som fører til jordforringelse

4.5.1 Nøytralisering av flytende avfall i jord

4.5.2.1 Dekontaminering av fast avfall i jord

4.5.2.2 Innsamling og deponering av avfall

4.5.3 Endelig disponering og deponering

4.6 Deponering av radioaktivt avfall

Konklusjon

Liste over kilder som er brukt

Introduksjon.

En viss del av jorda, både i Russland og over hele verden, forlater landbrukssirkulasjonen hvert år av ulike årsaker, som er omtalt i detalj i UIR. Tusenvis eller flere hektar med land lider av erosjon, sur nedbør, feil håndtering og giftig avfall. For å unngå dette må du gjøre deg kjent med de mest produktive og rimelige gjenvinningstiltakene (se definisjonen av gjenvinning i hoveddelen av arbeidet) som øker fruktbarheten til jorddekket, og fremfor alt med den negative påvirkningen på jorda. seg selv, og hvordan du unngår det.

Disse studiene gir innsikt i skadevirkningene på jord og er utført gjennom en rekke bøker, artikler og vitenskapelige tidsskrifter viet jord- og miljøspørsmål.

Selve problemet med jordforurensning og nedbrytning har alltid vært aktuelt. Nå kan vi legge til det som er sagt at i vår tid påvirker menneskeskapt påvirkning naturen sterkt og bare vokser, og jorda er en av hovedkildene til mat og klær for oss, for ikke å nevne det faktum at vi går på den og vil alltid være i nær kontakt med henne.

1. Jorddekke og bruken av det.

Jorddekket er den viktigste naturformasjonen. Dens betydning for samfunnets liv bestemmes av det faktum at jorda er hovedkilden til mat, og gir 97-98% av matressursene til verdens befolkning. Samtidig er jorddekket stedet for menneskelig aktivitet, hvor industri- og landbruksproduksjonen er lokalisert.

Ved å fremheve matens spesielle rolle i samfunnets liv, påpekte til og med V. I. Lenin: "Det virkelige grunnlaget for økonomien er matfondet."

Den viktigste egenskapen til jorddekket er dens fruktbarhet, som forstås som helheten av jordegenskaper som sikrer utbyttet av landbruksvekster. Naturlig jords fruktbarhet reguleres av tilførselen av næringsstoffer i jorda og dens vann, luft og termiske regimer. Jorddekkets rolle i produktiviteten til terrestriske økologiske systemer er stor, siden jorda gir næring til landplanter med vann og mange forbindelser og er den viktigste komponenten i planters fotosyntetiske aktivitet. Jords fruktbarhet avhenger også av mengden solenergi som er akkumulert i den. Levende organismer, planter og dyr som bor på jorden registrerer solenergi i form av fyto- eller zoomass. Produktiviteten til terrestriske økologiske systemer avhenger av den termiske og vannbalansen på jordoverflaten, som bestemmer mangfoldet av former for utveksling av materie og materie innenfor planetens geografiske konvolutt.

Ved å analysere betydningen av land for sosial produksjon, identifiserte K. Marx to konsepter: land-materie og land-kapital. Den første av dem bør forstås landet som oppsto i prosessen med dets evolusjonære utvikling mot folks vilje og bevissthet og er stedet for menneskelig bosetting og kilden til maten hans... Fra det øyeblikket landet i utviklingsprosessen av det menneskelige samfunnet blir et produksjonsmiddel, dukker det opp i en ny kvalitetskapital, uten hvilken arbeidsprosessen er utenkelig, "... fordi den gir arbeideren ... stedet hvor han står ... , og prosessen er omfanget ... ". Det er av denne grunn at jorden er en universell faktor i enhver menneskelig aktivitet.

Landets rolle og plass er ikke det samme i ulike sfærer av materiell produksjon, først og fremst i industri og landbruk. I produksjonsindustrien, i bygg og anlegg, i transport, er land et sted hvor arbeidsprosesser finner sted, uavhengig av jordens naturlige fruktbarhet. I en annen egenskap brukes land i landbruket. Under påvirkning av menneskelig arbeidskraft går naturlig fruktbarhet fra potensiell til økonomisk. Spesifisiteten til bruken av jordressurser i landbruket fører til at de fremstår i to forskjellige kvaliteter, som et arbeidsobjekt og som et produksjonsmiddel. K. Marx bemerket: "Med bare én ny investering av kapital i tomter ... økte folk landkapitalen uten noen økning i jordens materie, det vil si jordens rom".

Jord i jordbruket fungerer som en produktiv kraft på grunn av dens naturlige fruktbarhet, som ikke forblir konstant. Med rasjonell bruk av jorden kan slik fruktbarhet økes ved å forbedre vann-, luft- og termisk regime gjennom gjenvinningstiltak og øke innholdet av næringsstoffer i jorda. Tvert imot, med irrasjonell bruk av landressurser, reduseres fruktbarheten deres, som et resultat av at det er en nedgang i utbyttet av landbruksavlinger. Noen steder blir dyrking av avlinger helt umulig, spesielt på saltholdig og erodert jord.

Med et lavt utviklingsnivå av samfunnets produktive krefter skjer utvidelsen av matproduksjonen på grunn av involvering av nye landområder i jordbruket, som tilsvarer den omfattende utviklingen av landbruket. Dette tilrettelegges av to forhold: tilgjengeligheten av gratis land og muligheten for å drive en gård til et rimelig gjennomsnittlig investeringsnivå per arealenhet. Denne arealbruken og jordbruket er typisk for mange utviklingsland i den moderne verden.

I en tid med vitenskapelig og teknologisk revolusjon var det en skarp avgrensning av jordbrukssystemet i industrialiserte land og utviklingsland. Førstnevnte er preget av intensivering av landbruket ved å bruke prestasjonene fra vitenskapelig og teknologisk revolusjon, der landbruket utvikler seg ikke på grunn av en økning i arealet av dyrket land, men på grunn av en økning i mengden kapital investert i land. De kjente begrensede landressursene for de fleste industrielt utviklede kapitalistiske landene, en økning i etterspørselen etter landbruksprodukter over hele verden på grunn av høy befolkningsvekst, og en høyere jordbrukskultur bidro til overføringen av jordbruket i disse landene til veien til intensiv utvikling på 50-tallet. Akselerasjonen av prosessen med intensivering av jordbruket i industrialiserte kapitalistiske land er ikke bare assosiert med prestasjonene til den vitenskapelige og teknologiske revolusjonen, men hovedsakelig med lønnsomheten ved å investere i landbruket, som konsentrerte landbruksproduksjonen i hendene på store grunneiere og ødelagte småbønder.

