Форми знаходження важких металів у ґрунті. Методи визначення важких металів у ґрунті

Сурма

Є в деяких рудах.

Входить до складу сплавів, які у різних виробничих сферах.

Її надлишок викликає тяжкі харчові розлади.

Миш'як

Основним джерелом забруднення ґрунту миш'яком є ​​речовини, за допомогою яких борються зі шкідниками сільськогосподарських рослин, наприклад, гербіциди, інсектициди. Миш'як - це отрута, що накопичується, що викликає хронічні. Його сполуки провокують захворювання нервової системи, мозку, покривів шкіри.

Марганець

У ґрунті та рослинах спостерігається високий вміст цього елемента.

При попаданні в ґрунт додаткової кількості марганцю швидко створюється його небезпечний надлишок. На організмі людини це позначається як руйнування нервової системи.

Так само небезпечний надлишок та інших важких елементів.

З вищесказаного можна дійти невтішного висновку, що накопичення важких металів у грунті тягне у себе важкі наслідки стану здоров'я людини і довкілля загалом.

Основні методи боротьби із забрудненням ґрунтів важкими металами

Методи боротьби із забрудненням ґрунту важкими металами можуть бути фізичними, хімічними та біологічними. Серед них можна виділити такі способи:

• Збільшення кислотності ґрунту підвищує можливість. органічних речовині глини, вапнування допомагають певною мірою у боротьбі із забрудненням.
• Посів, скошування та видалення з поверхні ґрунту деяких рослин, наприклад конюшини, суттєво знижує концентрацію важких металів у ґрунті. До того ж даний спосібє цілком екологічним.
• Проводить детоксикацію підземних вод, її відкачування та очищення.
• Прогнозування та усунення міграції розчинної формиважких металів.
• У деяких особливо тяжких випадках потрібно повне зняття ґрунтового шару та заміна його новим.

Найнебезпечнішим із усіх перелічених металів є свинець. Він має властивість, накопичуючись вдаряти по організму людини. Ртуть не є небезпечною якщо потрапить в організм людини один раз або кілька, особливо небезпечні лише пари ртуті. Я вважаю, що промислові підприємства повинні використовувати більш удосконалені технології виробництва не такі згубні для всього живого. Замислитись має не одна людина, а маса, тоді ми прийдемо до хорошого результату.

PAGE_BREAK-- важкі метали, Що характеризує широку групу забруднюючих речовин, набув останнім часом значного поширення. У різних наукових та прикладних роботах автори по-різному трактують значення цього поняття. У зв'язку з цим кількість елементів, які належать до групи важких металів, змінюється у межах. Як критерії приналежності використовуються численні характеристики: атомна маса, щільність, токсичність, поширеність у природному середовищі, ступінь залучення до природних та техногенних циклів. У деяких випадках під визначення важких металів потрапляють елементи, що відносяться до крихких (наприклад, вісмут) або металоїдів (наприклад, миш'як).

У роботах, присвячених проблемам забруднення навколишнього природного середовища та екологічного моніторингу, на сьогодні важким металамвідносять понад 40 металів періодичної системиД.І. Менделєєва з атомною масоюпонад 50 атомних одиниць: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Biта ін. При цьому важливу роль у категоруванні важких металів відіграють такі умови: їхня висока токсичність для живих організмів у відносно низьких концентраціях, а також здатність до біоакумуляції та біомагніфікації. Практично всі метали, що підпадають під це визначення (за винятком свинцю, ртуті, кадмію та вісмуту, біологічна рольяких зараз не ясна), беруть активну участь у біологічних процесах, входять до складу багатьох ферментів. За класифікацією Н.Реймерса, важкими слід вважати метали щільністю понад 8 г/см3. Таким чином, до важких металів відносяться Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Формально визначенню важкі металивідповідає велика кількістьелементів. Однак, на думку дослідників, зайнятих практичною діяльністю, пов'язаною з організацією спостережень за станом та забрудненням навколишнього середовища, сполуки цих елементів далеко не рівнозначні як забруднюючі речовини. Тому в багатьох роботах відбувається звуження рамок групи важких металів, відповідно до критеріїв пріоритетності, зумовлених напрямом та специфікою робіт. Так було в класичними роботах Ю.А. Ізраеля у переліку хімічних речовин, що підлягають визначенню у природних середовищах на фонових станціях у біосферних заповідниках, у розділі важкі металиназвані Pb, Hg, Cd, As.З іншого боку, згідно з рішенням Цільової групи з викидів важких металів, що працює під егідою Європейської Економічної Комісії ООН і займається збором та аналізом інформації про викиди забруднюючих речовин у європейських країнах, тільки Zn, As, Se та Sbбули віднесені до важким металам. За визначенням М. Реймерса окремо від важких металів стоять шляхетні та рідкісні метали, відповідно, залишаються тільки Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. У прикладних роботах до важких металів найчастіше додають Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Іони металів є неодмінними компонентами природних водойм. Залежно від умов середовища (pH, окислювально-відновний потенціал, наявність лігандів) вони існують у різних ступенях окислення і входять до складу різноманітних неорганічних та металорганічних сполук, які можуть бути істинно розчиненими, колоїдно-дисперсними або входити до складу мінеральних та органічних суспензій.

Істинно розчинені форми металів, у свою чергу, дуже різноманітні, що пов'язано з процесами гідролізу, гідролітичної полімеризації (утворенням поліядерних гідроксокомплексів) та комплексоутворення з різними лігандами. Відповідно як каталітичні властивості металів, так і доступність для водних мікроорганізмів залежать від форм існування їх у водній екосистемі.

Багато металів утворюють досить міцні комплекси з органікою; ці комплекси є одним із найважливіших форм міграції елементів у природних водах. Більшість органічних комплексів утворюються за хелатним циклом і є стійкими. Комплекси, що утворюються ґрунтовими кислотами з солями заліза, алюмінію, титану, урану, ванадію, міді, молібдену та інших важких металів, відносно добре розчиняються в умовах нейтрального, слабокислого та слаболужного середовищ. Тому металорганічні комплекси здатні мігрувати у природних водах на значні відстані. Особливо важливо це для маломінералізованих і насамперед поверхневих вод, у яких утворення інших комплексів неможливе.

Для розуміння факторів, що регулюють концентрацію металу в природних водах, їх хімічну реакційну здатність, біологічну доступність та токсичність, необхідно знати не лише валовий вміст, а й частку вільних та пов'язаних форм металу.

Перехід металів у водному середовищі в металокомплексну форму має три наслідки:

1. Може відбуватися збільшення сумарної концентрації іонів металу з допомогою переходу їх у розчин з донних відкладень;

2. Мембранна проникність комплексних іонів може суттєво відрізнятися від проникності гідратованих іонів;

3. Токсичність металу внаслідок комплексоутворення може змінитися.

Так, хелатні форми Cu, Cd, Hgменш токсичні, ніж вільні іони. Для розуміння факторів, що регулюють концентрацію металу в природних водах, їх хімічну реакційну здатність, біологічну доступність та токсичність, необхідно знати не лише валовий вміст, а й частку пов'язаних та вільних форм.

Джерелами забруднення вод важкими металами служать стічні води гальванічних цехів, підприємств гірничодобувної, чорної та кольорової металургії, машинобудівних заводів. Тяжкі метали входять до складу добрив і пестицидів і можуть потрапляти у водоймища разом зі стоком із сільськогосподарських угідь.

Підвищення концентрації важких металів у природних водах часто пов'язане з іншими видами забруднення, наприклад із закисленням. Випадання кислотних опадів сприяє зниженню значення рН і переходу металів із сорбованого на мінеральних та органічних речовин стану у вільний.

Перш за все становлять інтерес ті метали, які найбільше забруднюють атмосферу через використання їх у значних обсягах у виробничій діяльності і в результаті накопичення у зовнішньому середовищі становлять серйозну небезпеку з точки зору їх біологічної активності та токсичних властивостей. До них відносять свинець, ртуть, кадмій, цинк, вісмут, кобальт, нікель, мідь, олово, сурму, ванадій, марганець, хром, молібден та миш'як.
Біогеохімічні властивості важких металів

В – висока, У – помірна, Н – низька

Ванадій.

Ванадій знаходиться переважно в розсіяному стані і виявляється в залізних рудах, нафті, асфальтах, бітумах, горючих сланцях, вугіллі та ін. Одним із головних джерел забруднення природних вод ванадієм є нафта та продукти її переробки.

У природних водах зустрічається в дуже малій концентрації: у воді рік 0.2 - 4.5 мкг/дм3, у морській воді - в середньому 2 мкг/дм3

У воді утворює стійкі аніонні комплекси (V4O12)4- та (V10O26)6-. У міграції ванадія істотна роль розчинених комплексних сполук його з органічними речовинами, особливо з гумусових кислот.

Підвищені концентрації ванадію шкідливі здоров'ю людини. ПДКв ванадію становить 0.1 мг/дм3 (лімітуючий показник шкідливості – санітарно-токсикологічний), ПДКвр – 0.001 мг/дм3.

Природними джерелами надходження вісмуту в природні води є процеси вилуговування мінералів, що містять вісмут. Джерелом надходження у природні води можуть бути стічні води фармацевтичних і парфумерних виробництв, деяких підприємств скляної промисловості.

У незабруднених поверхневих водах міститься у субмікрограмових концентраціях. Найбільш висока концентрація виявлена ​​у підземних водах і становить 20 мкг/дм3, у морських водах - 0.02 мкг/дм3.ПДКв становить 0.1 мг/дм3

Головними джерелами сполук заліза в поверхневих водах є процеси хімічного вивітрювання гірських порід, що супроводжуються їх механічним руйнуванням та розчиненням. У процесі взаємодії з мінеральними і органічними речовинами, що містяться в природних водах, утворюється складний комплекс сполук заліза, що знаходяться у воді в розчиненому, колоїдному та зваженому стані. Значні кількості заліза надходять із підземним стоком та зі стічними водами підприємств металургійної, металообробної, текстильної, лакофарбової промисловості та з сільськогосподарськими стоками.

Фазові рівноваги залежать від хімічного складу вод, рН, Eh та деякою мірою від температури. У рутинному аналізі в зважену формувиділяють частинки розміром більше 0.45 мк. Вона являє собою переважно залізовмісні мінерали, гідрат оксиду заліза та сполуки заліза, сорбовані на суспензіях. Істинно розчинену та колоїдну форму зазвичай розглядають спільно. Розчинене залізопредставлено сполуками, що знаходяться в іонній формі, у вигляді гідроксокомплексу та комплексів з розчиненими неорганічними та органічними речовинами природних вод. В іонній формі мігрує головним чином Fe(II), а Fe(III) відсутність комплексоутворюючих речовин не може у значних кількостях перебувати в розчиненому стані.

Залізо виявляється переважно у водах з низькими значеннями Eh.

В результаті хімічного та біохімічного (за участю залізобактерій) окислення Fe(II) переходить у Fe(III), який, гідролізуючись, випадає в осад у вигляді Fe(OH)3. Як для Fе(II), так і для Fe(III) характерна схильність до утворення гідроксокомплексів типу +, 4+, +, 3+, - та інших, що співіснують у розчині в різних концентраціях залежно від рН та в цілому визначають стан системи залізо-гідроксил. Основною формою знаходження Fe(III) у поверхневих водах є комплексні сполуки його з розчиненими неорганічними та органічними сполуками, головним чином гумусовими речовинами. При рН = 8.0 основною формою є Fe(OH)3. Колоїдна форма заліза найменш вивчена, вона є гідратом оксиду заліза Fe(OH)3 і комплекси з органічними речовинами.

Вміст заліза у поверхневих водах суші становить десяті частки міліграма, поблизу боліт – одиниці міліграмів. Підвищений вміст заліза спостерігається у болотних водах, у яких воно знаходиться у вигляді комплексів із солями гумінових кислот – гуматами. Найбільші концентрації заліза (до кількох десятків і сотень міліграмів на 1 дм3) спостерігаються у підземних водах із низькими значеннями рН.

Будучи біологічно активним елементом, залізо певною мірою впливає на інтенсивність розвитку фітопланктону та якісний склад мікрофлори у водоймі.

Концентрація заліза схильна до помітних сезонних коливань. Зазвичай у водоймах з високою біологічною продуктивністю в період літньої та зимової стагнації помітно збільшення концентрації заліза у придонних шарах води. Осінньо-весняне перемішування водних мас (гомотермія) супроводжується окисленням Fe(II) у Fе(III) та випаданням останнього у вигляді Fe(OH)3.

У природні води надходить при вилуговуванні ґрунтів, поліметалевих та мідних руд, в результаті розкладання водних організмів, здатних його накопичувати. Сполуки кадмію виносяться в поверхневі води зі стічними водами свинцево-цинкових заводів, рудозбагачувальних фабрик, ряду хімічних підприємств (виробництво сірчаної кислоти), гальванічного виробництва, а також із шахтними водами. Зниження концентрації розчинених сполук кадмію відбувається за рахунок процесів сорбції, випадання в осад гідроксиду та карбонату кадмію та споживання їх водними організмами.

Розчинені форми кадмію в природних водах є головним чином мінеральними та органо-мінеральними комплексами. Основною зваженою формою кадмію є його сорбовані сполуки. Значна частина кадмію може мігрувати у складі клітин гідробіонтів.

У річкових незабруднених і слабозабруднених водах кадмій міститься в субмікрограмових концентраціях, у забруднених та стічних водах концентрація кадмію може досягати десятків мікрограмів на 1 дм3.

Сполуки кадмію відіграють важливу роль у процесі життєдіяльності тварин та людини. У підвищених концентраціях токсичний, особливо у поєднанні з іншими токсичними речовинами.

ПДКв становить 0.001 мг/дм3, ПДКвр – 0.0005 мг/дм3 (лімітуючий ознака шкідливості – токсикологічний).

