Forme de găsire a metalelor grele în sol. Metode de determinare a metalelor grele în sol

Antimoniu

Prezent în unele minereuri.

Face parte din aliajele utilizate în diverse domenii industriale.

Excesul său provoacă tulburări severe de alimentație.

Arsenic

Principala sursă de contaminare a solului cu arsen sunt substanțele utilizate pentru combaterea dăunătorilor plantelor agricole, precum erbicidele, insecticidele. Arsenicul este o otravă cumulativă care provoacă cronicizare. Compușii săi provoacă boli ale sistemului nervos, creierului și pielii.

Mangan

În sol și plante se observă un conținut ridicat al acestui element.

Dacă o cantitate suplimentară de mangan intră în sol, se creează rapid un exces periculos al acestuia. Acest lucru afectează corpul uman sub formă de distrugere a sistemului nervos.

Un exces de alte elemente grele nu este mai puțin periculos.

Din cele de mai sus, putem concluziona că acumularea de metale grele în sol are consecințe grave pentru sănătatea umană și pentru mediu în ansamblu.

Principalele metode de combatere a poluării solului cu metale grele

Metodele de tratare a contaminării solului cu metale grele pot fi fizice, chimice și biologice. Printre acestea se numără următoarele metode:

• O creștere a acidității solului crește posibilitatea.De aceea, introducerea materie organică si argila, varul ajuta intr-o oarecare masura in lupta impotriva poluarii.
• Semănatul, cosirea și îndepărtarea unor plante, precum trifoiul, de la suprafața solului reduce semnificativ concentrația de metale grele în sol. în afară de aceasta metoda este complet prietenos cu mediul.
• Detoxifierea apelor subterane, pomparea și curățarea acesteia.
• Previziunea și abordarea migrației formă solubilă metale grele.
• În unele cazuri deosebit de grave, este necesară îndepărtarea completă a stratului de sol și înlocuirea acestuia cu unul nou.

Cel mai periculos dintre toate aceste metale este plumbul. Are proprietatea de a se acumula pentru a lovi corpul uman. Mercurul nu este periculos dacă intră în corpul uman o dată sau de mai multe ori, doar vaporii de mercur sunt deosebit de periculoși. Consider că întreprinderile industriale ar trebui să folosească tehnologii de producție mai avansate, care nu sunt atât de dăunătoare tuturor viețuitoarelor. Nu o persoană ar trebui să gândească, ci o masă, atunci vom ajunge la un rezultat bun.

PAGE_BREAK-- metale grele, care caracterizează un grup larg de poluanți, a devenit recent răspândit. În diverse lucrări științifice și aplicative, autorii interpretează sensul acestui concept în moduri diferite. În acest sens, numărul de elemente alocate grupului de metale grele variază într-o gamă largă. Ca criterii de apartenență sunt utilizate numeroase caracteristici: masa atomică, densitatea, toxicitatea, prevalența în mediul natural, gradul de implicare în ciclurile naturale și tehnogenice. În unele cazuri, definiția metalelor grele include elemente care sunt casante (de exemplu, bismut) sau metaloizi (de exemplu, arsen).

În lucrările dedicate problemelor poluării mediului și monitorizării mediului, până în prezent, la metale grele include mai mult de 40 de metale sistem periodic DI. Mendeleev cu masă atomică peste 50 de unitati atomice: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi etc. În același timp, în clasificarea metalelor grele joacă un rol important următoarele condiții: toxicitatea lor ridicată pentru organismele vii în concentrații relativ scăzute, precum și capacitatea lor de bioacumulare și bioamplificare. Aproape toate metalele care se încadrează în această definiție (cu excepția plumbului, mercurului, cadmiului și bismutului, rol biologic care în prezent nu este clar), sunt implicați activ în procesele biologice, fac parte din multe enzime. Conform clasificării lui N. Reimers, metalele cu o densitate mai mare de 8 g/cm3 ar trebui considerate grele. Astfel, metalele grele sunt Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Definit formal metale grele corespunde un numar mare de elemente. Totuși, potrivit cercetătorilor implicați în activități practice legate de organizarea observațiilor privind starea și poluarea mediului, compușii acestor elemente sunt departe de a fi echivalenti cu poluanții. Prin urmare, în multe lucrări se constată o restrângere a sferei de aplicare a grupului de metale grele, în conformitate cu criteriile de prioritate, datorită direcției și specificului lucrării. Deci, în lucrările deja clasice ale lui Yu.A. Israelul pe listă substanțe chimice, ce urmează a fi determinată în medii naturale la stațiile de fond din rezervațiile biosferei, la secțiunea metale grele numit Pb, Hg, Cd, As. Pe de altă parte, conform deciziei Task Force on Heavy Metal Emissions, care funcționează sub egida Comisiei Economice pentru Europa a Națiunilor Unite și colectează și analizează informații privind emisiile de poluanți în tari europene, numai Zn, As, Se și Sb au fost atribuite metale grele. Conform definiției lui N. Reimers, metalele nobile și rare se deosebesc de metalele grele, respectiv, rămân numai Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. În lucrările aplicate, se adaugă cel mai adesea metale grele Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Ionii metalici sunt componente indispensabile ale corpurilor naturale de apă. În funcție de condițiile de mediu (pH, potențial redox, prezența liganzilor), aceștia există în grade diferite de oxidare și fac parte dintr-o varietate de compuși anorganici și organometalici, care pot fi cu adevărat dizolvați, dispersați coloidal sau fac parte din suspensii minerale și organice.

Formele cu adevărat dizolvate ale metalelor, la rândul lor, sunt foarte diverse, ceea ce este asociat cu procesele de hidroliză, polimerizare hidrolitică (formarea de complexe hidroxo polinucleare) și complexare cu diverși liganzi. În consecință, atât proprietățile catalitice ale metalelor, cât și disponibilitatea pentru microorganismele acvatice depind de formele de existență ale acestora în ecosistemul acvatic.

Multe metale formează complexe destul de puternice cu materia organică; aceste complexe sunt una dintre cele mai importante forme de migrare a elementelor în apele naturale. Majoritatea complecșilor organici sunt formați prin ciclul chelaților și sunt stabili. Complexele formate din acizii solului cu sărurile de fier, aluminiu, titan, uraniu, vanadiu, cupru, molibden și alte metale grele sunt relativ bine solubile în medii neutre, ușor acide și ușor alcaline. Prin urmare, complexele organometalice sunt capabile să migreze în apele naturale pe distanțe foarte considerabile. Acest lucru este deosebit de important pentru apele slab mineralizate și, în primul rând, de suprafață, în care formarea altor complexe este imposibilă.

Pentru a înțelege factorii care reglează concentrația metalelor în apele naturale, reactivitatea chimică a acestora, biodisponibilitatea și toxicitatea, este necesar să se cunoască nu numai conținutul total, ci și proporția formelor de metal libere și legate.

Trecerea metalelor într-un mediu apos la forma complexului metalic are trei consecințe:

1. Poate exista o creștere a concentrației totale a ionilor metalici datorită tranziției sale în soluție din sedimentele de fund;

2. Permeabilitatea membranei ionilor complecși poate diferi semnificativ de permeabilitatea ionilor hidratați;

3. Toxicitatea metalului ca urmare a complexării se poate schimba foarte mult.

Deci, forme chelate Cu, Cd, Hg mai puțin toxice decât ionii liberi. Pentru a înțelege factorii care reglează concentrația de metal în apele naturale, reactivitatea chimică a acestora, biodisponibilitatea și toxicitatea, este necesar să se cunoască nu numai conținutul total, ci și proporția formelor legate și libere.

Sursele de poluare a apei cu metale grele sunt apele uzate de la atelierele de galvanizare, minerit, metalurgia feroasă și neferoasă și instalațiile de construcții de mașini. Metalele grele se găsesc în îngrășăminte și pesticide și pot pătrunde în corpurile de apă împreună cu scurgerile de pe terenurile agricole.

O creștere a concentrației de metale grele în apele naturale este adesea asociată cu alte tipuri de poluare, precum acidificarea. Precipitarea precipitațiilor acide contribuie la scăderea valorii pH-ului și la trecerea metalelor dintr-o stare adsorbită pe substanțe minerale și organice la starea liberă.

În primul rând, sunt de interes acele metale care poluează cel mai mult atmosfera datorită utilizării lor în cantități importante în activitățile de producție și, ca urmare a acumulării în mediul extern, prezintă un serios pericol în ceea ce privește activitatea lor biologică și proprietățile toxice. . Acestea includ plumb, mercur, cadmiu, zinc, bismut, cobalt, nichel, cupru, staniu, antimoniu, vanadiu, mangan, crom, molibden și arsen.
Proprietățile biogeochimice ale metalelor grele

H - ridicat, Y - moderat, H - scăzut

Vanadiu.

Vanadiul este predominant în stare dispersată și se găsește în minereurile de fier, petrol, asfalt, bitum, șisturi bituminoase, cărbune etc. Una dintre principalele surse de poluare cu vanadiu a apelor naturale este petrolul și produsele sale.

Apare în apele naturale în concentrații foarte scăzute: în apa râului 0,2 - 4,5 µg/dm3, în apa de mare - în medie 2 µg/dm3

În apă formează complecși anionici stabili (V4O12)4- și (V10O26)6-. În migrarea vanadiului, rolul compușilor săi complecși dizolvați cu substanțe organice, în special cu acizii humici, este esențial.

Concentrațiile crescute de vanadiu sunt dăunătoare sănătății umane. MPCv de vanadiu este de 0,1 mg/dm3 (indicatorul limitativ al nocivității este sanitar-toxicologic), MPCvr este de 0,001 mg/dm3.

Sursele naturale de bismut care intră în apele naturale sunt procesele de levigare a mineralelor care conțin bismut. Sursa de intrare în apele naturale poate fi și apele uzate din industriile farmaceutice și de parfumerie, unele întreprinderi din industria sticlei.

Se găsește în apele de suprafață nepoluate în concentrații submicrograme. Cea mai mare concentrație a fost găsită în apele subterane și este de 20 µg/dm3, în apele marine - 0,02 µg/dm3. MPCv este de 0,1 mg/dm3

Principalele surse de compuși ai fierului din apele de suprafață sunt procesele de alterare chimică a rocilor, însoțite de distrugerea și dizolvarea mecanică a acestora. În procesul de interacțiune cu substanțele minerale și organice conținute în apele naturale, se formează un complex complex de compuși de fier, care se află în apă în stare dizolvată, coloidală și suspendată. Cantități importante de fier vin cu scurgerile subterane și cu apele uzate de la întreprinderile din industria metalurgică, metalurgică, textilă, vopselelor și lacurilor și cu efluenții agricoli.

Echilibrele de fază depind de compoziția chimică a apei, pH, Eh și, într-o oarecare măsură, temperatură. În analiza de rutină formă ponderată emit particule cu o dimensiune mai mare de 0,45 microni. Este predominant minerale purtătoare de fier, oxid de fier hidrat și compuși de fier adsorbiți pe suspensii. Forma cu adevărat dizolvată și forma coloidală sunt de obicei considerate împreună. Fier dizolvat reprezentate de compuși în formă ionică, sub formă de hidroxocomplex și complecși cu substanțe anorganice și organice dizolvate ale apelor naturale. În formă ionică, în principal Fe(II) migrează, iar Fe(III) în absența substanțelor complexante nu poate fi într-o cantitate semnificativă în stare dizolvată.

Fierul se găsește în principal în apele cu valori scăzute de Eh.

Ca rezultat al oxidării chimice și biochimice (cu participarea bacteriilor de fier), Fe(II) trece în Fe(III), care, la hidroliză, precipită sub formă de Fe(OH)3. Atât Fe(II) cât și Fe(III) tind să formeze hidroxocomplecși de acest tip +, 4+, +, 3+, - si altele care coexista in solutie la diferite concentratii in functie de pH si determina in general starea sistemului fier-hidroxil. Principala formă de apariție a Fe(III) în apele de suprafață sunt compușii săi complecși cu compuși anorganici și organici dizolvați, în principal substanțe humice. La pH = 8,0, forma principală este Fe(OH)3.Forma coloidală a fierului este cea mai puțin studiată, este oxidul de fier hidrat Fe(OH)3 și complexe cu substanțe organice.

Conținutul de fier din apele de suprafață ale pământului este de zecimi de miligram, lângă mlaștini - câteva miligrame. Un conținut crescut de fier se observă în apele de mlaștină, în care se găsește sub formă de complexe cu săruri de acizi humici - humați. Cele mai mari concentrații de fier (până la câteva zeci și sute de miligrame pe 1 dm3) se observă în apele subterane cu valori scăzute ale pH-ului.

Fiind un element biologic activ, fierul afectează într-o anumită măsură intensitatea dezvoltării fitoplanctonului și compoziția calitativă a microflorei din rezervor.

Concentrațiile de fier sunt supuse unor fluctuații sezoniere marcate. De obicei, în rezervoarele cu productivitate biologică ridicată, în perioada de stagnare de vară și iarnă, se remarcă o creștere a concentrației de fier în straturile inferioare ale apei. Amestecarea de toamnă-primăvară a maselor de apă (homotermie) este însoțită de oxidarea Fe(II) în Fe(III) și precipitarea acestuia din urmă sub formă de Fe(OH)3.

Pătrunde în apele naturale în timpul scurgerii solurilor, minereurilor polimetalice și de cupru, ca urmare a descompunerii organismelor acvatice capabile să-l acumuleze. Compușii de cadmiu sunt transportați în apele de suprafață cu apele uzate de la uzinele de plumb-zinc, de la uzinele de prelucrare a minereurilor, o serie de întreprinderi chimice (producția de acid sulfuric), producția galvanică și, de asemenea, cu apele de mină. Scăderea concentrației de compuși ai cadmiului dizolvați se produce datorită proceselor de sorbție, precipitare a hidroxidului și carbonatului de cadmiu și a consumului acestora de către organismele acvatice.

Formele dizolvate de cadmiu în apele naturale sunt în principal complexe minerale și organo-minerale. Principala formă în suspensie a cadmiului sunt compușii săi adsorbiți. O parte semnificativă a cadmiului poate migra în interiorul celulelor organismelor acvatice.

În apele râurilor necontaminate și puțin poluate, cadmiul este conținut în concentrații submicrograme; în apele poluate și uzate, concentrația de cadmiu poate ajunge la zeci de micrograme la 1 dm3.

Compușii de cadmiu joacă un rol important în viața animalelor și a oamenilor. Este toxic în concentrații mari, mai ales în combinație cu alte substanțe toxice.

MPCv este de 0,001 mg/dm3, MPCvr este de 0,0005 mg/dm3 (semnul limitativ al nocivității este toxicologic).

