Smagie metāli– tas, iespējams, ir viens no nopietnākajiem augsnes piesārņojumiem, kas mums draud ar virkni nevēlamu un turklāt kaitīgu seku.

Pēc savas būtības augsne ir dažādu organiskas un neorganiskas izcelsmes mālu minerālu kombinācija. Atkarībā no augsnes sastāva, ģeogrāfiskajiem datiem un attāluma no rūpnieciskajām zonām, augsnē var būt dažāda veida smago metālu, no kuriem katrs rada atšķirīgu bīstamības pakāpi videi. Sakarā ar to, ka in dažādas vietas augsnes struktūra var būt arī dažāda, oksidēšanās- atjaunojošie apstākļi, reaktivitāte, kā arī mehānismi smago metālu saistīšanai augsnē atšķiras arī.

Vislielāko apdraudējumu augsnei rada tehnogēnie faktori. Dažādas nozares, kuru atkritumi ir smago metālu daļiņas, diemžēl ir aprīkotas tā, ka pat labākie filtri ļauj iziet cauri smago metālu elementiem, kas vispirms nonāk atmosfērā un pēc tam kopā ar to iekļūst augsnē. rūpnieciskie atkritumi. Šāda veida piesārņojumu sauc par tehnogēno. Šajā gadījumā liela nozīme ir augsnes mehāniskajam sastāvam, karbonātu saturam un uzsūkšanas spējai. Smagie metāli atšķiras ne tikai pēc ietekmes pakāpes uz augsni, bet arī pēc stāvokļa, kādā tie tajā atrodas.

Tagad ir zināms, ka augsnē var būt gandrīz visas smago metālu daļiņas sekojošos stāvokļos: izomorfu daļiņu maisījuma veidā, oksidēts, sāls nogulšņu veidā, kristāliskā režģī, šķīstošā veidā, tieši augsnes šķīdumā un pat kā organisko vielu sastāvdaļa. Jāpatur prātā, ka atkarībā no redoksēšanas apstākļiem augsnes sastāvs un satura līmenis oglekļa dioksīds metāla daļiņu uzvedība var mainīties.

Smagie metāli ir biedējoši ne tikai tāpēc, ka tie atrodas augsnes sastāvā, bet arī tāpēc, ka tie spēj pārvietoties, mainīties un iekļūt augos, kas var nodarīt būtisku kaitējumu. vidi. Smago metālu daļiņu mobilitāte var atšķirties atkarībā no tā, vai pastāv atšķirības starp elementiem cietajā un šķidrajā fāzē. Piesārņotāji, šajā gadījumā smago metālu elementi, bieži vien var iegūt stingri fiksētu formu, iekļūstot augsnes slāņos. Šajā formā metāli augiem nav pieejami. Visos citos gadījumos metāli viegli iekļūst augos.

Ūdenī šķīstošie metāla elementi ļoti ātri iekļūst augsnē. Turklāt tie ne tikai iekļūst augsnes slānī, bet arī spēj migrēt pa to. No skolas laikiem visi zina, ka ar laiku augsnē veidojas zemas molekulmasas ūdenī šķīstošie minerālu savienojumi, kas migrē uz veidojuma apakšējo daļu. Un kopā ar tiem migrē smago metālu savienojumi, veidojot mazmolekulārus kompleksus, tas ir, pārvēršoties citā stāvoklī.

PAGE_BREAK-- smagie metāli, kas raksturo plašu piesārņojošo vielu grupu, saņēma Nesen ievērojama izplatība. Dažādos zinātniskos un lietišķos darbos autori atšķirīgi interpretē šī jēdziena nozīmi. Šajā sakarā smago metālu elementu daudzums ir ļoti atšķirīgs. Kā dalības kritēriji tiek izmantoti daudzi raksturlielumi: atomu masa, blīvums, toksicitāte, izplatība dabiskajā vidē, iesaistīšanās pakāpe dabiskajos un cilvēka radītajos ciklos. Dažos gadījumos smago metālu definīcija ietver elementus, kas klasificēti kā trausli (piemēram, bismuts) vai metaloīdi (piemēram, arsēns).

Darbos, kas veltīti vides piesārņojuma un vides monitoringa problēmām, šodien smagie metāli ietver vairāk nekā 40 metālus no periodiskās tabulas D.I. Mendeļejevs ar atomu masu virs 50 atomu vienībām: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi uc Tajā pašā laikā smago metālu kategorizēšanā liela nozīme ir šādiem apstākļiem: to augstā toksicitāte dzīviem organismiem salīdzinoši zemās koncentrācijās, kā arī spēja bioakumulēties un biomagnificēties. Gandrīz visi metāli, uz kuriem attiecas šī definīcija (izņemot svinu, dzīvsudrabu, kadmiju un bismutu, kuru bioloģiskā loma pašlaik nav skaidra), ir aktīvi iesaistīti bioloģiskajos procesos un ir daļa no daudziem fermentiem. Saskaņā ar N. Reimersa klasifikāciju metāli, kuru blīvums ir lielāks par 8 g/cm3, jāuzskata par smagiem. Tādējādi smagie metāli ietver Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formāli definēts smagie metāli atbilst lielam skaitam elementu. Tomēr, kā norāda pētnieki, kas nodarbojas ar praktiskām darbībām, kas saistītas ar vides stāvokļa un piesārņojuma novērojumu organizēšanu, šo elementu savienojumi nebūt nav līdzvērtīgi piesārņotājiem. Tāpēc daudzos darbos smago metālu grupas apjoms ir sašaurināts, atbilstoši prioritārajiem kritērijiem, ko nosaka darba virziens un specifika. Tādējādi nu jau klasiskajos Yu.A. Izraēla sarakstā ķīmiskās vielas, nosakāms dabiskajā vidē fona stacijās biosfēras rezervātos, sadaļā smagie metāli nosaukts Pb, Hg, Cd, As. No otras puses, saskaņā ar smago metālu emisiju darba grupas lēmumu, kas strādā Apvienoto Nāciju Organizācijas Eiropas Ekonomikas komisijas paspārnē un vāc un analizē informāciju par piesārņojošo vielu emisijām Eiropas valstīs, tikai Zn, As, Se un Sb tika attiecināti uz smagie metāli. Saskaņā ar N. Reimersa definīciju cēlmetāli un retie metāli attiecīgi izceļas no smagajiem metāliem, tie paliek tikai Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Lietišķajos darbos visbiežāk tiek pievienoti smagie metāli Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metālu joni ir būtiskas dabisko ūdenstilpņu sastāvdaļas. Atkarībā no vides apstākļiem (pH, redokspotenciāls, ligandu klātbūtne), tie pastāv dažādas pakāpes oksidācijas un ir daļa no dažādiem neorganiskiem un organometāliskiem savienojumiem, kas var būt patiesi izšķīdināti, koloidāli izkliedēti vai daļa no minerālu un organisko suspensiju.

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

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

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

Metālu pārejai ūdens vidē metāla kompleksā ir trīs sekas:

1. Metālu jonu kopējās koncentrācijas palielināšanās var rasties sakarā ar tā pāreju šķīdumā no grunts nogulumiem;

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

3. Kompleksu veidošanās rezultātā metāla toksicitāte var ievērojami mainīties.

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

Ūdens piesārņojuma avoti ar smagajiem metāliem ir notekūdeņi no galvanizācijas cehiem, kalnrūpniecības uzņēmumiem, melnā un krāsainā metalurģijas un mašīnbūves rūpnīcām. Smagie metāli ir atrodami mēslošanas līdzekļos un pesticīdos un var iekļūt ūdenstilpēs ar lauksaimniecības noteci.

Paaugstināta smago metālu koncentrācija dabiskajos ūdeņos bieži vien ir saistīta ar cita veida piesārņojumu, piemēram, paskābināšanos. Skābie nokrišņi veicina pH pazemināšanos un metālu pāreju no stāvokļa, kas sorbēts uz minerālvielām un organiskām vielām, uz brīvu stāvokli.

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

V - augsts, U - mērens, N - zems

Vanādijs.

Vanādijs pārsvarā ir sastopams izkliedētā veidā un ir atrodams dzelzs rūdās, eļļā, asfaltā, bitumenā, degslāneklī, oglēs uc Viens no galvenajiem dabisko ūdeņu piesārņojuma avotiem ar vanādiju ir nafta un tās rafinētie produkti.

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

Ūdenī tas veido stabilus anjonu kompleksus (V4O12)4- un (V10O26)6-. Vanādija migrācijā nozīmīga loma ir izšķīdušajiem kompleksajiem savienojumiem ar organiskām vielām, īpaši ar humīnskābēm.

Paaugstināta vanādija koncentrācija ir kaitīga cilvēku veselībai. Vanādija MPC ir 0,1 mg/dm3 (ierobežojošais bīstamības indikators ir sanitāri toksikoloģisks), MPCv ir 0,001 mg/dm3.