Landbruket utviklet seg på andre måter i utviklingsland. Blant de akutte naturressursproblemene i disse landene kan følgende skilles ut: en lav jordbrukskultur, som forårsaket nedbrytning av jord (økt erosjon, saltholdighet, redusert fruktbarhet) og naturlig vegetasjon (for eksempel tropiske skoger), uttømming av vann ressurser, ørkenspredning av land, som ble spesielt tydelig manifestert på det afrikanske kontinentet. Alle disse faktorene knyttet til de sosioøkonomiske problemene i utviklingsland har ført til kronisk matmangel i disse landene. På begynnelsen av 1980-tallet, når det gjelder forsørgelse per person med korn (222 kg) og kjøtt (14 kg), var utviklingsland flere ganger underlegne i forhold til henholdsvis industrielt utviklede kapitalistiske land. En løsning på matproblemet i utviklingsland er utenkelig uten store sosioøkonomiske transformasjoner.

I vårt land er grunnlaget for landforhold det statlige (offentlige) eierskapet til land, som oppsto som et resultat av nasjonaliseringen av hele landet. Agrarforbindelser bygges på grunnlag av planer som landbruket skal utvikle seg etter i fremtiden, med økonomisk og kredittstøtte fra staten og tilførsel av nødvendig mengde maskiner og gjødsel. Betaling for landbruksarbeidere i form av mengde og kvalitet på arbeidskraft stimulerer til en konstant økning i deres levestandard.

Bruken av arealfondet som helhet gjennomføres med utgangspunkt i statlige langsiktige planer. Et eksempel på slike planer var utbygging av jomfruelige og brakkemark øst i landet (midten av 1950-tallet), takket være at det på kort tid ble mulig å innføre mer enn 41 millioner hektar med nye arealer i dyrkbar mark. Et annet eksempel er et sett med tiltak knyttet til gjennomføringen av matprogrammet, som sørger for akselerasjon av utviklingen av landbruksproduksjonen på grunnlag av heving av jordbrukskulturen, omfattende gjenvinningstiltak, samt implementering av et bredt program av sosioøkonomisk omlegging av jordbruksarealer.

Jordressursene i verden som helhet gjør det mulig å skaffe mat til flere mennesker enn det som er tilgjengelig i dag og hva det vil være i nær fremtid. Men på grunn av befolkningsvekst, spesielt i utviklingsland, synker mengden dyrkbar jord per innbygger.

Den siste tiden, i forbindelse med den raske utviklingen av industrien, har det vært en betydelig økning i nivået av tungmetaller i miljøet. Begrepet "tungmetaller" gjelder metaller enten med en tetthet over 5 g / cm 3 eller med et atomnummer større enn 20. Selv om det er et annet synspunkt, ifølge hvilke tungmetaller inkluderer mer enn 40 kjemiske elementer med atommasser over 50 kl. enheter Blant de kjemiske elementene er tungmetaller de mest giftige og er nest etter plantevernmidler når det gjelder deres fare. I dette tilfellet anses følgende kjemiske elementer som giftige: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Fytotoksisiteten til tungmetaller avhenger av deres kjemiske egenskaper: valens, ioneradius og kompleksdannelsesevne. I de fleste tilfeller er elementene i henhold til graden av toksisitet ordnet i sekvensen: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Imidlertid kan denne serien endre seg noe på grunn av ulik avsetning av elementer i jorda og overføring til en tilstand utilgjengelig for planter, vekstforhold, fysiologiske og genetiske egenskaper til plantene selv. Transformasjonen og migreringen av tungmetaller skjer under direkte og indirekte påvirkning av kompleksdannelsesreaksjonen. Ved vurdering av miljøforurensning er det nødvendig å ta hensyn til jordens egenskaper og først og fremst den granulometriske sammensetningen, humusinnholdet og bufferkapasiteten. Bufring forstås som jordens evne til å opprettholde konsentrasjonen av metaller i jordløsningen på et konstant nivå.

I jord er tungmetaller til stede i to faser - fast og i jordløsning. Eksistensformen til metaller bestemmes av omgivelsenes reaksjon, den kjemiske og materielle sammensetningen av jordløsningen og først og fremst innholdet av organiske stoffer. Elementer - kompleksdannende stoffer som forurenser jorda, er hovedsakelig konsentrert i det øvre 10 cm-laget. Ved forsuring av en lavbufferjord går imidlertid en betydelig andel metaller fra den utvekslingsabsorberte tilstanden over i jordløsningen. Kadmium, kobber, nikkel, kobolt har en sterk migrasjonsevne i et surt miljø. En reduksjon i pH med 1,8-2 enheter fører til en økning i mobiliteten til sink med 3,8-5,4, kadmium - med 4-8, kobber - med 2-3 ganger ..

Tabell 1 Standarder MPC (APC), bakgrunnsinnhold av kjemiske elementer i jord (mg / kg)

Når tungmetaller kommer inn i jorda, interagerer derfor raskt med organiske ligander for å danne komplekse forbindelser. Så, ved lave konsentrasjoner i jord (20-30 mg / kg), er omtrent 30% av bly i form av komplekser med organiske stoffer. Andelen av komplekse forbindelser av bly øker med en økning i konsentrasjonen til 400 mg / g, og avtar deretter. Metaller blir også sorbert (utveksling eller ikke-utveksling) av utfellinger av jern- og manganhydroksider, leirmineraler og organisk materiale i jorda. Metallene som er tilgjengelige for planter og som er i stand til utvasking, finnes i jordløsningen i form av frie ioner, komplekser og chelater.

Absorpsjonen av HM i jorda avhenger i stor grad av reaksjonen til miljøet og av hvilke anioner som råder i jordløsningen. I et surt medium er kobber, bly og sink mer sorbert, og i et alkalisk medium absorberes kadmium og kobolt intensivt. Kobber binder seg fortrinnsvis til organiske ligander og jernhydroksider.

Tabell 2 Mobilitet av sporstoffer i ulike jordarter avhengig av pH i jordløsningen

Jord og klimatiske faktorer bestemmer ofte retningen og hastigheten på migrasjon og transformasjon av HM i jorda. Dermed bidrar forholdene til jord- og vannregimene i skogsteppesonen til den intensive vertikale migrasjonen av HM langs jordprofilen, inkludert overføring av metaller med vannstrømmen langs sprekker, rotpassasjer, etc.

Nikkel (Ni) er et grunnstoff i gruppe VIII i det periodiske system med en atommasse på 58,71. Nikkel, sammen med Mn, Fe, Co og Cu, tilhører de såkalte overgangsmetallene, hvis forbindelser har høy biologisk aktivitet. På grunn av de strukturelle egenskapene til elektronorbitalene har de ovennevnte metallene, inkludert nikkel, en godt uttalt kompleksdannelsesevne. Nikkel er i stand til å danne stabile komplekser, for eksempel med cystein og sitrat, så vel som med mange organiske og uorganiske ligander. Den geokjemiske sammensetningen av moderbergarter bestemmer i stor grad nikkelinnholdet i jordsmonn. Den største mengden nikkel finnes i jordsmonn dannet av grunnleggende og ultrabasiske bergarter. Ifølge noen forfattere varierer grensene for overskytende og giftige nivåer av nikkel for de fleste arter fra 10 til 100 mg / kg. Hoveddelen av nikkel er festet i jorden ubevegelig, og svært svak migrasjon i kolloidal tilstand og i sammensetningen av mekaniske suspensjoner påvirker ikke deres fordeling langs den vertikale profilen og er ganske jevn.