Compușii de cobalt pătrund în apele naturale ca urmare a leșierii lor din pirita de cupru și alte minereuri, din soluri în timpul descompunerii organismelor și plantelor, precum și cu apele uzate din uzinele metalurgice, metalurgice și chimice. Unele cantități de cobalt provin din sol ca urmare a descompunerii organismelor vegetale și animale.

Compușii de cobalt din apele naturale se află în stare dizolvată și în suspensie, raportul cantitativ dintre care este determinat de compoziția chimică a apei, de valorile temperaturii și ale pH-ului. Formele dizolvate sunt reprezentate în principal de compuși complecși, incl. cu materie organică în apele naturale. Compușii divalenți de cobalt sunt cei mai caracteristici apelor de suprafață. În prezența agenților oxidanți, cobaltul trivalent poate exista în concentrații apreciabile.

Cobaltul este unul dintre elementele biologic active și se găsește întotdeauna în corpul animalelor și al plantelor. Conținutul insuficient de cobalt în plante este asociat cu conținutul său insuficient în sol, ceea ce contribuie la dezvoltarea anemiei la animale (zona non-cernoziom taiga-pădure). Ca parte a vitaminei B12, cobaltul are un efect foarte activ asupra aportului de substanțe azotate, o creștere a conținutului de clorofilă și acid ascorbic, activează biosinteza și crește conținutul de azot proteic din plante. Cu toate acestea, concentrațiile crescute de compuși de cobalt sunt toxice.

În apele râurilor nepoluate și puțin poluate, conținutul acestuia variază de la zecimi la miimi de miligram la 1 dm3, conținutul mediu în apa de mare este de 0,5 μg/dm3. MPCv este de 0,1 mg/dm3, MPCv este de 0,01 mg/dm3.

Mangan

Manganul pătrunde în apele de suprafață ca urmare a leșierii minereurilor de feromangan și a altor minerale care conțin mangan (piroluzit, psilomelan, brownit, manganit, ocru negru). Cantități semnificative de mangan provin din descompunerea animalelor acvatice și a organismelor vegetale, în special albastru-verde, diatomee și plante acvatice superioare. Compușii de mangan sunt evacuați în rezervoare cu ape uzate de la fabricile de procesare a manganului, uzinele metalurgice și întreprinderile industria chimicași apele de mină.

O scădere a concentrației ionilor de mangan în apele naturale are loc ca urmare a oxidării Mn(II) la MnO2 și alți oxizi cu valenți înalți care precipită. Principalii parametri care determină reacția de oxidare sunt concentrația de oxigen dizolvat, valoarea pH-ului și temperatura. Concentrația compușilor de mangan dizolvați scade datorită utilizării lor de către alge.

Principala formă de migrare a compușilor de mangan în apele de suprafață sunt suspensiile, a căror compoziție este determinată, la rândul său, de compoziția rocilor drenate de ape, precum și hidroxizi coloidali ai metalelor grele și compuși de mangan sorbiți. De o importanță esențială în migrarea manganului în forme dizolvate și coloidale sunt substanțele organice și procesele de formare complexă a manganului cu liganzi anorganici și organici. Mn(II) formează complexe solubile cu bicarbonații și sulfații. Complexele de mangan cu un ion de clorură sunt rare. Compușii complecși ai Mn(II) cu substanțe organice sunt de obicei mai puțin stabili decât cu alte metale de tranziție. Acestea includ compuși cu amine, acizi organici, aminoacizi și substanțe humice. Mn(III) în concentrații mari poate fi în stare dizolvată numai în prezența agenților de complexare puternici; Mn(YII) nu se găsește în apele naturale.

V apele fluviale Conținutul de mangan variază de obicei între 1 și 160 µg/dm3, conținutul mediu în apele mării este de 2 µg/dm3, în apele subterane - n.102 - n.103 µg/dm3.

Concentrația de mangan în apele de suprafață este supusă fluctuațiilor sezoniere.

Factorii care determină modificările concentrațiilor de mangan sunt raportul dintre scurgerea de suprafață și cea subterană, intensitatea consumului acestuia în timpul fotosintezei, descompunerea fitoplanctonului, a microorganismelor și a vegetației acvatice superioare, precum și procesele de depunere a acestuia pe fundul corpurilor de apă.

Rolul manganului în viața plantelor superioare și a algelor din corpurile de apă este foarte mare. Manganul contribuie la utilizarea CO2 de către plante, ceea ce mărește intensitatea fotosintezei, participă la procesele de reducere a nitraților și de asimilare a azotului de către plante. Manganul favorizează tranziția Fe(II) activ la Fe(III), care protejează celula de otrăvire, accelerează creșterea organismelor etc. Rolul ecologic și fiziologic important al manganului necesită studiul și distribuția manganului în apele naturale.

Pentru corpurile de apă de uz sanitar, MPCv (în funcție de ionul de mangan) este setat egal cu 0,1 mg/dm3.

Mai jos sunt hărți de distribuție a concentrațiilor medii ale metalelor: mangan, cupru, nichel și plumb, construite conform datelor de observație pentru anii 1989 - 1993. în 123 de orașe. Utilizarea datelor ulterioare este considerată inadecvată, deoarece din cauza reducerii producției, concentrațiile de solide în suspensie și, în consecință, de metale au scăzut semnificativ.

Impact asupra sănătății. Multe metale sunt componente ale prafului și au un impact semnificativ asupra sănătății.

Manganul intră în atmosferă din emisiile de la întreprinderile din metalurgia feroasă (60% din totalul emisiilor de mangan), din inginerie mecanică și prelucrarea metalelor (23%), din metalurgia neferoasă (9%), din numeroase surse mici, de exemplu, din sudare.

Concentrațiile mari de mangan duc la apariția efectelor neurotoxice, leziuni progresive ale sistemului nervos central, pneumonie.
Cele mai mari concentrații de mangan (0,57 - 0,66 µg/m3) se observă în centrele mari de metalurgie: în Lipetsk și Cherepovets, precum și în Magadan. Majoritatea orașelor cu concentrații mari de Mn (0,23 - 0,69 µg/m3) sunt concentrate în Peninsula Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (vezi harta).

Pentru 1991 - 1994 emisiile de mangan din surse industriale au scăzut cu 62%, concentrațiile medii - cu 48%.

Cuprul este unul dintre cele mai importante oligoelemente. Activitatea fiziologică a cuprului este asociată în principal cu includerea sa în compoziția centrilor activi ai enzimelor redox. Conținutul insuficient de cupru în sol afectează negativ sinteza proteinelor, grăsimilor și vitaminelor și contribuie la infertilitatea organismelor vegetale. Cuprul este implicat în procesul de fotosinteză și afectează absorbția azotului de către plante. În același timp, concentrațiile excesive de cupru au un efect negativ asupra organismelor vegetale și animale.

Compușii Cu(II) sunt cei mai des întâlniți în apele naturale. Dintre compușii Cu(I), Cu2O, Cu2S și CuCl, care sunt puțin solubili în apă, sunt cei mai des întâlniți. În prezența liganzilor într-un mediu apos, împreună cu echilibrul disocierii hidroxidului, este necesar să se ia în considerare formarea diferitelor forme complexe care sunt în echilibru cu ionii acvatici metalici.

Principala sursă de cupru care intră în apele naturale sunt apele uzate din industriile chimice și metalurgice, apele de mină și reactivii aldehidici folosiți pentru a ucide algele. Cuprul se poate forma ca urmare a coroziunii țevilor de cupru și a altor structuri utilizate în sistemele de apă. În apele subterane, conținutul de cupru se datorează interacțiunii apei cu rocile care o conțin (calcopirită, calcocit, covellită, bornit, malachit, azurit, crisacola, brotantina).

Concentrația maximă admisă de cupru în apa rezervoarelor pentru uz sanitar și menajer este de 0,1 mg/dm3 (semnul limitativ de nocivitate este sanitar general), în apa rezervoarelor de pescuit este de 0,001 mg/dm3.

Oraș

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Emisii М (mii tone/an) de oxid de cupru și concentrații medii anuale q (µg/m3) de cupru.

Cuprul intră în aer cu emisii din industriile metalurgice. În emisiile de particule, acesta este conținut în principal sub formă de compuși, în principal oxid de cupru.

Întreprinderile din metalurgia neferoasă reprezintă 98,7% din toate emisiile antropice ale acestui metal, dintre care 71% sunt realizate de întreprinderile concernului Norilsk Nickel situat în Zapolyarny și Nikel, Monchegorsk și Norilsk, iar aproximativ 25% din emisiile de cupru sunt transportate. în Revda, Krasnouralsk, Kolchugino și alții.

Concentrațiile mari de cupru duc la intoxicație, anemie și hepatită.

După cum se poate observa de pe hartă, cele mai mari concentrații de cupru sunt observate în orașele Lipetsk și Rudnaya Pristan. Concentrațiile de cupru sunt crescute și în orașe Peninsula Kola, în Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Olenegorsk și, de asemenea, în Norilsk.

Emisiile de cupru din surse industriale au scăzut cu 34%, concentrațiile medii - cu 42%.

Molibden

Compușii de molibden intră în apele de suprafață ca urmare a scurgerii lor din mineralele exogene care conțin molibden. Molibdenul intră și în corpurile de apă cu apele uzate din fabricile de procesare și întreprinderile din metalurgia neferoasă. Scăderea concentrațiilor de compuși ai molibdenului are loc ca urmare a precipitării compușilor puțin solubili, a proceselor de adsorbție prin suspensii minerale și a consumului de către organismele acvatice vegetale.

Molibdenul din apele de suprafață este în principal sub formă MoO42-. Este foarte probabil ca acesta să existe sub formă de complexe organominerale. Posibilitatea unei anumite acumulări în stare coloidală rezultă din faptul că produșii oxidării molibdenitei sunt substanțe libere fin dispersate.

În apele râurilor, molibdenul se găsește în concentrații de la 2,1 la 10,6 µg/dm3. Apa de mare conține în medie 10 µg/dm3 de molibden.

În cantități mici, molibdenul este necesar pentru dezvoltarea normală a organismelor vegetale și animale. Molibdenul face parte din enzima xantin oxidaza. Cu o deficiență de molibden, enzima se formează în cantități insuficiente, ceea ce provoacă reacții negative în organism. În concentrații mari, molibdenul este dăunător. Cu un exces de molibden, metabolismul este perturbat.

Concentrația maximă admisă de molibden în corpurile de apă pentru uz sanitar este de 0,25 mg/dm3.

Arsenicul intră în apele naturale din izvoare minerale, zone de mineralizare arsenică (pirite de arsenic, realgar, orpiment), precum și din zone de oxidare a rocilor de tip polimetalic, cupru-cobalt și wolfram. O anumită cantitate de arsenic provine din sol, precum și din descompunerea organismelor vegetale și animale. Consumul de arsen de către organismele acvatice este unul dintre motivele scăderii concentrației acestuia în apă, care se manifestă cel mai clar în perioada de dezvoltare intensivă a planctonului.

Cantități semnificative de arsen pătrund în corpurile de apă cu apele uzate de la uzinele de procesare, deșeuri din producția de coloranți, tăbăcării și fabrici de pesticide, precum și din terenurile agricole unde se folosesc pesticide.

În apele naturale, compușii de arsenic se află în stare dizolvată și suspendată, raportul dintre care este determinat de compoziția chimică a apei și de valorile pH-ului. În formă dizolvată, arsenul apare în forme tri- și pentavalente, în principal sub formă de anioni.

În apele râurilor nepoluate, arsenul se găsește de obicei în concentrații de micrograme. V ape minerale concentratia sa poate ajunge la cateva miligrame la 1 dm3, in apele marii contine in medie 3 µg/dm3, in apele subterane apare in concentratii de n.105 µg/dm3. Compușii de arsenic în concentrații mari sunt toxici pentru organismul animalelor și al oamenilor: inhibă procesele oxidative, inhibă furnizarea de oxigen către organe și țesuturi.

MPCv pentru arsen este de 0,05 mg/dm3 (indicatorul limitativ al nocivității este sanitar-toxicologic) și MPCv este de 0,05 mg/dm3.

Prezența nichelului în apele naturale se datorează compoziției rocilor prin care trece apa: se găsește în locuri de depozite de minereuri sulfurate de cupru-nichel și minereuri de fier-nichel. Intră în apă din soluri și din organismele vegetale și animale în timpul degradarii lor. Un conținut crescut de nichel în comparație cu alte tipuri de alge a fost găsit în algele albastre-verzi. Compușii de nichel intră, de asemenea, în corpurile de apă cu apele uzate de la magazinele de nichelare, fabricile de cauciuc sintetic și instalațiile de îmbogățire a nichelului. Emisiile uriașe de nichel însoțesc arderea combustibililor fosili.

Concentrația acestuia poate scădea ca urmare a precipitării unor compuși precum cianuri, sulfuri, carbonați sau hidroxizi (cu valori crescânde ale pH-ului), datorită consumului său de către organismele acvatice și proceselor de adsorbție.

În apele de suprafață, compușii de nichel se află în stări dizolvate, suspendate și coloidale, raportul cantitativ între care depinde de compoziția apei, temperatură și valorile pH-ului. Sorbenții compușilor de nichel pot fi hidroxid de fier, substanțe organice, carbonat de calciu fin dispersat și argile. Formele dizolvate sunt în principal ioni complecși, cel mai adesea cu aminoacizi, acizi humici și fulvici și, de asemenea, sub formă de complex puternic de cianuri. Compușii de nichel sunt cei mai des întâlniți în apele naturale, în care se află în starea de oxidare +2. Compușii Ni3+ se formează de obicei într-un mediu alcalin.

Compușii de nichel joacă un rol important în procesele hematopoietice, fiind catalizatori. Conținutul său crescut are un efect specific asupra Sistemul cardiovascular. Nichelul este unul dintre elementele cancerigene. Poate provoca boli respiratorii. Se crede că ionii liberi de nichel (Ni2+) sunt de aproximativ 2 ori mai toxici decât compușii săi complecși.

În apele râurilor nepoluate și ușor poluate, concentrația de nichel variază de obicei între 0,8 și 10 µg/dm3; în poluat este de câteva zeci de micrograme la 1 dm3. Concentrația medie de nichel în apa de mare este de 2 µg/dm3, în apele subterane - n.103 µg/dm3. În apele subterane care spăla rocile care conțin nichel, concentrația de nichel crește uneori până la 20 mg/dm3.

Nichelul intră în atmosferă de la întreprinderile din metalurgia neferoasă, care reprezintă 97% din toate emisiile de nichel, dintre care 89% provin de la întreprinderile concernului Norilsk Nickel situat în Zapolyarny și Nikel, Monchegorsk și Norilsk.