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

Nepiesārņotos virszemes ūdeņos tas ir atrodams submikrogramu koncentrācijā. Augstākā koncentrācija konstatēta gruntsūdeņos un ir 20 μg/dm3, jūras ūdeņos - 0,02 μg/dm3. MAC ir 0,1 mg/dm3

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

Fāzu līdzsvars ir atkarīgs no ūdens ķīmiskā sastāva, pH, Eh un zināmā mērā no temperatūras. Rutīnas analīzē svērtā forma izdala daļiņas, kas lielākas par 0,45 mikroniem. Sastāv galvenokārt no dzelzi saturošiem minerāliem, dzelzs oksīda hidrāta un dzelzs savienojumiem, kas sorbēti suspensijā. Patiesi izšķīdušās un koloidālās formas parasti aplūko kopā. Izšķīdis dzelzs to attēlo savienojumi jonu formā, hidrokso kompleksa formā un kompleksi ar izšķīdušām neorganiskām un organiskām vielām dabiskos ūdeņos. Galvenokārt Fe(II) migrē jonu formā, un, ja nav kompleksu veidojošo vielu, Fe(III) nevar būt izšķīdušā stāvoklī ievērojamā daudzumā.

Dzelzs galvenokārt atrodams ūdeņos ar zemu Eh vērtību.

Ķīmiskās un bioķīmiskās (piedaloties dzelzs baktērijām) oksidēšanās rezultātā Fe(II) pārvēršas par Fe(III), kas hidrolizējot izgulsnējas Fe(OH)3 formā. Gan Fe(II), gan Fe(III) ir raksturīga tendence veidot šāda veida hidrokso kompleksus +, 4+, +, 3+, - un citi, kas līdzāspastāv šķīdumā dažādās koncentrācijās atkarībā no pH un parasti nosaka dzelzs-hidroksilsistēmas stāvokli. Galvenā Fe(III) forma virszemes ūdeņos ir tā kompleksie savienojumi ar izšķīdušiem neorganiskiem un organiskiem savienojumiem, galvenokārt humusvielām. Pie pH = 8,0 galvenā forma ir Fe(OH)3.Vismazāk pētīta dzelzs koloidālā forma, kas sastāv no dzelzs oksīda hidrāta Fe(OH)3 un kompleksiem ar organiskām vielām.

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

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

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

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

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

Nepiesārņotos un nedaudz piesārņotos upju ūdeņos kadmijs ir submikrogramu koncentrācijā, piesārņotos un notekūdeņos kadmija koncentrācija var sasniegt vairākus desmitus mikrogramu uz 1 dm3.

Kadmija savienojumiem ir liela nozīme dzīvnieku un cilvēku dzīvības procesos. Paaugstinātā koncentrācijā tas ir toksisks, īpaši kombinācijā ar citām toksiskām vielām.

Maksimāli pieļaujamā koncentrācija 0,001 mg/dm3, maksimāli pieļaujamā koncentrācija 0,0005 mg/dm3 (kaitējuma ierobežojošā pazīme ir toksikoloģiska).

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

Kobalta savienojumi dabiskajos ūdeņos ir izšķīdušā un suspendētā stāvoklī, kuru kvantitatīvo attiecību nosaka ūdens ķīmiskais sastāvs, temperatūra un pH vērtības. Izšķīdušās formas galvenokārt attēlo kompleksie savienojumi, t.sk. ar dabisko ūdeņu organiskajām vielām. Divvērtīgā kobalta savienojumi ir raksturīgākie virszemes ūdeņiem. Oksidētāju klātbūtnē trīsvērtīgais kobalts var pastāvēt ievērojamās koncentrācijās.

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

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

Mangāns

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

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

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

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

Mangāna koncentrācija virszemes ūdeņos ir pakļauta sezonālām svārstībām.

Faktori, kas nosaka mangāna koncentrācijas izmaiņas, ir virszemes un pazemes noteces attiecība, tā patēriņa intensitāte fotosintēzes laikā, fitoplanktona, mikroorganismu un augstākās ūdens veģetācijas sadalīšanās, kā arī tā nogulsnēšanās procesi ūdenstilpju dibenā. .

Mangāna loma augstāko augu un aļģu dzīvē ūdenstilpēs ir ļoti liela. Mangāns veicina CO2 izmantošanu augos, kas palielina fotosintēzes intensitāti un piedalās augu nitrātu samazināšanas un slāpekļa asimilācijas procesos. Mangāns veicina aktīvā Fe(II) pāreju uz Fe(III), kas pasargā šūnu no saindēšanās, paātrina organismu augšanu utt. Svarīgi vides un fizioloģiskā loma mangāns izraisa nepieciešamību pētīt un izplatīt mangānu dabiskajos ūdeņos.

Sanitārās izmantošanas rezervuāriem maksimālā pieļaujamā koncentrācija (MPC) (mangāna jonam) ir iestatīta uz 0,1 mg/dm3.

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

Ietekme uz veselību. Daudzi metāli ir daļa no putekļiem un tiem ir būtiska ietekme uz veselību.

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

Augsta mangāna koncentrācija izraisa neirotoksisku iedarbību, progresējošus centrālās nervu sistēmas bojājumus un pneimoniju.
Lielākās mangāna koncentrācijas (0,57 - 0,66 μg/m3) ir vērojamas lielajos metalurģijas centros: Ļipeckā un Čerepovecā, kā arī Magadanā. Lielākā daļa pilsētu ar augstu Mn koncentrāciju (0,23 - 0,69 μg/m3) ir koncentrētas Kolas pussalā: Zapolyarny, Kandalakša, Monchegorsk, Oleņegorska (skat. karti).

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

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

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

Galvenais vara avots, kas nonāk dabiskajos ūdeņos, ir ķīmiskās un metalurģijas rūpniecības notekūdeņi, raktuvju ūdens un aldehīdu reaģenti, ko izmanto aļģu iznīcināšanai. Vara var rasties vara cauruļvadu un citu ūdens apgādes sistēmās izmantoto konstrukciju korozijas rezultātā. Gruntsūdeņos vara saturu nosaka ūdens mijiedarbība ar to saturošiem iežiem (halkopirīts, halkocīts, kovellīts, bornīts, malahīts, azurīts, krisakolla, brotantīns).

Maksimāli pieļaujamā vara koncentrācija sanitārā ūdens izmantošanas rezervuāru ūdenī ir 0,1 mg/dm3 (bīstamības ierobežojošā zīme ir vispārīgā sanitārā), zvejniecības ūdenskrātuvju ūdenī - 0,001 mg/dm3.

Pilsēta

Noriļska

Mončegorska

Krasnouļska

Kolčugino

Zapolyarny

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

Varš nonāk gaisā ar emisijām no metalurģijas ražošanas. Emisijās cietvielas to satur galvenokārt savienojumu veidā, galvenokārt vara oksīda veidā.

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

Augsta vara koncentrācija izraisa intoksikāciju, anēmiju un hepatītu.

Kā redzams no kartes, lielākā vara koncentrācija tika novērota Ļipeckas un Rudnaja Pristan pilsētās. Vara koncentrācija palielinājusies arī Kolas pussalas pilsētās Zapoliarnijā, Mončegorskā, Nikelē, Oļeņegorskā, kā arī Noriļskā.

Vara emisijas no rūpnieciskiem avotiem samazinājās par 34%, vidējā koncentrācija par 42%.

Molibdēns

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

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

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

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

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

Dabiskajos ūdeņos arsēns nonāk no minerālavotiem, arsēna mineralizācijas zonām (arsēna pirīts, realgārs, orpiments), kā arī no polimetāla, vara-kobalta un volframa iežu oksidēšanās zonām. Daļa arsēna nāk no augsnes, kā arī no augu un dzīvnieku organismu sadalīšanās. Arsēna patēriņš ūdens organismiem ir viens no iemesliem tā koncentrācijas samazinājumam ūdenī, kas visspilgtāk izpaužas intensīvas planktona attīstības periodā.

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

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

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

Maksimāli pieļaujamā arsēna koncentrācija ir 0,05 mg/dm3 (ierobežojošais bīstamības rādītājs ir sanitāri toksikoloģisks) un maksimāli pieļaujamā arsēna koncentrācija ir 0,05 mg/dm3.

Niķeļa klātbūtne dabiskajos ūdeņos ir saistīta ar iežu sastāvu, caur kuriem ūdens iet: tas ir atrodams vietās, kur tiek nogulsnētas sulfīda vara-niķeļa rūdas un dzelzs-niķeļa rūdas. Tas nonāk ūdenī no augsnes un no augu un dzīvnieku organismiem to sabrukšanas laikā. Paaugstināts niķeļa saturs salīdzinājumā ar citiem aļģu veidiem tika konstatēts zilaļģēs. Niķeļa savienojumi nonāk arī ūdenstilpēs ar notekūdeņiem no niķeļa pārklājuma cehiem, sintētiskā kaučuka rūpnīcām un niķeļa koncentrācijas rūpnīcām. Milzīgas niķeļa emisijas pavada fosilā kurināmā dedzināšana.

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

Virszemes ūdeņos niķeļa savienojumi ir izšķīdušā, suspendētā un koloidālā stāvoklī, starp kuriem kvantitatīva attiecība ir atkarīga no ūdens sastāva, temperatūras un pH vērtībām. Niķeļa savienojumu sorbenti var būt dzelzs hidroksīds, organiskās vielas, ļoti disperss kalcija karbonāts un māli. Izšķīdušās formas galvenokārt ir kompleksi joni, visbiežāk ar aminoskābēm, humīnskābēm un fulvoskābēm, kā arī kā spēcīgs cianīda komplekss. Visbiežāk sastopamie niķeļa savienojumi dabiskajos ūdeņos ir tie, kuros tas ir +2 oksidācijas stāvoklī. Ni3+ savienojumi parasti veidojas sārmainā vidē.