У природні води сполуки кобальту потрапляють у результаті процесів вилуговування їх з мідноколчеданових та інших руд, з ґрунтів при розкладанні організмів та рослин, а також зі стічними водами металургійних, металообробних та хімічних заводів. Деякі кількості кобальту надходять із ґрунтів внаслідок розкладання рослинних та тваринних організмів.

Сполуки кобальту в природних водах знаходяться в розчиненому та зваженому стані, кількісне співвідношення між якими визначається хімічним складом води, температурою та значеннями рН. Розчинені форми представлені переважно комплексними сполуками, в т.ч. з органічними речовинами природних вод. Сполуки двовалентного кобальту найбільш характерні для поверхневих вод. У присутності окислювачів можливе існування у помітних концентраціях тривалентного кобальту.

Кобальт належить до біологічно активних елементів і завжди міститься в організмі тварин та в рослинах. З недостатнім вмістом їх у ґрунтах пов'язане недостатнє вміст кобальту в рослинах, що сприяє розвитку недокрів'я у тварин (тайгово-лісова нечорноземна зона). Входячи до складу вітаміну В12, кобальт дуже активно впливає на надходження азотистих речовин, збільшення вмісту хлорофілу та аскорбінової кислоти, активізує біосинтез та підвищує вміст білкового азоту в рослинах. Водночас підвищені концентрації сполук кобальту є токсичними.

У річкових незабруднених і слабко забруднених водах його вміст коливається від десятих до тисячних часток міліграма в 1 дм3, середній вміст у морській воді 0.5 мкг/дм3. ПДКв становить 0.1 мг/дм3 ПДКвр 0.01 мг/дм3.

Марганець

У поверхневі води марганець надходить у результаті вилуговування залізомарганцевих руд та інших мінералів, що містять марганець (піролюзит, псиломелан, брауніт, манганіт, чорна охра). Значні кількості марганцю надходять у процесі розкладання водних тварин та рослинних організмів, особливо синьо-зелених, діатомових водоростей та вищих водних рослин. Сполуки марганцю виносяться у водойми зі стічними водами марганцевих збагачувальних фабрик, металургійних заводів, підприємств. хімічної промисловостіта з шахтними водами.

Зниження концентрації іонів марганцю в природних водах відбувається в результаті окиснення Mn(II) до MnO2 та інших високовалентних оксидів, що випадають в осад. Основні параметри, що визначають реакцію окислення - концентрація розчиненого кисню, величина рН і температура. Концентрація розчинених сполук марганцю знижується внаслідок утилізації водоростями.

Головна форма міграції сполук марганцю в поверхневих водах - суспензії, склад яких визначається у свою чергу складом порід, що дренуються водами, а також колоїдні гідроксиди важких металів та сорбовані сполуки марганцю. Істотне значення в міграції марганцю в розчиненій та колоїдній формах мають органічні речовини та процеси комплексоутворення марганцю з неорганічними та органічними лігандами. Mn(II) утворює розчинні комплекси з бікарбонатами та сульфатами. Комплекси марганцю з іоном хлору трапляються рідко. Комплексні сполуки Mn(II) з органічними речовинами, зазвичай, менш міцні, ніж з іншими перехідними металами. До них відносяться сполуки з амінами, органічними кислотами, амінокислотами та гумусовими речовинами. Mn(III) у підвищених концентраціях може перебувати у розчиненому стані лише у присутності сильних комплексоутворювачів, Mn(YII) у природних водах не зустрічається.

У річкових водахвміст марганцю коливається зазвичай від 1 до 160 мкг/дм3, середнє у морських водах становить 2 мкг/дм3, у підземних - n.102 - n.103 мкг/дм3.

Концентрація марганцю в поверхневих водах схильна до сезонних коливань.

Факторами, що визначають зміни концентрацій марганцю, є співвідношення між поверхневим та підземним стоком, інтенсивність споживання його при фотосинтезі, розкладання фітопланктону, мікроорганізмів та вищої водної рослинності, а також процеси осадження його на дно водних об'єктів.

Роль марганцю у житті вищих рослин та водоростей водойм дуже велика. Марганець сприяє утилізації CO2 рослинами, чим підвищує інтенсивність фотосинтезу, бере участь у процесах відновлення нітратів та асиміляції азоту рослинами. Марганець сприяє переходу активного Fe(II) у Fe(III), що оберігає клітину від отруєння, прискорює зростання організмів тощо. Важлива екологічна та фізіологічна роль марганцю викликає необхідність вивчення та розподілу марганцю у природних водах.

Для водойм санітарно-побутового використання встановлено ПДКв (за іоном марганцю), що дорівнює 0.1 мг/дм3.

Нижче представлені карти розподілу середніх концентрацій металів: марганцю, міді, нікелю та свинцю, побудовані за даними спостережень за 1989 – 1993 рр. у 123 містах. Використання пізніших даних передбачається недоцільним, оскільки у зв'язку зі скороченням виробництва значно знизилися концентрації завислих речовин і, відповідно, металів.

Вплив здоров'я.Багато металів є складовою пилу і істотно впливають на здоров'я.

Марганець надходить в атмосферу від викидів підприємств чорної металургії (60% усіх викидів марганцю), машинобудування та металообробки (23%), кольорової металургії (9%), численних дрібних джерел, наприклад, зварювальних робіт.

Високі концентрації марганцю призводять до появи нейротоксичних ефектів, прогресуючого ураження центральної нервової системи, пневмонії.
Найвищі концентрації марганцю (0,57 - 0,66 мкг/м3) спостерігаються у великих центрах металургії: у Липецьку та Череповці, а також у Магадані. Найбільше міст з високими концентраціями Mn (0,23 - 0,69 мкг/м3) зосереджено Кольському півострові: Заполярний, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск (див. карту).

За 1991 – 1994 рр. викиди марганцю від промислових джерел знизилися на 62%, середні концентрації – на 48%.

Мідь - один із найважливіших мікроелементів. Фізіологічна активність міді пов'язана головним чином із включенням її до складу активних центрів окисно-відновних ферментів. Недостатній вміст міді в ґрунтах негативно впливає на синтез білків, жирів та вітамінів та сприяє безпліддю рослинних організмів. Мідь бере участь у процесі фотосинтезу та впливає на засвоєння азоту рослинами. Разом з тим, надмірні концентрації міді надають несприятливий вплив на рослинні та тваринні організми.

У природних водах найчастіше зустрічаються сполуки Cu(II). Зі сполук Cu(I) найбільш поширені важко розчинні у воді Cu2O, Cu2S, CuCl. За наявності водному середовищі лігандів поруч із рівновагою дисоціації гідроксиду необхідно враховувати утворення різних комплексних форм, що у рівновазі з акваіонами металу.

Основним джерелом надходження міді до природних вод є стічні води підприємств хімічної, металургійної промисловості, шахтні води, альдегідні реагенти, що використовуються для знищення водоростей. Мідь може з'являтися внаслідок корозії мідних трубопроводів та інших споруд, що використовуються у системах водопостачання. У підземних водах вміст міді обумовлено взаємодією води з гірськими породами, що її містять (халькопірит, халькозин, ковеллін, борніт, малахіт, азурит, хризаколла, бротантин).

Гранично допустима концентрація міді у воді водойм санітарно-побутового водокористування становить 0.1 мг/дм3 (лімітуючий ознака шкідливості - загальносанітарний), у воді рибогосподарських водойм - 0.001 мг/дм3.

Місто

Норильськ

Мончегорськ

Красноуральськ

Кольчугіне

Заполярний

Викиди М (тис.т/рік) оксиду міді та середньорічні концентрації q (мкг/м3) міді.

Мідь надходить у повітря з викидами металургійних виробництв. У викидах твердих речовин вона міститься переважно у вигляді сполук, переважно оксиду міді.

Перед підприємств кольорової металургії припадає 98,7 % всіх антропогенних викидів цього металу, їх 71% здійснюється підприємствами концерну “Норільський нікель”, які у Заполярному і Нікелі, Мончегорську і Норильську, а ще приблизно 25% викидів міді здійснюються у Ревді, Красноуральську , Кольчугине та інших.

Високі концентрації міді призводять до інтоксикації, анемії та захворювання на гепатит.

Як видно з карти, найвищі концентрації міді відзначені у містах Липецьк та Рудна Пристань. Підвищено також концентрації міді у містах Кольського півострова, у Заполярному, Мончегорську, Нікелі, Оленегорську, а також у Норильську.

Викиди міді від промислових джерел знизилися на 34%, середні концентрації – на 42%.

Молібден

Сполуки молібдену потрапляють у поверхневі води внаслідок вилуговування їх з екзогенних мінералів, що містять молібден. Молібден потрапляє у водоймища також зі стічними водами збагачувальних фабрик, підприємств кольорової металургії. Зниження концентрацій сполук молібдену відбувається внаслідок випадання в осад важкорозчинних сполук, процесів адсорбції мінеральними суспензією та споживання рослинними водними організмами.

Молібден у поверхневих водах перебуває в основному у формі МоО42-. Цілком ймовірно існування його у вигляді органомінеральних комплексів. Можливість деякого накопичення в колоїдному стані випливає з того факту, що продукти окислення молібденіту є пухкими тонкодисперсними речовинами.

У річкових водах молібден виявлено концентраціях від 2.1 до 10.6 мкг/дм3. У морській воді міститься в середньому 10 мкг/дм3 молібдену.

У малих кількостях молібден необхідний нормального розвитку рослинних і тваринних організмів. Молібден входить до складу ферменту ксантиноксидази. При дефіциті молібдену фермент утворюється у недостатній кількості, що спричиняє негативні реакції організму. У підвищених концентраціях молібден шкідливий. При надлишку молібдену порушується обмін речовин.

Гранично допустима концентрація молібдену у водоймищах санітарно-побутового використання становить 0.25 мг/дм3.

У природні води миш'як надходить з мінеральних джерел, районів миш'яковистого оруднення (миш'яковий колчедан, реальгар, аурипігмент), а також із зон окислення порід поліметалічного, мідно-кобальтового та вольфрамового типів. Деяка кількість миш'яку надходить із ґрунтів, а також внаслідок розкладання рослинних та тваринних організмів. Споживання миш'яку водними організмами є однією з причин зниження концентрації його у воді, що найбільш чітко проявляється в період інтенсивного розвитку планктону.

Значні кількості миш'яку надходять у водні об'єкти зі стічними водами збагачувальних фабрик, відходами виробництва барвників, шкіряних заводів та підприємств, що виробляють пестициди, а також із сільськогосподарських угідь, на яких застосовуються пестициди.

У природних водах сполуки миш'яку знаходяться в розчиненому та зваженому стані, співвідношення між якими визначається хімічним складом води та значеннями рН. У розчиненій формі миш'як зустрічається у трьох- та пятивалентной формі, головним чином у вигляді аніонів.

У річкових незабруднених водах миш'як знаходиться зазвичай у мікрограмових концентраціях. У мінеральних водахйого концентрація може досягати кількох міліграмів в 1 дм3, у морських водах у середньому міститься 3 мкг/дм3, у підземних – зустрічається у концентраціях n.105 мкг/дм3. Сполуки миш'яку в підвищених концентраціях є токсичними для організму тварин і людини: вони гальмують окислювальні процеси, пригнічують постачання кисню органів і тканин.

ПДКв миш'яку становить 0.05 мг/дм3 (лімітуючий показник шкідливості – санітарно-токсикологічний) та ПДКвр – 0.05 мг/дм3.

Присутність нікелю в природних водах обумовлена ​​складом порід, через які проходить вода: він виявляється в місцях родовищ сульфідних мідно-нікелевих руд та залізо-нікелевих руд. У воду потрапляє з ґрунтів та з рослинних та тваринних організмів при їх розпаді. Підвищений порівняно з іншими типами водоростей вміст нікелю виявлено у синьо-зелених водоростях. З'єднання нікелю у водні об'єкти надходять також із стічними водами цехів нікелювання, заводів синтетичного каучуку, нікелевих збагачувальних фабрик. Величезні викиди нікелю супроводжують спалювання викопного палива.

Концентрація його може знижуватися в результаті випадання осад таких сполук, як ціаніди, сульфіди, карбонати або гідроксиди (при підвищенні значень рН), за рахунок споживання його водними організмами і процесів адсорбції.

У поверхневих водах сполуки нікелю знаходяться в розчиненому, зваженому та колоїдному стані, кількісне співвідношення між якими залежить від складу води, температури та значень рН. Сорбенти сполук нікелю можуть бути гідроксид заліза, органічні речовини, високодисперсний карбонат кальцію, глини. Розчинені форми являють собою головним чином комплексні іони, найчастіше з амінокислотами, гуміновими та фульвокислотами, а також у вигляді міцного ціанідного комплексу. Найбільш поширені у природних водах сполуки нікелю, в яких він знаходиться у ступені окислення +2. З'єднання Ni3+ утворюються зазвичай у лужному середовищі.

З'єднання нікелю відіграють важливу роль у кровотворних процесах, будучи каталізаторами. Підвищений його зміст має специфічну дію на серцево-судинну систему. Нікель належить до канцерогенних елементів. Він здатний викликати респіраторні захворювання. Вважається, що вільні іони нікелю (Ni2+) приблизно вдвічі більш токсичні, ніж його комплексні сполуки.

У річкових незабруднених і слабко забруднених водах концентрація нікелю коливається зазвичай від 0.8 до 10 мкг/дм3; у забруднених вона становить кілька десятків мікрограмів на 1 дм3. Середня концентрація нікелю у морській воді 2 мкг/дм3, у підземних водах - n.103 мкг/дм3. У підземних водах, що омивають нікелевмісні гірські породи, концентрація нікелю іноді зростає до 20 мг/дм3.

Нікель надходить в атмосферу від підприємств кольорової металургії, на частку яких припадає 97% усіх викидів нікелю, з них 89% на частку підприємств концерну "Норільський нікель", розташованих у Заполярному та Нікелі, Мончегорську та Норильську.