Conținut crescut de nichel în mediu inconjurator duce la apariție boli endemice, cancer bronșic. Compușii de nichel aparțin primei grupe de agenți cancerigeni.
Harta arată mai multe puncte cu concentrații medii ridicate de nichel în locațiile concernului Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Emisiile de nichel de la întreprinderile industriale au scăzut cu 28%, concentrațiile medii - cu 35%.

Emisiile М (mii tone/an) și concentrațiile medii anuale q (µg/m3) de nichel.

Pătrunde în apele naturale ca urmare a leșierii mineralelor care conțin staniu (casiterit, stanin), precum și cu ape uzate din diverse industrii (vopsirea țesăturilor, sinteza coloranților organici, producerea de aliaje cu adaos de staniu etc.).

Efectul toxic al staniului este mic.

Staniul se găsește în apele de suprafață nepoluate în concentrații submicrograme. În apele subterane, concentrația acesteia ajunge la câteva micrograme la 1 dm3. MPCv este de 2 mg/dm3.

Compușii de mercur pot pătrunde în apele de suprafață ca urmare a scurgerii rocilor din zona depozitelor de mercur (cinabru, metacinabarit, piatră vie), în procesul de descompunere a organismelor acvatice care acumulează mercur. Cantități semnificative intră în corpurile de apă cu apele uzate de la întreprinderile producătoare de coloranți, pesticide, produse farmaceutice, unele explozivi. Centralele termice pe cărbune emit cantități semnificative de compuși de mercur în atmosferă, care, ca urmare a precipitațiilor umede și uscate, intră în corpurile de apă.

Scăderea concentrației de compuși ai mercurului dizolvați are loc ca urmare a extracției acestora de către numeroase organisme marine și de apă dulce, care au capacitatea de a-l acumula în concentrații de multe ori mai mari decât conținutul său în apă, precum și procese de adsorbție prin solidele în suspensie și sedimente de fund.

În apele de suprafață, compușii de mercur sunt în stare dizolvată și suspendată. Raportul dintre ele depinde de compoziția chimică a apei și de valorile pH-ului. Mercurul în suspensie este compuși de mercur absorbiți. Formele dizolvate sunt molecule nedisociate, compuși organici și minerali complecși. În apa corpurilor de apă, mercurul poate fi sub formă de compuși de metilmercur.

Compușii de mercur sunt foarte toxici, afectează sistemul nervos uman, provoacă modificări ale membranei mucoase, functia motorie si secretii tract gastrointestinal, modificări ale sângelui etc. Procesele de metilare bacteriană au ca scop formarea compușilor de metilmercur, care sunt de multe ori mai toxici decât sărurile minerale ale mercurului. Compușii de metilmercur se acumulează în pești și pot pătrunde în corpul uman.

MPCv de mercur este de 0,0005 mg/dm3 (semnul limitativ de nocivitate este sanitar-toxicologic), MPCv este de 0,0001 mg/dm3.

Sursele naturale de plumb din apele de suprafață sunt procesele de dizolvare a mineralelor endogene (galena) și exogene (anglesite, cerusită etc.). O creștere semnificativă a conținutului de plumb din mediul înconjurător (inclusiv în apele de suprafață) este asociată cu arderea cărbunelui, utilizarea plumbului tetraetil ca agent antidetonant în combustibilul pentru motoare, cu îndepărtarea în corpurile de apă cu apele uzate din uzinele de prelucrare a minereului. , unele uzine metalurgice, industrii chimice, mine etc. Factorii importanți în scăderea concentrației de plumb în apă sunt adsorbția acestuia de către solidele în suspensie și sedimentarea cu acestea în sedimentele de fund. Printre alte metale, plumbul este extras și acumulat de hidrobionți.

Plumbul se găsește în apele naturale în stare dizolvată și suspendată (sorbită). În formă dizolvată, apare sub formă de complexe minerale și organominerale, precum și ioni simpli, sub formă insolubilă - în principal sub formă de sulfuri, sulfați și carbonați.

În apele râurilor, concentrația de plumb variază de la zecimi la unități de micrograme per 1 dm3. Chiar și în apa corpurilor de apă adiacente zonelor de minereuri polimetalice, concentrația acesteia ajunge rareori la zeci de miligrame pe 1 dm3. Numai în apele termale clorurate concentrația de plumb ajunge uneori la câteva miligrame la 1 dm3.

Indicatorul limitativ al nocivității plumbului este sanitar-toxicologic. MPCv de plumb este de 0,03 mg/dm3, MPCv este de 0,1 mg/dm3.

Plumbul este conținut în emisiile de la întreprinderile din metalurgie, prelucrarea metalelor, inginerie electrică, petrochimie și transport cu motor.

Impactul plumbului asupra sănătății are loc prin inhalarea aerului care conține plumb și prin aportul de plumb cu alimente, apă și particule de praf. Plumbul se acumulează în organism, în oase și în țesuturile de suprafață. Plumbul afectează rinichii, ficatul, sistemul nervos și organele care formează sânge. Bătrânii și copiii sunt deosebit de sensibili chiar și la dozele mici de plumb.

Emisiile M (mii de tone/an) și concentrațiile medii anuale q (µg/m3) de plumb.

În șapte ani, emisiile de plumb din surse industriale au scăzut cu 60% din cauza reducerilor de producție și a închiderii multor întreprinderi. Scăderea bruscă a emisiilor industriale nu este însoțită de o scădere a emisiilor vehiculelor. Concentrațiile medii de plumb au scăzut cu doar 41%. Diferența dintre ratele de reducere și concentrațiile de plumb poate fi explicată prin subestimarea emisiilor vehiculelor din anii precedenți; În prezent, numărul mașinilor și intensitatea mișcării acestora a crescut.

Tetraetil plumb

Intră în apele naturale datorită utilizării ca agent antidetonant în combustibilul autovehiculelor de apă, precum și cu scurgeri de suprafață din zonele urbane.

Această substanță se caracterizează printr-o toxicitate ridicată, are proprietăți cumulative.

Sursele de argint care intră în apele de suprafață sunt apele subterane și apele uzate din mine, fabrici de procesare și întreprinderi fotografice. Conținutul crescut de argint este asociat cu utilizarea preparatelor bactericide și algicide.

În apele uzate, argintul poate fi prezent sub formă dizolvată și în suspensie, în majoritatea cazurilor sub formă de săruri halogenuri.

În apele de suprafață nepoluate, argintul se găsește în concentrații submicrograme. În apele subterane, concentrația de argint variază de la câteva până la zeci de micrograme la 1 dm3, în apa de mare, în medie, 0,3 μg/dm3.

Ionii de argint sunt capabili să distrugă bacteriile și să sterilizeze apa chiar și în concentrații mici (limita inferioară a acțiunii bactericide a ionilor de argint este de 2,10-11 mol/dm3). Rolul argintului în corpul animalelor și al oamenilor nu a fost suficient studiat.

MPCv de argint este de 0,05 mg/dm3.

Antimoniul intră în apele de suprafață prin leșierea mineralelor de antimoniu (stibnit, senarmontit, valentinit, servingit, stibiocanit) și cu apele uzate din cauciuc, sticlă, vopsitorie și chibrituri.

În apele naturale, compușii de antimoniu sunt în stare dizolvată și suspendată. În condițiile redox caracteristice apelor de suprafață, poate exista atât antimoniu trivalent, cât și pentavalent.

În apele de suprafață nepoluate, antimoniul se găsește în concentrații submicrograme, în apa de mare concentrația sa atinge 0,5 µg/dm3, în apele subterane - 10 µg/dm3. MPCv de antimoniu este de 0,05 mg/dm3 (indicatorul limitativ al nocivității este sanitar-toxicologic), MPCv este de 0,01 mg/dm3.

Compușii cromului tri și hexavalent pătrund în apele de suprafață ca urmare a scurgerii din roci (cromit, crocoit, uvarovit etc.). Unele cantități provin din descompunerea organismelor și plantelor, din sol. Cantități semnificative pot pătrunde în corpurile de apă cu ape uzate din atelierele de galvanizare, atelierele de vopsire ale întreprinderilor textile, tăbăcării și industriile chimice. O scădere a concentrației ionilor de crom poate fi observată ca urmare a consumului acestora de către organismele acvatice și a proceselor de adsorbție.

În apele de suprafață, compușii cromului sunt în stare dizolvată și suspendată, raportul dintre care depinde de compoziția apei, temperatură, pH-ul soluției. Compușii de crom în suspensie sunt în principal compuși de crom sorbți. Sorbanții pot fi argile, hidroxid de fier, carbonat de calciu cu decantare foarte dispersată, reziduuri vegetale și animale. În formă dizolvată, cromul poate fi sub formă de cromați și dicromați. În condiții aerobe, Cr(VI) se transformă în Cr(III), ale cărui săruri în medii neutre și alcaline sunt hidrolizate cu eliberarea de hidroxid.

În apele râurilor nepoluate și puțin poluate, conținutul de crom variază de la câteva zecimi de microgram pe litru până la câteva micrograme pe litru, în corpurile de apă poluate ajunge la câteva zeci și sute de micrograme pe litru. Concentrația medie în apele mării este de 0,05 µg/dm3, în apele subterane - de obicei între n.10 - n.102 µg/dm3.

Compușii Cr(VI) și Cr(III) în cantități crescute au proprietăți cancerigene. Compușii Cr(VI) sunt mai periculoși.

Pătrunde în apele naturale ca urmare a proceselor naturale de distrugere și dizolvare a rocilor și mineralelor (sphalerit, zincit, goslarit, smithsonit, calamin), precum și cu apele uzate din uzinele de prelucrare a minereurilor și atelierelor de galvanizare, producția de hârtie pergament, vopsele minerale. , fibra de vascoza si altele

În apă, există în principal sub formă ionică sau sub formă de complexe minerale și organice. Uneori apare sub forme insolubile: sub formă de hidroxid, carbonat, sulfură etc.

În apele râurilor, concentrația de zinc variază de obicei între 3 și 120 µg/dm3, în apele marine - de la 1,5 până la 10 µg/dm3. Conținutul în minereu și în special în apele de mină cu valori scăzute ale pH-ului poate fi semnificativ.

Zincul este unul dintre oligoelementele active care afectează creșterea și dezvoltare normală organisme. În același timp, mulți compuși de zinc sunt toxici, în primul rând sulfatul și clorura acestuia.

MPCv Zn2+ este de 1 mg/dm3 (indicator limitativ de nocivitate - organoleptic), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (semn limitator de nocivitate - toxicologic).

Metalele grele se află deja pe locul doi în ceea ce privește pericolul, cedând în fața pesticidelor și cu mult înaintea poluanților atât de cunoscuți precum dioxidul de carbon și sulful, dar în prognoză ar trebui să devină cei mai periculoși, mai periculoși decât deșeurile și solidele din centralele nucleare. deşeuri. Poluarea cu metale grele este asociată cu utilizarea lor pe scară largă în producția industrială, cuplată cu sisteme slabe de curățare, în urma cărora metalele grele pătrund în mediu, inclusiv în sol, poluând și otrăvindu-l.

Metalele grele se numără printre poluanții prioritari, a căror monitorizare este obligatorie în toate mediile. În diverse lucrări științifice și aplicative, autorii interpretează sensul conceptului de „metale grele” în moduri diferite. În unele cazuri, definiția metalelor grele include elemente care sunt casante (de exemplu, bismut) sau metaloizi (de exemplu, arsen).

Solul este principalul mediu în care intră metalele grele, inclusiv din atmosferă și din mediul acvatic. De asemenea, servește ca sursă de poluare secundară a aerului de suprafață și a apelor care intră din acesta în Oceanul Mondial. Metalele grele sunt asimilate din sol de către plante, care apoi ajung în hrana animalelor mai bine organizate.
continuare
--PAGE_BREAK-- 3.3. intoxicație cu plumb
În prezent, plumbul ocupă primul loc printre cauzele otrăvirii industriale. Acest lucru se datorează aplicării sale extinse în diverse industrii. Lucrătorii de minereu de plumb sunt expuși la plumb în topitorii de plumb, în ​​producția de baterii, în lipire, în tipografii, în fabricarea de produse din sticlă cristalină sau ceramică, benzină cu plumb, vopsele cu plumb etc. Poluarea cu plumb a aerului atmosferic, a solului și apa din vecinătatea unor astfel de industrii, precum și în apropierea marilor autostrăzi, creează o amenințare de otrăvire cu plumb a populației care locuiește în aceste zone și, mai ales, a copiilor, care sunt mai sensibili la efectele metalelor grele.
Trebuie remarcat cu regret că în Rusia nu există o politică de stat cu privire la reglementarea legală, de reglementare și economică a impactului plumbului asupra mediului și sănătății publice, privind reducerea emisiilor (descărcări, deșeuri) de plumb și compușii acestuia în mediu. , și cu privire la încetarea completă a producției de benzină care conține plumb.

Datorită muncii educaționale extrem de nesatisfăcătoare de a explica populației gradul de pericol al expunerii la metale grele pentru corpul uman, în Rusia numărul contingentelor cu contact profesional cu plumbul nu scade, ci crește treptat. Cazuri de intoxicație cronică cu plumb au fost înregistrate în 14 industrii din Rusia. Industriile de vârf sunt industria electrică (producția de baterii), instrumentarea, imprimarea și metalurgia neferoasă, în care intoxicația este cauzată de un exces al concentrației maxime admisibile (MAC) de plumb în aerul zonei de lucru cu 20 sau de mai multe ori.

O sursă semnificativă de plumb este evacuarea auto, deoarece jumătate din Rusia încă mai folosește benzină cu plumb. Cu toate acestea, fabricile metalurgice, în special topitoriile de cupru, rămân principala sursă de poluare a mediului. Și aici sunt lideri. Pe teritoriul regiunii Sverdlovsk există 3 cele mai mari surse de emisii de plumb din țară: în orașele Krasnouralsk, Kirovograd și Revda.

Coșurile topitorii de cupru din Krasnouralsk, construite în anii industrializării staliniste și folosind echipamente din 1932, aruncă anual 150-170 de tone de plumb în orașul cu 34.000 de locuitori, acoperind totul cu praf de plumb.

Concentrația de plumb în solul Krasnouralsk variază de la 42,9 la 790,8 mg/kg cu concentrația maximă admisă MPC = 130 microni/kg. Probe de apă în alimentarea cu apă a satului vecin. Oktyabrsky, alimentat de o sursă de apă subterană, a înregistrat un exces de MPC de până la două ori.