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

Nepiesārņotos un nedaudz piesārņotos upju ūdeņos niķeļa koncentrācija parasti svārstās no 0,8 līdz 10 μg/dm3; piesārņotajos tas sasniedz vairākus desmitus mikrogramu uz 1 dm3. Niķeļa vidējā koncentrācija jūras ūdenī ir 2 μg/dm3, gruntsūdeņos - n.103 μg/dm3. Gruntsūdeņos, kas apskalo niķeli saturošos iežus, niķeļa koncentrācija dažkārt palielinās līdz 20 mg/dm3.

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

Palielināts niķeļa saturs vidē izraisa endēmisku slimību, bronhu vēža rašanos. Niķeļa savienojumi pieder pie 1. grupas kancerogēniem.
Kartē ir redzami vairāki punkti ar augstu vidējo niķeļa koncentrāciju Noriļskas niķeļa koncerna vietās: Apatiti, Kandalakša, Mončegorska, Oļegorska.

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

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

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

Alvas toksiskā iedarbība ir neliela.

Nepiesārņotos virszemes ūdeņos alva ir sastopama submikrogramu koncentrācijā. Gruntsūdeņos tā koncentrācija sasniedz dažus mikrogramus uz 1 dm3. Maksimālā pieļaujamā koncentrācija ir 2 mg/dm3.

Dzīvsudraba savienojumi var nonākt virszemes ūdeņos akmeņu izskalošanās rezultātā dzīvsudraba nogulšņu zonā (cinabārs, metacinabarīts, dzīvstonīts), sadaloties ūdens organismiem, kas uzkrāj dzīvsudrabu. Ievērojami daudzumi ūdenstilpēs nonāk ar notekūdeņiem no uzņēmumiem, kas ražo krāsvielas, pesticīdus, farmaceitiskie preparāti, dažas sprāgstvielas. Termoelektrostacijas Ar oglēm kurināmās iekārtas atmosfērā izdala ievērojamu daudzumu dzīvsudraba savienojumu, kas slapjās un sausās nogulsnēšanās rezultātā nonāk ūdenstilpēs.

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

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

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

Maksimāli pieļaujamā dzīvsudraba koncentrācija ir 0,0005 mg/dm3 (bīstamības ierobežojošā pazīme ir sanitāri toksikoloģiskā), maksimāli pieļaujamā koncentrācija ir 0,0001 mg/dm3.

Dabiski svina avoti, kas nonāk virszemes ūdeņos, ir endogēno (galēna) un eksogēno (anglezīts, kerusīts u.c.) minerālu šķīšanas procesi. Būtisks svina satura pieaugums vidē (tostarp virszemes ūdeņos) ir saistīts ar ogļu sadedzināšanu, tetraetilsvina izmantošanu kā pretdetonācijas līdzekli motordegvielā un novadīšanu ūdenstilpēs ar notekūdeņiem no rūdas. pārstrādes rūpnīcas, dažas metalurģijas rūpnīcas, ķīmiskās rūpnīcas, raktuves utt. Nozīmīgi faktori svina koncentrācijas samazināšanā ūdenī ir tā adsorbcija ar suspendētām vielām un nokrišņi ar tām grunts nogulumos. Svinu, starp citiem metāliem, ekstrahē un uzkrāj ūdens organismi.

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

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

Svina kaitīguma ierobežojošais rādītājs ir sanitāri toksikoloģisks. Maksimāli pieļaujamā svina koncentrācija ir 0,03 mg/dm3, maksimāli pieļaujamā svina koncentrācija ir 0,1 mg/dm3.

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

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

Svina emisijas M (tūkst. tonnu/gadā) un vidējā gada koncentrācija q (µg/m3).

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

Tetraetilsvins

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

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

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

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

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

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

Sudraba MPC ir 0,05 mg/dm3.

Antimons nonāk virszemes ūdeņos antimona minerālu (stibnīta, senarmontīta, valentinīta, servantīta, stibiokanīta) izskalošanās rezultātā un ar notekūdeņiem no gumijas, stikla, krāsošanas un sērkociņu rūpnīcām.

Dabiskajos ūdeņos antimona savienojumi ir izšķīdinātā un suspendētā stāvoklī. Virszemes ūdeņiem raksturīgajos redoksapstākļos ir iespējama gan trīsvērtīgā, gan piecvērtīgā antimona esamība.

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

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

Virszemes ūdeņos hroma savienojumi atrodas izšķīdinātā un suspendētā stāvoklī, kuru attiecība ir atkarīga no ūdens sastāva, temperatūras un šķīduma pH. Suspendētie hroma savienojumi galvenokārt ir sorbētie hroma savienojumi. Sorbenti var būt māli, dzelzs hidroksīds, augsti izkliedēts nostādošs kalcija karbonāts, augu un dzīvnieku organismu atliekas. Izšķīdinātā veidā hromu var atrast hromātu un dihromātu veidā. Aerobos apstākļos Cr(VI) pārvēršas par Cr(III), kura sāļi neitrālā un sārmainā vidē hidrolizējas, izdalot hidroksīdu.

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

Cr(VI) un Cr(III) savienojumiem palielinātos daudzumos piemīt kancerogēnas īpašības. Cr(VI) savienojumi ir bīstamāki.

Dabiskajos ūdeņos tas nonāk dabā sastopamo iežu un minerālu (sfalerīts, cinkīts, goslarīts, smitsonīts, kalamīns) iznīcināšanas un šķīšanas procesu rezultātā, kā arī ar notekūdeņiem no rūdas pārstrādes rūpnīcām un galvanizācijas cehiem, pergamenta papīra ražošanu. , minerālkrāsas, viskozes šķiedra u.c.

Ūdenī tas pastāv galvenokārt jonu formā vai tā minerālu un organisko kompleksu veidā. Dažreiz atrodams nešķīstošā formā: kā hidroksīds, karbonāts, sulfīds utt.

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

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

Zn2+ MPC ir 1 mg/dm3 (kaitējuma ierobežojošais rādītājs ir organoleptiskais), Zn2+ MPC ir 0,01 mg/dm3 (kaitējuma ierobežojošais rādītājs ir toksikoloģisks).

Smagie metāli jau ieņem otro vietu bīstamības ziņā, atpaliekot no pesticīdiem un ievērojami apsteidzot tādus pazīstamus piesārņotājus kā oglekļa dioksīds un sērs, un prognozēm tiem vajadzētu kļūt par bīstamākajiem, bīstamākiem par atomelektrostaciju atkritumiem un cietajām vielām. atkritumi. Smago metālu piesārņojums ir saistīts ar to plašo izmantošanu rūpnieciskā ražošana kopā ar vājām attīrīšanas sistēmām, kā rezultātā smagie metāli nonāk vidē, tai skaitā augsnē, piesārņojot un saindējot to.

Smagie metāli ir prioritāri piesārņotāji, kuru monitorings ir obligāts visās vidēs. Dažādos zinātniskos un lietišķos darbos autori dažādi interpretē jēdziena “smagie metāli” nozīmi. Dažos gadījumos smago metālu definīcija ietver elementus, kas klasificēti kā trausli (piemēram, bismuts) vai metaloīdi (piemēram, arsēns).

Augsne ir galvenā vide, kurā nonāk smagie metāli, tostarp no atmosfēras un ūdens vides. Tas kalpo arī kā virszemes gaisa un ūdeņu sekundārā piesārņojuma avots, kas no tā ieplūst Pasaules okeānā. Augi no augsnes absorbē smagos metālus, kas pēc tam kļūst par pārtiku labāk organizētiem dzīvniekiem.
turpinājums
--PAGE_BREAK-- 3.3. Svina toksicitāte
Pašlaik svins ieņem pirmo vietu starp rūpnieciskās saindēšanās cēloņiem. Tas ir saistīts ar tā plašo izmantošanu dažādas nozares nozare. Svina iedarbībai pakļauti darbinieki, kas iegūst svina rūdu, svina kausēšanas iekārtās, akumulatoru ražošanā, lodēšanas laikā, tipogrāfijās, kristāla stikla vai keramikas izstrādājumu ražošanā, svina benzīns, svina krāsas u.c. Atmosfēras gaisa piesārņojums ar svinu , augsne un ūdens šādu nozaru tuvumā, kā arī galveno automaģistrāļu tuvumā rada svina iedarbības draudus šajās teritorijās dzīvojošajiem iedzīvotājiem un, galvenokārt, bērniem, kuri ir jutīgāki pret smago metālu iedarbību.
Ar nožēlu jāatzīmē, ka Krievijā nepastāv valsts politika attiecībā uz svina ietekmes uz vidi un sabiedrības veselību tiesisko, normatīvo un ekonomisko regulējumu, svina un tā savienojumu emisiju (izplūdes, atkritumu) samazināšanu vidē, un par pilnīgu svinu saturoša benzīna ražošanas pārtraukšanu.