Підвищений вміст нікелю в навколишньому середовищіпризводить до появи ендемічних захворювань, бронхіальний рак. Сполуки нікелю відносять до 1 групи канцерогенів.
На карті видно кілька точок із високими середніми концентраціями нікелю в місцях розташування концерну Норильський нікель: Апатити, Кандалакша, Мончегорськ, Оленегорськ.

Викиди нікелю від промислових підприємств знизилися на 28%, середні концентрації – на 35%.

Викиди М (тис.т/рік) та середньорічні концентрації q (мкг/м3) нікелю.

У природні води надходить у результаті процесів вилуговування оловосодержащих мінералів (каситерит, станнин), а також зі стічними водами різних виробництв (фарбування тканин, синтез органічних фарб, виробництво сплавів з добавкою олова та ін.).

Токсична дія олова невелика.

У незабруднених поверхневих водах олово міститься у субмікрограмових концентраціях. У підземних водах його концентрація досягає одиниць мікрограмів на 1 дм3. ГДК становить 2 мг/дм3.

У поверхневі води сполуки ртуті можуть надходити в результаті вилуговування порід у районі ртутних родовищ (кіновар, метациннабарит, лівінгстон), у процесі розкладання водних організмів, що накопичують ртуть. Значні кількості надходять у водні об'єкти зі стічними водами підприємств, що виробляють барвники, пестициди, фармацевтичні препарати, деякі вибухові речовини. Теплові електростанції, що працюють на вугіллі, викидають в атмосферу значну кількість сполук ртуті, які внаслідок мокрих та сухих випадень потрапляють у водні об'єкти.

Зниження концентрації розчинених сполук ртуті відбувається в результаті вилучення їх багатьма морськими і прісноводними організмами, що мають здатність накопичувати її в концентраціях, що у багато разів перевищують вміст її у воді, а також процесів адсорбції завислими речовинами та донними відкладеннями.

У поверхневих водах сполуки ртуті знаходяться у розчиненому та зваженому стані. Співвідношення між ними залежить від хімічного складу води та значень рН. Зважена ртуть є сорбованими сполуками ртуті. Розчиненими формами є недисоційовані молекули, комплексні органічні та мінеральні сполуки. У воді водних об'єктів ртуть може бути у вигляді метилртутних сполук.

Сполуки ртуті високо токсичні, вони вражають нервову систему людини, викликають зміни з боку слизової оболонки, порушення. рухової функціїта секреції шлунково-кишковий тракт, зміни в крові та ін. Бактеріальні процеси метилювання спрямовані на утворення метилртутних сполук, які у багато разів токсичніші за мінеральні солі ртуті. Метилртутні сполуки накопичуються в рибі та можуть потрапляти в організм людини.

ПДКв ртуті становить 0.0005 мг/дм3 (лімітуючий ознака шкідливості – санітарно-токсикологічний), ПДКвр 0.0001 мг/дм3.

Природними джерелами надходження свинцю в поверхневі води є процеси розчинення ендогенних (галеніт) та екзогенних (англезит, церуссит та ін) мінералів. Значне підвищення вмісту свинцю в навколишньому середовищі (в т.ч. і в поверхневих водах) пов'язане зі спалюванням вугілля, застосуванням тетраетилсвинцю як антидетонатора в моторному паливі, з винесенням у водні об'єкти зі стічними водами рудозбагачувальних фабрик, деяких металургійних заводів, хімічних шахт і т.д. Істотними факторами зниження концентрації свинцю у воді є адсорбція його завислими речовинами та осадження з ними в донні відкладення. Серед інших металів свинець витягується та накопичується гідробіонтами.

Свинець знаходиться в природних водах у розчиненому та зваженому (сорбованому) стані. У розчиненій формі зустрічається у вигляді мінеральних та органомінеральних комплексів, а також простих іонів, у нерозчинній - головним чином у вигляді сульфідів, сульфатів та карбонатів.

У річкових водах концентрація свинцю коливається від десятих часток до одиниць мікрограмів на 1 дм3. Навіть у воді водних об'єктів, прилеглих до районів поліметалевих руд, його концентрація рідко досягає десятків міліграмів в 1 дм3. Лише у хлоридних термальних водах концентрація свинцю іноді досягає кількох міліграмів на 1 дм3.

Лімітуючий показник шкідливості свинцю – санітарно-токсілогічний. ПДКв свинцю становить 0.03 мг/дм3, ПДКвр – 0.1 мг/дм3.

Свинець міститься у викидах підприємствами металургії, металообробки, електротехніки, нафтохімії та автотранспорту.

Вплив свинцю на здоров'я відбувається при вдиханні повітря, що містить свинець, і надходження свинцю з їжею, водою, на пилових частках. Свинець накопичується в тілі, кістках і поверхневих тканинах. Свинець впливає на нирки, печінку, нервову систему та органи кровотворення. Літні та діти особливо чутливі навіть до низьких доз свинцю.

Викиди М (тис.т/рік) та середньорічні концентрації q (мкг/м3) свинцю.

За сім років викиди свинцю від промислових джерел знизилися на 60% внаслідок скорочення виробництва та закриття багатьох підприємств. Різке зниження промислових викидів не супроводжується зниженням викидів автотранспорту. Середні концентрації свинцю знизилися лише з 41%. Відмінність у ступені зниження викидів та концентрацій свинцю можна пояснити неповним обліком викидів від автомобілів у попередні роки; в даний час збільшилася кількість автомобілів та інтенсивність їхнього руху.

Тетраетилсвинець

Надходить у природні води у зв'язку з використанням як антидетонатор у моторному паливі водних транспортних засобів, а також з поверхневим стоком з міських територій.

Дана речовина характеризується високою токсичністю, має кумулятивні властивості.

Джерелами надходження срібла до поверхневих вод служать підземні води та стічні води рудників, збагачувальних фабрик, фотопідприємств. Підвищений вміст срібла буває пов'язаний із застосуванням бактерицидних та альгіцидних препаратів.

У стічних водах срібло може бути присутнім у розчиненому та зваженому вигляді, здебільшогоу формі галоїдних солей.

У незабруднених поверхневих водах срібло знаходиться у субмікрограмових концентраціях. У підземних водах концентрація срібла коливається від одиниць до десятків мікрограмів на 1 дм3, у морській воді - у середньому 0.3 мкг/дм3.

Іони срібла здатні знищувати бактерії і вже у незначній концентрації стерилізують воду (нижня межа бактерицидної дії іонів срібла 2.10-11 моль/дм3). Роль срібла в організмі тварин та людини вивчена недостатньо.

ГДК срібла становить 0.05 мг/дм3.

Сурма надходить у поверхневі води за рахунок вилуговування мінералів сурми (стибніт, сенармонтит, валентиніт, сервантит, стибіоканіт) та зі стічними водами гумових, скляних, фарбувальних, сірникових підприємств.

У природних водах з'єднання сурми знаходяться в розчиненому та зваженому стані. В окисно-відновних умовах, характерних для поверхневих вод, можливе існування як тривалентної, так і п'ятивалентної сурми.

У незабруднених поверхневих водах сурма знаходиться у субмікрограмових концентраціях, у морській воді її концентрація досягає 0.5 мкг/дм3, у підземних водах – 10 мкг/дм3. ПДКв сурми становить 0.05 мг/дм3 (лімітуючий показник шкідливості – санітарно-токсикологічний), ПДКвр – 0.01 мг/дм3.

У поверхневі води з'єднання три- і шестивалентного хрому потрапляють в результаті вилуговування з порід (хроміт, крокоїт, уваровіт та ін.). Деякі кількості надходять у процесі розкладання організмів та рослин, з ґрунтів. Значні кількості можуть надходити у водоймища зі стічними водами гальванічних цехів, фарбувальних цехів текстильних підприємств, шкіряних заводів та підприємств хімічної промисловості. Зниження концентрації іонів хрому може спостерігатися внаслідок споживання їх водними організмами та процесів адсорбції.

У поверхневих водах сполуки хрому знаходяться в розчиненому та зваженому станах, співвідношення між якими залежить від складу вод, температури, рН розчину. Зважені сполуки хрому є переважно сорбованими сполуками хрому. Сорбентами можуть бути глини, гідроксид заліза, високодисперсний карбонат кальцію, що осідає, залишки рослинних і тварин організмів. У розчиненій формі хром може бути у вигляді хроматів і біхроматів. При аеробних умовах Cr(VI) переходить у Cr(III), солі якого в нейтральному та лужному середовищах гідролізуються з виділенням гідроксиду.

У річкових незабруднених і слабозабруднених водах вміст хрому коливається від кількох десятих часток мікрограма в літрі до кількох мікрограмів у літрі, у забруднених водоймах воно сягає кількох десятків і сотень мікрограмів у літрі. Середня концентрація в морських водах – 0.05 мкг/дм3, у підземних водах – зазвичай у межах n.10 – n.102 мкг/дм3.

З'єднання Cr(VI) і Cr(III) підвищених кількостяхмають канцерогенні властивості. З'єднання Cr(VI) є небезпечнішими.

Попадає в природні води в результаті процесів руйнування і розчинення гірських порід і мінералів (сфалерит, цинкіт, госларит, смітсоніт, каламін), що протікають у природі, а також зі стічними водами рудозбагачувальних фабрик і гальванічних цехів, виробництв пергаментного паперу, мінеральних фарб ін.

У воді існує головним чином в іонній формі або у формі його мінеральних та органічних комплексів. Іноді зустрічається у нерозчинних формах: у вигляді гідроксиду, карбонату, сульфіду та ін.

У річкових водах концентрація цинку зазвичай коливається від 3 до 120 мкг/дм3, у морських – від 1.5 до 10 мкг/дм3. Вміст у рудних і особливо шахтних водах з низькими значеннями рН може бути значним.

Цинк належить до активних мікроелементів, що впливають на ріст і нормальний розвитокорганізмів. У той же час багато сполук цинку токсичні, насамперед його сульфат і хлорид.

ПДКв Zn2+ становить 1 мг/дм3 (лімітуючий показник шкідливості – органолептичний), ПДКвр Zn2+ – 0.01 мг/дм3 (лімітуючий ознака шкідливості – токсикологічний).

Тяжкі метали вже зараз посідають друге місце за ступенем небезпеки, поступаючись пестицидам і значно випереджаючи такі широко відомі забруднювачі, як двоокис вуглецю та сірки, у прогнозі вони повинні стати найнебезпечнішими, небезпечнішими, ніж відходи АЕС і тверді відходи. Забруднення важкими металами пов'язані з їх широким використанням у промисловому виробництві разом із слабкими системами очищення, у результаті важкі метали потрапляють у довкілля, зокрема і грунт, забруднюючи і отруюючи його.

Тяжкі метали відносяться до пріоритетних забруднюючих речовин, спостереження за якими обов'язкові у всіх середовищах. У різних наукових та прикладних роботах автори по-різному трактують значення поняття «важкі метали». У деяких випадках під визначення важких металів потрапляють елементи, що відносяться до крихких (наприклад, вісмут) або металоїдів (наприклад, миш'як).

Грунт є основним середовищем, в яке потрапляють важкі метали, у тому числі з атмосфери та водного середовища. Вона ж є джерелом вторинного забруднення приземного повітря та вод, що потрапляють із неї у Світовий океан. З ґрунту важкі метали засвоюються рослинами, які потім потрапляють у їжу більш високоорганізованим тваринам.
продовження
--PAGE_BREAK-- 3.3. Свинцева інтоксикація
Нині свинець посідає перше місце серед причин промислових отруєнь. Це викликано широким застосуванням їх у різних галузях промисловості. Впливу свинцю піддаються робітники, що видобувають свинцеву руду, на свинцево-плавильних заводах, у виробництві акумуляторів, при пайці, в друкарнях, при виготовленні кришталевого скла або керамічних виробів, етилованого бензину, свинцевих фарб та ін. Забруднення околиці таких виробництв, а також поблизу великих автомобільних доріг створює загрозу ураження свинцем населення, що проживає в цих районах, і, насамперед, дітей, які чутливіші до впливу важких металів.
З жалем слід зазначити, що у Росії відсутня державна політика щодо правового, нормативного та економічного регулювання впливу свинцю на стан довкілля та здоров'я населення, щодо зниження викидів (скидів, відходів) свинцю та його сполук у навколишнє середовище, повного припинення виробництва свинцевмісних бензинів.

Внаслідок надзвичайно незадовільної освітньої роботи з роз'ясненню населенню ступеня небезпеки впливу важких металів на організм людини, у Росії не знижується, а поступово збільшується чисельність контингентів, які мають професійний контакт зі свинцем. Випадки свинцевої хронічної інтоксикації зафіксовано у 14 галузях промисловості Росії. Провідними є електротехнічна промисловість (виробництво акумуляторів), приладобудування, поліграфія та кольорова металургія, у яких інтоксикація обумовлена ​​перевищенням 20 і більше разів гранично допустимої концентрації (ГДК) свинцю повітря робочої зони.

Значним джерелом свинцю є вихлопні автомобільні гази, оскільки половина Росії все ще використовує етилований бензин. Проте металургійні заводи, зокрема мідеплавильні, залишаються головним джерелом забруднень довкілля. І тут є свої лідери. На території Свердловської області знаходяться 3 найбільші джерела викидів свинцю в країні: в містах Красноуральськ, Кіровоград і Ревда.

Димові труби Красноуральського мідеплавильного заводу, побудованого ще в роки сталінської індустріалізації та використовуючого обладнання 1932 року, щорічно викидають на 34-тисячне місто 150-170 тонн свинцю, покриваючи все свинцевим пилом.

Концентрація свинцю в грунті Красноуральська варіюється від 42,9 до 790,8 мг/кг за гранично допустимої концентрації ГДК=130 мк/кг. Проби води у водопроводі сусіднього сел. Жовтневий, що живиться підземним вододжерелом, фіксували перевищення ГДК до двох разів.