Bly (Pb). Kjemien til bly i jord bestemmes av en delikat balanse av motsatt rettede prosesser: sorpsjon-desorpsjon, oppløsning-overgang til fast tilstand. Bly som kommer inn i jorda med utslipp er inkludert i syklusen av fysiske, kjemiske og fysiokjemiske transformasjoner. Først dominerer prosessene med mekanisk bevegelse (blypartikler beveger seg langs overflaten og i jorda langs sprekker) og konvektiv diffusjon. Etter hvert som fastfase blyforbindelsene oppløses, kommer mer komplekse fysisk-kjemiske prosesser (spesielt iondiffusjonsprosesser) inn, ledsaget av transformasjon av blyforbindelser mottatt med støv.

Det ble funnet at bly migrerer både vertikalt og horisontalt, mens den andre prosessen råder over den første. I 3 år med observasjoner på en forb eng, beveget blystøvet lokalt på jordoverflaten seg horisontalt med 25-35 cm, mens dybden av penetrasjonen i jordtykkelsen var 10-15 cm. Biologiske faktorer spiller en viktig rolle i migrering av bly: planterøtter absorberer ioner metaller; i løpet av vekstsesongen beveger de seg i jorda; når planter dør av og brytes ned, slippes bly ut i den omkringliggende jordmassen.

Det er kjent at jorda har evnen til å binde (sorbere) det teknogene blyet som har kommet inn i den. Sorpsjon antas å inkludere flere prosesser: fullstendig utveksling med kationer av det absorberende jordkomplekset (uspesifikk adsorpsjon) og en rekke kompleksdannende reaksjoner av bly med donorer av jordkomponenter (spesifikk adsorpsjon). I jord er bly hovedsakelig assosiert med organisk materiale, samt med leirmineraler, manganoksider, jern- og aluminiumhydroksider. Ved å binde bly hindrer humus dens migrasjon til tilstøtende miljøer og begrenser dens inntreden i planter. Blant leirmineraler er illitter preget av en tendens til sorpsjon av bly. En økning i jords pH under kalking fører til en enda større binding av bly til jorda på grunn av dannelse av dårlig løselige forbindelser (hydroksider, karbonater etc.).

Bly, som finnes i jorda i mobile former, fikseres over tid av jordkomponenter og blir utilgjengelig for planter. Ifølge russiske forskere er bly sterkest fiksert i chernozem- og torvsiltjord.

Kadmium (Cd) Det særegne ved kadmium, som skiller det fra andre HM-er, er at det er tilstede i jordløsningen hovedsakelig i form av kationer (Cd 2+), selv om det i jord med en nøytral reaksjon av mediet kan danner vanskelig løselige komplekser med sulfater, fosfater eller hydroksyder.

I følge tilgjengelige data varierer konsentrasjonen av kadmium i jordløsninger av bakgrunnsjord fra 0,2 til 6 μg / L. I sentrene for jordforurensning øker den til 300-400 μg / L ..

Det er kjent at kadmium er svært mobilt i jordsmonn; er i stand til å passere i store mengder fra den faste fasen til væsken og omvendt (noe som gjør det vanskelig å forutsi dets inntreden i planten). Mekanismene som regulerer konsentrasjonen av kadmium i jordløsningen bestemmes av sorpsjonsprosessene (sorpsjon forstås som selve adsorpsjonen, nedbøren og kompleksdannelsen). Kadmium absorberes av jorda i mindre mengder enn andre HM-er. For å karakterisere mobiliteten til tungmetaller i jorda brukes forholdet mellom konsentrasjonene av metaller i fast fase og det i en likevektsløsning. Høye verdier av dette forholdet indikerer at HM-er holdes tilbake i den faste fasen på grunn av sorpsjonsreaksjonen, lave verdier på grunn av at metallene er i løsning, hvorfra de kan migrere til andre medier eller gå inn i forskjellige reaksjoner (geokjemisk eller biologisk). Det er kjent at den ledende prosessen i bindingen av kadmium er adsorpsjon av leire. Nyere studier har også vist en stor rolle i denne prosessen av hydroksylgrupper, jernoksider og organisk materiale. Med et lavt nivå av forurensning og en nøytral reaksjon av mediet, adsorberes kadmium hovedsakelig av jernoksider. Og i et surt miljø (pH = 5), begynner organisk materiale å fungere som en kraftig adsorbent. Ved lavere pH (pH = 4) overføres adsorpsjonsfunksjonene nesten utelukkende til organisk materiale. Mineralkomponenter slutter å spille noen rolle i disse prosessene.

Det er kjent at kadmium ikke bare absorberes av jordoverflaten, men også fikseres på grunn av nedbør, koagulering og absorpsjon mellom partier av leirmineraler. Inne i jordpartikler diffunderer det gjennom mikroporer og på andre måter.

Kadmium fikseres på forskjellige måter i forskjellige typer jord. Så langt er lite kjent om konkurranseforholdet mellom kadmium og andre metaller i sorpsjonsprosesser i det jordabsorberende komplekset. I følge forskning fra spesialister fra Københavns Tekniske Universitet (Danmark), i nærvær av nikkel, kobolt og sink, ble absorpsjonen av kadmium i jorda undertrykt. Andre studier har vist at sorpsjonen av kadmium i jorda svekkes i nærvær av klorioner. Metningen av jorda med Ca 2+ -ioner førte til en økning i sorpsjonskapasiteten til kadmium. Mange kadmiumbindinger med jordkomponenter viser seg å være skjøre; under visse forhold (for eksempel en sur reaksjon i miljøet) frigjøres det og går igjen i løsning.

Mikroorganismers rolle i prosessen med oppløsning av kadmium og overgangen til en mobil tilstand har blitt avslørt. Som et resultat av deres vitale aktivitet dannes det enten vannløselige metallkomplekser, eller det skapes fysisk-kjemiske forhold som favoriserer overgangen av kadmium fra den faste til den flytende fasen.

Prosessene som skjer med kadmium i jorda (sorpsjon-desorpsjon, overgang til løsning, etc.) henger sammen og avhengig av hverandre, strømmen av dette metallet inn i plantene avhenger av deres retning, intensitet og dybde. Det er kjent at mengden kadmiumsorpsjon av jorda avhenger av pH-verdien: jo høyere jord-pH, jo mer absorberer den kadmium. Så, i henhold til tilgjengelige data, i pH-området fra 4 til 7,7 med en økning i pH per enhet, økte sorpsjonskapasiteten til jord i forhold til kadmium omtrent tre ganger.

Sink (Zn). Sinkmangel kan vise seg både på sure, sterkt podzoliserte lette jordarter, og på kalkholdig, sinkfattig og svært humusjord. Manifestasjonen av sinkmangel forsterkes ved bruk av høye doser fosforgjødsel og sterk pløying av undergrunnen til dyrkbar horisont.