Sakarā ar ārkārtīgi neapmierinošo izglītojošo darbu, lai izskaidrotu iedzīvotājiem smago metālu ietekmes uz cilvēka ķermeni bīstamības pakāpi, Krievijā kontingentu skaits, kuriem ir profesionāla saskarsme ar svinu, nesamazinās, bet pakāpeniski palielinās. Svina gadījumi hroniska intoksikācija reģistrēts 14 nozarēs Krievijā. Vadošās nozares ir elektrotehnikas rūpniecība (akumulatoru ražošana), instrumentu izgatavošana, poligrāfija un krāsainā metalurģija, kurā intoksikāciju izraisa svina maksimālās pieļaujamās koncentrācijas (MPC) pārsniegšana darba zonas gaisā par 20 vai vairāk. reizes.

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

Staļiniskās industrializācijas gados celtās Krasnouļskas vara kausēšanas skursteņi, izmantojot 1932. gada iekārtas, ik gadu 34 000 apdzīvotajā pilsētā izplūst 150-170 tonnas svina, visu pārklājot ar svina putekļiem.

Svina koncentrācija Krasnouralskas augsnē svārstās no 42,9 līdz 790,8 mg/kg ar maksimālo pieļaujamo koncentrāciju MPC = 130 μ/kg. Ūdens paraugi kaimiņciema ūdensapgādē. Oktjabrskis, ko baro pazemes ūdens avots, maksimāli pieļaujamo koncentrāciju pārsniedza pat divas reizes.

Vides piesārņojums ar svinu ietekmē cilvēku veselību. Svina iedarbība traucē sieviešu un vīriešu reproduktīvo sistēmu. Sievietēm grūtniecēm un reproduktīvā vecumā paaugstināts līmenis svins asinīs rada īpašu apdraudējumu, jo svina ietekmē tiek traucēta menstruālā funkcija; priekšlaicīgas dzemdības, spontāno abortu un augļa nāves dēļ svina iekļūšana caur placentas barjeru. Jaundzimušajiem ir augsts mirstības līmenis.

Saindēšanās ar svinu ir ārkārtīgi bīstama maziem bērniem – tā ietekmē smadzeņu un nervu sistēmas attīstību. Pārbaudot 165 Krasnouralskas bērnus vecumā no 4 gadiem, atklājās ievērojama kavēšanās garīgo attīstību 75,7% un 6,8% izmeklēto bērnu konstatēta garīga atpalicība, tai skaitā garīga atpalicība.

Bērni pirmsskolas vecums ir visvairāk uzņēmīgi pret svina kaitīgo ietekmi, jo viņu nervu sistēma joprojām attīstās. Pat mazās devās saindēšanās ar svinu izraisa intelektuālās attīstības, uzmanības un koncentrēšanās spējas samazināšanos, lasīšanas nobīdi, kā arī izraisa agresivitātes, hiperaktivitātes un citu bērna uzvedības problēmu attīstību. Šīs attīstības anomālijas var būt ilgstošas ​​un neatgriezeniskas. Saindēšanās ar svinu rezultātā rodas arī zems dzimšanas svars, augšana un dzirdes zudums. Lielas intoksikācijas devas noved pie garīga atpalicība, izraisīt komu, krampjus un nāvi.

Krievijas ekspertu publicētajā baltajā grāmatā teikts, ka svina piesārņojums aptver visu valsti un ir viena no daudzajām vides katastrofām bijušajā Padomju Savienībā, kas atklāta pēdējie gadi. Lielākā daļa Krievijas teritorijas piedzīvo svina nogulsnēšanās radīto slodzi, kas pārsniedz kritisko slodzi normālai ekosistēmas funkcionēšanai. Desmitiem pilsētu svina koncentrācija gaisā un augsnē pārsniedz vērtības, kas atbilst maksimāli pieļaujamajām koncentrācijām.

Augstākais gaisa piesārņojums ar svinu, pārsniedzot maksimāli pieļaujamo koncentrāciju, tika novērots Komsomoļskā pie Amūras, Toboļskā, Tjumeņā, Karabašā, Vladimirā, Vladivostokā.

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

Stacionārie avoti ir atbildīgi par vairāk nekā 50 tonnu svina novadīšanu dažādu savienojumu veidā ūdenstilpēs. Tajā pašā laikā 7 akumulatoru rūpnīcas katru gadu caur kanalizācijas sistēmu izvada 35 tonnas svina. Svina izplūdes Krievijas ūdenstilpēs sadalījuma analīze liecina, ka Ļeņingradas, Jaroslavļas, Permas, Samaras, Penzas un Orelas reģioni ir līderi šāda veida slodzē.

Valstij nepieciešami steidzami pasākumi svina piesārņojuma samazināšanai, bet pagaidām ekonomiskā krīze Krieviju aizēno vides problēmas. Ilgstošā industriālajā depresijā Krievijai trūkst līdzekļu, lai attīrītu pagātnes piesārņojumu, taču, ja ekonomika sāks atveseļoties un rūpnīcas atgriezīsies darbā, piesārņojums varētu tikai pasliktināties.
10 vispiesārņotākās bijušās PSRS pilsētas

(Metāli ir norādīti dotās pilsētas prioritātes līmeņa dilstošā secībā)

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

Ja augsnes pārslodzes rezultātā tiek zaudēta kāda no tās mineralizācijas spējas sastāvdaļām, tas neizbēgami novedīs pie pašattīrīšanās mehānisma pārtraukšanas un pilnīgas augsnes degradācijas. Un, gluži pretēji, optimālu apstākļu radīšana augsnes pašattīrīšanai palīdz uzturēt ekoloģisko līdzsvaru un apstākļus visu dzīvo organismu, tostarp cilvēku, pastāvēšanai.

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

Bioloģiskās attiecības starp augsni un cilvēkiem tiek veiktas galvenokārt vielmaiņas ceļā. Augsne it kā ir vielmaiņas ciklam nepieciešamo minerālvielu piegādātāja, augu augšanai, ko uzturā lieto cilvēki un zālēdāji, kurus savukārt ēd cilvēki un plēsēji. Tādējādi augsne nodrošina pārtiku daudziem augu un dzīvnieku pasaules pārstāvjiem.

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

Ūdens patēriņš no joda nabadzīgas augsnes var izraisīt endēmisku goitu utt.
4.2.
Ekoloģiskā saistība starp augsni un ūdeni un šķidrajiem atkritumiem (notekūdeņiem)

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

Īpaši tas attiecas uz gruntsūdeņiem, kuru bioloģisko vērtību būtiski nosaka augsnes un augsnes īpašības, pēdējo pašattīrīšanās spēja, filtrācijas spēja, tās makrofloras, mikrofaunas sastāvs u.c.

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

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

Problēmu pastiprina fakts, ka pilsētās pieaugošā cieto atkritumu daudzuma rašanās rezultātā augsne to apkārtnē tiek pakļauta arvien lielākai slodzei. Augsnes īpašības un sastāvs pasliktinās arvien straujāk.

No 64,3 miljoniem tonnu ASV saražotā papīra 49,1 miljons tonnu nonāk atkritumos (no šī daudzuma 26 miljonus tonnu “piegādā” mājsaimniecības, bet 23,1 miljonu tonnu piegādā mazumtirdzniecības ķēdes).

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

Šķiet, ka ir iespējama cieto atkritumu galīgā neitralizācija piesārņotā augsnē. Tomēr, tā kā pilsētas augsnes spēja pašattīrīties pastāvīgi pasliktinās, zemē aprakto atkritumu galīgā neitralizācija nav iespējama.

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

Ir labi zināmi augsnē notiekošie pašattīrīšanās un mineralizācijas mehānismi, tajās iesaistīto baktēriju un enzīmu loma, kā arī vielu sadalīšanās starpprodukti un galaprodukti. Šobrīd pētījumi ir vērsti uz faktoru apzināšanu, kas nodrošina bioloģisko līdzsvaru dabīgā augsne, kā arī noskaidrot jautājumu par to, cik daudz cieto atkritumu (un kāds to sastāvs) var izraisīt augsnes bioloģiskā līdzsvara traucējumus.
Daudzums sadzīves atkritumi(atkritumi) uz vienu iedzīvotāju dažās lielākajās pasaules pilsētās

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

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

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

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

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

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

Noteiktu lomu izplatīšanā spēlē augsne infekcijas slimības. Par to pagājušajā gadsimtā ziņoja Petterkofers (1882) un Fodors (1875), kuri galvenokārt uzsvēra augsnes nozīmi zarnu slimību izplatībā: holēra, vēdertīfs, dizentērija utt. Viņi arī vērsa uzmanību uz to, ka dažas baktērijas un vīrusi vairākus mēnešus saglabājas dzīvotspējīgi un virulenti augsnē. Pēc tam vairāki autori apstiprināja savus novērojumus, īpaši saistībā ar pilsētas augsni. Piemēram, holēras izraisītājs saglabājas dzīvotspējīgs un patogēns gruntsūdeņos no 20 līdz 200 dienām, vēdertīfa izraisītājs izkārnījumos - no 30 līdz 100 dienām, bet paratīfa izraisītājs - no 30 līdz 60 dienām. (No infekcijas slimību izplatības viedokļa pilsētu augsne rada daudz lielākas briesmas nekā ar kūtsmēsliem mēslota lauka augsne.)