Забруднення довкілля свинцем впливає стан здоров'я людей. Вплив свинцю порушує жіночу та чоловічу репродуктивну систему. Для жінок вагітних та дітородного віку підвищені рівні свинцю в крові становлять особливу небезпеку, оскільки під дією свинцю порушується менструальна функція, частіше бувають передчасні пологи, викидні та смерть плода внаслідок проникнення свинцю через плацентарний бар'єр. У новонароджених дітей висока смертність.

Отруєння свинцем надзвичайно небезпечне для маленьких дітей – він діє на розвиток мозку та нервової системи. Проведене тестування 165 червоноуральських дітей віком від 4 років виявило суттєву затримку психічного розвитку у 75,7%, а у 6,8% обстежених дітей виявлено розумову відсталість, включаючи олігофренію.

Діти дошкільного віку найбільш сприйнятливі до шкідливого впливу свинцю, оскільки їхня нервова система перебуває у стадії формування. Навіть при низьких дозах свинцеве отруєння викликає зниження інтелектуального розвитку, уваги та вміння зосередитися, відставання у читанні, веде до розвитку агресивності, гіперактивності та інших проблем у поведінці дитини. Ці відхилення у розвитку можуть мати тривалий характері і бути незворотними. Низька вага при народженні, відставання в зростанні та втрата слуху також є результатом свинцевого отруєння. Високі дози інтоксикації ведуть до розумової відсталості, викликають кому, конвульсії та смерть.

Біла книга, опублікована російськими фахівцями, повідомляє, що свинцеве забруднення покриває всю країну і є одним із численних екологічних лих у колишньому Радянському Союзі, які стали відомі останніми роками. Більшість території Росії зазнає навантаження від випадання свинцю, що перевищує критичну для нормального функціонування екосистеми. У десятках міст відзначається перевищення концентрацій свинцю в повітрі та ґрунті вище за величини, що відповідають ГДК.

Найбільший рівень забруднення повітря свинцем, що перевищує ГДК, відзначався у містах Комсомольськ-на-Амурі, Тобольську, Тюмені, Карабаші, Володимирі, Владивостокі.

Максимальні навантаження випадання свинцю, що ведуть до деградації наземних екосистем, спостерігаються в Московській, Володимирській, Нижегородській, Рязанській, Тульській, Ростовській та Ленінградській областях.

Стаціонарні джерела відповідальні за скидання понад 50 тонн свинцю у вигляді різноманітних сполук у водні об'єкти. При цьому 7 акумуляторних заводів щорічно скидають 35 тонн свинцю через каналізаційну систему. Аналіз розподілу скидів свинцю у водні об'єкти біля Росії показує, що з цього виду навантаження лідирують Ленінградська, Ярославська, Пермська, Самарська, Пензенська і Орловська області.

У країні необхідні термінові заходизниження свинцевого забруднення, проте поки що економічна криза Росії затьмарює екологічні проблеми. У промисловій депресії, що тривала, Росія відчуває брак коштів для ліквідації колишніх забруднень, але якщо економіка почне відновлюватися, а заводи повернуться до роботи, забруднення може тільки посилитися.
10 найбільш забруднених міст колишнього СРСР

(Метали наведені в порядку зменшення рівня пріоритетності для цього міста)

4. Гігієна ґрунту. Знешкодження відходів.
Ґрунт у містах та інших населених пунктах та його околицях вже давно відрізняється від природного, біологічно цінного ґрунту, що відіграє важливу роль у підтримці екологічної рівноваги. Грунт у містах схильна до тих же шкідливих впливів, що і міське повітря і гідросфера, тому повсюдно відбувається значна її деградація. Гігієні ґрунту не приділяється достатньої уваги, хоча її значення як одного з основних компонентів біосфери (повітря, вода, ґрунт) та біологічного фактора навколишнього середовища ще більш вагоме, ніж води, оскільки кількість останньої (насамперед якість підземних вод) визначається станом ґрунту, та відокремити ці фактори один від одного неможливо. Грунт має здатність біологічного самоочищення: в грунті відбувається розщеплення відходів, що потрапили в неї, і їх мінералізація; зрештою, грунт компенсує за їх рахунок втрачені мінеральні речовини.

Якщо в результаті перевантаження ґрунту буде втрачено будь-який з компонентів його мінералізуючої здатності, це неминуче призведе до порушення механізму самоочищення та повної деградації ґрунту. І, навпаки, створення оптимальних умовдля самоочищення ґрунту сприяє збереженню екологічної рівноваги та умов для існування всіх живих організмів, у тому числі й людини.

Тому проблема знешкодження відходів, що надають шкідливу біологічну дію, не зводиться лише до їх вивезення; вона є складнішою гігієнічною проблемою, оскільки грунт є сполучною ланкою між водою, повітрям і людиною.
4.1.
Роль ґрунту в обміні речовин

Біологічний взаємозв'язок між ґрунтом та людиною здійснюється головним чином шляхом обміну речовин. Ґрунт є ніби постачальником мінеральних речовин, необхідні циклу обміну речовин, на шляху зростання рослин, споживаних людиною і травоїдними тваринами, з'їданими своєю чергою людиною і м'ясоїдними тваринами. Таким чином, ґрунт забезпечує їжею багатьох представників рослинного та тваринного світу.

Отже, погіршення якості ґрунту, зниження його біологічної цінності, здатності до самоочищення викликає біологічну ланцюгову реакцію, яка у разі тривалого шкідливого впливу може призвести до різних розладів здоров'я у населення. Більше того, у разі уповільнення процесів мінералізації утворюються при розпаді речовин нітрати, азот, фосфор, калій і т. д. можуть потрапляти у підземні води, що використовуються для питних потреб, і стати причиною серйозних захворювань(наприклад, нітрати можуть спричинити метгемоглобінемію, в першу чергу у дітей грудного віку).

Споживання води з бідного йодом ґрунту може стати причиною ендемічного зобу і т.д.
4.2.
Екологічний взаємозв'язок між ґрунтом і водою та рідкими відходами (стічними водами)

Людина видобуває з грунту воду, необхідну підтримки процесів обміну речовин і життя. Якість води залежить від стану ґрунту; воно завжди відображає біологічний стан цього ґрунту.

Це особливо відноситься до підземних вод, біологічна цінність яких істотно визначається властивостями ґрунтів та ґрунту, здатністю до самоочищення останньої, її фільтраційною здатністю, складом її макрофлори, мікрофауни тощо.

Прямий вплив ґрунту на поверхневі води вже менш значний, він пов'язаний головним чином з випаданням опадів. Наприклад, після рясних дощів з ґрунту змиваються у відкриті водоймища (річки, озера) різні забруднюючі речовини, у тому числі штучні добрива (азотні, фосфатні), пестициди, гербіциди, в районах карстових, тріщинуватих відкладень забруднюючі речовини можуть проникнути через підземні води.

Невідповідне очищення стічних вод також може стати причиною шкідливої ​​біологічної дії на ґрунт і зрештою призвести до її деградації. Тому охорона ґрунту в населених пунктах є однією з основних вимог охорони навколишнього середовища в цілому.
4.3.
Межі навантаження грунту твердими відходами (побутове та вуличне сміття, промислові відходи, сухий мул, що залишається після осадження стічних вод, радіоактивні речовини тощо)

Проблема ускладнюється тим, що в результаті утворення все більшої кількості твердих відходів у містах ґрунт у їх околицях зазнає дедалі більших навантажень. Властивості та склад грунту погіршуються дедалі швидшими темпами.

З вироблених у США 64,3 млн. т паперу 49,1 млн. т потрапляє у відходи (з цієї кількості 26 млн. т «постачає» домашнє господарство, а 23,1 млн. т – торговельна мережа).

У зв'язку з викладеним видалення і остаточне знешкодження твердих відходів представляє дуже суттєву, складніше гігієнічну проблему в умовах посилюється урбанізації.

Остаточне знешкодження твердих відходів у забрудненому грунті є можливим. Однак через здатність до самоочищення міського ґрунту, що постійно погіршується, остаточне знешкодження відходів, що закопуються в землю, неможливе.

Людина могла б з успіхом скористатися для знешкодження твердих відходів біохімічними процесами, що відбуваються в ґрунті, його знешкоджуючою та знезаражуючою здатністю, проте міський ґрунт у результаті багатовікового проживання в містах людини та її діяльності вже давно став непридатним для цієї мети.

Механізми самоочищення, мінералізації, що відбуваються в грунті, роль бактерій і ензимів, що беруть участь в них, а також проміжні і кінцеві продукти розпаду речовин добре відомі. В даний час дослідження спрямовані на виявлення факторів, що забезпечують біологічну рівновагу природного ґрунту, а також на з'ясування питання, скільки твердих відходів (і який їх склад) може призвести до порушення біологічної рівноваги ґрунту.
Кількість побутових відходів (сміття) з розрахунку на одного мешканця деяких великих міст світу

Необхідно відзначити, що гігієнічний стан ґрунту в містах внаслідок його перевантаження швидко погіршується, хоча здатність ґрунту до самоочищення є основною гігієнічною вимогою для збереження біологічної рівноваги. Ґрунт у містах вже не в змозі впоратися без допомоги людини зі своїм завданням. Єдиний вихід із становища-повне знешкодження та знищення відходів відповідно до гігієнічних вимог.

Тому діяльність з будівництва комунальних споруд має бути спрямована на збереження природної здатності ґрунту до самоочищення, а якщо ця її здатність стала вже незадовільною, то треба відновити її штучним шляхом.

Найбільш несприятливою є токсична дія промислових відходів-як рідких, так і твердих. У ґрунт потрапляє дедалі більша кількість таких відходів, з якими вона не в змозі впоратися. Так, наприклад, встановлено забруднення ґрунту миш'яком на околицях заводів з виробництва суперфосфатів (в радіусі 3 км). Як відомо, деякі пестициди, такі, як хлорорганічні сполуки, що потрапили в ґрунт, довго не розпадаються.

Подібним чином і справа з деякими синтетичними пакувальними матеріалами (полівінілхлорид, поліетилен і т. д.).

Деякі токсичні сполуки рано або пізно потрапляють у підземні води, внаслідок чого порушується не тільки біологічна рівновага грунту, але погіршується і якість підземних вод до такого ступеня, що їх вже не можна використовувати як питні.
Відсоткове співвідношення кількості основних синтетичних матеріалів, що містяться у побутових відходах (сміття)

*
Разом з відходами інших пластмас, що твердіють під дією тепла.
Проблема відходів зросла в наші дні ще й тому, що частину відходів, головним чином фекалії людини та тварин використовують для удобрення сільськогосподарських угідь. ,6%, калію (К?0)-0,5-1,5%, вуглецю-5-15%]. Ця проблема міста поширилася і на міські околиці.
4.4.
Роль ґрунту у поширенні різних захворювань

Грунту належить певна роль поширенні інфекційних захворювань. Про це повідомляли ще в минулому столітті Petterkoffer (1882) і Fodor (1875), які висвітлили головним чином роль ґрунту у поширенні кишкових захворювань: холери, черевного тифу, дизентерії і т. д. Вони звернули увагу також на ту обставину, що деякі бактерії та віруси зберігають у ґрунті місяцями життєздатність та вірулентність. Надалі ряд авторів підтвердили їх спостереження, особливо щодо міського грунту. Так, наприклад, збудник холери зберігає життєздатність і патогенність у підземних водах від 20 до 200 днів, збудник черевного тифу у фекаліях – від 30 до 100 днів, збудник паратифу – від 30 до 60 днів. (З точки зору поширення інфекційних хвороб міський ґрунт становить значно більшу небезпеку, ніж ґрунт на полях, удобрений гноєм.)

Для визначення ступеня забруднення ґрунту ряд авторів користуються визначенням бактеріального числа (кишкової палички), як і щодо якості води. Інші автори вважають за доцільне визначати, крім того, кількість термофільних бактерій, що беруть участь у процесі мінералізації.

Поширенню інфекційних хвороб у вигляді грунту значною мірою сприяє полив земель стічними водами. При цьому погіршуються і мінералізаційні властивості ґрунту. Тому полив стічними водами має здійснюватись під постійним суворим санітарним наглядом і лише поза міською територією.

4.5.
Шкідлива дія основних типів забруднювачів (твердих і рідких відходів), що призводять до деградації ґрунту

4.5.1.
Знешкодження рідких відходів у ґрунті

У ряді населених пунктів, які мають каналізації, деякі відходи, зокрема і гній, знешкоджують у грунті.

Як відомо, це найпростіший спосіб знешкодження. Однак він припустимий лише в тому випадку, якщо ми маємо справу з біологічно повноцінним ґрунтом, що зберіг здатність до самоочищення, що нехарактерно для міських ґрунтів. Якщо ґрунт вже не має цих якостей, то для того, щоб захистити його від подальшої деградації, виникає необхідність у складних технічних спорудах для знешкодження рідких відходів.

У низці місць відходи знешкоджують у компостних ямах. У технічному відношенні це рішення є складним завданням. Крім того, рідкі здатні проникнути у ґрунті на досить великі відстані. Завдання ускладнюється ще й тим, що в міських стічних водах міститься все більша кількість токсичних промислових відходів, що погіршують мінералізаційні властивості ґрунту ще більшою мірою, ніж людські та тваринні фекалії. Тому в компостні ями допустимо спускати лише стічні води, що зазнали попереднього відстою. В іншому випадку порушується фільтраційна здатність ґрунту, потім ґрунт втрачає й інші захисні властивості, поступово відбувається закупорка пір і т.д.