Poluarea cu plumb are un impact asupra sănătății umane. Expunerea la plumb perturbă sistemele reproductive feminine și masculine. Pentru femeile gravide și de vârstă fertilă, nivelurile crescute de plumb în sânge reprezintă un pericol deosebit, deoarece plumbul perturbă funcția menstruală, mai des apar nașteri premature, avorturi spontane și moarte fetală din cauza penetrării plumbului prin bariera placentară. Nou-născuții au o rată de mortalitate ridicată.

Intoxicația cu plumb este extrem de periculoasă pentru copiii mici - afectează dezvoltarea creierului și a sistemului nervos. Testarea a 165 de copii din Krasnouralsk de la vârsta de 4 ani a relevat o întârziere mintală semnificativă la 75,7%, iar 6,8% dintre copiii examinați s-au dovedit a avea retard mintal, inclusiv retard mintal.

Copiii preșcolari sunt cei mai susceptibili la efectele nocive ale plumbului, deoarece sistemele lor nervoase sunt încă în dezvoltare. Chiar și la doze mici, intoxicația cu plumb provoacă o scădere a dezvoltării intelectuale, a atenției și a capacității de concentrare, o întârziere în citire, duce la dezvoltarea agresivității, hiperactivitatii și a altor probleme în comportamentul copilului. Aceste anomalii de dezvoltare pot fi pe termen lung și ireversibile. Greutatea scăzută la naștere, piperizarea și pierderea auzului sunt, de asemenea, rezultatul intoxicației cu plumb. Dozele mari de intoxicație duc la retard mintal, comă, convulsii și moarte.

O carte albă publicată de experții ruși raportează că poluarea cu plumb acoperă întreaga țară și este unul dintre numeroasele dezastre de mediu din fosta Uniune Sovietică care au ieșit la iveală în ultimii ani. Cea mai mare parte a teritoriului Rusiei se confruntă cu o încărcare din cauza depunerilor de plumb care depășește valoarea critică pentru funcționarea normală a ecosistemului. În zeci de orașe, există un exces de concentrații de plumb în aer și sol peste valorile corespunzătoare MPC.

Cel mai mare nivel de poluare a aerului cu plumb, depășind MPC, a fost observat în orașele Komsomolsk-pe-Amur, Tobolsk, Tyumen, Karabash, Vladimir, Vladivostok.

Încărcările maxime de depunere de plumb care conduc la degradarea ecosistemelor terestre sunt observate în regiunile Moscova, Vladimir, Nijni Novgorod, Ryazan, Tula, Rostov și Leningrad.

Sursele staționare sunt responsabile pentru descărcarea a peste 50 de tone de plumb sub formă de diferiți compuși în corpurile de apă. În același timp, 7 fabrici de baterii aruncă anual 35 de tone de plumb prin sistemul de canalizare. O analiză a distribuției deversărilor de plumb în corpurile de apă de pe teritoriul Rusiei arată că regiunile Leningrad, Yaroslavl, Perm, Samara, Penza și Oryol sunt lideri în acest tip de încărcătură.

Țara are nevoie Măsuri urgente pentru a reduce poluarea cu plumb, dar până acum criza economică a Rusiei eclipsează problemele de mediu. Într-o depresiune industrială prelungită, Rusia nu are fondurile necesare pentru a curăța poluarea trecută, dar dacă economia începe să se redreseze și fabricile revin la lucru, poluarea ar putea doar să se înrăutățească.
10 cele mai poluate orașe din fosta URSS

(Metalele sunt listate în ordinea descrescătoare a nivelului de prioritate pentru un anumit oraș)

4. Igiena solului. Eliminarea deșeurilor.
Solul din orașe și alte așezări și împrejurimile acestora a fost mult timp diferit de solul natural, valoros din punct de vedere biologic, care joacă un rol important în menținerea echilibrului ecologic. Solul din orașe este supus acelorași efecte nocive ca și aerul urban și hidrosfera, astfel încât degradarea sa semnificativă are loc peste tot. Nu i se acordă suficientă atenție igienei solului, deși importanța ei ca una dintre componentele principale ale biosferei (aer, apă, sol) și factor biologic de mediu este chiar mai semnificativă decât apa, întrucât cantitatea acesteia din urmă (în primul rând calitatea ape subterane) este determinată de starea solului și este imposibil să se separe acești factori unul de celălalt. Solul are capacitatea de autopurificare biologică: în sol are loc o scindare a deșeurilor căzute în el și mineralizarea acestora; în cele din urmă, solul compensează mineralele pierdute pe cheltuiala lor.

Dacă, ca urmare a supraîncărcării solului, oricare dintre componentele capacității sale de mineralizare se pierde, aceasta va duce inevitabil la o încălcare a mecanismului de autopurificare și la degradarea completă a solului. Pe de altă parte, creația conditii optime pentru autoepurarea solului contribuie la menținerea echilibrului ecologic și a condițiilor de existență a tuturor organismelor vii, inclusiv a omului.

Prin urmare, problema neutralizării deșeurilor care au un efect biologic nociv nu se limitează la problema exportului acestora; este o problemă de igienă mai complexă, deoarece solul este legătura dintre apă, aer și om.
4.1.
Rolul solului în metabolism

Relația biologică dintre sol și om se realizează în principal prin metabolism. Solul este ca un furnizor minerale necesare ciclului metabolic, pentru creșterea plantelor consumate de oameni și ierbivore, consumate pe rând de oameni și carnivore. Astfel, solul furnizează hrană pentru mulți reprezentanți ai lumii vegetale și animale.

În consecință, deteriorarea calității solului, scăderea valorii sale biologice, capacitatea sa de autocurățare provoacă o reacție biologică în lanț, care, în cazul unor efecte nocive prelungite, poate duce la o varietate de tulburări de sănătate în rândul populației. Mai mult, dacă procesele de mineralizare încetinesc, nitrații, azotul, fosforul, potasiul etc., formați în timpul descompunerii substanțelor, pot pătrunde în apele subterane utilizate în scopuri potabile și pot provoca boală gravă(de exemplu, nitrații pot provoca methemoglobinemie, în primul rând la sugari).

Consumul de apă din sol sărac în iod poate provoca gușă endemică etc.
4.2.
Relația ecologică dintre sol și apă și deșeurile lichide (ape uzate)

O persoană extrage din sol apa necesară pentru a menține procesele metabolice și viața însăși. Calitatea apei depinde de starea solului; reflectă întotdeauna starea biologică a unui sol dat.

Acest lucru se aplică în special apelor subterane, a căror valoare biologică este determinată în esență de proprietățile solurilor și ale solului, capacitatea acestuia din urmă de a se autopurifica, capacitatea de filtrare, compoziția macroflorei, microfaunei etc.

Influența directă a solului asupra apelor de suprafață este deja mai puțin semnificativă, ea fiind asociată în principal cu precipitațiile. De exemplu, după ploi abundente, diverși poluanți sunt spălați din sol în corpurile de apă deschise (râuri, lacuri), inclusiv îngrășăminte artificiale (azot, fosfat), pesticide, erbicide; în zonele carstice, depozitele fracturate, poluanții pot pătrunde prin crăpă în adâncimea apelor subterane.

Tratarea inadecvată a apelor uzate poate provoca, de asemenea, efecte biologice dăunătoare asupra solului și, în cele din urmă, poate duce la degradarea solului. Prin urmare, protecția solului în așezări este una dintre principalele cerințe pentru protecția mediului în general.
4.3.
Limitele de încărcare a solului pentru deșeurile solide (deșeuri menajere și stradale, deșeuri industriale, nămol uscat din sedimentarea apelor uzate, substanțe radioactive etc.)

Problema este agravată de faptul că, ca urmare a generării din ce în ce mai multe deșeuri solide în orașe, solul din vecinătatea acestora este supus unei presiuni tot mai mari. Proprietățile și compoziția solului se deteriorează într-un ritm din ce în ce mai rapid.

Din cele 64,3 milioane de tone de hârtie produse în SUA, 49,1 milioane de tone ajung în deșeuri (din această cantitate, 26 milioane de tone sunt furnizate de gospodărie, iar 23,1 milioane de tone de rețeaua comercială).

În legătură cu cele de mai sus, îndepărtarea și eliminarea finală a deșeurilor solide este o problemă de igienă foarte semnificativă, mai dificil de implementat în contextul creșterii urbanizării.

Este posibilă eliminarea finală a deșeurilor solide în sol contaminat. Totuși, din cauza capacității de autocurățare a solului urban care se deteriorează constant, eliminarea finală a deșeurilor îngropate în pământ este imposibilă.

O persoană ar putea folosi cu succes procesele biochimice care au loc în sol, capacitatea sa de neutralizare și dezinfecție de a neutraliza deșeurile solide, dar solul urban, ca urmare a secolelor de locuire și activitate umană în orașe, a devenit de multă vreme nepotrivit acestui scop.

Sunt bine cunoscute mecanismele de autopurificare, de mineralizare care se produce în sol, rolul bacteriilor și enzimelor implicate în acestea, precum și produșii intermediari și finali ai descompunerii substanțelor. În prezent, cercetările vizează identificarea factorilor care asigură echilibrul biologic al solului natural, precum și clarificarea întrebării cât de multe deșeuri solide (și ce compoziție) pot duce la o încălcare a echilibrului biologic al solului.
Cantitatea de deșeuri menajere (gunoi) pe locuitor din unele orașe mari ale lumii

Trebuie remarcat faptul că starea de igienă a solului din orașe ca urmare a supraîncărcării sale se deteriorează rapid, deși capacitatea solului de a se autopurifica este principala cerință igienă pentru menținerea echilibrului biologic. Solul din orașe nu mai poate face față sarcinii sale fără ajutorul omului. Singura cale de ieșire din această situație este neutralizarea completă și distrugerea deșeurilor în conformitate cu cerințele de igienă.

Prin urmare, construcția de utilități publice ar trebui să vizeze păstrarea capacității naturale a solului de a se autopurifica, iar dacă această capacitate a devenit deja nesatisfăcătoare, atunci trebuie restabilită artificial.

Cel mai nefavorabil este efectul toxic al deșeurilor industriale, atât lichide, cât și solide. O cantitate din ce în ce mai mare de astfel de deșeuri intră în sol, pe care nu le poate face față. Deci, de exemplu, contaminarea solului cu arsen a fost găsită în vecinătatea fabricilor de producere a superfosfatului (pe o rază de 3 km). După cum se știe, unele pesticide, cum ar fi compușii organoclorați care au intrat în sol, nu se descompun mult timp.

Situația este similară cu unele materiale de ambalare sintetice (policlorură de vinil, polietilenă etc.).

Unii compuși toxici intră mai devreme sau mai târziu în apele subterane, în urma cărora nu doar echilibrul biologic al solului este perturbat, ci și calitatea apelor subterane se deteriorează într-o asemenea măsură încât nu mai poate fi folosită ca apă potabilă.
Procentul din cantitatea de materiale sintetice de bază conținute în deșeurile menajere (gunoi)

*
Împreună cu deșeurile altor materiale plastice care se întăresc sub acțiunea căldurii.
Problema deșeurilor a crescut astăzi și pentru că o parte din deșeuri, în principal fecale umane și animale, sunt folosite pentru fertilizarea terenurilor agricole [fecalele conțin o cantitate semnificativă de azot-0,4-0,5%, fosfor (P203)-0,2-0,6 %, potasiu (K? 0) -0,5-1,5%, carbon-5-15%]. Această problemă a orașului s-a extins și în cartierele orașului.
4.4.
Rolul solului în răspândirea diferitelor boli

Solul joacă un rol în răspândirea bolilor infecțioase. Acest lucru a fost raportat în secolul trecut de către Petterkoffer (1882) și Fodor (1875), care au evidențiat în principal rolul solului în răspândirea bolilor intestinale: holera, febră tifoidă, dizenterie etc. Au atras atenția și asupra faptului că unele bacterii și viruși rămân viabile și virulente în sol luni de zile. Ulterior, o serie de autori și-au confirmat observațiile, în special în ceea ce privește solul urban. De exemplu, agentul cauzator al holerei rămâne viabil și patogen în apele subterane de la 20 la 200 de zile, agentul cauzator al febrei tifoide în fecale - de la 30 la 100 de zile, agentul cauzator al paratifoidului - de la 30 la 60 de zile. (În ceea ce privește răspândirea bolilor infecțioase, solul urban este mult mai periculos decât solul de câmp fertilizat cu gunoi de grajd.)

Pentru a determina gradul de contaminare a solului, o serie de autori folosesc determinarea numărului de bacterii (E. coli), precum și la determinarea calității apei. Alți autori consideră oportun să se determine, în plus, numărul de bacterii termofile implicate în procesul de mineralizare.

Răspândirea bolilor infecțioase prin sol este mult facilitată prin udarea terenului cu canalizare. În același timp, se deteriorează și proprietățile de mineralizare ale solului. Prin urmare, udarea cu apă uzată trebuie efectuată sub supraveghere sanitară strictă constantă și numai în afara zonei urbane.

4.5.
Efect nociv al principalelor tipuri de poluanți (deșeuri solide și lichide) care duce la degradarea solului

4.5.1.
Neutralizarea deșeurilor lichide din sol

Într-un număr aşezări fără canalizare, unele deșeuri, inclusiv gunoi de grajd, sunt neutralizate în sol.

După cum știți, acesta este cel mai simplu mod de a neutraliza. Cu toate acestea, este admisibil doar dacă avem de-a face cu un sol valoros din punct de vedere biologic care și-a păstrat capacitatea de auto-purificare, ceea ce nu este tipic pentru solurile urbane. Dacă solul nu mai posedă aceste calități, atunci pentru a-l proteja de degradarea ulterioară, este nevoie de instalații tehnice complexe pentru neutralizarea deșeurilor lichide.

În mai multe locuri, deșeurile sunt neutralizate în gropi de compost. Din punct de vedere tehnic, această soluție este o sarcină dificilă. În plus, lichidele sunt capabile să pătrundă în sol pe distanțe destul de mari. Sarcina este și mai complicată de faptul că apele uzate urbane conțin o cantitate din ce în ce mai mare de deșeuri industriale toxice care degradează proprietățile de mineralizare ale solului într-o măsură și mai mare decât fecalele umane și animale. Prin urmare, este permisă scurgerea în gropile de compost numai a apelor uzate care au suferit anterior sedimentare. În caz contrar, capacitatea de filtrare a solului este perturbată, apoi solul își pierde celelalte proprietăți protectoare, porii se blochează treptat etc.