Lai noteiktu augsnes piesārņojuma pakāpi, vairāki autori izmanto baktēriju (Escherichia coli) skaita noteikšanu, tāpat kā ūdens kvalitātes noteikšanā. Citi autori uzskata, ka ir ieteicams papildus noteikt termofīlo baktēriju skaitu, kas piedalās mineralizācijas procesā.

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

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

4.5.1.
Šķidru atkritumu neitralizācija augsnē

Vairākās apdzīvotās vietās, kur nav kanalizācijas, daži atkritumi, tostarp kūtsmēsli, tiek neitralizēti augsnē.

Kā zināms, šī ir vienkāršākā neitralizācijas metode. Taču tas ir pieļaujams tikai tad, ja runa ir par bioloģiski pilnvērtīgu augsni, kas saglabājusi pilsētu augsnēm neraksturīgu pašattīrīšanās spēju. Ja augsnei šīs īpašības vairs nepiemīt, tad, lai to pasargātu no turpmākas degradācijas, ir nepieciešamas sarežģītas tehniskas konstrukcijas šķidro atkritumu neitralizācijai.

Dažviet atkritumi tiek neitralizēti komposta bedrēs. No tehniskā viedokļa šis risinājums ir sarežģīts. Turklāt šķidrumi var iekļūt augsnē diezgan lielos attālumos. Uzdevumu vēl vairāk sarežģī fakts, ka komunālajos notekūdeņos arvien vairāk ir toksisku rūpniecisko atkritumu, kas pasliktina augsnes mineralizācijas īpašības vēl lielākā mērā nekā cilvēku un dzīvnieku izkārnījumi. Tāpēc komposta bedrēs ir atļauts novadīt tikai iepriekš nosēdinātus notekūdeņus. Pretējā gadījumā tiek traucēta augsnes filtrācijas spēja, tad augsne zaudē citas aizsargājošās īpašības, pamazām aizsērējas poras utt.

Cilvēku fekāliju izmantošana lauksaimniecības lauku apūdeņošanai ir otra šķidro atkritumu neitralizēšanas metode. Šī metode rada dubultu higiēnas apdraudējumu: pirmkārt, tā var izraisīt augsnes pārslodzi, otrkārt, šie atkritumi var kļūt par nopietnu infekcijas avotu. Tāpēc izkārnījumi vispirms ir jādezinficē un atbilstoši jāapstrādā un tikai pēc tam jāizmanto kā mēslojums. Šeit saduras divi pretēji viedokļi. Saskaņā ar higiēnas prasībām izkārnījumi tiek gandrīz pilnībā iznīcināti, un no tautsaimniecības viedokļa tie ir vērtīgs mēslojums. Svaigas fekālijas nevar izmantot dārzu un lauku laistīšanai, iepriekš tos nedezinficējot. Ja jums joprojām ir jāizmanto svaigi izkārnījumi, tad tiem ir nepieciešama tāda neitralizācijas pakāpe, ka tiem vairs nav gandrīz nekādas vērtības kā mēslojumu.

Izkārnījumus var izmantot kā mēslojumu tikai speciāli tam paredzētās vietās - ar pastāvīgu sanitāro un higiēnas kontroli, īpaši attiecībā uz gruntsūdeņu stāvokli, daudzumu, mušām utt.

Prasības dzīvnieku fekāliju izņemšanai un augsnes neitralizācijai principā neatšķiras no prasībām cilvēku fekāliju neitralizēšanai.

Vēl nesen kūtsmēsli lauksaimniecībā bija nozīmīgs vērtīguma avots barības vielas nepieciešams, lai palielinātu augsnes auglību. Tomēr pēdējos gados kūtsmēsli ir zaudējuši savu nozīmi, daļēji lauksaimniecības mehanizācijas, daļēji mākslīgā mēslojuma pieaugošās izmantošanas dēļ.

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

Jāatceras, ka kūtsmēslu novietnes var nodrošināt ideālu vietu mušām, kas veicina dažādu zarnu infekciju izplatīšanos. Jāpiebilst, ka mušas visvieglāk vaislai izvēlas cūku kūtsmēslus, tad zirgu kūtsmēslus, aitu mēslus un visbeidzot govju kūtsmēslus. Pirms kūtsmēslu transportēšanas uz laukiem tie jāapstrādā ar insekticīdiem.
turpinājums
--PAGE_BREAK--

Pašlaik, lai apzīmētu gandrīz identisku grupu ķīmiskie elementi Plaši tiek izmantoti divi dažādi termini: mikroelementi un smagie metāli.

Mikroelementi ir jēdziens, kas radies ģeoķīmijā un tagad tiek aktīvi izmantots lauksaimniecības zinātnēs, medicīnā, toksikoloģijā un sanitārijā. Tas apzīmē ķīmisko elementu grupu, kas dabas objektos ir sastopami ļoti nelielos daudzumos - mazāk nekā 0,01%, parasti 10 -3 -10 -12%. Formāli identifikācija balstās uz to izplatību dabā, kas būtiski atšķiras dažādām dabas vidēm un objektiem (litosfēra, pedosfēra, grunts nogulumi, hidrosfēra, augi, dzīvnieki utt.).

Termins "smagie metāli" lielā mērā atspoguļo vides piesārņojuma ietekmi un elementu toksisko ietekmi, kad tie nonāk biotā. Tas ir aizgūts no tehniskās literatūras, kur to izmanto, lai apzīmētu ķīmiskos elementus, kuru blīvums ir lielāks par 5 g/cm 3 . Pamatojoties uz šo rādītāju, 43 no 84 metāliem, kas iekļauti Mendeļejeva periodiskajā elementu tabulā, jāuzskata par smagiem. Tomēr ar šo interpretāciju Be - 1,85 g/cm3, Al - 2,7, Sc - 3,0, Ti - 4,6, Rb - 1,5, Sr - 2,6, Y neietilpst šajā definīcijā - 4,5, Cs - 1,9, Ba - 3,8 g/cm 3, kas var būt bīstami arī pārmērīgā koncentrācijā. Nepieciešamība iekļaut šajā grupā vieglos toksiskos metālus tika panākta, mainot atlases kritēriju, kad šī grupa sāka iekļaut elementus, kuru atomu masa pārsniedz 40. Izmantojot šo pieeju, toksisko vielu sastāvā netika iekļauti tikai Be un Al.

Tāpēc ir diezgan saprātīgi termina "smagie metāli" mūsdienu interpretācijā iekļaut lielu toksisko ķīmisko elementu grupu, tostarp nemetālus.

Kopumā ir vairāk nekā 40 smago metālu. Pb, Cd, Zn, Hg, As un Cu tiek uzskatīti par prioritāriem piesārņotājiem, jo ​​to tehnogēnā uzkrāšanās vidē notiek ļoti ātri. Šiem elementiem ir augsta afinitāte pret fizioloģiski svarīgiem organiskiem savienojumiem. To pārmērīgais daudzums dzīvo būtņu organismā izjauc visus vielmaiņas procesus un noved pie nopietna slimība cilvēkiem un dzīvniekiem. Tajā pašā laikā daudzi to elementi (Co, Cu, Zn, Se, Mn) tiek diezgan plaši izmantoti tautsaimniecības ražošanā (sevišķi lauksaimniecībā, medicīnā u.c.) ar nosaukumu mikroelementi, kā minēts iepriekš.

Hroms (Cr). Elementa saturs augsnēs ir atkarīgs no tā satura pamatiežos.

Hroms izceļas ar plašu oksidācijas pakāpju dažādību un spēju veidot kompleksus anjonus un katjonus jonus (Cr (OH) 2+, CrO 4 2-, CrO 3 -). Dabiskajos savienojumos tā valence ir +3 (hroma savienojumi) un +6 (hromāti). Lielākā daļa Cr 3+ atrodas FeCr 2 O 4 hromātā vai citos spineļa minerālos, kuros tas aizstāj dzelzi un alumīniju.

Augsnēs Lielākā daļa hroms atrodas Cr 3+ formā un ir daļa no minerāliem vai veido dažādus Cr 3+ un Fe 3+ oksīdus. Hroma savienojumi augsnēs ir ļoti stabili, jo skābā vidē tas ir inerts (pie pH 5,5 gandrīz pilnībā izgulsnējas). Hroma uzvedība ir atkarīga no augsnes pH un redoksspējas.

Organiskajiem kompleksiem ir arī liela ietekme uz hroma uzvedību augsnēs. Svarīgs punkts elementa uzvedībā, ar kuru saistīta hroma pieejamība augiem, ir tas, ar kādu vieglumu šķīstošais Cr 6+ normālos augsnes apstākļos pārvēršas par nešķīstošu Cr 3+. Augsnēs esošo mangāna savienojumu oksidēšanas spēju rezultātā var notikt Cr 3+ oksidēšanās.

Chrome ir svarīgs elements augu uzturs. Hroma mobilitātes samazināšanās augsnēs var izraisīt augu deficītu. Viegli šķīst augsnē, Cr 6+ ir toksisks augiem un dzīvniekiem.

Fosfora un organisko vielu izmantošanas kaļķošana ievērojami samazina hroma toksicitāti piesārņotās augsnēs.