Det høyeste totale sinkinnholdet er i tundra (53-76 mg / kg) og chernozem (24-90 mg / kg) jord, det laveste er i soddy-podzolisk jord (20-67 mg / kg). Sinkmangel manifesteres oftest på nøytral og lett alkalisk kalkholdig jord. I sur jord er sink mer mobil og tilgjengelig for planter.

Sink i jord er tilstede i ionisk form, hvor det adsorberes av kationbyttermekanismen i et surt medium eller som et resultat av kjemisorpsjon i et alkalisk medium. Det mest mobile ionet er Zn 2+. Mobiliteten til sink i jord er hovedsakelig påvirket av pH-verdien og innholdet av leirmineraler. Ved pH<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

I følge A.P. Vinogradov (1952) deltar alle kjemiske elementer i en eller annen grad i plantenes liv, og hvis mange av dem anses som fysiologisk signifikante, er det bare fordi det ikke er bevis for dette ennå. Ved å gå inn i en plante i små mengder og bli en bestanddel eller aktivatorer av enzymer i dem, utfører mikroelementer tjenestefunksjoner i metabolske prosesser. Når uvanlig høye konsentrasjoner av grunnstoffer kommer inn i miljøet, blir de giftige for planter. Overdreven penetrering av tungmetaller i plantevev fører til forstyrrelse av den normale funksjonen til organene deres, og denne forstyrrelsen er jo sterkere, jo større overskudd av giftige stoffer. Samtidig faller produktiviteten. Den toksiske effekten av HM kommer til uttrykk fra tidlige stadier av planteutvikling, men i varierende grad på ulike jordarter og for ulike avlinger.

Absorpsjon av kjemiske elementer av planter er en aktiv prosess. Passiv diffusjon er bare 2-3% av den totale massen av assimilerte mineralkomponenter. Når innholdet av metaller i jorda er på bakgrunnsnivå, oppstår aktiv absorpsjon av ioner, og hvis vi tar hensyn til den lave mobiliteten til disse elementene i jordsmonn, bør absorpsjonen innledes med mobilisering av sterkt bundne metaller. Når innholdet av HM i rotlaget i mengder som vesentlig overstiger de maksimale konsentrasjonene metallet kan fikseres ved på grunn av de indre ressursene i jorda, kommer slike mengder metaller inn i røttene som membranene ikke lenger kan holde. Som et resultat slutter strømmen av ioner eller forbindelser av elementer å bli regulert av cellulære mekanismer. På sur jord er det en mer intensiv akkumulering av HM enn på jord med en nøytral eller nesten nøytral reaksjon av miljøet. Et mål på den faktiske deltakelsen av HM-ioner i kjemiske reaksjoner er deres aktivitet. Den toksiske effekten av høye konsentrasjoner av HM på planter kan manifesteres i et brudd på inntak og distribusjon av andre kjemiske elementer. Arten av samspillet mellom HM og andre elementer endres avhengig av konsentrasjonene deres. Migrasjon og inntreden i anlegget utføres i form av komplekse forbindelser.

I den første perioden med forurensning av miljøet med tungmetaller, på grunn av jordas bufferegenskaper, som fører til inaktivering av giftstoffer, vil planter praktisk talt ikke oppleve noen negative effekter. Jordens beskyttende funksjoner er imidlertid ikke ubegrensede. Med en økning i nivået av forurensning med tungmetaller, blir inaktiveringen deres ufullstendig og strømmen av ioner angriper røttene. Planten er i stand til å overføre noen av ionene til en mindre aktiv tilstand selv før de trenger inn i plantens rotsystem. Dette er for eksempel chelatering ved bruk av roteksudater eller adsorpsjon på den ytre overflaten av røttene med dannelse av komplekse forbindelser. I tillegg, som vist ved vegetasjonsforsøk med kjente giftige doser av sink, nikkel, kadmium, kobolt, kobber, bly, ligger røttene i lag som ikke er forurenset med HM-jord og i disse variantene er det ingen symptomer på fototoksisitet.

Til tross for rotsystemets beskyttende funksjoner, kommer HMs inn i roten under forurensede forhold. I dette tilfellet spiller forsvarsmekanismer inn, på grunn av hvilke en spesifikk fordeling av HM over planteorganer oppstår, noe som gjør det mulig å sikre deres vekst og utvikling så fullstendig som mulig. I dette tilfellet kan innholdet av for eksempel HM i rotens vev og frø i et svært forurenset miljø variere med 500-600 ganger, noe som indikerer de store beskyttelsesevnene til dette underjordiske planteorganet.

Et overskudd av kjemiske elementer forårsaker toksisose i planter. Når konsentrasjonen av HM øker, hemmes planteveksten i utgangspunktet, deretter oppstår bladklorose, som erstattes av nekrose, og til slutt blir rotsystemet skadet. Den toksiske effekten av TM kan manifestere seg direkte og indirekte. Den direkte effekten av et overskudd av HM i planteceller skyldes kompleksdannelsesreaksjoner, som et resultat av at enzymer blokkeres eller proteiner utfelles. Deaktivering av enzymsystemer skjer som et resultat av å erstatte enzymmetallet med et forurensende metall. Ved et kritisk innhold av giftstoffet er enzymets katalytiske evne betydelig redusert eller fullstendig blokkert.

A.P. Vinogradov (1952) identifiserte planter som er i stand til å konsentrere elementer. Han pekte på to typer konsentratoranlegg:

1) planter som konsentrerer elementer i masseskala;

2) planter med selektiv (spesifikk) konsentrasjon.

Planter av den første typen er beriket med kjemiske elementer hvis de sistnevnte er inneholdt i jorden i økt mengde. Konsentrasjon i dette tilfellet er forårsaket av en miljøfaktor.

Planter av den andre typen er preget av en konstant høy mengde av et eller annet kjemisk element, uavhengig av innholdet i miljøet. Det er betinget av et genetisk fiksert behov.

Med tanke på mekanismen for absorpsjon av tungmetaller fra jord til planter, kan vi snakke om barriere (ikke-konsentrerende) og barrierefrie (konsentrerende) typer akkumulering av elementer. Barriereakkumulering er typisk for de fleste høyereliggende planter og er ikke typisk for moser og lav. Så, i arbeidet til M. A. Toikka og L. N. Potekhina (1980), ble sphagnum (2,66 mg / kg) navngitt som en plante som konsentrerer kobolt; kobber (10,0 mg / kg) - bjørk, drupe, liljekonvall; mangan (1100 mg / kg) - blåbær. Lepp et al. (1987) fant høye konsentrasjoner av kadmium i sporoforene til soppen Amanita muscaria som vokser i bjørkeskog. I sporoforene til soppen var kadmiuminnholdet 29,9 mg / kg tørrvekt, og i jorda de vokste på var det 0,4 mg / kg. Det antas at planter som er konsentratorer av kobolt også er svært tolerante for nikkel og er i stand til å akkumulere det i store mengder. Disse inkluderer spesielt planter fra familiene Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Nikkelkonsentratorer og superkonsentratorer finnes også blant medisinplanter. Superkonsentratorene inkluderer melontreet, belladonna belladonna, gul machok, hjerteurt, kjøttrød pasjonsblomst og lansettformet termopsis. Typen akkumulering av kjemiske elementer som er i høye konsentrasjoner i næringsmediet avhenger av fasene i vegetasjonen til planter. Barrierefri akkumulering er karakteristisk for frøplantefasen, når plantene ikke differensierer de overjordiske delene til ulike organer og i sluttfasen av vekstsesongen - etter modning, samt under vinterhvilen, når barrierefri akkumulering kan skje. ledsaget av frigjøring av overskytende mengder kjemiske elementer i fast fase (Kovalevsky, 1991).