Utilizarea fecalelor umane pentru irigarea câmpurilor agricole este a doua modalitate de neutralizare a deșeurilor lichide. Această metodă prezintă un dublu pericol igienic: în primul rând, poate duce la supraîncărcare a solului; în al doilea rând, aceste deșeuri pot deveni o sursă gravă de infecție. Prin urmare, fecalele trebuie mai întâi dezinfectate și supuse unui tratament adecvat și abia apoi folosite ca îngrășământ. Există două puncte de vedere opuse aici. Conform cerinţelor igienice, fecalele sunt supuse unei distrugeri aproape complete, iar din punct de vedere al economiei naţionale reprezintă un îngrăşământ valoros. Fecalele proaspete nu pot fi folosite pentru udarea grădinilor și câmpurilor fără a le dezinfecta mai întâi. Dacă totuși trebuie să folosiți fecale proaspete, atunci acestea necesită un astfel de grad de neutralizare, încât aproape că nu au nicio valoare ca îngrășământ.

Fecalele pot fi folosite ca îngrășământ numai în zone special amenajate - cu control sanitar și igienic constant, în special pentru starea apelor subterane, numărul de muște etc.

Cerințele pentru eliminarea și eliminarea fecalelor de animale în sol nu diferă în principiu de cele pentru eliminarea fecalelor umane.

Până de curând, gunoiul de grajd a fost o sursă semnificativă de nutrienți valoroși pentru agricultură pentru a îmbunătăți fertilitatea solului. Cu toate acestea, în ultimii ani, gunoiul de grajd și-a pierdut din importanță parțial din cauza mecanizării agriculturii, parțial din cauza utilizării tot mai mari a îngrășămintelor artificiale.

În absența unui tratament și eliminare corespunzătoare, gunoiul de grajd este, de asemenea, periculos, precum și fecalele umane netratate. Prin urmare, înainte de a fi dus pe câmp, gunoiul de grajd este lăsat să se maturizeze astfel încât în ​​acest timp (la o temperatură de 60-70 ° C) să poată avea loc în el procesele biotermale necesare. După aceea, gunoiul de grajd este considerat „matur” și eliberat de majoritatea agenților patogeni conținuți în el (bacterii, ouă de viermi etc.).

Trebuie amintit că depozitele de gunoi de grajd pot oferi zone ideale de reproducere pentru muștele care promovează răspândirea diferitelor infecții intestinale. Trebuie menționat că muștele pentru reproducere aleg cel mai ușor gunoi de grajd de porc, apoi de cal, oi și, nu în ultimul rând, gunoi de grajd de vacă. Înainte de a exporta gunoiul de grajd pe câmp, acesta trebuie tratat cu agenți insecticizi.
continuare
--PAGE_BREAK--

CUPRINS

Introducere

1. Acoperirea solului și utilizarea acestuia

2. Eroziunea solului (apă și vânt) și metode de tratare a acesteia

3. Poluarea solului industrial

3.1 Ploaia acidă

3.2 Metale grele

3.3 Intoxicatia cu plumb

4. Igiena solului. Eliminarea deșeurilor

4.1 Rolul solului în metabolism

4.2 Relația ecologică dintre sol și apă și deșeurile lichide (ape uzate)

4.3 Limitele de încărcare a solului pentru deșeurile solide (deșeuri menajere și stradale, deșeuri industriale, nămol uscat după sedimentarea apelor uzate, substanțe radioactive)

4.4 Rolul solului în răspândirea diferitelor boli

4.5 Efecte nocive ale principalelor tipuri de poluanți (deșeuri solide și lichide) care conduc la degradarea solului

4.5.1 Decontaminarea deșeurilor lichide din sol

4.5.2.1 Decontaminarea deșeurilor solide din sol

4.5.2.2 Colectarea și eliminarea deșeurilor

4.5.3 Îndepărtarea și eliminarea finală

4.6 Eliminarea deșeurilor radioactive

Concluzie

Lista surselor utilizate

Introducere.

O anumită parte a solurilor, atât în ​​Rusia, cât și în întreaga lume, în fiecare an iese din circulația agricolă din diverse motive, care sunt discutate în detaliu în UIR. Mii sau mai multe hectare de teren sunt afectate de eroziune, ploi acide, defectuos management și deșeuri toxice. Pentru a evita acest lucru, trebuie să vă familiarizați cu cele mai productive și ieftine măsuri de recuperare a terenurilor (a se vedea definiția reabilitării terenurilor în partea principală a lucrării), care cresc fertilitatea acoperirii solului și, mai ales, cu impact negativ pe sol și cum să-l evitați.

Aceste studii oferă o perspectivă asupra efectelor nocive asupra solului și au fost efectuate pe o serie de cărți, articole și reviste științifice dedicat problemelor solului și protecției mediului.

Însăși problema poluării și degradării solului a fost întotdeauna relevantă. Acum putem adăuga la cele spuse că în vremea noastră influența antropică afectează foarte mult natura și este doar în creștere, iar solul este una dintre principalele surse de hrană și îmbrăcăminte pentru noi, ca să nu mai vorbim de faptul că mergem pe el. și va fi mereu în contact strâns cu ea.

1. Acoperirea solului și utilizarea acestuia.

Acoperirea solului este cea mai importantă formațiune naturală. Semnificația sa pentru viața societății este determinată de faptul că solul este principala sursă de hrană, furnizând 97-98% din resursele alimentare ale populației lumii. În același timp, acoperirea solului este un loc de activitate umană, care găzduiește producția industrială și agricolă.

Subliniind rolul special al alimentelor în viața societății, chiar V. I. Lenin a subliniat: „Adevăratele baze ale economiei sunt fondul alimentar”.

Cea mai importantă proprietate a învelișului de sol este fertilitatea acestuia, care este înțeleasă ca totalitatea proprietăților solului care asigură recoltarea culturilor agricole. Fertilitatea naturală a solului este reglată de aportul de nutrienți în sol și de regimurile de apă, aer și termice ale acestuia. Rolul acoperirii solului în productivitatea sistemelor ecologice terestre este mare, deoarece solul hrănește plantele terestre cu apă și mulți compuși și este componenta esentiala activitatea fotosintetică a plantelor. Fertilitatea solului depinde și de cantitatea de energie solară acumulată în acesta. Organismele vii, plantele și animalele care locuiesc pe Pământ fixează energia solară sub formă de fito- sau zoomass. Productivitatea sistemelor ecologice terestre depinde de termică şi echilibrul apei suprafața pământului, care determină varietatea formelor de schimb de materie și substanțe în cadrul anvelopei geografice a planetei.

Analizând importanța pământului pentru producția socială, K. Marx a evidențiat două concepte: pământ-materie și pământ-capital. Prima dintre acestea este de înțeles pământ care a apărut în procesul dezvoltării sale evolutive pe lângă voința și conștiința oamenilor și este locul așezării umane și sursa hranei sale. Din momentul în care pământul în procesul de dezvoltare a societății umane devine un mijloc de producție, acesta acționează într-o nouă calitate - capitalul, fără de care procesul muncii este de neconceput, „...pentru că îi dă muncitorului... o locul pe care stă ... , și domeniul său de aplicare...”. Din acest motiv, pământul este un factor universal în orice activitate umană.

Rolul și locul pământului nu este același în diverse sfere ale producției materiale, în primul rând în industrie și agricultură. În industria prelucrătoare, în construcții, în transport, terenul este locul în care au loc procesele de muncă, indiferent de fertilitatea naturală a solului. Într-o altă calitate este terenul în agricultură. Sub influența muncii umane, fertilitatea naturală se transformă din potențial în economică. Specificul utilizării resurselor funciare în agricultură duce la faptul că acestea acționează în două calități diferite, ca obiect de muncă și ca mijloc de producție. K. Marx nota: „Numai printr-o nouă investiție de capital în loturi de pământ... oamenii au crescut capitalul terestră fără nicio creștere a materiei pământului, adică a spațiului pământului.”

Pământul din agricultură acționează ca forță productivă datorită fertilității sale naturale, care nu rămâne constantă. Odată cu utilizarea rațională a pământului, o astfel de fertilitate poate fi sporită prin îmbunătățirea regimului său de apă, aer și termic prin măsuri de recuperare și creșterea conținutului de nutrienți din sol. Dimpotrivă, odată cu utilizarea irațională a resurselor funciare, fertilitatea acestora scade, în urma căreia are loc o scădere a randamentelor culturilor. În unele locuri, cultivarea culturilor devine complet imposibilă, mai ales pe soluri saline și erodate.

Cu un nivel scăzut de dezvoltare a forțelor productive ale societății, extinderea producției alimentare se produce datorită implicării de noi terenuri în agricultură, ceea ce corespunde dezvoltării extensive a agriculturii. Două condiții contribuie la aceasta: disponibilitatea de teren liber și posibilitatea agriculturii la un nivel mediu accesibil al costurilor de capital pe unitatea de suprafață. Această utilizare a resurselor pământului și a agriculturii este tipică multor țări în curs de dezvoltare din lumea modernă.

În epoca revoluției științifice și tehnologice, a existat o delimitare ascuțită a sistemului de agricultură în țările industrializate și în curs de dezvoltare. Primele se caracterizează prin intensificarea agriculturii folosind realizările revoluției științifice și tehnologice, în care agricultura se dezvoltă nu datorită creșterii suprafeței terenului cultivat, ci datorită creșterii cantității de capital investit în pământ. Resursele de pământ limitate binecunoscute pentru majoritatea țărilor capitaliste industrializate, creșterea cererii de produse agricole în întreaga lume datorită creșterii mari a populației, mai mult cultură înaltă agricultura a contribuit la transferul agriculturii în aceste țări încă din anii 50 pe calea dezvoltării intensive. Accelerarea procesului de intensificare a agriculturii în țările capitaliste industrializate este legată nu numai de realizările revoluției științifice și tehnologice, ci mai ales de rentabilitatea investiției de capital în agricultură, care a concentrat producția agricolă în mâinile marilor proprietari de pământ și micii fermieri distruși.

Agricultura s-a dezvoltat în alte moduri în țările în curs de dezvoltare. Dintre problemele acute ale resurselor naturale ale acestor țări se pot distinge: cultura agricolă scăzută, care a provocat degradarea solurilor (creșterea eroziunii, salinizarea, fertilitatea redusă) și vegetația naturală (de exemplu, pădurile tropicale), epuizarea solurilor. resurse de apă, deșertificarea pământurilor, manifestată mai ales clar pe continentul african. Toți acești factori asociați cu problemele socio-economice ale țărilor în curs de dezvoltare au dus la lipsuri alimentare cronice în aceste țări. Astfel, la începutul anilor 1980, în ceea ce privește furnizarea de cereale (222 kg) și carne (14 kg) de persoană, țările în curs de dezvoltare erau de câteva ori inferioare, respectiv, țărilor capitaliste dezvoltate industrial. Soluția problemei alimentare din țările în curs de dezvoltare este de neconceput fără transformări socio-economice majore.

În țara noastră, la baza relațiilor funciare se află dreptul de proprietate la nivel național (la nivel național) asupra pământului, care a apărut ca urmare a naționalizării întregului teren. Relațiile agrare se construiesc pe baza unor planuri conform cărora agricultura ar trebui să se dezvolte în viitor, cu asistență financiară și creditară din partea statului și aprovizionarea cu cantitatea necesară de utilaje și îngrășăminte. Plata muncitorilor agricoli in functie de cantitatea si calitatea muncii stimuleaza o crestere constanta a nivelului lor de trai.

Utilizarea fondului funciar în ansamblu se realizează pe baza planurilor de stat pe termen lung. Un exemplu de astfel de planuri a fost dezvoltarea de terenuri virgine și de pânză în estul țării (mijlocul anilor 1950), datorită cărora a devenit posibilă în scurt timp introducerea a peste 41 de milioane de hectare de noi suprafețe în teren arabil. Un alt exemplu este un set de măsuri legate de implementarea Programului Alimentar, care prevede accelerarea dezvoltării producției agricole prin creșterea culturii agriculturii, implementarea pe scară largă a măsurilor de reabilitare a terenurilor, precum și implementarea un program amplu de reconstrucţie socio-economică a zonelor agricole.

Resursele de pământ ale lumii în ansamblu oferă hrană pentru mai mulți oameni decât este disponibil în prezent și va fi în viitorul apropiat. Cu toate acestea, din cauza creșterii populației, în special în țările în curs de dezvoltare, cantitatea de teren arabil pe cap de locuitor este în scădere.

Recent, datorită dezvoltării rapide a industriei, s-a înregistrat o creștere semnificativă a nivelului de metale grele din mediu. Termenul de „metale grele” se aplică metalelor fie cu o densitate ce depășește 5 g/cm 3, fie cu un număr atomic mai mare de 20. Deși, există un alt punct de vedere, conform căruia mai mult de 40 elemente chimice cu mase atomice mai mari de 50 at. unitati Dintre elementele chimice, metalele grele sunt cele mai toxice și pe locul doi după pesticide în ceea ce privește gradul de pericol. În același timp, sunt toxice următoarele elemente chimice: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Fitotoxicitatea metalelor grele depinde de acestea proprietăți chimice: valență, rază ionică și capacitatea de a forma complexe. În cele mai multe cazuri, după gradul de toxicitate, elementele sunt dispuse în succesiune: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Cu toate acestea, această serie se poate schimba oarecum din cauza precipitațiilor inegale a elementelor de către sol și a trecerii într-o stare inaccesibilă plantelor, a condițiilor de creștere și a caracteristicilor fiziologice și genetice ale plantelor înseși. Transformarea și migrarea metalelor grele are loc sub influența directă și indirectă a reacției complexe de formare. La evaluarea poluării mediului, este necesar să se țină cont de proprietățile solului și, în primul rând, de compoziția granulometrică, conținutul de humus și tamponarea. Capacitatea de tamponare este înțeleasă ca fiind capacitatea solurilor de a menține concentrația de metale în soluția de sol la un nivel constant.

În sol, metalele grele sunt prezente în două faze - solid și în soluție de sol. Forma de existență a metalelor este determinată de reacția mediului, de compoziția chimică și materială a soluției solului și, în primul rând, de conținutul de substanțe organice. Elementele - complexanții care poluează solul sunt concentrați în principal în stratul său superior de 10 cm. Cu toate acestea, atunci când solul cu tampon scăzut este acidulat, o proporție semnificativă de metale din starea de schimb absorbit trece în soluția de sol. Cadmiul, cuprul, nichelul, cobaltul au o puternică capacitate de migrare într-un mediu acid. O scădere a pH-ului cu 1,8-2 unități duce la o creștere a mobilității zincului cu 3,8-5,4, cadmiul - cu 4-8, cuprul - de 2-3 ori.