Svins (Pb). Svina saturs zemes garozā ir 1,6×10 -3 svara procenti. Dabīgais svina saturs augsnēs ir robežās no 3 līdz 189 mg/kg. Dabiskajos apstākļos tā galvenā forma ir galēna PbS. Svins ir Pb 2+ formā. Nodiluma laikā svina sulfīdi lēnām oksidējas.

Ģeoķīmisko īpašību ziņā svins ir tuvs divvērtīgo sārmzemju elementu grupai, tāpēc spēj aizvietot K, Ba, Sr, Ca gan minerālos, gan sorbcijas procesā. Plašā svina piesārņojuma dēļ lielākā daļa augsņu, īpaši augšējie apvāršņi, ir bagātinātas ar šo elementu.

Starp smagajiem metāliem tas ir vismazāk mobilais. Svins galvenokārt ir saistīts ar mālu minerāliem, mangāna oksīdiem, dzelzs un alumīnija hidroksīdiem un organiskajām vielām. Augstā pH līmenī svins izgulsnējas augsnē hidroksīda, fosfāta un karbonāta veidā. Tie paši apstākļi veicina Pb-organisko kompleksu veidošanos.

Līmeņi, kuros elements kļūst toksisks, svārstās no 100 līdz 500 mg/kg. Svina piesārņojumu no krāsainās metalurģijas uzņēmumiem pārstāv minerālu formas, bet no transportlīdzekļu izplūdes gāzēm - halogenīdu sāļi. Pb saturošās izplūdes gāzu daļiņas ir nestabilas un viegli pārvēršas oksīdos, karbonātos un sulfātos. Augsnes piesārņojums ar svinu ir neatgriezenisks, tāpēc mikroelementa uzkrāšanās augsnes augšējā horizontā turpināsies arī tā nelielas pievienošanas apstākļos.

Svina piesārņojums augsnēs pašlaik nerada lielas bažas adsorbēto un izgulsnēto Pb jonu nešķīstības dēļ augsnēs. Tomēr svina saturs augu saknēs korelē ar tā saturu augsnēs, kas liecina par elementa uzņemšanu augos. Svina uzkrāšanās augsnes augšējā horizontā arī ir ļoti ekoloģiski nozīmīga, jo tā spēcīgi ietekmē augšņu un augsnes biotas bioloģisko aktivitāti. Tā augstā koncentrācija var kavēt mikrobioloģiskos procesus, īpaši augsnēs ar zema vērtība katjonu apmaiņas spēja.

Kadmijs (Cd). Kadmijs ir mikroelements. Kadmija daudzums zemes garozā ir 5×10 -5 svara procenti. Cd ģeoķīmija ir cieši saistīta ar cinka ģeoķīmiju; tai ir lielāka mobilitāte skābā vidē.

Laika apstākļu ietekmē kadmijs viegli nonāk šķīdumā, kur tas atrodas Cd 2+ formā. Tas var veidot kompleksus jonus CdCl +, CdOH +, CdHCO 3 +, Cd (OH) 3 -, Cd (OH) 4 2-, kā arī organiskos helātus. Galvenā valences stāvoklis kadmijs dabiskajā vidē +2. Svarīgākie faktori, kas kontrolē kadmija jonu mobilitāti, ir vides pH un redokspotenciāls. Spēcīgi oksidējošos apstākļos Cd spēj pats veidot minerālvielas, kā arī uzkrāties fosfātos un biogēnos nogulumos.

Galvenais faktors, kas nosaka elementa saturu augsnēs, ir pamatiežu sastāvs. Vidējais kadmija saturs augsnēs ir no 0,07 līdz 1,1 mg/kg. Tajā pašā laikā fona līmenis nepārsniedz 0,5 mg/kg, augstākas vērtības ir antropogēnas darbības rezultāts.

Vadošais process kadmija saistīšanā ar dažādām augsnes sastāvdaļām ir konkurētspējīga adsorbcija uz māliem. Jebkurā augsnē kadmija aktivitāte ir ļoti atkarīga no pH. Elements ir viskustīgākais skābās augsnēs ar pH diapazonu 4,5-5,5, sārmainās augsnēs tas ir relatīvi nekustīgs. Kad pH paaugstinās līdz sārmainām vērtībām, parādās monovalents hidrokso komplekss Cd OH +, kas nevar viegli aizstāt pozīcijas jonu apmaiņas kompleksā.

Kadmijs biežāk migrē pa profilu, nevis uzkrājas augšējos augsnes horizontos, tāpēc augšējo slāņu bagātināšanās ar elementu norāda uz augsnes piesārņojumu. Augsnes piesārņojums ar Cd ir bīstams biotai. Tehnogēnās slodzes apstākļos maksimālie kadmija līmeņi augsnēs ir raksturīgi svina-cinka raktuvju teritorijām, krāsainās metalurģijas uzņēmumu tuvumā un lauksaimniecības zemēs, kur izmanto notekūdeņus un fosfātu mēslojumu.

Lai samazinātu Cd toksicitāti augsnēs, tiek izmantotas metodes, kuru mērķis ir paaugstināt augsnes pH un katjonu apmaiņas spēju.

Dzīvsudrabs (Hg). Dzīvsudrabs un tā sulfīds (cinabārs) ir zināms cilvēkiem kopš seniem laikiem. Šis ir vienīgais metāls, kas parastā temperatūrā ir šķidrā veidā. Alķīmiķi uzskatīja dzīvsudrabu par metālisko īpašību nesēju un uzskatīja to par vispārēju komponents visi metāli.

Svarīgas dzīvsudraba ģeoķīmiskās īpašības ir: spēcīgu saišu veidošanās ar sēru, metālorganisko savienojumu veidošanās, kas ir samērā stabili ūdens vidē, elementārā dzīvsudraba nepastāvība. Dzīvsudrabs laikapstākļos ir neaktīvs, un augsnē to aiztur galvenokārt vāji kustīgu organisko kompleksu veidā.

Hg 2+ sorbcija augsnē mainās atkarībā no pH vērtības, maksimālā ir pie pH 4-5. Vidējā dzīvsudraba koncentrācija virszemes augsnes slānī nepārsniedz 400 μg/kg. Elementa fona līmeņus var lēst kā 0,n mg/kg, taču precīzus daudzumus ir grūti noteikt, jo augsne ir plaši piesārņota ar šo metālu. Augsnes piesārņojums ar dzīvsudrabu ir saistīts ar uzņēmumiem, kas ražo smagos metālus, ķīmisko ražošanu un fungicīdu lietošanu.

Augsnes piesārņojums ar dzīvsudrabu pati par sevi nav nopietna problēma, tomēr pat vienkārši Hg sāļi vai metāliskais dzīvsudrabs dzīvsudraba tvaiku toksisko īpašību dēļ apdraud augus un augsnes biotu. Elementa patēriņu augu saknēs var samazināt, pievienojot kaļķi, sēru saturošus savienojumus un cietos fosfātus.

Arsēns (As). Arsēns ir zināms kopš seniem laikiem. Aristotelis un Teofrasts piemin arī arsēna dabiskos sēra savienojumus, kas tika izmantoti kā ārstniecības līdzekļi un krāsas. Vidējais elementa saturs zemes garozā ir 5×10 -4 svara procenti. To raksturo vienmērīgs sadalījums galvenajos iežu veidos. Veido savus minerālus un ir daļa no citiem. Elements ir saistīts ar citu minerālu atradnēm un darbojas kā indikators ģeoķīmiskās izpētes laikā. Arsēna minerāli labi šķīst. Tomēr tā migrācijas intensitāte ir zema, jo notiek aktīva sorbcija ar mālu daļiņām, hidroksīdiem un organiskajām vielām.

Parastie As oksidācijas stāvokļi; -3, 0, +3, +5. Kompleksie anjoni AsO 2 -, AsO 4 3-, NAsO 4 2-, As 2 O 3 - ir visizplatītākās mobilās arsēna formas. Uzvedības ziņā AsO 4 3- ir tuvu fosfātiem. Visizplatītākā arsēna forma vides apstākļos ir As 5+.

Augsnē adsorbēts arsēns ir grūti desorbējams, un elementa saistīšanās spēks ar augsni gadu gaitā palielinās. Zemākais arsēna līmenis ir raksturīgs smilšainām augsnēm. Tā maksimālā koncentrācija ir saistīta ar aluviālajām augsnēm un augsnēm, kas bagātinātas ar organiskām vielām.

Arsēna toksicitāti augsnēs var samazināt dažādos veidos atkarībā no piesārņojuma avota un augsnes īpašībām. Augsņu oksidatīvā stāvokļa paaugstināšanās un vielu, kas veicina nokrišņu veidošanos un elementa saistīšanos (dzelzs sulfāts, kalcija karbonāts), izmantošana ierobežo arsēna biopieejamību. Fosfātu mēslošanas līdzekļu izmantošana arī samazina elementa piegādi biotai.

Niķelis (Ni). Niķeļa saturs zemes garozā ir 8×10 -3 svara procenti. Niķeļa izplatība zemes garozā ir līdzīga kobaltam un dzelzs. Kontinentālajos nogulumos tas atrodas sulfīdu un arsenīdu veidā un bieži aizvieto dzelzi feromagnēzija savienojumos. Savienojumos niķelis galvenokārt ir divvērtīgs un trīsvērtīgs.