Hyperakkumulerende planter er funnet i familiene Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae og Scrophulariaceae (Baker 1995). Den mest kjente og studerte blant dem er Brassica juncea (indisk sennep) - en plante som utvikler en stor biomasse og er i stand til å akkumulere Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B og Se (Nanda Kumar et al. 1995; Salt et al. 1995; Raskin et al. 1994). Av de ulike planteartene som ble testet, hadde B. juncea den mest utpregede evnen til å transportere bly til luftdelen, samtidig som den akkumulerte mer enn 1,8 % av dette grunnstoffet i luftorganer (målt i tørrvekt). Med unntak av solsikke (Helianthus annuus) og tobakk (Nicotiana tabacum), hadde andre plantearter som ikke tilhørte Brassicaceae-familien en biologisk absorpsjonskoeffisient på mindre enn 1.

I henhold til klassifiseringen av planter etter responsen på tilstedeværelsen av tungmetaller i vekstmiljøet, brukt av mange utenlandske forfattere, har planter tre hovedstrategier for å vokse på metallforurenset jord:

Metalleliminatorer.

Slike planter opprettholder en konstant lav konsentrasjon av metall til tross for den store variasjonen i konsentrasjonen i jorda, og beholder hovedsakelig metallet i røttene. Eksklusive planter er i stand til å endre membranpermeabiliteten og metallbindingskapasiteten til celleveggene eller frigjøre store mengder chelateringsmidler.

Metallindikatorer.

Disse inkluderer plantearter som aktivt akkumulerer metall i luftdeler og generelt gjenspeiler nivået av metall i jorda. De er tolerante for det eksisterende nivået av metallkonsentrasjon på grunn av dannelsen av ekstracellulære metallbindende forbindelser (chelatorer), eller de endrer karakteren til metallavdelinger ved å lagre den i metallufølsomme områder. Plantearter som samler metaller. Planter som tilhører denne gruppen kan akkumulere metall i den overjordiske biomassen i konsentrasjoner som er mye høyere enn de i jorda. Baker og Brooks definerte metallhyperakkumulatorer som planter som inneholder mer enn 0,1 %, dvs. E. mer enn 1000 mg / g kobber, kadmium, krom, bly, nikkel, kobolt eller 1 % (mer enn 10 000 mg / g) sink og mangan i tørrvekt. For sjeldne metaller er denne verdien mer enn 0,01 % i form av tørrvekt. Forskere identifiserer hyperakkumulerende arter ved å samle planter i områder der jord inneholder metaller i konsentrasjoner høyere enn bakgrunnsnivåer, for eksempel i forurensede områder eller hvor malmlegemer dukker opp. Fenomenet hyperakkumulering stiller mange spørsmål for forskere. For eksempel hva er betydningen av akkumulering av metall i svært giftige konsentrasjoner for planter. Det endelige svaret på dette spørsmålet er ennå ikke mottatt, men det er flere hovedhypoteser. Det antas at slike planter har et forbedret ioneopptakssystem (den "utilsiktede" opptakshypotesen) for å utføre visse fysiologiske funksjoner som ennå ikke er undersøkt. Det antas også at hyperakkumulering er en av typene plantetoleranse for det høye innholdet av metaller i vekstmiljøet.

Tilstedeværelsen av økte konsentrasjoner av metaller i jorda fører til akkumulering av dem i vill flora og landbruksvekster, som er ledsaget av forurensning av næringskjeder. Høye konsentrasjoner av metaller gjør jorda uegnet for plantevekst og går dermed på akkord med det biologiske mangfoldet. Jord forurenset med tungmetaller kan gjenvinnes med kjemiske, fysiske og biologiske metoder. Generelt kan de klassifiseres i to kategorier.

Ex-situ-metoden krever fjerning av forurenset jord for dyrking på stedet eller utenfor stedet og tilbakeføring av den dyrkede jorda til sin opprinnelige plassering. Rekkefølgen av ex-situ-metoder som brukes for å rydde opp forurenset jord inkluderer utgraving, avgiftning og/eller avgiftning av forurensningen ved fysiske eller kjemiske midler, hvorved forurensningen stabiliseres, sedimenteres, immobiliseres, forbrennes eller dekomponeres.

In-situ-metoden innebærer å rense forurenset jord uten å grave den opp. Reed et al. definert in-situ saneringsteknologier som dekomponering eller transformasjon av forurensning, immobilisering for å redusere biotilgjengelighet og separasjon av forurensning fra jord. In-situ foretrekkes fremfor ex-situ på grunn av dens lave kostnader og skånsomme innvirkning på økosystemet. Tradisjonelt innebærer ex-situ-metoden fjerning og deponering av tungmetallforurenset jord, noe som ikke er et optimalt valg, ettersom bortskaffelse av forurenset jord ganske enkelt overfører forurensningsproblemet til et annet sted; det er imidlertid en viss risiko forbundet med transport av forurenset jord. Å fortynne tungmetaller til et akseptabelt nivå ved å tilsette ren jord til den forurensede jorda og blande dem sammen, dekke jorda med et inert materiale kan være et alternativ til å rense jorda på det forurensede stedet.

Immobilisering av uorganiske forurensninger kan brukes som saneringsmetode for jord forurenset med tungmetaller. Det kan oppnås ved akkumulering av forurensninger, eller ved å heve pH i jorda ved kalking. Å øke pH reduserer løseligheten av tungmetaller som Cd, Cu, Ni og Zn i jorda. Selv om risikoen for å bli absorbert av planter reduseres, forblir konsentrasjonen av metaller i jorda uendret. De fleste av disse tradisjonelle veirenseteknologiene forårsaker ytterligere skade på et allerede skadet miljø. Bioremedieringsteknologier, kalt phytoremediation, involverer bruk av grønne planter og tilhørende mikrobiota for in-situ rensing av forurenset jord og grunnvann. Ideen om å bruke metalllagringsanlegg for å fjerne tungmetaller og andre forbindelser ble først foreslått i 1983. Begrepet phytoremediation består av det greske prefikset phyto (plante) knyttet til det latinske roten remedium (gjenoppretting).