Застосування людських фекалій для поливу сільськогосподарських полів є другим способом знешкодження рідких відходів. Цей спосіб є подвійною гігієнічною небезпекою: по-перше, він може призвести до перевантаження грунту; по-друге, ці відходи можуть стати серйозним джерелом поширення інфекції. Тому фекалії необхідно попередньо знезаражувати і піддавати відповідній обробці і лише після цього використовувати як добрива. Тут стикаються дві протилежні погляди. Відповідно до гігієнічних вимог, фекалії підлягають майже повному знищенню, а з погляду народного господарства вони становлять цінне добриво. Свіжі фекалії не можна використовувати для поливу городів та полів без попереднього знезараження. Якщо все ж таки доводиться користуватися свіжими фекаліями, то вони вимагають такого ступеня знешкодження, що як добриво вони вже не мають майже жодної цінності.

Фекалії можна використовувати як якість добрива лише з спеціально виділених ділянках- при постійному санітарно-гігієнічному контролі, особливо за станом підземних вод, кількістю, мух тощо.

Вимоги до видалення та ґрунтового знешкодження фекалій тварин у принципі не відрізняються від вимог, що пред'являються до знешкодження людських фекалій.

Донедавна гній представляв сільському господарстві суттєве джерело цінних поживних речовин, необхідні підвищення родючості грунту. Проте в останні роки гній втратив своє значення частково через механізацію сільського господарства, частково через ширше застосування штучних добрив.

За відсутності відповідної обробки та знешкодження гній також становить небезпеку, як і не знешкоджені фекалії людини. Тому гною перед тим, як його вивезти на поля, дають дозріти, щоб за цей час у ньому (при температурі 60-70 ° С) могли статися необхідні біотермічні процеси. Після цього гній вважається «зрілим» і звільнився від більшості збудників хвороб, що містяться в ньому (бактерії, яйця глистів і т. д.).

Необхідно пам'ятати, що сховища гною можуть являти ідеальні місця для розмноження мух, що сприяють поширенню різних кишкових інфекцій. Слід зазначити, що мухи для розмноження найохочіше вибирають свинячий гній, потім кінський, овечий і в останню чергу коров'ячий. Перед вивезенням гною на поля обов'язково треба обробити інсектицидними засобами.
продовження
--PAGE_BREAK--

ЗМІСТ

Вступ

1. Ґрунтовий покрив та його використання

2. Ерозія грунтів (водна та вітряна) та методи боротьби з нею

3. Промислове забруднення ґрунту

3.1 Кислотні дощі

3.2 Важкі метали

3.3 Свинцева інтоксикація

4. Гігієна ґрунту. Знешкодження відходів

4.1 Роль ґрунту в обміні речовин

4.2 Екологічний взаємозв'язок між ґрунтом і водою та рідкими відходами (стічними водами)

4.3 Межі навантаження ґрунту твердими відходами (побутове та вуличне сміття, пром. відходи, сухий мул після осадження стічних вод, радіоакт. речовини)

4.4 Роль ґрунту у поширенні різних захворювань

4.5 Шкідлива дія основних типів забруднювачів (твердих та рідких відходів), що призводять до деградації ґрунту

4.5.1 Знешкодження рідких відходів у ґрунті

4.5.2.1 Знешкодження у ґрунті твердих відходів

4.5.2.2 Збір та вивіз сміття

4.5.3 Остаточне видалення та знешкодження

4.6 Видалення радіоактивних відходів

Висновок

Список використаних джерел

Вступ.

Певна частина ґрунтів, як у Росії, і у всьому світі з кожним роком виходить із сільськогосподарського обігу через різні причини, докладно розглянуті в УІР. Тисячі і більше гектарів землі страждають від ерозії, кислотних дощів, неправильної обробки та токсичних відходів. Щоб уникнути цього, потрібно ознайомитися з найбільш продуктивними та недорогими меліоративними заходами (Визначення меліорації див. в основній частині роботи), що підвищують родючість ґрунтового покриву, а насамперед із самим негативним впливомна ґрунт, і як його уникнути.

Ці дослідження дають уявлення про шкідливий вплив на ґрунт і проводилися за низкою книг, статей та наукових журналів, присвячених проблемам ґрунту та захисту навколишнього середовища.

Сама проблема забруднення та деградації ґрунтів була актуальна завжди. Зараз до сказаного можна ще додати, що в наш час антропогенний вплив сильно позначається на природі і тільки зростає, а ґрунт є для нас одним з головних джерелом їжі та одягу, не кажучи вже про те, що ми по ньому ходимо і завжди перебуватимемо в тісний контакт з нею.

1. Ґрунтовий покрив та його використання.

Ґрунтовий покрив є найважливішою природною освітою. Його значення життя суспільства визначається тим, що грунт є основним джерелом продовольства, що забезпечує 97-98% продовольчих ресурсів населення планети. Разом з тим, ґрунтовий покрив є місцем діяльності людини, на якій розміщується промислове та сільськогосподарське виробництво.

Виділяючи особливу роль продовольства у суспільстві, ще У. І. Ленін вказував: “Справжні основи господарства - це продовольчий фонд”.

Найважливіша властивість ґрунтового покриву - його родючість, під яким розуміється сукупність властивостей ґрунту, що забезпечують урожай сільськогосподарських культур. Природна родючість ґрунту регулюється запасом поживних речовин у ґрунті та його водним, повітряним та тепловим режимами. Велика роль грунтового покриву у продуктивності наземних екологічних систем, оскільки грунт живить сухопутні рослини водою та багатьма сполуками і є. найважливішим компонентомфотосинтетична діяльність рослин. Родючість ґрунту залежить і від акумульованої в ньому величини сонячної енергії. Живі організми, рослини та тварини, що населяють Землю, фіксують сонячну енергію у формі фіто- або зоомаси. Продуктивність наземних екологічних систем залежить від теплового та водного балансуземної поверхні, яким визначається різноманіття форм обміну матерією та речовиною у межах географічної оболонки планети.

Аналізуючи значення землі для громадського виробництва, К. Маркс виділяв два поняття: земля-матерія та земля-капітал. Під першим із них слід розуміти землю, що виникла в процесі її еволюційного розвитку мимоволі і свідомості людей і є місцем поселення людини та джерелом її пиши. З того моменту, коли земля в процесі розвитку людського суспільства стає засобом виробництва, вона виступає в новій якості-капіталу, без якого немислимий процес праці, “...бо вона дає робітникові... місце, на якому він стоїть... , яке процесу-сферу дії...”. Саме тому земля є універсальним чинником будь-якої людської діяльності.

Роль і місце землі неоднакові в різних сферах матеріального виробництва, насамперед у промисловості та сільському господарстві. У обробній промисловості, у будівництві, на транспорті земля є місцем, де відбуваються процеси праці незалежно від природної родючості ґрунту. В іншій якості виступає земля у сільському господарстві. Під впливом людської праці природна родючість із потенційного перетворюється на економічну. Специфіка використання земельних ресурсів у сільському господарстві призводить до того, що вони виступають у двох різних якостях, як предмет праці та як засіб виробництва. К. Маркс зазначав: “Одним лише новим вкладенням капіталів у ділянки землі... люди збільшували землю-капітал без жодного збільшення матерії землі, т. е. простору землі”.

Земля в сільському господарстві виступає як продуктивна сила завдяки своїй природній родючості, яка не залишається постійною. При раціональному використанні землі така родючість може бути підвищена за рахунок поліпшення її водного, повітряного та теплового режиму за допомогою проведення меліоративних заходів та збільшення вмісту у ґрунті поживних речовин. Навпаки, за нераціонального використання земельних ресурсів їх родючість падає, унаслідок чого відбувається зниження врожайності сільськогосподарських культур. У деяких місцях обробіток культур стає зовсім неможливим, особливо на засолених та еродованих ґрунтах.

За низького рівня розвитку продуктивних сил суспільства розширення виробництва продуктів харчування відбувається за рахунок залучення до сільського господарства нових земель, що відповідає екстенсивному розвитку сільського господарства. Цьому сприяють дві умови: наявність вільних земель та можливість господарювання на доступному середньому рівні витрат капіталу на одиницю площі. Таке використання земельних ресурсів та ведення сільського господарства типові для багатьох країн сучасного світу.

В епоху НТР відбулося різке розмежування системи ведення землеробства в промислово розвинених країнах. Для перших характерна інтенсифікація землеробства з використанням досягнень НТР, за якої сільське господарство розвивається не за рахунок збільшення площі оброблюваної землі, а завдяки збільшенню розмірів капіталу, що вкладається в землю. Відома обмеженість земельних ресурсів для більшості промислово розвинених капіталістичних країн, збільшення попиту на продукти землеробства в усьому світі у зв'язку з високими темпами зростання населення. висока культураЗемлеробства сприяли переведенню сільського господарства цих країн ще в 50-ті роки на шлях інтенсивного розвитку. Прискорення процесу інтенсифікації сільського господарства у промислово розвинених капіталістичних країнах пов'язано не лише з досягненнями НТР, але головним чином із вигідністю вкладення капіталу в сільське господарство, що сконцентрувало сільськогосподарське виробництво в руках великих землевласників та розорило дрібних фермерів.

Іншими шляхами розвивалося сільське господарство в країнах, що розвиваються. Серед гострих природно-ресурсних проблем цих країн можна виділити такі: низьку культуру землеробства, що викликало деградацію ґрунтів (підвищену ерозію, засолення, зниження родючості) та природної рослинності (наприклад, тропічних лісів), виснаження водних ресурсів, опустелювання земель, що особливо виразно проявилося на африканському континенті. Всі ці фактори, пов'язані з соціально-економічними проблемами країн, що розвиваються, призвели до хронічної нестачі в цих країнах продовольства. Так, на початок 80-х років за забезпеченістю на одну особу зерном (222 кг) і м'ясом (14 кг) країни, що розвиваються, поступалися промислово розвиненим капіталістичним країнам відповідно в кілька разів. Вирішення продовольчої проблеми у країнах немислимо без великих соціально-економічних перетворень.

У нашій країні основу земельних відносин становить загальнодержавна (загальнонародна) власність на землю, що виникла внаслідок націоналізації всієї землі. Аграрні відносини будуються на основі планів, за якими має розвиватися сільське господарство в майбутньому, за фінансово-кредитної допомоги держави та постачання необхідної кількості машин та добрив. Оплата працівників сільського господарства за кількістю та якістю праці стимулює постійне підвищення їх життєвого рівня.

Використання земельного фонду як єдиного цілого складає основах довгострокових державних планів. Прикладом таких планів стало освоєння цілинних і залежних земель Сході країни (середина 50-х), завдяки якому стало можливим за короткий термін запровадити до складу орних земель понад 41 млн. га нових площ. Ще приклад – комплекс заходів, пов'язаних із виконанням Продовольчої програми, що передбачає прискорення розвитку сільськогосподарського виробництва на основі підвищення культури землеробства, широкого проведення меліоративних заходів, а також здійснення широкої програми соціально-економічного перебудови сільськогосподарських районів.

Земельні ресурси світу в цілому дозволяють забезпечити продуктами харчування більшу кількість людей, ніж є в даний час і чим воно буде найближчим часом. Разом з тим, у зв'язку із зростанням населення, особливо в країнах, що розвиваються, кількість ріллі на душу населення скорочується.

Останнім часом у зв'язку з бурхливим розвитком промисловості спостерігається значне зростання рівня важких металів у навколишньому середовищі. Термін "важкі метали" застосовується до металів або з щільністю, що перевищує 5 г/см 3 або з атомним номером більше 20. Хоча, існує й інша точка зору, згідно з якою до важких металів відносяться понад 40 хімічних елементівз атомними масами, що перевищують 50 ат. од. Серед хімічних елементів важкі метали найбільш токсичні та поступаються за рівнем своєї небезпеки лише пестицидам. При цьому до токсичних належать такі хімічні елементи: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Фітотоксичність важких металів залежить від їх хімічних властивостей: валентності, іонного радіусу та здатності до комплексоутворення. У більшості випадків елементи за ступенем токсичності розташовуються в послідовності: Cu>Ni>Cd>Zn>Pb>Hg>Fe>Mo>Mn. Однак цей ряд може дещо змінюватися у зв'язку з неоднаковим осадженням елементів ґрунтом та переведенням у недоступний для рослин стан, умовами вирощування, фізіолого-генетичними особливостями самих рослин. Трансформація та міграція важких металів відбувається при безпосередньому та непрямому впливі реакції комплексоутворення. При оцінці забруднення навколишнього середовища необхідно враховувати властивості ґрунту та, в першу чергу, гранулометричний склад, гумусованість та буферність. Під буферністю розуміють здатність ґрунтів підтримувати концентрацію металів у ґрунтовому розчині на постійному рівні.

У ґрунтах важкі метали присутні у двох фазах – твердій та у ґрунтовому розчині. Форма існування металів визначається реакцією середовища, хімічним та речовинним складом ґрунтового розчину та, насамперед, вмістом органічних речовин. Елементи - комплексанти, що забруднюють ґрунт, концентруються, в основному, у його верхньому 10 см шарі. Однак при підкисленні малобуферного ґрунту значна частка металів з обмінно-поглиненого стану перетворюється на ґрунтовий розчин. Сильну міграційну здатність у кислому середовищі мають кадмій, мідь, нікель, кобальт. Зменшення рН на 1,8-2 одиниці призводить до збільшення рухливості цинку в 3,8-5,4, кадмію - в 4-8, міді - в 2-3 рази.

Таблиця 1 Нормативи ГДК (ОДК), фонові вмісти хімічних елементів у ґрунтах (мг/кг)

Таким чином, при попаданні у ґрунт важкі метали швидко взаємодіють з органічними лігандами з утворенням комплексних сполук. Так, що при низьких концентраціях у ґрунті (20-30 мг/кг) приблизно 30% свинцю знаходиться у вигляді комплексів з органічними речовинами. Частка комплексних сполук свинцю збільшується зі зростанням його концентрації до 400 мг/г, та був зменшується. Метали також сорбуються (обмінно або необмінно) опадами гідроксидів заліза та марганцю, глинистими мінералами та органічною речовиною ґрунту. Метали, доступні рослинам і здатні до вимивання, знаходяться у ґрунтовому розчині у вигляді вільних іонів, комплексів та хелатів.