Tabelul 1 Standarde MPC (MAC), concentrațiile de fond ale elementelor chimice din sol (mg/kg)

Astfel, atunci când intră în sol, metalele grele interacționează rapid cu liganzii organici pentru a forma compuși complecși. Deci, la concentrații mici în sol (20-30 mg/kg), aproximativ 30% din plumb este sub formă de complexe cu substanțe organice. Ponderea compușilor complexi de plumb crește odată cu concentrația sa până la 400 mg/g și apoi scade. Metalele sunt, de asemenea, absorbite (schimb sau neschimb) prin precipitarea hidroxizilor de fier și mangan, a mineralelor argiloase și a materiei organice din sol. Metalele disponibile plantelor și capabile de leșiere se găsesc în soluția de sol sub formă de ioni liberi, complecși și chelați.

Absorbția HM de către sol depinde într-o măsură mai mare de reacția mediului și de care anioni predomină în soluția de sol. Într-un mediu acid, cuprul, plumbul și zincul sunt mai absorbite, iar într-un mediu alcalin, cadmiul și cobaltul sunt absorbite intens. Cuprul se leagă de preferință de liganzi organici și hidroxizi de fier.

Tabelul 2 Mobilitatea oligoelementelor în diverse soluri în funcție de pH-ul soluției de sol

Factorii sol-climatici determină adesea direcția și rata de migrare și transformare a HM în sol. Astfel, condițiile solului și regimurilor de apă ale zonei de silvostepă contribuie la migrarea verticală intensivă a HM de-a lungul profilului solului, inclusiv la posibilul transfer de metale cu curgerea apei de-a lungul fisurilor, cursurilor radiculare etc.

Nichelul (Ni) este un element din grupa VIII a sistemului periodic cu o masă atomică de 58,71. Nichelul, împreună cu Mn, Fe, Co și Cu, aparține așa-numitelor metale de tranziție, ai căror compuși sunt foarte activi din punct de vedere biologic. Datorită caracteristicilor structurale orbitalii de electroni metalele de mai sus, inclusiv nichelul, au o capacitate bine pronunțată de a forma complexe. Nichelul este capabil să formeze complexe stabili cu, de exemplu, cisteină și citrat, precum și cu mulți liganzi organici și anorganici. Compoziția geochimică a rocilor părinte determină în mare măsură conținutul de nichel din sol. Cea mai mare cantitate de nichel este conținută în solurile formate din roci de bază și ultrabazice. Potrivit unor autori, limitele excesului și nivelurilor toxice de nichel pentru majoritatea speciilor variază de la 10 la 100 mg/kg. Masa principală de nichel este fixată imobil în sol, iar migrarea foarte slabă în starea coloidală și în compoziția suspensiilor mecanice nu afectează distribuția acestora de-a lungul profilului vertical și este destul de uniformă.

Plumb (Pb). Chimia plumbului din sol este determinată de un echilibru delicat al proceselor direcționate invers: sorbție-desorbție, dizolvare-tranziție la starea solidă. Plumbul eliberat în sol cu ​​emisii este inclus în ciclul transformărilor fizice, chimice și fizico-chimice. La început, domină procesele de deplasare mecanică (particulele de plumb se deplasează de-a lungul suprafeței și în sol de-a lungul fisurilor) și difuzia convectivă. Apoi, pe măsură ce compușii de plumb în fază solidă se dizolvă, intră în joc procese fizico-chimice mai complexe (în special, procesele de difuzie ionică), însoțite de transformarea compușilor de plumb care vin cu praf.

S-a stabilit că plumbul migrează atât pe verticală, cât și pe orizontală, al doilea proces prevalând asupra primului. De-a lungul a 3 ani de observații pe o pajiște cu forb, praful de plumb aplicat local pe suprafața solului s-a deplasat în direcție orizontală cu 25–35 cm, în timp ce adâncimea sa de pătrundere în grosimea solului a fost de 10–15 cm. Factorii biologici joacă un rol important în migrarea plumbului: rădăcinile plantelor absorb ionii metalelor; în timpul sezonului de vegetație, se mișcă în grosimea solului; Când plantele mor și se descompun, plumbul este eliberat în masa de sol din jur.

Se știe că solul are capacitatea de a lega (sorb) plumbul tehnogen care a intrat în el. Se crede că sorbția include mai multe procese: schimbul complet cu cationii complexului absorbant al solurilor (adsorbție nespecifică) și o serie de reacții de complexare a plumbului cu donatorii de componente ale solului (adsorbție specifică). În sol, plumbul este asociat în principal cu materia organică, precum și cu minerale argiloase, oxizi de mangan, hidroxizi de fier și aluminiu. Prin legarea plumbului, humusul previne migrarea acestuia în mediile adiacente și limitează intrarea acestuia în plante. Dintre mineralele argiloase, illitele se caracterizează printr-o tendință de sorbție a plumbului. O creștere a pH-ului solului în timpul calarului duce la o legare și mai mare a plumbului de sol datorită formării de compuși puțin solubili (hidroxizi, carbonați etc.).

Plumbul, care este prezent în sol în forme mobile, este fixat în timp de componentele solului și devine inaccesibil plantelor. Potrivit cercetătorilor autohtoni, plumbul este cel mai puternic fixat în solurile de cernoziom și turbă-silt.

Cadmiu (Cd) O caracteristică a cadmiului care îl deosebește de alte HM este că este prezent în soluția solului în principal sub formă de cationi (Cd 2+), deși în sol cu ​​reacție neutră a mediului se poate forma puțin solubil. complecși cu sulfați, fosfați sau hidroxizi.

Conform datelor disponibile, concentrația de cadmiu în soluțiile de sol ale solurilor de fond variază între 0,2 și 6 µg/l. În focarele de poluare a solului crește la 300-400 µg/l.

Se știe că cadmiul din sol este foarte mobil; este capabil să treacă în cantități mari din faza solidă în faza lichidă și invers (ceea ce face dificilă prezicerea intrării sale în plantă). Mecanismele care reglează concentrația de cadmiu în soluția de sol sunt determinate de procesele de sorbție (prin sorbție înțelegem adsorbția, precipitarea și formarea complexului). Cadmiul este absorbit de sol în cantități mai mici decât alte HM. Pentru a caracteriza mobilitatea metalelor grele în sol se utilizează raportul dintre concentrațiile metalelor din faza solidă și cele din soluția de echilibru. Valorile ridicate ale acestui raport indică faptul că HM-urile sunt reținute în faza solidă datorită reacției de sorbție, valori scăzute - datorită faptului că metalele sunt în soluție, de unde pot migra în alte medii sau pot intra în diverse reacții (geochimice sau biologice). Se știe că procesul principal în legarea cadmiului este adsorbția de către argile. Studiile recente au arătat, de asemenea, un rol important în acest proces al grupărilor hidroxil, al oxizilor de fier și al materiei organice. La un nivel scăzut de poluare și o reacție neutră a mediului, cadmiul este adsorbit în principal de oxizii de fier. Și într-un mediu acid (pH = 5), materia organică începe să acționeze ca un puternic adsorbant. La un pH mai scăzut (pH=4), funcțiile de adsorbție trec aproape exclusiv la materia organică. Componentele minerale din aceste procese încetează să mai joace vreun rol.

Se știe că cadmiul nu este doar absorbit de suprafața solului, ci și fixat datorită precipitațiilor, coagulării și absorbției interpachete de către mineralele argiloase. Se difuzează în particulele de sol prin micropori și în alte moduri.

Cadmiul este fixat în sol în moduri diferite tip diferit. Până în prezent, se cunosc puține despre relațiile competitive ale cadmiului cu alte metale în procesele de sorbție din complexul de absorbție a solului. Conform cercetărilor de specialitate Universitate tehnica Copenhaga (Danemarca), în prezența nichelului, cobaltului și zincului, absorbția cadmiului de către sol a fost suprimată. Alte studii au arătat că procesele de sorbție a cadmiului de către sol se degradează în prezența ionilor de clorură. Saturarea solului cu ioni de Ca 2+ a dus la o creștere a capacității de sorbție a cadmiului. Multe legături de cadmiu cu componentele solului se dovedesc a fi fragile; în anumite condiții (de exemplu, o reacție acidă a mediului), se eliberează și revine în soluție.

Este dezvăluit rolul microorganismelor în procesul de dizolvare a cadmiului și trecerea acestuia la o stare mobilă. Ca urmare a activității lor vitale, fie se formează complexe metalice solubile în apă, fie se creează condiții fizice și chimice care favorizează trecerea cadmiului din faza solidă la cea lichidă.

Procesele care au loc cu cadmiul în sol (sorbție-desorbție, trecere în soluție etc.) sunt interconectate și interdependente; curgerea acestui metal în plante depinde de direcția, intensitatea și adâncimea acestora. Se știe că valoarea de sorbție a cadmiului de către sol depinde de valoarea pH-ului: cu cât pH-ul solului este mai mare, cu atât acesta absoarbe mai mult cadmiul. Astfel, conform datelor disponibile, în intervalul de pH de la 4 la 7,7, cu o creștere a pH-ului pe unitate, capacitatea de sorbție a solurilor față de cadmiu a crescut de aproximativ trei ori.

Zinc (Zn). Deficiența de zinc se poate manifesta atât pe soluri ușoare acide, puternic podzolizate, cât și pe solurile carbonatate, sărace în zinc și foarte humus. Manifestarea deficienței de zinc este sporită de utilizarea unor doze mari de îngrășăminte fosfatice și de arătura puternică a subsolului până la orizontul arabil.

Cel mai mare conținut total de zinc în solurile tundră (53-76 mg/kg) și cernoziom (24-90 mg/kg), cel mai scăzut - în solurile sod-podzolice (20-67 mg/kg). Carenta de zinc se manifesta cel mai adesea in solurile calcaroase neutre si usor alcaline. În solurile acide, zincul este mai mobil și mai disponibil pentru plante.

Zincul este prezent în sol sub formă ionică, unde este adsorbit prin mecanismul de schimb de cationi într-un mediu acid sau ca urmare a chimisorbției într-un mediu alcalin. Ionul Zn 2+ este cel mai mobil. Mobilitatea zincului în sol este influențată în principal de valoarea pH-ului și de conținutul de minerale argiloase. La 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.

Potrivit lui A.P. Vinogradov (1952), toate elementele chimice sunt implicate într-un grad sau altul în viața plantelor și, dacă multe dintre ele sunt considerate semnificative din punct de vedere fiziologic, este doar pentru că nu există încă dovezi în acest sens. Intrând în plantă într-o cantitate mică și devenind parte integrantă sau activatori ai enzimelor din acestea, microelementul îndeplinește funcții de serviciu în procesele metabolice. Atunci când concentrații neobișnuit de mari de elemente intră în mediu, acestea devin toxice pentru plante. Pătrunderea în exces a metalelor grele în țesuturile plantelor duce la o perturbare a funcționării normale a organelor acestora, iar această perturbare este cu atât mai puternică, cu atât este mai mare excesul de substanțe toxice. Ca urmare, productivitatea scade. Efectul toxic al HM se manifestă încă din primele etape de dezvoltare a plantelor, dar în grade diferite pe diferite soluri și pentru diferite culturi.

Absorbția elementelor chimice de către plante este un proces activ. Difuzia pasivă reprezintă doar 2-3% din masa totală a componentelor minerale digerate. Când conținutul de metale din sol este la nivelul de fond, are loc absorbția activă a ionilor, iar dacă luăm în considerare mobilitatea redusă a acestor elemente în sol, atunci absorbția lor ar trebui precedată de mobilizarea metalelor puternic legate. Atunci când conținutul de HM din stratul radicular este în cantități care depășesc semnificativ concentrațiile limită la care metalul poate fi fixat în detrimentul resurselor interne ale solului, astfel de cantități de metale intră în rădăcini pe care membranele nu le mai pot reține. Ca urmare, furnizarea de ioni sau compuși ai elementelor încetează să fie reglementată de mecanisme celulare. HM-urile se acumulează mai intens pe soluri acide decât pe soluri cu o reacție neutră sau aproape neutră a mediului. Măsura participării efective a ionilor HM la reacțiile chimice este activitatea lor. Efectul toxic al concentrațiilor mari de HM asupra plantelor se poate manifesta prin perturbarea aprovizionării și distribuției altor elemente chimice. Caracterul interacțiunii HM cu alte elemente variază în funcție de concentrațiile acestora. Migrația și intrarea în plantă se realizează sub formă de compuși complecși.

În perioada inițială de poluare a mediului cu metale grele, datorită proprietăților tampon ale solului, ducând la inactivarea substanțelor toxice, plantele practic nu vor experimenta efecte adverse. Cu toate acestea, funcțiile de protecție ale solului nu sunt nelimitate. Pe măsură ce nivelul poluării cu metale grele crește, inactivarea lor devine incompletă și fluxul ionic atacă rădăcinile. O parte din ionii planta este capabilă să se transfere într-o stare mai puțin activă chiar înainte de a pătrunde în sistemul radicular al plantelor. Aceasta este, de exemplu, chelarea cu ajutorul secrețiilor radiculare sau adsorbția pe suprafața exterioară a rădăcinilor cu formarea de compuși complecși. În plus, după cum arată experimentele de vegetație cu doze evident toxice de zinc, nichel, cadmiu, cobalt, cupru și plumb, rădăcinile sunt situate în straturi necontaminate cu soluri HM și nu există simptome de fototoxicitate în aceste variante.

În ciuda funcțiilor de protecție ale sistemului radicular, HM intră în rădăcină în condiții de poluare. În acest caz, intră în joc mecanismele de protecție, datorită cărora are loc distribuția specifică a HM-urilor între organele plantelor, ceea ce face posibilă asigurarea creșterii și dezvoltării lor cât mai complet posibil. În același timp, conținutul, de exemplu, de HM în țesuturile rădăcinilor și semințelor în condițiile unui mediu foarte poluat poate diferi de 500-600 de ori, ceea ce indică marile capacități de protecție ale acestui organ subteran al plantei.

Un exces de elemente chimice provoacă toxicoză în plante. Pe măsură ce concentrația de HM crește, creșterea plantelor este întârziată inițial, apoi se instalează cloroza frunzelor, care este înlocuită cu necroză și, în cele din urmă, sistemul radicular este deteriorat. Efectul toxic al HM se poate manifesta direct și indirect. Efectul direct al excesului de HM în celulele plantelor se datorează reacțiilor complexe de formare, care au ca rezultat blocarea enzimelor sau precipitarea proteinelor. Dezactivarea sistemelor enzimatice are loc ca urmare a înlocuirii metalului enzimatic cu un contaminant metalic. La un conținut critic de toxic, capacitatea catalitică a enzimei este redusă semnificativ sau complet blocată.

AP Vinogradov (1952) a evidențiat plantele care sunt capabile să concentreze elemente. El a subliniat două tipuri de plante - concentratoare:

1) plante care concentrează elemente la scară de masă;

2) plante cu concentrație selectivă (specie).