Rhizofiltrering innebærer bruk av planter (både terrestriske og akvatiske) for adsorpsjon, konsentrasjon og avsetning av forurensninger i røtter fra forurensede vannkilder med lav forurensningskonsentrasjon. Denne metoden kan delvis behandle industriavløp, overflateavløp fra landbruksarealer og anlegg, eller surt dreneringsavløp fra gruver og gruver. Rhizofiltrering kan brukes på bly, kadmium, kobber, nikkel, sink og krom, som for det meste holdes tilbake av røttene. Fordelene med risofiltrering inkluderer dens evne til å brukes både "in-situ" og "ex-situ" og å utnytte plantearter som ikke er hyperakkumulatorer. Evnen til solsikke, indisk sennep, tobakk, rug, spinat og mais til å fjerne bly fra avløpsvann ble studert, med solsikke som viste den største renseeffektiviteten.

Fytostabilisering brukes hovedsakelig til behandling av jord, sedimenter og kloakkslam og avhenger av planterøttenes evne til å begrense mobiliteten og biotilgjengeligheten til forurensninger i jorda. Fytostabilisering utføres gjennom sorpsjon, utfelling og kompleksdannelse av metaller. Planter reduserer mengden vann som siver gjennom forurenset jord, noe som forhindrer erosjonsprosesser, inntrengning av oppløste forurensninger i overflate- og grunnvann og spredning til uforurensede områder. Fordelen med fytostabilisering er at denne metoden ikke krever fjerning av forurenset plantebiomasse. Dens største ulempe er imidlertid bevaringen av forurensningene i jorda, i forbindelse med hvilken bruken av denne rensemetoden bør ledsages av konstant overvåking av innholdet og biotilgjengeligheten av forurensninger.

Fytoekstraksjon er den mest egnede måten å fjerne salter av tungmetaller fra jord uten å ødelegge jordstrukturen og fruktbarheten. Noen forfattere kaller denne metoden fytoakkumulering. Siden planten absorberer, konsentrerer og feller ut giftige metaller og radionuklider fra forurenset jord i biomasse, er dette den beste måten å rydde opp i områder med diffus overflateforurensning og relativt lave konsentrasjoner av forurensninger. Det er to hovedfytoekstraksjonsstrategier:

Fytoekstraksjon i nærvær av chelater, eller indusert fytoekstraksjon, hvor tilsetning av kunstige chelater øker mobiliteten og opptaket av metallforurensningene;

Sekvensiell fytoekstraksjon, der metallfjerning er avhengig av plantens naturlige evne til å rense; i dette tilfellet er det kun antall såing (planting) av planter som er under kontroll. Oppdagelsen av hyperakkumulerende arter bidro ytterligere til utviklingen av denne teknologien. For å gjøre denne teknologien gjennomførbar, må planter trekke ut store konsentrasjoner av tungmetaller fra røttene, flytte dem inn i overjordisk biomasse og produsere store mengder plantebiomasse. Samtidig er faktorer som veksthastighet, selektivitet til et grunnstoff, motstand mot sykdommer og en høstingsmetode viktige. Langsom vekst, et overfladisk spredende rotsystem og lav biomasseproduktivitet begrenser imidlertid bruken av hyperakkumulerende arter for å rense områder forurenset med tungmetaller.

Fytofordampning innebærer bruk av planter for å frakte forurensninger ut av jorden, forvandle dem til en flyktig form og transpirere dem inn i atmosfæren. Fytofordampning brukes først og fremst for å fjerne kvikksølv, og omdanner kvikksølvionet til det mindre giftige elementære kvikksølvet. Ulempen er at kvikksølv som slippes ut i atmosfæren mest sannsynlig blir returnert ved avsetning og deretter kommer inn i økosystemet igjen. Amerikanske forskere har funnet ut at noen planter som vokser på et substrat som er rikt på selen produserer flyktig selen i form av dimetylselenid og dimethylelenid. Det er rapporter om at fytofordampning har blitt brukt på tritium, en radioaktiv isotop av hydrogen), som forfaller til stabilt helium med en halveringstid på omtrent 12 år. Fytonedbrytning. Ved fytoremediering av organiske stoffer er plantemetabolisme involvert i utvinning av forurensninger ved transformasjon, dekomponering, stabilisering eller fordampning av forurensninger fra jord og grunnvann. Fytonedbrytning er nedbrytning av organisk materiale absorbert av en plante til enklere molekyler som er inkorporert i plantevev.

Planter inneholder enzymer som kan bryte ned og omdanne våpenavfall, klorerte løsningsmidler som trikloretylen og andre ugressmidler. Enzymene er vanligvis dehalogenaser, oksygenaser og reduktaser. Rhizodegradering er nedbryting av organiske forbindelser i jorda gjennom mikrobiell aktivitet i rotsonen (rhizosfæren) og er en mye langsommere prosess enn fytonedbrytning. De ovennevnte fytoremedieringsmetodene kan brukes på en kompleks måte. Så det er klart fra litteraturgjennomgangen at fytoremediering for tiden er et raskt utviklende forskningsområde. I løpet av de siste ti årene har forskere fra mange land i verden fått eksperimentell bekreftelse, også i felten, på at denne metoden er lovende for rensing av forurensede medier fra organiske, uorganiske forurensninger og radionuklider.

Denne miljøvennlige og rimelige måten å rydde opp i forurensede områder er et levedyktig alternativ til tradisjonelle metoder for sanering av forstyrret og forurenset land. I Russland er den kommersielle bruken av fytoremediering for jord forurenset med tungmetaller og ulike organiske forbindelser, som petroleumsprodukter, på et tidlig stadium. Storskala studier er nødvendig for å søke etter hurtigvoksende planter med en uttalt evne til å akkumulere forurensninger fra kultiverte og viltvoksende arter som er karakteristiske for en bestemt region, eksperimentell bekreftelse av deres høye fytoremedieringspotensiale og studier av måter å øke det på. Et eget viktig forskningsområde er studiet av spørsmålet om utnyttelse av forurenset plantebiomasse for å forhindre gjenforurensning av ulike komponenter i økosystemet og inntrengning av forurensninger i næringskjeder.

Den kjemiske sammensetningen av jordsmonn i forskjellige territorier er heterogen, og fordelingen av kjemiske elementer i jordsmonn over hele territoriet er ujevn. Så, for eksempel, hovedsakelig i en spredt tilstand, er tungmetaller i stand til å danne lokale bindinger, der konsentrasjonene deres er mange hundre og tusenvis av ganger høyere enn clarke-nivåene.

En rekke kjemiske elementer er nødvendige for normal funksjon av kroppen. Deres mangel, overskudd eller ubalanse kan forårsake sykdommer kalt mikroelementosis 1, eller biogeokjemisk endemia, som kan være både naturlig og menneskeskapt. I deres distribusjon tilhører en viktig rolle vann, så vel som matprodukter, som kjemiske elementer kommer inn i fra jorda gjennom næringskjeder.