Klinšu laika apstākļos elements viegli izdalās un pēc tam tiek nogulsnēts ar dzelzs un mangāna oksīdiem. Tas ir samērā stabils ūdens šķīdumos un var migrēt lielos attālumos.

Augsnēs niķelis ir cieši saistīts ar mangāna un dzelzs oksīdiem, un šādā formā tas ir vispieejamākais augiem. Augsnes augšējos apvāršņos niķelis atrodas organiski saistītās formās, no kurām dažas ir attēlotas ar viegli šķīstošiem helātiem. Vislielākais Ni saturs ir atrodams mālainās un smilšmāla augsnēs, augsnēs uz mafiskajiem un vulkāniskajiem iežiem, kā arī augsnēs, kas bagātas ar organiskām vielām.

Niķelis tagad tiek uzskatīts par nopietnu piesārņotāju. Antropogēni niķeļa avoti izraisa tā ievērojamu pieaugumu augsnēs. Notekūdeņu dūņās Ni atrodas viegli pieejamu organisko helātu veidā un var būt fitotoksisks. Fosfātu vai organisko vielu pievienošana palīdz samazināt to pieejamību augiem.

Baltkrievijā veiktie aprēķini liecina, ka republikas atmosfērā tikai no plkst. stacionārie kurināmā sadegšanas avoti.11% cinks. Cementa ražošanā tiek ievadīts ievērojams daudzums kadmija, svina un hroma. Mobilie avoti galvenokārt piesārņo atmosfēru ar cinku un varu.

Papildus atmosfēras nosēdumiem augsnē tiek ievadīts ievērojams daudzums metālu, izmantojot mēslojumu, tostarp tādus, kuru pamatā ir notekūdeņu dūņas un sadzīves atkritumi. Mēslošanas līdzekļu piemaisījumos ietilpst kadmijs, hroms, varš, svins, urāns, vanādijs un cinks, kā arī atkritumi no intensīvas lopkopības un putnkopības - varš un arsēns, ar kompostu un kūtsmēsliem - kadmijs, varš, niķelis, cinks un arsēns, ar pesticīdiem - kadmijs , arsēns, dzīvsudrabs, svins, mangāns un cinks.

Augsnes sastāva sarežģītība un lielais ķīmisko savienojumu klāsts nosaka dažādu vienlaicīgu rašanās iespēju ķīmiskās reakcijas un cieto augsnes fāžu spēja uzturēt relatīvi nemainīgu augsnes šķīduma sastāvu, no kura augi tieši iegūst ķīmiskos elementus. Šo spēju uzturēt nemainīgu augsnes šķīduma sastāvu sauc par augsnes buferizāciju. Dabiskā vidē augšņu buferspēja izpaužas tajā, ka, patērējot jebkuru elementu no augsnes šķīduma, notiek daļēja cieto fāžu izšķīšana un šķīduma koncentrācijas atjaunošana. Ja augsnes šķīdumā no ārpuses iekļūst pārmērīgi daudz kādu savienojumu, tad augsnes cietās fāzes saista šādas vielas, atkal saglabājot augsnes šķīduma sastāva noturību. Tātad tas darbojas vispārējs noteikums: augsnes buferizācija ir saistīta ar lielu vienlaikus notiekošu ķīmisku reakciju kopumu starp augsnes šķīdumu un augsnes cietajām daļām. Ķīmiskā daudzveidība padara augsni izturīgu pret mainīgiem vides apstākļiem vai antropogēnām darbībām.

Smago metālu (HM) saturs augsnēs, kā noskaidrojuši daudzi pētnieki, ir atkarīgs no sākotnējo iežu sastāva, kuru ievērojamā daudzveidība ir saistīta ar kompleksu. ģeoloģiskā vēsture teritoriju attīstība. Augsni veidojošo iežu ķīmisko sastāvu, ko attēlo iežu laikapstākļu produkti, nosaka sākotnējo iežu ķīmiskais sastāvs un tas ir atkarīgs no supergēna transformācijas apstākļiem.

Pēdējās desmitgadēs cilvēces antropogēnās aktivitātes ir intensīvi iesaistītas smago metālu migrācijas procesos dabiskajā vidē.

Viena no svarīgākajām toksisko vielu grupām, kas piesārņo augsni, ir smagie metāli. Tajos ietilpst metāli, kuru blīvums pārsniedz 8 tūkstošus kg/m 3 (izņemot cēlos un retos): Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Hg, Co, Sb, Sn, Be. Lietišķajos darbos būtisko metālu sarakstam bieži pievieno Pt, Ag, W, Fe un Mn. Gandrīz visi smagie metāli ir toksiski. Šīs piesārņojošo vielu grupas (tostarp sāļu veidā) antropogēnā izkliede biosfērā izraisa saindēšanos vai dzīvo būtņu saindēšanās draudus.

Smago metālu, kas nonāk augsnē no emisijām, atkritumiem un atkritumiem, klasifikācija bīstamības klasēs (saskaņā ar GOST 17.4.1.02-83. Dabas aizsardzība. Augsnes) parādīta tabulā. 1.

1. tabula.Ķīmisko vielu klasifikācija pēc bīstamības klasēm

Varš– ir viens no svarīgākajiem dzīvajiem organismiem nepieciešamajiem neaizstājamajiem elementiem. Augos tas aktīvi piedalās fotosintēzes, elpošanas, reducēšanas un slāpekļa piesaistes procesos. Varš ir daļa no vairākiem oksidāzes enzīmiem - citohroma oksidāzes, ceruloplazmīna, superoksīda dismutāzes, urātu oksidāzes un citiem, un piedalās bioķīmiskajos procesos kā neatņemama fermentu sastāvdaļa, kas veic substrātu oksidācijas reakcijas ar molekulāro skābekli.

Klārks zemes garozā 47 mg/kg. Ķīmiski varš ir zemas aktivitātes metāls. Galvenais faktors, kas ietekmē Cu satura vērtību, ir tā koncentrācija augsni veidojošajos iežos. No magmatiskajiem iežiem lielākais elementa daudzums uzkrājas pamata iežos - bazaltos (100-140 mg/kg) un andezītos (20-30 mg/kg). Segums un lesai līdzīgi smilšmāli (20-40 mg/kg) ir mazāk bagāti ar varu. Vismazākais tā saturs ir vērojams smilšakmeņos, kaļķakmeņos un granītos (5-15 mg/kg). Krievijas Eiropas daļas mālos metālu koncentrācija sasniedz 25 mg/kg, lesai līdzīgos smilšmālajos – 18 mg/kg. Altaja kalnu smilšmāls un smilšmāla augsni veidojošie ieži uzkrāj vidēji 31 ​​mg/kg vara, Rietumsibīrijas dienvidos - 19 mg/kg.

Augsnēs varš ir vāji migrējošs elements, lai gan mobilās formas saturs var būt diezgan augsts. Kustīgā vara daudzums ir atkarīgs no daudziem faktoriem: pamatiežu ķīmiskā un mineraloģiskā sastāva, augsnes šķīduma pH, organisko vielu satura u.c. Lielākais vara daudzums augsnē ir saistīts ar dzelzs oksīdiem, mangāns, dzelzs un alumīnija hidroksīdi un, jo īpaši, ar montmorilonītu un vermikulītu. Humīnskābes un fulvoskābes spēj veidot stabilus kompleksus ar varu. Pie pH 7-8 vara šķīdība ir viszemākā.

Maksimāli pieļaujamā vara koncentrācija Krievijā ir 55 mg/kg, maksimālā pieļaujamā koncentrācija smilšmāla un smilšmāla augsnēs ir 33 mg/kg.

Dati par elementa toksicitāti augiem ir maz. Pašlaik galvenā problēma tiek uzskatīta par vara trūkumu augsnēs vai tā nelīdzsvarotību ar kobaltu. Galvenās vara deficīta pazīmes augiem ir reproduktīvo orgānu veidošanās palēnināšanās un pēc tam pārtraukšana, niecīgu graudu parādīšanās, tukšas vārpas un pretestības samazināšanās pret nelabvēlīgiem vides faktoriem. Visjutīgākie pret tā trūkumu ir kvieši, auzas, mieži, lucerna, bietes, sīpoli un saulespuķes.

Mangāns plaši izplatīta augsnēs, bet tur sastopama mazākā daudzumā, salīdzinot ar dzelzi. Mangāns augsnē ir atrodams vairākos veidos. Vienīgās augiem pieejamās formas ir maināmās un ūdenī šķīstošās mangāna formas. Augsnes mangāna pieejamība samazinās, palielinoties pH (samazinoties augsnes skābumam). Tomēr reti sastopamas augsnes, kas noplicinātas no izskalošanās tiktāl, ka nav pietiekami daudz pieejamā mangāna augu barošanai.

Atkarībā no augsnes veida mangāna saturs svārstās: kastaņā 15,5 ± 2,0 mg/kg, pelēkajā augsnē 22,0 ± 1,8 mg/kg, pļavā 6,1 ± 0,6 mg/kg, dzeltenajā augsnē 4,7 ± 3,8 mg/kg, smilšainā 6,8 ± 0. mg/kg.

Mangāna savienojumi ir spēcīgi oksidētāji. Maksimālā pieļaujamā koncentrācija melnzemju augsnēs ir
1500 mg/kg augsnes.