Поглинання ТМ ґрунтом більшою мірою залежить від реакції середовища і від того, які аніони переважають у ґрунтовому розчині. У кислому середовищі більше сорбуються мідь, свинець та цинк, а в лужному – інтенсивно поглинаються кадмій та кобальт. Мідь переважно пов'язується з органічними лігандами та гідроксидами заліза.

Таблиця 2 Рухливість мікроелементів у різних ґрунтах залежно від рН ґрунтового розчину

Ґрунтово-кліматичні фактори часто визначають напрямок та швидкість міграції та трансформації ТМ у ґрунті. Так, умови ґрунтового та водного режимів лісостепової зони сприяють інтенсивній вертикальній міграції ТМ за профілем ґрунту, у тому числі можливе перенесення металів з потоком води по тріщинах, ходах коренів тощо.

Нікель(Ni) – елемент VIII групи періодичної системи з атомною масою 58,71. Нікель поряд з Mn, Fe, Co і Cu відноситься до так званих перехідних металів, сполуки яких мають високу біологічну активність. Внаслідок особливостей будови електронних орбіталейвищевказані метали, у тому числі і нікель, мають добре виражену здатність до комплексоутворення. Нікель здатний формувати стабільні комплекси, наприклад, з цистеїном та цитратом, а також з багатьма органічними та неорганічними лігандами. Геохімічний склад материнських порід багато в чому визначає вміст нікелю у ґрунтах. Найбільша кількість нікелю містять ґрунти, що утворилися з основних та ультраосновних порід. За даними деяких авторів, межі надлишкового та токсичного рівнів нікелю для більшості видів змінюються від 10 до 100 мг/кг. Основна маса нікелю закріплена в ґрунті нерухомо, а дуже слабка міграція в колоїдному стані та у складі механічних суспензій не впливає на розподіл їх по вертикальному профілю і цілком рівномірна.

Свинець (Pb). Хімізм свинцю у ґрунті визначається тонкою рівновагою протилежно спрямованих процесів: сорбція-десорбція, розчинення-перехід у твердий стан. Свинець, що потрапив у ґрунт з викидами, включається в цикл фізичних, хімічних і фізико-хімічних перетворень. Спочатку домінують процеси механічного переміщення (частки свинцю переміщаються по поверхні та в товщі ґрунту по тріщинах) та конвективної дифузії. Потім у міру розчинення твердофазних сполук свинцю вступають в дію більш складні фізико-хімічні процеси (зокрема, процеси іонної дифузії), що супроводжуються трансформацією сполук свинцю, що надійшли з пилом.

Встановлено, що свинець мігрує як у вертикальному, так і горизонтальному напрямку, причому другий процес превалює над першим. За 3 роки спостережень на різнотравному лузі нанесений локально на поверхню грунту свинцевий пил перемістився в горизонтальному напрямку на 25-35 см, глибина ж його проникнення в товщину грунту склала 10-15 см. Важливу роль у міграції свинцю відіграють біологічні фактори: металів; під час вегетації відбувається їхнє переміщення в товщі ґрунту; при відмиранні та розкладанні рослин свинець виділяється в навколишню ґрунтову масу.

Відомо, що грунт має здатність зв'язувати (сорбувати) техногенний свинець, що надійшов до неї. Сорбція, як вважають, включає кілька процесів: повний обмін з катіонами поглинаючого комплексу ґрунтів (неспецифічна адсорбція) та ряд реакцій комплексоутворення свинцю з донорами ґрунтових компонентів (специфічна адсорбція). У ґрунті свинець асоціюється головним чином з органічною речовиною, а також із глинистими мінералами, оксидами марганцю, гідроокислами заліза та алюмінію. Зв'язуючи свинець, гумус перешкоджає його міграції у суміжні середовища та обмежує надходження до рослин. З глинистих мінералів схильністю до сорбції свинцю характеризуються іліти. Підвищення рН ґрунту при вапнуванні веде до ще більшого зв'язування свинцю ґрунтом за рахунок утворення важкорозчинних сполук (гідроокисів, карбонатів та ін.).

Свинець, присутній у ґрунті у рухомих формах, згодом фіксується ґрунтовими компонентами і стає недоступним для рослин. За даними вітчизняних дослідників, найбільш міцно фіксується свинець чорноземних та торф'яно-мулових ґрунтів.

Кадмій (Cd) Особливість кадмію, що відрізняє його від інших ТМ, полягає в тому, що в ґрунтовому розчині він присутній в основному у вигляді катіонів (Cd 2+), хоча в ґрунті з нейтральною реакцією середовища він може утворювати складні комплекси з сульфатами, фосфатами чи гідроокислами.

За наявними даними, концентрація кадмію у ґрунтових розчинах фонових ґрунтів коливається від 0,2 до 6 мкг/л. У вогнищах забруднення ґрунтів вона зростає до 300-400 мкг/л.

Відомо, що кадмій у ґрунтах дуже рухливий, тобто. здатний переходити у великих кількостях з твердої фази в рідку та назад (що ускладнює прогнозування його надходження у рослину). Механізми, що регулюють концентрацію кадмію в ґрунтовому розчині, визначаються процесами сорбції (під сорбцією розуміють власне адсорбцію, преципітацію та комплексоутворення). Кадмій поглинається ґрунтом у менших кількостях, ніж інші ТМ. Для характеристики рухливості важких металів у ґрунті використовують відношення концентрацій металів у твердій фазі до такої у рівноважному розчині. Високі значення цього відношення свідчать, що ТМ утримуються у твердій фазі завдяки реакції сорбції, низькі – завдяки тому, що метали знаходяться в розчині, звідки вони можуть мігрувати в інші середовища або вступати в різні реакції (геохімічні або біологічні). Відомо, що провідним процесом зв'язування кадмію є адсорбція глинами. Дослідження останніх років показали також велику роль у цьому процесі гідроксильних груп, оксидів заліза та органічної речовини. При невисокому рівні забруднення та нейтральної реакції середовища кадмій адсорбується в основному оксидами заліза. А в кислому середовищі (рН=5) як потужний адсорбент починає виступати органічна речовина. При нижчому показнику рН (рН=4) функції адсорбції переходять майже винятково до органічної речовини. Мінеральні компоненти у цих процесах перестають грати будь-яку роль.

Відомо, що кадмій не лише сорбується поверхнею ґрунтів, а й фіксується за рахунок осадження, коагуляції, міжпакетного поглинання глинистими мінералами. Всередину грунтових частинок він дифундує мікропорами та іншими шляхами.

Кадмій по-різному закріплюється у ґрунтах. різного типу. Поки що мало що відомо про конкурентні взаємини кадмію з іншими металами в процесах сорбції в ґрунтово-поглинаючому комплексі. За дослідженнями фахівців Технічного університетуКопенгагену (Данія), у присутності нікелю, кобальту та цинку поглинання кадмію ґрунтом придушувалося. Інші дослідження показали, що процеси сорбції кадмію ґрунтом згасають у присутності іонів хлору. Насичення ґрунту іонами Са 2+ призводило до збільшення сорбируемости кадмію. Багато зв'язків кадмію з компонентами ґрунту виявляються неміцними, за певних умов (наприклад, кисла реакція середовища) він вивільняється і знову переходить у розчин.

Виявлено роль мікроорганізмів у процесі розчинення кадмію та переходу його в рухомий стан. Внаслідок їх життєдіяльності або утворюються водорозчинні металокомплекси, або створюються фізико-хімічні умови, що сприяють переходу кадмію з твердої фази в рідку.

Процеси, що відбуваються з кадмієм у ґрунті (сорбція-десорбція, перехід у розчин тощо) взаємопов'язані та взаємозалежні, від їх спрямованості, інтенсивності та глибини залежить надходження цього металу в рослини. Відомо, що величина сорбції кадмію ґрунтом залежить від величини рН: чим вище рН ґрунту, тим більше вона сорбує кадмію. Так, за наявними даними, в інтервалі рН від 4 до 7,7 зі збільшенням рН на одиницю сорбційна ємність ґрунтів стосовно кадмію зростала приблизно втричі.

Цинк (Zn). Недолік цинку може виявлятися як на кислих сильнопідзолених легких ґрунтах, так і на карбонатних, бідних цинком, і на високогумусованих ґрунтах. Підсилюють прояв цинкової недостатності застосування високих доз фосфорних добрив і сильне приорювання підґрунтя до орного горизонту.

Найбільш високий валовий вміст цинку в тундрових (53-76 мг/кг) та чорноземних (24-90 мг/кг) ґрунтах, найнижчий - у дерново-підзолистих ґрунтах (20-67 мг/кг). Нестача цинку найчастіше виявляється на нейтральних і слаболужних карбонатних ґрунтах. У кислих ґрунтах цинк більш рухливий і доступний рослинам.

Цинк у ґрунті присутній в іонній формі, де адсорбується за катіонообмінним механізмом у кислому або в результаті хемосорбції в лужному середовищі. Найбільш рухливий іон Zn 2+. На рухливість цинку в ґрунті в основному впливають величина рН та вміст глинистих мінералів. При рН<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.

На думку А. П. Виноградова (1952), всі хімічні елементи тією чи іншою мірою беруть участь у життєдіяльності рослин, і якщо багато хто з них вважаються фізіологічно значущими, то тільки тому, що для цього поки що немає доказів. Вступаючи в рослину в невеликій кількості і стаючи в них складовою або активаторами ферментів, мікроелементи виконують сервісні функції в процесах метаболізму. Коли ж у середу надходять незвично високі концентрації елементів, вони стають токсичними рослин. Проникнення важких металів у тканини рослин у надмірній кількості призводить до порушення нормальної роботи їх органів, і це порушення тим сильніше, що більший надлишок токсикантів. Продуктивність у своїй падає. Токсична дія ТМ проявляється з ранніх стадій розвитку рослин, але різною мірою на різних ґрунтах і для різних культур.

Поглинання хімічних елементів рослин – активний процес. Пасивна дифузія становить лише 2-3% від усієї маси засвоєних мінеральних компонентів. При вмісті металів у ґрунті на рівні фону відбувається активне поглинання іонів, і якщо враховувати малу рухливість даних елементів у ґрунтах, їх поглинання повинна передувати мобілізація міцнозв'язаних металів. При вмісті ТМ в коренеживаному шарі в кількостях, що значно перевищують граничні концентрації, при яких метал може бути закріплений за рахунок внутрішніх ресурсів ґрунту, до коріння надходять такі кількості металів, які мембрани втримати вже не можуть. Внаслідок цього надходження іонів або сполук елементів перестає регулюватися клітинними механізмами. На кислих ґрунтах йде більш інтенсивне накопичення ТМ, ніж на ґрунтах з нейтральною або близькою до нейтральною реакцією середовища. Мірою реальної участі іонів ТМ у хімічних реакціях є їхня активність. Токсична дія високих концентрацій ТМ на рослини може виявлятися у порушенні надходження та розподілу інших хімічних елементів. Характер взаємодії ТМ коїться з іншими елементами змінюється залежно від своїх концентрацій. Міграція та надходження в рослину здійснюється у вигляді комплексних сполук.

У початковий період забруднення середовища важкими металами завдяки буферним властивостям грунту, що призводять до інактивації токсикантів, рослини практично не відчуватимуть несприятливого впливу. Проте захисні функції ґрунту небезмежні. При підвищенні рівня забруднення важкими металами їхня інактивація стає неповною і потік іонів атакує коріння. Частина іонів рослина здатна перевести в менш активний стан ще до проникнення в кореневу систему рослин. Це, наприклад, хелатування за допомогою кореневих виділень або адсорбування на зовнішній поверхні коріння з утворенням комплексних сполук. Крім того, як показали вегетаційні досліди із явно токсичними дозами цинку, нікелю, кадмію, кобальту, міді, свинцю, коріння розташовуються в шарах не забруднені ТМ грунту і в цих випадках відсутні симптоми фототоксичності.

Незважаючи на захисні функції кореневої системи, ТМ за умов забруднення надходять у корінь. В цьому випадку в дію вступають механізми захисту, завдяки яким відбувається специфічний розподіл ТМ по органах рослин, що дозволяє якнайповніше убезпечити їх зростання і розвиток. При цьому вміст, наприклад, ТМ у тканинах кореня та насіння в умовах сильно забрудненого середовища може різнитися в 500-600 разів, що свідчить про великі захисні можливості цього підземного органу рослин.

Надлишок хімічних елементів викликає токсикози у рослин. У міру зростання концентрації ТМ спочатку затримується зростання рослин, потім настає хлороз листя, який змінюється некрозами, і нарешті пошкоджується коренева система. Токсична дія ТМ може виявлятися безпосередньо і опосередковано. Пряма дія надлишку ТМ у рослинних клітинах зумовлена ​​реакціями комплексоутворення, внаслідок яких відбувається блокування ферментів або осадження білків. Дезактивація ферментативних систем відбувається внаслідок заміни металу ферменту на метал-забруднювач. При критичному вмісті токсиканту каталітична здатність ферменту значно знижується чи повністю блокується.

А. П. Виноградов (1952) виділив рослини, здатні концентрувати елементи. Він вказав на два типи рослин - концентраторів:

1) рослини, що концентрують елементи в масовому масштабі;

2) рослини із селективним (видовим) концентруванням.

Рослини першого типу збагачуються хімічними елементами, якщо останні містяться у ґрунті у підвищеній кількості. Концентрування у разі викликано екологічним чинником.

Рослин другого типу властиво постійно висока кількість того чи іншого хімічного елемента незалежно від його вмісту в середовищі. Воно зумовлене генетично закріпленою потребою.