Plantele de primul tip sunt îmbogățite cu elemente chimice dacă acestea din urmă sunt conținute în sol într-o cantitate crescută. Concentrația în acest caz este cauzată de un factor de mediu.

Plantele de al doilea tip se caracterizează printr-o cantitate constantă mare de unul sau altul element chimic, indiferent de conținutul acestuia în mediu. Se datorează unei nevoi fixe genetic.

Având în vedere mecanismul de absorbție a metalelor grele din sol în plante, putem vorbi de tipuri de barieră (neconcentrante) și fără bariere (concentrante). Acumularea barierei este caracteristică majorității plantelor superioare și nu este caracteristică briofitelor și lichenilor. Deci, în lucrările lui M. A. Toikka și L. N. Potekhina (1980), sphagnum (2,66 mg/kg) a fost numit ca un concentrator de plante de cobalt; cupru (10,0 mg/kg) - mesteacăn, fructe sâmburoase, lacramioare; mangan (1100 mg / kg) - afine. Lepp și colab. (1987) au găsit concentrații mari de cadmiu în sporoforii ciupercii Amanita muscaria care crește în pădurile de mesteacăn. În sporoforii ciupercii, conținutul de cadmiu a fost de 29,9 mg/kg greutate uscată, iar în solul pe care au crescut, a fost de 0,4 mg/kg. Există o opinie că plantele care sunt concentratoare de cobalt sunt, de asemenea, foarte tolerante la nichel și sunt capabile să-l acumuleze în cantități mari. Acestea includ, în special, plante din familiile Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Concentratoarele și superconcentratoarele de nichel se găsesc și printre plantele medicinale. Superconcentratorii includ arborele de pepene galben, belladonna belladonna, machea galbenă, motherwort, floarea pasiunii roșii din carne și termopsisul lanceolat. Tipul de acumulare a elementelor chimice care se află în concentrații mari în mediul nutritiv depinde de fazele vegetației plantelor. Acumularea fără bariere este tipică pentru faza de răsad, când plantele nu au diferențierea părților supraterane în diferite organe, iar în fazele finale ale vegetației - după maturare, precum și în timpul repausului de iarnă, când acumularea fără bariere poate să fie însoțită de eliberarea unor cantități în exces de elemente chimice în faza solidă (Kovalevsky, 1991).

Plante hiperacumulante au fost găsite în familiile Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae și Scrophulariaceae (Baker 1995). Cea mai cunoscută și studiată dintre ele este Brassica juncea (muștar indian) - o plantă care dezvoltă o biomasă mare și este capabilă să acumuleze Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B și Se (Nanda Kumar). şi colab. 1995; Salt şi colab. 1995; Raskin şi colab. 1994). Dintre diferitele specii de plante testate, B. juncea a avut cea mai pronunțată capacitate de a transporta plumbul în părțile aeriene, acumulând în același timp peste 1,8% din acest element în organele aeriene (în ceea ce privește greutatea uscată). Cu excepția floarea soarelui (Helianthus annuus) și a tutunului (Nicotiana tabacum), alte specii de plante din afara familiei Brassicaceae au avut un coeficient de biodisponibilitate mai mic de 1.

Conform clasificării plantelor în funcție de răspunsul la prezența metalelor grele în mediul de creștere, folosită de mulți autori străini, plantele au trei strategii principale de creștere pe solurile contaminate cu metale:

Excludere metalice.

Astfel de plante păstrează o concentrație scăzută constantă a metalului, în ciuda variației mari a concentrației sale în sol, reținând în principal metalul în rădăcini. Plantele de excludere sunt capabile să modifice permeabilitatea membranei și capacitatea de legare a metalelor a pereților celulari sau să elibereze cantități mari de agenți de chelare.

Indicatoare metalice.

Acestea includ specii de plante care acumulează activ metal în părțile supraterane și reflectă în general nivelul conținutului de metal din sol. Aceștia sunt toleranți la nivelul actual de concentrație de metal datorită formării de compuși extracelulari de legare a metalelor (chelatori) sau schimbă natura compartimentării metalului prin depozitarea acestuia în zone insensibile la metal. Specii de plante care acumulează metale. Plantele aparținând acestui grup pot acumula metalul în biomasa supraterană la concentrații mult mai mari decât cele din sol. Baker și Brooks au definit hiperacumulatorii de metal ca plante care conțin mai mult de 0,1%, adică. mai mult de 1000 mg/g cupru, cadmiu, crom, plumb, nichel, cobalt sau 1% (mai mult de 10.000 mg/g) zinc și mangan în greutate uscată. Pentru metalele rare, această valoare este mai mare de 0,01% pe bază de greutate uscată. Cercetătorii identifică speciile hiperacumulative prin colectarea plantelor din zonele în care solurile conțin metale în concentrații peste nivelurile de fond, cum ar fi în zonele contaminate sau aflorimentele de minereu. Fenomenul de hiperacumulare ridică multe întrebări cercetătorilor. De exemplu, care este semnificația acumulării de metal în concentrații foarte toxice pentru plante. Răspunsul final la această întrebare nu a fost încă primit, dar există mai multe ipoteze principale. Se crede că astfel de plante au un sistem îmbunătățit de absorbție a ionilor (ipoteza de absorbție „neintenționată”) pentru a îndeplini anumite funcții fiziologice care nu au fost încă investigate. De asemenea, se crede că hiperacumularea este unul dintre tipurile de toleranță a plantelor la un conținut ridicat de metale în mediul de creștere.

Prezența unor concentrații ridicate de metale în sol duce la acumularea acestora în flora sălbatică și în culturile agricole, care este însoțită de contaminarea lanțurilor trofice. Concentrațiile mari de metale fac solul impropriu creșterii plantelor și, prin urmare, biodiversitatea este perturbată. Solurile contaminate cu metale grele pot fi remediate prin mijloace chimice, fizice și biologice. În general, acestea pot fi clasificate în două categorii.

Metoda ex-situ necesită îndepărtarea solului contaminat pentru cultivare la fața locului sau în afara amplasamentului și întoarcerea solului tratat la locația inițială. Secvența metodelor ex situ utilizate pentru curățarea solurilor contaminate include excavarea, detoxifierea și/sau descompunerea contaminantului prin mijloace fizice sau chimice, având ca rezultat stabilizarea, sedimentarea, imobilizarea, incinerarea sau descompunerea contaminantului.

Metoda in situ presupune curățarea solului contaminat fără excavarea acestuia. Reed și colab. tehnologiile de remediere in situ definite ca degradarea sau transformarea contaminantului, imobilizarea pentru a reduce biodisponibilitatea și separarea contaminantului de sol. Metoda in-situ este preferată în detrimentul metodei ex-situ datorită costului redus și efectului său blând asupra ecosistemului. Metoda tradițională ex situ implică îndepărtarea solului contaminat cu metale grele și îngroparea acestuia, ceea ce nu este o alegere optimă deoarece îngroparea solului contaminat în afara amplasamentului pur și simplu mută problema de contaminare în altă parte; cu toate acestea, există un anumit risc asociat cu transportul solului contaminat. Diluarea metalelor grele la niveluri acceptabile prin adăugarea de sol curat la solul contaminat și amestecarea acestora, acoperirea solului cu un material inert poate fi o alternativă la curățarea solului din zona contaminată.

Imobilizarea unui contaminant anorganic poate fi utilizată ca metodă de remediere a solurilor contaminate cu metale grele. Se poate realiza prin complexarea contaminanților, sau prin creșterea pH-ului solului prin var. Creșterea pH-ului reduce solubilitatea metalelor grele precum Cd, Cu, Ni și Zn în sol. Deși riscul de a fi preluat de plante este redus, concentrația de metale în sol rămâne neschimbată. Cele mai multe dintre aceste tehnologii tradiționale de curățare a drumurilor provoacă daune suplimentare unui mediu deja deteriorat. Tehnologiile de bioremediere, numite „fitoremediere”, implică utilizarea plantelor verzi și a microbiotei asociate acestora pentru tratarea in situ a solurilor și apelor subterane contaminate. Ideea de a folosi instalații de acumulare a metalelor pentru a îndepărta metalele grele și alți compuși a fost propusă pentru prima dată în 1983. Termenul „fitoremediere” constă din prefixul grecesc phyto- (plantă) atașat la rădăcina latină remediu (recuperare).

Filtrarea rizomului presupune utilizarea plantelor (atât terestre cât și acvatice) pentru a adsorbi, concentra și depune contaminanți în rădăcini din surse de apă poluate cu concentrații scăzute de contaminanți. Această metodă poate trata parțial efluenții industriali, scurgerile de suprafață de pe terenurile și instalațiile agricole sau drenajul acid din mine și mine. Filtrarea rizomului poate fi aplicată plumbului, cadmiului, cuprului, nichelului, zincului și cromului, care sunt reținute în principal de rădăcini. Avantajele rizofiltrării includ capacitatea acesteia de a fi utilizată atât „in-situ”, cât și „ex-situ” și de a folosi specii de plante care nu sunt hiperacumulatoare. A fost studiată capacitatea floarea soarelui, muștarul indian, tutunul, secarea, spanacul și porumbul de a elimina plumbul din apele uzate, floarea soarelui prezentând cea mai mare eficiență de curățare.

Fitostabilizarea este utilizată în primul rând pentru tratarea solurilor, a sedimentelor și a nămolului de epurare și depinde de capacitatea rădăcinilor plantelor de a limita mobilitatea și biodisponibilitatea contaminanților din sol. Fitostabilizarea se realizează prin sorbția, precipitarea și complexarea metalelor. Plantele reduc cantitatea de apă care se infiltrează prin solul contaminat, ceea ce previne procesele de eroziune, pătrunderea contaminanților dizolvați în apele de suprafață și subterane și răspândirea lor în zonele necontaminate. Avantajul fitostabilizării este că această metodă nu necesită îndepărtarea biomasei vegetale contaminate. Cu toate acestea, principalul său dezavantaj este păstrarea contaminantului în sol și, prin urmare, utilizarea acestei metode de purificare ar trebui să fie însoțită de monitorizarea constantă a conținutului și biodisponibilității contaminanților.

Fitoextracția este cea mai potrivită modalitate de a îndepărta sărurile de metale grele din sol fără a distruge structura și fertilitatea solului. Unii autori numesc această metodă fitoacumulare. Deoarece planta absoarbe, concentrează și precipită metale toxice și radionuclizi din solurile contaminate din biomasă, este cea mai bună modalitate de a curăța zonele cu contaminare difuză a suprafeței și concentrații relativ scăzute de contaminanți. Există două strategii principale de fitoextracție:

Fitoextracția în prezența chelaților, sau fitoextracția indusă, în care adăugarea de chelați artificiali crește mobilitatea și absorbția contaminantului metalic;

Fitoextracția secvențială, în care îndepărtarea metalului depinde de capacitatea naturală a plantelor de a purifica; în același timp, doar numărul de însămânțare (plantări) plantelor este sub control. Descoperirea speciilor hiperacumulative a contribuit în continuare la dezvoltarea acestei tehnologii. Pentru a face această tehnologie fezabilă în mod realist, plantele trebuie să extragă concentrații mari de metale grele din rădăcinile lor, să le mute în biomasă supraterană și să producă cantități mari de biomasă vegetală. În acest caz, sunt importanți factori precum rata de creștere, selectivitatea elementelor, rezistența la boli și metoda de recoltare. Cu toate acestea, creșterea lentă, sistemele de rădăcină care se răspândesc superficial și productivitatea scăzută a biomasei limitează utilizarea speciilor hiperacumulative pentru a curăța zonele contaminate cu metale grele.

Fitoevaporarea implică utilizarea plantelor pentru a elimina contaminanții din sol, a le transforma într-o formă volatilă și a transpirației în atmosferă. Fitoevaporarea este utilizată în primul rând pentru a îndepărta mercurul prin conversia ionului de mercur în mercur elementar mai puțin toxic. Dezavantajul este că mercurul eliberat în atmosferă este probabil să fie reciclat prin depunere și apoi reintrodus în ecosistem. Cercetătorii americani au descoperit că unele plante care cresc pe un substrat bogat în seleniu produc seleniu volatil sub formă de selenidă de dimetil și diseleniură de dimetil. Există rapoarte că fitoevaporarea a fost aplicată cu succes la tritiu, un izotop radioactiv al hidrogenului), care s-a degradat la heliu stabil cu un timp de înjumătățire de aproximativ 12 ani. Fitodegradarea. În fitoremedierea materiei organice, metabolismul plantelor este implicat în recuperarea contaminantului prin transformarea, descompunerea, stabilizarea sau evaporarea poluanților din sol și apele subterane. Fitodegradarea este descompunerea substanțelor organice absorbite de o plantă în molecule mai simple care sunt încorporate în țesuturile plantelor.

Plantele conțin enzime care pot descompune și transforma deșeurile de arme, solvenți clorurati precum tricloretilena și alte erbicide. Enzimele sunt de obicei dehalogenaze, oxigenaze și reductaze. Rizodegradarea este descompunerea compușilor organici din sol prin activitatea microbiană în zona rădăcină (rizosferă) și este un proces mult mai lent decât fitodegradarea. Metodele de fitoremediere de mai sus pot fi utilizate într-un mod complex. Astfel, se poate observa din revizuirea literaturii de specialitate că fitoremedierea este în prezent un domeniu de cercetare în dezvoltare rapidă. În ultimii zece ani, cercetătorii din multe țări ale lumii au primit confirmarea experimentală, inclusiv în teren, a perspectivelor acestei metode de curățare a mediilor poluate de contaminanți organici, anorganici și radionuclizi.

Această modalitate ecologică și ieftină de curățare a zonelor contaminate este o alternativă reală la metodele tradiționale de restaurare a terenurilor deranjate și poluate. În Rusia, aplicarea comercială a fitoremedierii pentru solurile contaminate cu metale grele și diferiți compuși organici, cum ar fi produsele petroliere, este la început. Sunt necesare studii la scară largă pentru a căuta plante cu creștere rapidă cu o capacitate pronunțată de a acumula contaminanți din speciile cultivate și sălbatice caracteristice unei anumite regiuni, confirmarea experimentală a potențialului lor ridicat de fitoremediere și studiul modalităților de a-l crește. O zonă importantă separată de cercetare este studiul problemei utilizării biomasei vegetale contaminate pentru a preveni recontaminarea diferitelor componente ale ecosistemului și intrarea contaminanților în lanțurile alimentare.

Compoziția chimică a solurilor din diferite teritorii este eterogenă, iar distribuția elementelor chimice conținute în soluri pe întreg teritoriul este neuniformă. Astfel, de exemplu, fiind predominant într-o stare dispersată, metalele grele sunt capabile să formeze legături locale, unde concentrațiile lor sunt de multe sute și de mii de ori mai mari decât nivelurile Clarke.