Mangāna saturs pļavu, dzeltenzemju un smilšainās augsnēs augu barībā korelē ar tā saturu šajās augsnēs. Mangāna daudzums ikdienas uzturā šajās ģeoķīmiskajās provincēs ir vairāk nekā 2 reizes mazāks nekā cilvēka ikdienas nepieciešamība un kastaņu un sierozem augsņu zonās dzīvojošo cilvēku uzturs.

Augsņu ķīmiskais sastāvs dažādās teritorijās ir neviendabīgs un augsnēs esošo ķīmisko elementu sadalījums pa teritoriju ir nevienmērīgs. Piemēram, būdami pārsvarā izkliedētā stāvoklī, smagie metāli spēj veidot lokālas saites, kur to koncentrācija simtiem un tūkstošiem reižu pārsniedz klarka līmeni.

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

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

Visvairāk pētītie augsnes piesārņojumi ir kadmijs, dzīvsudrabs, svins, arsēns, varš, cinks un mangāns. Apskatīsim augsnes piesārņojumu ar šiem metāliem katram atsevišķi. 2

Kadmijs (Cd)

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

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

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

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

Kadmijs augsnēs ir diezgan maz kustīgs, un, ja tā virsmai pievieno kadmiju saturošu materiālu, tā lielākā daļa paliek neskarta.

Metodes piesārņotāju noņemšanai no augsnes ietver vai nu paša piesārņotā slāņa noņemšanu, kadmija noņemšanu no slāņa vai piesārņotā slāņa pārklāšanu. Kadmiju var pārvērst sarežģītos nešķīstošos savienojumos, izmantojot pieejamos helātus veidojošos līdzekļus (piemēram, etilēndiamīntetraetiķskābi). .

Sakarā ar relatīvi straujo kadmija uzņemšanu no augsnes augiem un zemu toksiska iedarbība Savā tipiskajā koncentrācijā kadmijs var uzkrāties augos un iekļūt barības ķēdē ātrāk nekā svins un cinks. Tāpēc kadmijs rada vislielāko apdraudējumu cilvēku veselībai, ievadot atkritumus augsnē.

Procedūra, lai samazinātu kadmija daudzumu, kas var nonākt cilvēku barības ķēdē no piesārņotas augsnes, ir audzēt nepārtikas kultūras vai kultūras, kas absorbē nelielu kadmija daudzumu augsnē.

Parasti kultūraugi, kas audzēti skābās augsnēs, absorbē vairāk kadmija nekā tie, kas audzēti neitrālās vai sārmainās augsnēs. Tāpēc skābo augšņu kaļķošana ir efektīvs līdzeklis samazinot absorbētā kadmija daudzumu.

Dzīvsudrabs (Hg)

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

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

Svins (Pb)

Saskaņā ar eksperimentiem, kas veikti smilšainos kultivēšanas apstākļos, ieviešot augsnes robežkoncentrāciju Hg (25 mg/kg) un Pb (25 mg/kg) un pārsniedzot sliekšņa koncentrāciju 2-20 reizes, auzu augi normāli aug un attīstās līdz pat plkst. noteiktu piesārņojuma līmeni. Palielinoties metālu koncentrācijai (Pb sākot no 100 mg/kg devas), izskats augi. Lietojot ekstrēmas metālu devas, augi mirst trīs nedēļu laikā pēc eksperimenta sākuma. Metālu saturs biomasas komponentos dilstošā secībā ir sadalīts šādi: saknes - virszemes daļa - graudi.

Kopējais svina ievads atmosfērā (tātad daļēji augsnē) no autotransporta Krievijā 1996. gadā tika lēsts aptuveni 4,0 tūkstošu tonnu apmērā, no kuriem 2,16 tūkstošus tonnu deva kravu transports. Maksimālā svina slodze bija Maskavas un Samaras reģionos, kam sekoja Kalugas, Ņižņijnovgorodas, Vladimiras apgabali un citas Krievijas Federācijas veidojošās vienības, kas atrodas Krievijas Eiropas teritorijas centrālajā daļā un Ziemeļkaukāzā. Vislielākās svina absolūtās emisijas tika novērotas Urālu (685 t), Volgas (651 t) un Rietumsibīrijas (568 t) reģionos. Un visnegatīvākā svina emisiju ietekme tika atzīmēta Tatarstānas, Krasnodaras un Stavropoles teritorijās, Rostovas, Maskavas, Ļeņingradas, Ņižņijnovgorodas, Volgogradas, Voroņežas, Saratovas un Samaras reģionos (laikraksts “ Zaļā pasaule”, speciālizlaidums Nr. 28, 1997).

Arsēns (As)

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

Varš(Cu)

Dabīgie vara minerāli augsnē ir sulfāti, fosfāti, oksīdi un hidroksīdi. Vara sulfīdi var veidoties slikti drenētās vai appludinātās augsnēs, kur rodas samazinoši apstākļi. Vara minerāli parasti ir pārāk šķīstoši, lai paliktu brīvi drenējošās lauksaimniecības augsnēs. Tomēr ar metāliem piesārņotās augsnēs ķīmisko vidi var kontrolēt ar nelīdzsvarotiem procesiem, kas izraisa metastabilu cieto fāžu uzkrāšanos. Tiek pieņemts, ka kovelīts (CuS) vai halkopirīts (CuFeS 2) var būt arī atjaunotās augsnēs, kas piesārņotas ar varu.

Nelieli vara daudzumi var rasties kā izolēti sulfīdu ieslēgumi silikātos un var izomorfā veidā aizstāt katjonus filosilikātos. Mālu minerāli, kuru lādiņš nav līdzsvarots, varu absorbē nespecifiski, bet dzelzs un mangāna oksīdi un hidroksīdi uzrāda ļoti augstu īpatnējo afinitāti pret varu. Augstas molekulmasas organiskie savienojumi var būt cieti vara absorbenti, savukārt zemas molekulmasas organiskās vielas mēdz veidot šķīstošus kompleksus.

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

Vara toksicitāte palielinās, palielinoties augsnes pH līmenim un ja augsnes katjonu apmaiņas spēja ir zema. Vara bagātināšana ar ekstrakcijas palīdzību notiek tikai augsnes virsmas slāņos, un graudaugu kultūras ar dziļu sakņu sistēmu no tā necieš.

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

Vara fitotoksicitāte sākotnēji rodas no pieejamā vara pārpalikuma augsnē, un to pastiprina augsnes skābums. Tā kā varš augsnē ir relatīvi neaktīvs, gandrīz viss augsnē nonākušais varš paliek tajā augšējie slāņi. Organisko vielu pievienošana ar varu piesārņotām augsnēm var samazināt toksicitāti, jo organiskais substrāts adsorbē šķīstošo metālu (šajā gadījumā Cu 2+ joni tiek pārvērsti kompleksos savienojumos, kas augam mazāk pieejami) vai palielinot mobilitāti. Cu 2+ jonu izskalošana un to izskalošana no augsnes šķīstošu vara organo kompleksu veidā.

Cinks (Zn)

Cinks augsnē var būt oksosulfātu, karbonātu, fosfātu, silikātu, oksīdu un hidroksīdu veidā. Šie neorganiskie savienojumi ir metastabili labi drenētās lauksaimniecības zemēs. Šķiet, ka sfalerīts ZnS ir termodinamiski dominējošā forma gan reducētās, gan oksidētās augsnēs. Zināma cinka saistība ar fosforu un hloru ir acīmredzama samazinātos nogulumos, kas piesārņoti ar smagajiem metāliem. Tāpēc ar metāliem bagātās augsnēs jāatrod samērā šķīstošie cinka sāļi.

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

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

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

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

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

Sākotnējā metāla piesārņojuma forma ietekmē cinka toksicitātes potenciālu: cinka pieejamība augiem mēslotajās augsnēs ar līdzvērtīgu kopējo šī metāla saturu samazinās secībā ZnSO 4 >dūņas >atkritumu komposts.

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

Cinks sasniedz toksisku līmeni lauksaimniecības augsnēs, parasti no virsmas cinka; tas parasti neiekļūst dziļāk par 15-30 cm.Atsevišķu kultūru dziļās saknes var izvairīties no saskares ar cinka pārpalikumu, jo tās atrodas nepiesārņotā apakšaugsnē.

Ar cinku piesārņotu augšņu kaļķošana samazina tā koncentrāciju laukaugu kultūrās. NaOH vai Ca(OH) 2 pievienošana samazina cinka toksicitāti dārzeņu kultūrās, kuras audzē kūdras augsnēs ar augstu cinka saturu, lai gan šajās augsnēs cinka uzņemšana augiem ir ļoti ierobežota. Cinka izraisīto dzelzs deficītu var novērst, pievienojot augsnei vai tieši lapām dzelzs helātus vai FeSO 4. Fiziski noņemot vai apglabājot ar cinku piesārņoto virsējo slāni, var izvairīties no metāla toksiskās ietekmes uz augiem.

Mangāns

Augsnē mangāns ir atrodams trīs oksidācijas stāvokļos: +2, +3, +4. Lielākoties šis metāls ir saistīts ar primārajiem minerāliem vai sekundārajiem metālu oksīdiem. Augsnē kopējais mangāna daudzums svārstās no 500 līdz 900 mg/kg.

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

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

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