Розглядаючи механізм поглинання важких металів із ґрунту в рослини, можна говорити про бар'єрний (не концентруючий) і безбар'єрний (концентруючий) типи накопичення елементів. Бар'єрне накопичення характерне для більшості вищих рослин і не характерне для мохоподібних та лишайникових. Так, у роботі М. А. Тойка і Л. Н. Потєхіною (1980) як рослина-концентратор кобальту названий сфагнум (2,66 мг/кг); міді (10,0 мг/кг)- береза, кістяника, конвалія; марганцю (1100 мг/кг) – чорниця. Lepp та співавт. (1987) виявили високі концентрації кадмію в спорофорах гриба Amanita muscaria, що росте у березових лісах. У спорофорах гриба вміст кадмію становив 29,9 мг/кг сухої маси, а в ґрунті, на якому вони виросли, - 0,4 мг/кг. Існує думка, що рослини, які є концентраторами кобальту, відрізняються також високою толерантністю до нікелю і здатні накопичувати його у великих кількостях. До них, зокрема, належать рослини сімейств Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Концентратори та надконцентратори нікелю виявлені також серед лікарських рослин. До надконцентраторів відносяться динне дерево, беладона беладонна, мачок жовтий, пустирник серцевий, страстоцвіт м'ясо-червоний і термопсис ланцетовидний. Тип накопичення хімічних елементів, що у великих концентраціях в живильному середовищі, залежить від фаз вегетації рослин. Безбар'єрне накопичення характерне для фази проростків, коли рослин немає диференціації надземних частин на різні органи і в заключні фази вегетації - після дозрівання, а так само в період зимового спокою, коли безбар'єрне накопичення може супроводжуватися виділенням надлишкових кількостей хімічних елементів у твердій фазі 1991).

Гіперакумулюючі рослини виявлені в сімействах Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae та Scrophulariaceae (Baker 1995). Найбільш відомим і вивченим серед них є Brassica juncea (Індійська гірчиця) - рослина, що розвиває велику біомасу і здатна до акумуляції Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B та Se (Nanda Kumar et al. 1995) (Salt et al. 1995; Raskin et al. 1994). З різних видів протестованих рослин B. juncea мала найбільш виражену здатність транспортувати свинець у надземну частину, акумулюючи при цьому більше 1,8% цього елемента надземних органах (у перерахунку на суху масу). За винятком соняшнику (Helianthus annuus) та тютюну (Nicotiana tabacum), інші види рослин, що не належать до сімейства Brassicaceae, мали коефіцієнт біологічного поглинання менше 1.

Згідно з класифікацією рослин за реакцією на присутність у середовищі виростання важких металів, що використовується багатьма зарубіжними авторами, рослини мають три основні стратегії для зростання на забруднених металами грунтах:

Виключачі металів.

Такі рослини зберігають постійну низьку концентрацію металу незважаючи на широке варіювання його концентрацій у ґрунті, утримуючи головним чином метал у корінні. Рослини-виключачі здатні змінювати проникність мембран і метал-зв'язуючу здатність клітинних стінок або виділяти велику кількість речовин, що хелатують.

Метал-індикатори.

До них відносяться види рослин, які активно акумулюють метал у надземних частинах і в цілому відображають рівень вмісту металу у ґрунті. Вони толерантні до існуючого рівня концентрації металу завдяки утворенню позаклітинних метал-зв'язуючих сполук (хелаторів) або змінюють характер компартментації металу шляхом його запасання в нечутливих до металу ділянках. Акумулюючі метали види рослин. Відносні до цієї групи рослини можуть накопичувати метал у надземній біомасі в концентраціях, які набагато перевищують такі в грунті. Baker і Brooks дали визначення гіперакумулятор металів як рослинам, що містять понад 0,1%, тобто. більш ніж 1000 мг/г міді, кадмію, хрому, свинцю, нікелю, кобальту або 1% (більше 10 000 мг/г) цинку та марганцю в сухій масі. Для рідкісних металів ця величина перевищує 0,01% у перерахунку на суху масу. Дослідники ідентифікують гіперакумулюючі види шляхом збирання рослин в областях, де ґрунти містять метали в концентраціях, що перевищують фонові, як у випадку із забрудненими районами або в місцях виходу рудних тіл. Феномен гіперакумуляції ставить перед дослідниками багато питань. Наприклад, яке значення має для рослин накопичення металу у високотоксичних концентраціях. Остаточного відповіді це питання ще отримано, проте є кілька основних гіпотез. Припускають, що такі рослини мають посилену систему поглинання іонів (гіпотеза "ненавмисного" поглинання) для здійснення певних фізіологічних функцій, які ще не досліджені. Вважають також, що гіперакумуляція – це один із видів толерантності рослин до високого вмісту металів у середовищі зростання.

Наявність підвищених концентрацій металів у ґрунті призводить до їх накопичення у дикорослій флорі та сільськогосподарських культурах, що супроводжується забрудненням харчових ланцюгів. Високі концентрації металів роблять ґрунт непридатним для росту рослин, у зв'язку з чим порушується біорізноманіття. Забруднені важкими металами ґрунти можуть бути відновлені хімічними, фізичними та біологічними способами. Загалом їх можна віднести до двох категорій.

Метод еx-situ вимагає видалення забрудненого ґрунту для обробки на або поза ділянкою, та повернення обробленого ґрунту на початкове місце. Послідовність методів ex-situ, що використовуються для очищення забруднених ґрунтів, включає екскавацію, детоксифікацію та/або розкладання контамінанту фізичними або хімічними способами, внаслідок чого контамінант піддається стабілізації, осадженню, іммобілізації, спалюванню або розкладанню.

Метод in-situ передбачає очищення забрудненого ґрунту без його екскавації. Reed та ін. визначили технології ремедіації in-situ як розкладання або трансформацію контамінанту, іммобілізацію зниження біодоступності і відділення контамінанта від грунту. Метод in-situ кращий, ніж ex-situ, внаслідок його низької вартості та щадного впливу на екосистему. Традиційно метод ex-situ передбачає видалення забрудненого важкими металами ґрунту та його поховання, що не є оптимальним вибором, оскільки поховання забрудненого ґрунту поза ділянкою просто переносить проблему забруднення в інше місце; при цьому існує певний ризик, пов'язаний із транспортом забрудненого ґрунту. Розведення важких металів до прийнятного рівня шляхом додавання в забруднений ґрунт чистого ґрунту та їх змішування, покриття ґрунту інертним матеріалом може бути альтернативою очищенню ґрунту в межах забрудненої ділянки.

Іммобілізація неорганічного контамінанта може бути використана як ремедіаційний метод для забруднених важкими металами грунтів. Вона може досягатися шляхом коплексації контамінантів або підвищенням рН грунту шляхом вапнування. Підвищення рН знижує розчинність важких металів, таких як Cd, Cu, Ni та Zn, у ґрунті. Хоча ризик бути поглиненими рослинами знижується, концентрація металів у ґрунті залишається незмінною. Більшість з цих традиційних технологій очищення дороги є причиною подальшого порушення вже пошкодженого навколишнього середовища. Біоремедіаційні технології, що отримали назву "фіторемедіація", передбачають використання зелених рослин та асоційованої з нею мікробіоти для in-situ очищення забруднених ґрунтів та підземних вод. Ідея використання металакумулюючих рослин для видалення важких металів та інших сполук була вперше висловлена ​​у 1983 році. Термін "фіторемедіація" складається з грецької приставки фіто- (рослина), приєднаного до латинського кореня remedium (відновлення).

Ризофільтрація має на увазі використання рослин (як наземних, так і водних) для адсорбції, концентрування та осадження контамінантів у коренях із забруднених водних джерел з низькою концентрацією контамінанту. Цим способом можна частково обробити промислові стоки, поверхневі стоки сільськогосподарських угідь та об'єктів або кислі дренажні стоки копалень і шахт. Ризофільтрація може бути застосована щодо свинцю, кадмію, міді, нікелю, цинку та хрому, які в основному утримуються корінням. Переваги ризофильтрации включають її здатність бути використаною як "in-situ", так і "ex-situ" і використовувати при цьому види рослин, які не є гіперакумуляторами. Була вивчена здатність соняшнику, індійської гірчиці, тютюну, жита, шпинату та кукурудзи видаляти свинець із стічних вод, при цьому соняшник показав найбільшу ефективність очищення.

Фітостабілізація використовується, головним чином, для очищення ґрунтів, седиментів та опадів стічних вод і залежить від здатності коренів рослин обмежувати рухливість та біодоступність контамінантів у ґрунті. Фітостабілізація здійснюється за допомогою сорбції, осадження та комплексації металів. Рослини знижують кількість води, що просочується через забруднений ґрунт, що запобігає ерозійним процесам, проникнення розчинених контамінантів у поверхневі та ґрунтові води та їх поширення в незабруднені райони. Перевага фітостабілізації полягає в тому, що цей метод не потребує видалення забрудненої рослинної біомаси. Однак і головним його недоліком є ​​збереження контамінанту в ґрунті, у зв'язку з чим застосування даного способу очищення має супроводжуватися постійним моніторингом за вмістом та біодоступністю контамінантів.

Фітоекстракція - найбільш підходящий спосіб видалення солей важких металів ґрунтів без руйнування ґрунтової структури та родючості. Деякі автори називають цей метод фітоакумуляцією. Так як рослина абсорбує, концентрує та осаджує токсичні метали та радіонукліди із забруднених ґрунтів у біомасі, це найкращий спосіб очищення територій із розсіяним поверхневим забрудненням та відносно низькою концентрацією контамінантів. Існує дві основні стратегії фітоекстракції:

Фітоекстракція у присутності хелатів, або індукована фітоекстракція, в якій додавання штучних хелатів збільшує рухливість та поглинання металу – контамінанта;

Послідовна фітоекстракція, в якій видалення металу залежить від природної здатності очищати рослин; при цьому під контролем знаходиться лише кількість висіву (посадки) рослин. Відкриття гіперакумулюючих видів ще більше сприяло розвитку цієї технології. Для того, щоб зробити цю технологію реально здійсненною, рослини повинні отримувати великі концентрації важких металів корінням, переміщувати їх у надземну біомасу та продукувати велику кількість рослинної біомаси. У цьому важливі такі чинники, як швидкість зростання, вибірковість до елемента, стійкість до хвороб, метод збирання. Однак повільне зростання, коренева система, що поверхово розповсюджується, низька продуктивність біомаси обмежують застосування гіперакумулюючих видів для очищення забруднених важкими металами територій.

Фітовипаровування включає використання рослин для винесення контамінантів з ґрунту, трансформації їх у летючу форму та транспірації в атмосферу. Фітовипар використовується в основному для видалення ртуті, при цьому іон ртуті трансформується в менш токсичну ртуть. Недоліком є ​​те, що ртуть викинута в атмосферу, швидше за все, повторно повертається шляхом осадження і потім знову потрапляє в екосистему. Американські дослідники виявили, що деякі рослини, що ростуть на субстраті, багатому селеном, продукують летючий селен у формі диметилселеніду та диметидиселеніду. Є повідомлення, що фітовипар було успішно застосовано для тритію, радіоактивного ізотопу водню), який розпадався до стабільного гелію з періодом напіврозпаду близько 12 років. Фітодеградація. У фіторемедіації органічних речовин рослинний метаболізм бере участь у відновленні контамінанта шляхом трансформації, розкладання, стабілізації або випаровування забруднюючих речовин із ґрунту та підземних вод. Фітодеградація є розкладання органічних речовин, поглинених рослиною, до більш простих молекул, які включаються до складу рослинних тканин.

Рослини містять ферменти, які можуть піддати розпаду і конвертувати збройові відходи, розчини, що містять хлор, такі як трихлоретилен та інші гербіциди. Ферментами зазвичай виступають дегалогенази, оксигенази та редуктази. Різодеградація - це розкладання органічних сполук у ґрунті за допомогою мікробіальної діяльності в кореневій зоні (ризосфері) і є набагато повільнішим процесом, ніж фітодеградація. Наведені методи фіторемедіації можуть бути використані комплексно. Отже, з огляду літератури видно, що в даний час фіторемедіація - це область досліджень, що швидко розвивається. За останні десять років дослідниками з багатьох країн світу отримано експериментальне підтвердження, у тому числі в польових умовах, перспективності даного методу для очищення забруднених середовищ від органічних, неорганічних контамінантів та радіонуклідів.

Цей екологічний та недорогий спосіб очищення забруднених територій є реальною альтернативою традиційним способам відновлення порушених та забруднених земель. У Росії комерційне застосування фіторемедіації для ґрунтів, забруднених важкими металами та різними органічними сполуками, такими, як нафтопродукти, знаходиться на початковій стадії. Необхідні масштабні дослідження, спрямовані на пошук швидкорослих і володіють вираженою здатністю до накопичення контамінантів рослин з числа культурних та дикорослих видів, характерних для того чи іншого регіону, експериментальне підтвердження їхнього високого потенціалу фіторемедіаціі, вивчення способів його підвищення. Окремим важливим напрямом досліджень є вивчення питання утилізації забрудненої рослинної біомаси з метою запобігання повторному забрудненню різних компонентів екосистеми та попадання контамінантів у харчові ланцюги

Хімічний склад ґрунтів різних територій неоднорідний і поширення хімічних елементів, що містяться в ґрунтах, по території нерівномірне. Так, наприклад, перебуваючи переважно в розсіяному стані, важкі метали здатні утворювати локальні зв'язки, де їх концентрації у багато сотень і тисяч разів перевищують кларкові рівні.

Ряд хімічних елементів необхідний нормального функціонування організму. Їх недолік, надлишок або дисбаланс може викликати хвороби, які називаються мікроелементозами 1 або біогеохімічними ендеміями, які можуть бути як природними так і техногенними. У їхньому поширенні важлива роль належить воді, а також харчовим продуктам, в які хімічні елементи потрапляють із ґрунту по харчових ланцюжках.