Det er eksperimentelt fastslått at prosentandelen av HM i planter påvirkes av prosentandelen av HM i jord, atmosfære, vann (når det gjelder alger). Det ble også lagt merke til at på jord med samme innhold av tungmetaller gir en og samme avling ulik avling, selv om de klimatiske forholdene også var sammenfallende. Da ble avlingens avhengighet av jordsurheten oppdaget.

De mest studerte er jordforurensning med kadmium, kvikksølv, bly, arsen, kobber, sink og mangan. La oss vurdere jordforurensning med disse metallene separat for hver. 2

Kadmium (Cd)

Kadmiuminnholdet i jordskorpen er omtrent 0,15 mg/kg. Kadmium er konsentrert i vulkanske (i mengder fra 0,001 til 1,8 mg / kg), metamorfe (i mengder fra 0,04 til 1,0 mg / kg) og sedimentære bergarter (i mengder fra 0,1 til 11,0 mg / kg). Jord dannet på grunnlag av slike utgangsmaterialer inneholder 0,1-0,3; henholdsvis 0,1 - 1,0 og 3,0 - 11,0 mg / kg kadmium.

I sur jord finnes kadmium i form av Cd 2+, CdCl+, CdSO 4, og i kalkholdig jord, i form av Cd 2+, CdCl+, CdSO 4, CdHCO 3+.

Absorpsjonen av kadmium av planter avtar betydelig med kalking av sur jord. I dette tilfellet reduserer en økning i pH oppløseligheten av kadmium i jordfuktighet, samt biotilgjengeligheten av jordkadmium. Så innholdet av kadmium i beteblader på kalkholdig jord var mindre enn innholdet av kadmium i de samme plantene på ubelagt jord. En lignende effekt ble vist for ris og hvete ->.

Den negative effekten av en økning i pH på tilgjengeligheten av kadmium er assosiert med en reduksjon ikke bare i løseligheten av kadmium i jordløsningsfasen, men også i rotaktivitet, noe som påvirker absorpsjonen.

Kadmium er ganske lite mobilt i jord, og hvis kadmiumholdig materiale tilføres overflaten, forblir det meste intakt.

Metoder for å fjerne forurensninger fra jord inkluderer enten å fjerne selve det forurensede laget, fjerne kadmium fra laget eller dekke det forurensede laget. Kadmium kan omdannes til komplekse uløselige forbindelser med tilgjengelige chelateringsmidler (f.eks. etylendiamintetraeddiksyre). ...

På grunn av den relativt raske absorpsjonen av kadmium fra jorda av planter og den lave toksisiteten til de vanligste konsentrasjonene, kan kadmium akkumuleres i planter og komme inn i næringskjeden raskere enn bly og sink. Derfor utgjør kadmium den største faren for menneskers helse når avfall føres inn i jorda.

En prosedyre for å minimere mengden kadmium som kan komme inn i den menneskelige næringskjeden fra forurenset jord er å dyrke ikke-menneskelig mat eller avlinger som absorberer små mengder kadmium på jorda.

Generelt absorberer avlinger i sur jord mer kadmium enn i nøytral eller alkalisk jord. Derfor er kalking av sur jord et effektivt middel for å redusere mengden absorbert kadmium.

Kvikksølv (Hg)

Kvikksølv finnes i naturen i form av metalldamper Hg 0, dannet under dets fordampning fra jordskorpen; i form av uorganiske salter Hg (I) og Hg (II), og i form av organiske forbindelser av metylkvikksølv CH 3 Hg +, monometyl- og dimetylderivater av CH 3 Hg + og (CH 3) 2 Hg.

Kvikksølv samler seg i den øvre horisonten (0-40 cm) av jorda og vandrer svakt inn i de dypere lagene. Kvikksølvforbindelser er svært stabile jordstoffer. Planter som vokser på jord som er forurenset med kvikksølv, assimilerer en betydelig mengde av grunnstoffet og akkumulerer det i farlige konsentrasjoner, eller vokser ikke.

Lead (Pb)

I henhold til data fra eksperimenter utført i en sandkultur med innføring av terskelen for jordkonsentrasjoner av Hg (25 mg / kg) og Pb (25 mg / kg) og som overskrider terskelen med 2-20 ganger, vokser havreplanter og utvikler seg normalt opp til et visst forurensningsnivå. Når konsentrasjonen av metaller øker (for Pb, fra en dose på 100 mg / kg), endres utseendet til planter. Ved ekstreme doser av metaller dør planter i løpet av tre uker fra begynnelsen av eksperimentene. Innholdet av metaller i komponentene i biomasse i synkende rekkefølge fordeler seg som følger: røtter - overjordisk del - korn.

Den totale tilførselen av bly til atmosfæren (og derfor delvis til jorda) fra kjøretøy på Russlands territorium i 1996 ble estimert til rundt 4,0 tusen tonn, hvorav 2,16 tusen tonn ble brakt inn med godstransport. Maksimal belastning på bly utgjorde Moskva- og Samara-regionene, etterfulgt av Kaluga, Nizhny Novgorod, Vladimir-regionene og andre konstituerende enheter i den russiske føderasjonen som ligger i den sentrale delen av det europeiske territoriet til Russland og Nord-Kaukasus. De største absolutte blyutslippene ble registrert i regionene Ural (685 tonn), Volga (651 tonn) og Vest-Sibir (568 tonn). Og den mest negative virkningen av blyutslipp ble notert i Tatarstan, Krasnodar og Stavropol-territoriene, Rostov, Moskva, Leningrad, Nizhny Novgorod, Volgograd, Voronezh, Saratov og Samara-regionene (Avisen Zeleny Mir, spesialnummer 28, 1997).

Arsen (As)

Arsen finnes i miljøet i en rekke kjemisk stabile former. Dens to hovedoksidasjonstilstander er As (III) og As (V). I naturen er femverdig arsen utbredt i form av ulike uorganiske forbindelser, selv om treverdig arsen er lett å finne i vann, spesielt under anaerobe forhold.

Kobber(Cu)

Naturlige kobbermineraler i jord inkluderer sulfater, fosfater, oksider og hydroksider. Kobbersulfider kan dannes i dårlig drenert eller oversvømmet jord, der reduserende forhold er realisert. Kobbermineraler er vanligvis for løselige til å forbli i fritt drenerende jordbruksjord. I metallforurenset jord kan imidlertid det kjemiske miljøet kontrolleres av ikke-likevektsprosesser som fører til akkumulering av metastabile faste faser. Det antas at kovellitt (CuS) eller kalkopiritt (CuFeS 2) også kan være tilstede i reduserte, kobberforurensede jordarter.

Spormengder av kobber kan være tilstede som diskrete sulfidinneslutninger i silikater og kan erstatte isomorft for kationer i fyllosilikater. Leirmineraler med ubalansert ladning absorberer kobber uspesifikt, mens jern- og manganoksider og hydroksyder viser en meget høy spesifikk affinitet for kobber. Organiske forbindelser med høy molekylvekt er i stand til å være faste absorbenter for kobber, mens organiske forbindelser med lav molekylvekt har en tendens til å danne løselige komplekser.