O serie de elemente chimice sunt necesare pentru funcționarea normală a organismului. Deficiența, excesul sau dezechilibrul lor pot provoca boli numite microelementoze 1 sau endemii biogeochimice, care pot fi atât naturale, cât și produse de om. În distribuția lor, un rol important revine apei, precum și produselor alimentare, în care elementele chimice pătrund din sol prin lanțurile trofice.

S-a stabilit experimental că procentul de HM din plante este afectat de procentul de HM din sol, atmosferă și apă (în cazul algelor). De asemenea, s-a observat că pe solurile cu același conținut de metale grele, aceeași cultură dă un randament diferit, deși au coincis și condițiile climatice. Apoi a fost descoperită dependența productivității de aciditatea solului.

Contaminarea solului cu cadmiu, mercur, plumb, arsen, cupru, zinc și mangan pare a fi cea mai studiată. Luați în considerare contaminarea solului cu aceste metale separat pentru fiecare. 2

Cadmiu (Cd)

Conținutul de cadmiu din scoarța terestră este de aproximativ 0,15 mg/kg. Cadmiul este concentrat în roci vulcanice (de la 0,001 la 1,8 mg/kg), metamorfice (de la 0,04 la 1,0 mg/kg) și sedimentare (de la 0,1 la 11,0 mg/kg). Solurile formate pe baza unor astfel de materiale sursă conțin 0,1-0,3; 0,1 - 1,0 și, respectiv, 3,0 - 11,0 mg/kg de cadmiu.

În solurile acide, cadmiul este prezent sub formă de Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , iar în solurile calcaroase - sub formă de Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3 + .

Absorbția de cadmiu de către plante scade semnificativ atunci când solurile acide sunt calcarate. În acest caz, o creștere a pH-ului reduce solubilitatea cadmiului în umiditatea solului, precum și biodisponibilitatea cadmiului din sol. Astfel, conținutul de cadmiu din frunzele de sfeclă de pe solurile calcaroase a fost mai mic decât conținutul de cadmiu din aceleași plante pe soluri necalar. Un efect similar a fost demonstrat pentru orez și grâu -->.

Efectul negativ al creșterii pH-ului asupra disponibilității cadmiului este asociat cu o scădere nu numai a solubilității cadmiului în faza de soluție a solului, ci și a activității rădăcinilor, care afectează absorbția.

Cadmiul este mai degrabă inactiv în sol, iar dacă pe suprafața sa se adaugă un material care conține cadmiu, cea mai mare parte rămâne intactă.

Metodele de îndepărtare a contaminanților din sol includ fie îndepărtarea stratului contaminat în sine, îndepărtarea cadmiului din strat, fie acoperirea stratului contaminat. Cadmiul poate fi transformat în compuși insolubili complecși cu agenți de chelare disponibili (de exemplu, acid etilendiaminotetraacetic). .

Datorită absorbției relativ rapide a cadmiului din sol de către plante și a scăzut acțiune toxică La concentrațiile obișnuite, cadmiul se poate acumula în plante și poate intra în lanțul trofic mai repede decât plumbul și zincul. Prin urmare, cadmiul prezintă cel mai mare pericol pentru sănătatea umană atunci când deșeurile sunt introduse în sol.

Procedura de minimizare a cantității de cadmiu care poate intra în lanțul alimentar uman din solurile contaminate este sol de plante, nefolosit pentru alimente sau acele culturi care absorb cantități mici de cadmiu.

În general, culturile de pe solurile acide absorb mai mult cadmiu decât cele de pe solurile neutre sau alcaline. Prin urmare, calcararea solurilor acide este un mijloc eficient de reducere a cantității de cadmiu absorbit.

Mercur (Hg)

Mercurul se găsește în natură sub formă de vapori de metal Hg 0 formați în timpul evaporării sale din scoarța terestră; sub formă de săruri anorganice ale Hg (I) și Hg (II) și sub formă de compus organic al metilmercurului CH 3 Hg +, derivați monometil- și dimetil ai CH 3 Hg + și (CH 3) 2 Hg.

Mercurul se acumulează în orizontul superior (0-40 cm) al solului și migrează slab în straturile sale mai profunde. Compușii de mercur sunt substanțe de sol extrem de stabile. Plantele care cresc pe solul contaminat cu mercur absorb o cantitate semnificativă de element și o acumulează în concentrații periculoase sau nu cresc.

Plumb (Pb)

Conform datelor experiențelor efectuate în condiții de cultură de nisip, cu introducerea concentrațiilor de prag în sol de Hg (25 mg/kg) și Pb (25 mg/kg) și depășirea pragului de 2-20 de ori, plantele de ovăz cresc și se dezvoltă în mod normal până la un anumit nivel de poluare. Pe măsură ce concentrația de metale crește (pentru Pb începând de la o doză de 100 mg/kg), aspect plantelor. La doze extreme de metale, plantele mor în decurs de trei săptămâni de la începutul experimentelor. Conținutul de metale din componentele biomasei este distribuit în ordine descrescătoare astfel: rădăcini - parte supraterană - boabe.

Aportul total de plumb în atmosferă (și, în consecință, parțial în sol) de la vehiculele din Rusia în 1996 a fost estimat la aproximativ 4,0 mii tone, inclusiv 2,16 mii tone contribuite de transportul de marfă. Sarcina maximă de plumb a fost în regiunile Moscova și Samara, urmate de regiunile Kaluga, Nijni Novgorod, Vladimir și alte subiecte ale Federației Ruse situate în partea centrală a teritoriului european al Rusiei și Caucazul de Nord. Cele mai mari emisii absolute de plumb au fost observate în regiunile Ural (685 t), Volga (651 t) și Siberia de Vest (568 t). Iar cel mai negativ impact al emisiilor de plumb a fost observat în teritoriile Tatarstan, Krasnodar și Stavropol, Rostov, Moscova, Leningrad, Nijni Novgorod, Volgograd, Voronezh, Saratov și Samara (ziarul „ Lume verde”, număr special nr. 28, 1997).

Arsenic (As)

Arsenicul se găsește în mediu într-o varietate de forme stabile din punct de vedere chimic. Cele două stări principale de oxidare sunt As(III) și As(V). În natură, arsenul pentavalent este obișnuit sub formă de diverși compuși anorganici, deși arsenul trivalent este ușor de găsit în apă, mai ales în condiții anaerobe.

Cupru(cu)

Mineralele naturale de cupru din sol includ sulfați, fosfați, oxizi și hidroxizi. Sulfurile de cupru se pot forma în soluri slab drenate sau inundate în care sunt realizate condiții de reducere. Mineralele de cupru sunt de obicei prea solubile pentru a rămâne în solurile agricole drenate liber. În poluat soluri metalice, totuși, mediul chimic poate fi controlat prin procese de neechilibru care conduc la acumularea de faze solide metastabile. Se presupune că covellita (CuS) sau calcopirita (CuFeS 2) pot fi găsite și în solurile restaurate, contaminate cu cupru.

Urmele de cupru pot fi prezente sub formă de sulfuri separate în silicați și pot înlocui izomorfic cationii în filosilicați. Mineralele argiloase dezechilibrate de sarcină absorb nespecific cuprul, în timp ce oxizii și hidroxizii de fier și mangan prezintă o afinitate specifică foarte mare pentru cupru. Compușii organici cu greutate moleculară mare sunt capabili să fie absorbanți solizi pentru cupru, în timp ce substanțele organice cu greutate moleculară mică tind să formeze complexe solubile.

Complexitatea compoziției solului limitează posibilitatea separării cantitative a compușilor de cupru în forme chimice specifice. indică către -->Prezență masa mare conglomeratele de cupru se gasesc atat in substantele organice cat si in oxizii de Fe si Mn. Introducerea deșeurilor cu conținut de cupru sau a sărurilor anorganice de cupru crește concentrația compușilor de cupru în sol, capabili să fie extrași cu reactivi relativ blânzi; astfel, cuprul poate fi găsit în sol sub formă de forme chimice labile. Dar elementul ușor solubil și înlocuibil - cuprul - formează un număr mic de forme capabile de absorbție de către plante, de obicei mai puțin de 5% din conținutul total de cupru din sol.

Toxicitatea cuprului crește odată cu creșterea pH-ului solului și cu capacitatea scăzută de schimb cationic al solului. Îmbogățirea cuprului datorită extracției are loc numai în straturile de suprafață ale solului, iar culturile cu un sistem radicular adânc nu suferă de acest lucru.

Mediul și nutriția plantelor pot afecta fitotoxicitatea cuprului. De exemplu, toxicitatea cuprului pentru orezul din zonele plate a fost observată în mod clar atunci când plantele au fost udate cu apă rece, mai degrabă decât cu apă caldă. Cert este că activitatea microbiologică este suprimată în solul rece și creează acele condiții reducătoare în sol care ar contribui la precipitarea cuprului din soluție.

Fitotoxicitatea pentru cupru apare inițial dintr-un exces de cupru disponibil în sol și este sporită de aciditatea solului. Deoarece cuprul este relativ inactiv în sol, aproape tot cuprul care intră în sol rămâne în straturile superioare. Introducerea de substanțe organice în solurile contaminate cu cupru poate reduce toxicitatea datorită adsorbției metalului solubil de către substratul organic (în acest caz, ionii de Cu 2+ sunt transformați în compuși complecși mai puțin accesibili plantei) sau prin creșterea mobilității Cu 2+ ioni și spălarea lor din sol sub formă de complexe organocupru solubile.

Zinc (Zn)

Zincul poate fi găsit în sol sub formă de oxosulfați, carbonați, fosfați, silicați, oxizi și hidroxizi. Aceste compuși anorganici metastabil în terenuri agricole bine drenate. Aparent, sfalerita ZnS este forma predominantă termodinamic atât în ​​solurile reduse, cât și în cele oxidate. O anumită asociere a zincului cu fosforul și clorul este evidentă în sedimentele reduse contaminate cu metale grele. Prin urmare, sărurile de zinc relativ solubile ar trebui găsite în solurile bogate în metale.

Zincul este înlocuit izomorf cu alți cationi din mineralele silicate și poate fi obturat sau coprecipitat cu mangan și hidroxizi de fier. Filosilicații, carbonații, oxizii metalici hidratați și compușii organici absorb bine zincul, folosind atât locuri de legare specifice, cât și nespecifice.

Solubilitatea zincului crește în solurile acide, precum și în formarea complexă cu liganzi organici cu greutate moleculară mică. Condițiile reducătoare pot reduce solubilitatea zincului datorită formării de ZnS insolubil.

Fitotoxicitatea zincului se manifestă de obicei atunci când rădăcinile plantelor intră în contact cu o soluție de zinc în exces din sol. Transportul zincului prin sol are loc prin schimb și difuzie, acest din urmă proces fiind dominant în solurile cu conținut scăzut de zinc. Transportul metabolic este mai semnificativ în solurile bogate în zinc, în care concentrațiile de zinc solubil sunt relativ stabile.

Mobilitatea zincului în sol este crescută în prezența agenților de chelare (naturali sau sintetici). Creșterea concentrației de zinc solubil cauzată de formarea de chelați solubili compensează scăderea mobilității datorită creșterii dimensiunii moleculare. Concentrațiile de zinc în țesuturile plantelor, absorbția totală și simptomele de toxicitate sunt corelate pozitiv cu concentrația de zinc din soluția de spălare a rădăcinilor.

Ionul Zn 2+ liber este absorbit predominant de sistemul radicular al plantelor; prin urmare, formarea de chelați solubili contribuie la solubilitatea acestui metal în sol, iar această reacție compensează disponibilitatea redusă a zincului în formă chelatată.

Forma inițială de contaminare cu metal afectează potențialul de toxicitate cu zinc: disponibilitatea zincului pentru o plantă în solurile fertilizate cu un conținut total echivalent din acest metal scade în seria ZnSO 4 >nămol>compost de gunoi.

Majoritatea experimentelor privind contaminarea solului cu nămol care conține Zn nu au arătat o scădere a randamentului sau fitotoxicitatea lor evidentă; cu toate acestea, aplicarea lor pe termen lung la o rată mare poate deteriora plantele. Simpla aplicare a zincului sub formă de ZnSO 4 determină o scădere a creșterii culturilor în solurile acide, în timp ce aplicarea pe termen lung a zincului în soluri aproape neutre trece neobservată.

Nivelurile de toxicitate în solurile agricole la care ajunge zincul se datorează de obicei zincului de suprafață; de obicei nu pătrunde mai adânc de 15-30 cm.Rădăcinile adânci ale anumitor culturi pot evita contactul cu excesul de zinc datorită amplasării lor în subsol necontaminat.

Vararea solurilor contaminate cu zinc reduce concentrația acestuia din urmă în culturile de câmp. Aditivii de NaOH sau Ca(OH) 2 reduc toxicitatea zincului în legumele cultivate pe soluri cu turbă bogată în zinc, deși în aceste soluri absorbția zincului de către plante este foarte limitată. Deficiența de fier cauzată de zinc poate fi eliminată prin aplicarea de chelați de fier sau FeSO 4 în sol sau direct pe frunze. Îndepărtarea fizică sau eliminarea stratului superior contaminat cu zinc poate evita efectele toxice ale metalului asupra plantelor.

Mangan

În sol, manganul se găsește în trei stări de oxidare: +2, +3, +4. În cea mai mare parte, acest metal este asociat cu minerale primare sau cu oxizi metalici secundari. În sol, cantitatea totală de mangan fluctuează la nivelul de 500 - 900 mg/kg.

Solubilitatea Mn 4+ este extrem de scăzută; manganul trivalent este foarte instabil în sol. Majoritatea manganului din sol este prezent ca Mn 2+ , în timp ce în solurile bine aerate, cea mai mare parte a acestuia în fază solidă este prezentă sub formă de oxid, în care metalul se află în starea IV de oxidare; în solurile slab aerate, manganul este redus încet de mediul microbian și trece în soluția de sol, devenind astfel extrem de mobil.

Solubilitatea Mn 2+ crește semnificativ la pH scăzut, dar absorbția manganului de către plante scade.

Toxicitatea manganului apare adesea acolo unde nivelurile totale de mangan sunt medii spre ridicate, pH-ul solului este destul de scăzut și disponibilitatea oxigenului din sol este, de asemenea, scăzută (adică sunt prezente condiții de reducere). Pentru a elimina efectul acestor condiții, pH-ul solului trebuie crescut prin varare, trebuie depuse eforturi pentru îmbunătățirea drenajului solului, reducerea fluxului de apă, adică. îmbunătățește în general structura solului.