Досвідченим шляхом встановлено, що на відсотковий вміст ТМ у рослинах впливає відсотковий вміст ТМ у ґрунті, атмосфері, воді (у разі водоростей). Також було помічено, що на ґрунтах з одним і тим же вмістом важких металів одна й та сама культура дає різний урожай, хоч і кліматичні умови теж збігалися. Тоді було виявлено залежність урожайності від кислотності ґрунтів.

Найбільш вивченими є забруднення грунтів кадмієм, ртуттю, свинцем, миш'яком, міддю, цинком і марганцем. Розглянемо забруднення ґрунтів цими металами окремо для кожного. 2

Кадмій (Cd)

Вміст кадмію у земній корі становить приблизно 0.15 мг/кг. Кадмій концентрується в вулканічних (у кількості від 0.001 до 1.8 мг/кг), метаморфічних (у кількості від 0.04 до 1.0 мг/кг) і осадових породах (у кількості від 0.1 до 11.0 мг/кг). Ґрунти, сформовані на основі таких вихідних матеріалів, містять 0.1-0.3; 0.1 - 1.0 та 3.0 - 11.0 мг/кг кадмію відповідно.

У кислих ґрунтах кадмій присутній у формі Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , а у вапняних ґрунтах - у формі Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3+ .

Поглинання кадмію рослинами суттєво падає при вапнуванні кислих ґрунтів. У цьому випадку збільшення pH знижує розчинність кадмію у ґрунтовій волозі, так само як і біодоступність ґрунтового кадмію. Так вміст кадмію у буряковому листі на вапняних ґрунтах було менше вмісту кадмію в таких же рослинах на невапнованих ґрунтах. Подібний ефект бид показаний для рису та пшениці -->.

Негативний вплив збільшення pH на кадмієву доступність пов'язане зі зниженням не тільки розчинності кадмію у фазі ґрунтового розчину, а й кореневої активності, що впливає на абсорбцію.

Кадмій досить мало рухливий у грунтах, і, якщо додавати кадмій-містить матеріал на її поверхню, основна його кількість залишається недоторканою.

Методи для видалення забруднень з ґрунту включають або видалення забрудненого шару, або видалення кадмію з шару, або покриття забрудненого шару. Кадмій може бути перетворений на комплексні нерозчинні сполуки доступними хелатоутворюючими агентами (наприклад, етилендіамінтетраоцтовою кислотою). .

Через відносно швидке поглинання кадмію з ґрунту рослинами та низького токсичної діїзазвичай зустрічаються його концентрацій, кадмій може накопичуватися в рослинах і надходити у ланки харчового ланцюга швидше ніж свинець та цинк. Тому найбільшу небезпеку для здоров'я людини при внесенні у ґрунт відходів становить кадмій.

Процедура для мінімізації кількості кадмію, здатного входити в харчовий ланцюг людини із забруднених ґрунтів, - це вирощування на даній ґрунті рослин, що не використовуються в їжу або таких культур, які абсорбують малі кількості кадмію

У цілому нині культури на кислих грунтах абсорбують більше кадмію, ніж такі на нейтральних чи лужних грунтах. Тому вапнування кислих ґрунтів – це ефективний засіб зниження кількості абсорбованого кадмію.

Ртуть (Hg)

Ртуть знаходиться у природі у вигляді пар металу Hg 0 , що утворюються при її випаровуванні із земної кори; у вигляді неорганічних солей Hg(I) і Hg(II), і у вигляді органічної сполуки метилртуті СН 3 Hg + монометил- і диметил похідних СН 3 Hg + і (CH 3) 2 Hg.

Ртуть накопичується у верхньому горизонті (0-40 см) ґрунту і слабо мігрують у глибші її шари. З'єднання ртуті відносяться до високостабільних речовин ґрунту. Рослини, що ростуть на забрудненому ртуттю грунті, засвоюють значну кількість елемента і накопичують його в небезпечних концентраціях, або не ростуть.

Свинець (Pb)

За даними дослідів, що проводяться в умовах піщаної культури з внесенням порогових для ґрунтів концентрацій Hg (25 мг/кг) і Pb (25 мг/кг) і порогові, що перевищують у 2-20 разів, рослини вівса до певного рівня забруднення ростуть і розвиваються нормально. У міру збільшення концентрації металів (для Pb, починаючи з дози 100 мг/кг) змінюється зовнішній виглядрослин. При екстремальних дозах металів рослини гинуть за три тижні з початку дослідів. Зміст металів у компонентах біомаси у порядку зменшення розподілено так: коріння - надземна частина - зерно.

Сумарне надходження свинцю у повітря (отже частково і грунт) від автотранспорту біля Росії у 1996 року оцінювалося приблизно 4.0 тис. т, зокрема 2.16 тис. т. вносив вантажний транспорт. Максимальне навантаження по свинцю припадало на Московську та Самарську області, за якими слідують Калузька, Нижегородська, Володимирська області та інші суб'єкти Російської Федерації, розташовані в центральній частині Європейської території Росії та Північного Кавказу. Найбільші абсолютні викиди свинцю відзначалися в Уральському (685 т), Поволзькому (651 т) та Західно-Сибірському (568 т) регіонах. А найбільш несприятливий вплив викидів свинцю відзначалося в Татарстані, Краснодарському та Ставропольському краях, Ростовській, Московській, Ленінградській, Нижегородській, Волгоградській, Воронезькій, Саратовській та Самарській областях (газета “ Зелений світ”, Спеціальний випуск №28, 1997 р.).

Миш'як (As)

Миш'як знаходиться у навколишньому середовищі у вигляді різноманітних хімічно стійких форм. Його два основні стани окислення: As(III), і As(V). У природі поширений пятивалентный миш'як у вигляді різноманітних неорганічних сполук, хоча тривалентний миш'як легко виявляється у воді, особливо в анаеробних умовах.

Мідь(Cu)

Природні мідні мінерали у ґрунтах включають сульфати, фосфати, оксиди та гідроксиди. Мідні сульфіди можуть утворюватися в погано дренованих або затоплюваних грунтах, де реалізуються відновлювальні умови. Мідні мінерали зазвичай занадто розчинні, щоб залишатися у вільно дренованих сільськогосподарських ґрунтах. У забруднених металом ґрунтахОднак, хімічне середовище може контролюватись нерівноважними процесами, що призводять до накопичення метастабільних твердих фаз. Передбачається, що і у відновлених, забруднених міддю ґрунтах можуть бути ковеллін (CuS) або халькопірит (CuFeS 2).

Слідові кількості міді можуть утримуватися у вигляді окремих сульфідних включень у силікатах та можуть ізоморфно замінювати катіони у філосилікатах. Незбалансовані по заряду глинисті мінерали неспецифічно абсорбують мідь, а ось оксиди та гідроксиди заліза та марганцю показують дуже високу специфічну спорідненість до міді. Високомолекулярні органічні сполуки можуть бути твердими абсорбентами для міді, а низькомолекулярні органічні речовини схильні утворювати розчинні комплекси.

Складність складу ґрунтів обмежує можливість кількісного поділу мідних сполук на конкретні хімічні форми. вказує на -->Наявність великої масимідних конгломератів знаходиться і в органічних речовинах, і в оксидах Fe та Mn. Внесення відходів, що містять мідь, або неорганічних солей міді підвищує концентрацію сполук міді в грунті, здатних до екстрагування порівняно м'якими реагентами; таким чином, мідь може перебувати у ґрунті у вигляді лабільних хімічних форм. Але легко розчинний і замінний елемент - мідь - утворює невелику кількість форм, здатних до поглинання рослинами, зазвичай менше 5% загального вмісту міді в грунті.

Токсичність міді збільшується зі збільшенням pH ґрунту та при низькій катіонообмінній ємності ґрунту. Збагачення міддю за рахунок екстракції відбувається тільки в поверхневих шарах ґрунту, і зернові культури з глибокою кореневою системою не страждають від цього.

Навколишнє середовище та харчування рослин можуть вплинути на фітотоксичність міді. Так, наприклад, мідна токсичність для рису на рівнинних землях відзначалася явно, коли рослини поливали холодною, а не теплою водою. Справа в тому, що мікробіологічна активність пригнічується в холодному ґрунті і створює ті відновлювальні умови в ґрунті, які сприяли б осадженню міді з розчину.

Фітотоксичність по міді походить від надлишку в грунті доступної міді і посилюється кислотністю грунту. Оскільки мідь порівняно малорухлива в грунті, майже вся мідь, що потрапляє в грунт, залишається у верхніх шарах. Внесення органічних речовин у забруднені міддю ґрунту може знизити токсичність завдяки адсорбції розчинного металу органічним субстратом (при цьому іони Cu 2+ перетворюються на менш доступні для рослини комплексні сполуки) або підвищенням мобільності іонів Cu 2+ та вимиванням їх із ґрунту у вигляді розчинних мідьорганічних комплексів.

Цинк (Zn)

Цинк може перебувати у ґрунті у вигляді оксосульфатів, карбонатів, фосфатів, силікатів, оксидів та гідроксидів. Ці неорганічні сполукиметастабільні в добре дренованих сільськогосподарських угіддях. Очевидно, сфалерит ZnS є термодинамічно переважаючою формою як і відновлених, і у окислених грунтах. Деяка асоціація цинку з фосфором і хлором очевидна у відновлених, забруднених важкими металами осадах. Отже, порівняно розчинні солі цинку повинні зустрічатися в багатих на метали грунтах.

Цинк ізоморфно заміщається іншими катіонами у силікатних мінералах, він може бути оцлюдований або співасаджений з гідроксидами марганцю та заліза. Філосилікати, карбонати, гідратовані оксиди металів, а також органічні сполуки добре абсорбують цинк, при цьому використовуються і специфічні, і неспецифічні місця зв'язування.

Розчинність цинку підвищується в кислих грунтах, а також при комплексоутворенні з низькомолекулярними органічними лігандами. Відновлюючі умови можуть зменшувати розчинність цинку через утворення нерозчинного ZnS.

Фітотоксичність цинку зазвичай проявляється при контакті коріння рослини з надлишковим по цинку розчином у ґрунті. Транспорт цинку через ґрунт відбувається за допомогою обміну та дифузії, причому останній процес домінує у ґрунтах з низьким вмістом цинку. Обмінний транспорт більш значний у високоцинкових ґрунтах, у яких концентрації розчинного цинку порівняно стабільні.

Мобільність цинку у ґрунтах підвищується в присутності хелатоутворювачів (природних або синтетичних). Збільшення концентрації розчинного цинку, викликане утворенням розчинних хелатів, компенсує зниження мобільності, зумовлене збільшенням обсягу молекули. Концентрації цинку в тканинах рослин, його загальне поглинання та симптоми токсичності позитивно корелюють із концентрацією цинку в розчині, що омиває корені рослини.

Вільний іон Zn 2+ переважно абсорбується кореневою системою рослин, тому утворення розчинних хелатів сприяє розчинності даного металу у ґрунтах, а ця реакція компенсує знижену доступність цинку у хелатній формі.

Вихідна форма металевого забруднення впливає на потенціал токсичності по цинку: доступність цинку для рослини в грунтах, що удобрюються, з еквівалентним загальним вмістом цього металу зменшується в ряді ZnSO 4 >відстій>сміттєвий компост.

Більшість дослідів із забруднення по ґрунту Zn-відстоєм, що містить, не показало падіння врожаю або явну їх фітотоксичність; все ж таки їх довготривале внесення з високою швидкістю здатне пошкодити рослинам. Просте внесення цинку як ZnSO 4 викликає зниження зростання культур у кислих грунтах, тоді як багаторічне внесення їх у майже нейтральні грунту проходить непоміченим.

Токсичність рівнів у сільськогосподарських грунтах цинк досягає, як правило, через поверхневий цинк; він зазвичай не проникає на глибину більше 15-30 см. Глибокі коріння певних культур можуть уникнути контакту з надлишковим цинком завдяки їх розташуванню в незабрудненому підґрунті.

Вапнування грунтів, забруднених цинком, знижує концентрацію останнього у польових культурах. Добавки NaOH або Ca(OH) 2 знижують токсичність цинку в овочевих культурах, вирощених на високоцинкових торф'яних ґрунтах, хоча в цих ґрунтах поглинання цинку рослинами дуже обмежене. Викликану цинком недостатність по залізу можна усунути за допомогою внесення хелатів заліза або FeSO 4 в грунт або прямо на листя. Фізичне видалення або поховання забрудненого цинком верхнього шару взагалі може дозволити уникнути токсичної дії металу на рослини.

Марганець

У грунті марганець перебуває у трьох станах окислення: +2, +3, +4. Здебільшого цей метал асоційований з первинними мінералами або вторинними металоксидами. У грунті загальна кількість марганцю коливається лише на рівні 500 - 900 мг/кг.

Розчинність Mn 4+ дуже мала; Тривалентний марганець дуже нестійкий у ґрунтах. Більша частина марганцю в ґрунтах присутня у вигляді Mn 2+ , у той час як у добре аерованих ґрунтах більша частина його в твердій фазі присутня у вигляді оксиду, в якому метал знаходиться в ступені окислення IV; у погано ж аерованих грунтах марганець повільно відновлюється мікробним середовищем і перетворюється на грунтовий розчин, стаючи таким чином високомобільним.

Розчинність Mn 2+ значно збільшується при низьких значеннях pH, але при цьому поглинання марганцю рослинами падає.

Марганцева токсичність часто має місце там, де загальний рівень марганцю від середнього до високого, pH ґрунту досить низький і киснева доступність для ґрунту теж низька (тобто є відновлювальні умови). Щоб усунути дію перелічених умов, pH грунту слід збільшувати з допомогою вапнування, витратити зусилля поліпшення грунтового дренажу, зменшити надходження води, тобто. загалом покращити структуру даного ґрунту.