Kompleksiteten til jordsammensetningen begrenser muligheten til å kvantitativt separere kobberforbindelser i spesifikke kjemiske former. indikerer -> Tilstedeværelsen av en stor masse kobberkonglomerater finnes både i organiske stoffer og i Fe- og Mn-oksider. Innføring av kobberholdig avfall eller uorganiske kobbersalter øker konsentrasjonen av kobberforbindelser i jorda, som kan utvinnes med relativt myke reagenser; dermed kan kobber finnes i jorda i form av labile kjemiske former. Men et lettløselig og utskiftbart grunnstoff - kobber - danner et lite antall former som kan absorberes av planter, vanligvis mindre enn 5 % av det totale kobberinnholdet i jorda.

Kobbertoksisiteten øker med økende jord-pH og med lav jordkationbyttekapasitet. Kobberbefestning ved utvinning skjer kun i overflatejordlagene, og dyprotede avlinger påvirkes ikke av dette.

Miljøet og plantenæringen kan påvirke fytotoksisiteten til kobber. For eksempel var kobbertoksisitet for ris på slettene tydelig når planter ble vannet med kaldt i stedet for varmt vann. Faktum er at mikrobiologisk aktivitet undertrykkes i kald jord og skaper de gjenopprettende forholdene i jorda som vil lette utfellingen av kobber fra løsningen.

Kobberfytotoksisitet oppstår i utgangspunktet fra et overskudd av tilgjengelig kobber i jorda og forsterkes av jordsurheten. Siden kobber er relativt inaktivt i jorda, forblir nesten alt kobber som kommer inn i jorda i de øvre lagene. Innføring av organiske stoffer i kobberforurenset jord kan redusere toksisitet på grunn av adsorpsjon av et løselig metall av et organisk substrat (i dette tilfellet blir Cu 2+ ioner omdannet til komplekse forbindelser som er mindre tilgjengelige for planten) eller ved en økning i mobiliteten til Cu 2+ -ioner og deres utlekking fra jorda i form av løselige organo-kobberkomplekser.

Sink (Zn)

Sink kan finnes i jorda i form av oksosulfater, karbonater, fosfater, silikater, oksider og hydroksyder. Disse uorganiske forbindelsene er metastabile i godt drenert jordbruksland. Tilsynelatende er sfaleritt ZnS den termodynamisk dominerende formen i både redusert og oksidert jord. En viss sammenheng mellom sink og fosfor og klor er tydelig i de gjenvunnede sedimentene forurenset med tungmetaller. Derfor bør relativt løselige sinksalter finnes i metallrik jord.

Sink er isomorft erstattet av andre kationer i silikatmineraler; det kan okkluderes eller samutfelles med mangan og jernhydroksider. Fylosilikater, karbonater, hydratiserte metalloksider og organiske forbindelser absorberer sink godt ved å bruke både spesifikke og ikke-spesifikke bindingssteder.

Oppløseligheten av sink øker i sur jord, så vel som ved kompleksdannelse med organiske ligander med lav molekylvekt. Reduserende forhold kan redusere løseligheten av sink på grunn av dannelsen av uløselig ZnS.

Sinkfytotoksisitet viser seg vanligvis når planterøtter kommer i kontakt med en overflødig sinkløsning i jorda. Transporten av sink gjennom jorda skjer gjennom utveksling og diffusjon, sistnevnte prosess dominerer i jord med lavt sinkinnhold. Utvekslingstransport er mer signifikant i jord med høy sink, hvor konsentrasjonene av løselig sink er relativt stabile.

Sinkmobilitet i jord øker i nærvær av chelateringsmidler (naturlige eller syntetiske). Økningen i konsentrasjonen av løselig sink forårsaket av dannelsen av løselige chelater kompenserer for reduksjonen i mobilitet på grunn av økningen i molekylstørrelse. Sinkkonsentrasjon i plantevev, dets generelle opptak og symptomer på toksisitet er positivt korrelert med konsentrasjonen av sink i løsningen som bader planterøttene.

Fri Zn 2+ ion absorberes hovedsakelig av rotsystemet til planter, derfor bidrar dannelsen av løselige chelater til løseligheten av dette metallet i jord, og denne reaksjonen kompenserer for den reduserte tilgjengeligheten av sink i chelatert form.

Den opprinnelige formen for metallforurensning påvirker potensialet for sinktoksisitet: tilgjengeligheten av sink for planten i gjødslet jord med tilsvarende totalt metallinnhold synker i størrelsesorden ZnSO 4> slam> avfallskompost.

De fleste forsøkene på jordforurensning med Zn-holdig slam viste ikke avlingsfall eller åpenbar fytotoksisitet; ikke desto mindre kan langvarig bruk med høy hastighet skade plantene. Enkel påføring av sink i form av ZnSO 4 forårsaker en reduksjon i avlingsvekst i sur jord, mens flerårig påføring av den i nesten nøytral jord går ubemerket hen.

Sink når toksisitetsnivåer i jordbruksjord, som regel på grunn av overflatesink; den trenger vanligvis ikke dypere enn 15-30 cm.. De dype røttene til visse avlinger kan unngå kontakt med overflødig sink på grunn av deres plassering i uforurenset undergrunn.

Kalking av jord forurenset med sink reduserer konsentrasjonen av sink i åkervekster. Tilsetning av NaOH eller Ca (OH) 2 reduserer toksisiteten til sink i vegetabilske avlinger dyrket på torvjord med høy sink, selv om plantenes absorpsjon av sink i disse jorda er svært begrenset. Jernmangel forårsaket av sink kan elimineres ved å tilsette jern eller FeSO 4 chelater til jorda eller direkte til bladene. Fysisk fjerning eller avhending av det sinkforurensede toppbelegget kan unngå de giftige effektene av metallet på planter.

Mangan

I jorda er mangan i tre oksidasjonstilstander: +2, +3, +4. For det meste er dette metallet assosiert med primære mineraler eller sekundære metalloksider. I jorda svinger den totale mengden mangan på nivået 500 - 900 mg / kg.

Løseligheten til Mn 4+ er ekstremt lav; trivalent mangan er svært ustabil i jordsmonn. Mesteparten av manganet i jord er tilstede i form av Mn 2+, mens i godt luftet jord er det meste av det i fast fase tilstede i form av oksid, hvor metallet er i oksidasjonstilstand IV; i dårlig luftet jord reduseres mangan sakte av det mikrobielle miljøet og går over i jordløsningen, og blir dermed svært mobilt.

Løseligheten av Mn 2+ øker betydelig ved lave pH-verdier, men plantenes absorpsjon av mangan avtar.

Mangantoksisitet oppstår ofte der totale mangannivåer er moderate til høye, jords pH er ganske lav og oksygentilgjengeligheten til jorda også er lav (dvs. reduserende forhold er tilstede). For å eliminere effekten av disse forholdene bør pH-verdien i jorda økes ved kalking, det bør satses på å forbedre jorddreneringen, for å redusere vannstrømmen, d.v.s. generelt forbedre strukturen til en gitt jord.