Ťažké kovy sú azda jedným z najvážnejších znečistení pôdy, ktoré nám hrozí množstvom nežiaducich a navyše škodlivých následkov.

Pôda je svojou povahou kombináciou rôznych ílových minerálov organického a anorganického pôvodu. V závislosti od zloženia pôdy, geografických údajov, ako aj odľahlosti od priemyselných oblastí môžu byť v pôde obsiahnuté rôzne druhy ťažkých kovov, z ktorých každý predstavuje určitý stupeň nebezpečenstva pre životné prostredie. Vzhľadom na to, že na rôznych miestach môže byť aj štruktúra pôdy odlišná, líšia sa aj redoxné podmienky, reaktivita, ako aj mechanizmy viazania ťažkých kovov v pôde.

Najväčšie nebezpečenstvo pre pôdu predstavujú technogénne faktory. Rôzne priemyselné odvetvia, ktorých odpadom sú častice ťažkých kovov, sú, žiaľ, vybavené tak, že aj tie najlepšie filtre prepúšťajú prvky ťažkých kovov, ktoré najskôr skončia v atmosfére a potom spolu s priemyselným odpadom prenikajú do pôdy. . Tento typ znečistenia sa nazýva človekom spôsobený. V tomto prípade má veľký význam mechanické zloženie pôdy, obsah uhličitanov a schopnosť absorbovať. Ťažké kovy sa líšia nielen mierou dopadu na pôdu, ale aj stavom, v akom sa v nej nachádzajú.

Teraz je známe, že takmer všetky častice ťažkých kovov možno nájsť v pôde v nasledujúce štáty: vo forme zmesi izomorfných častíc, oxidovaných, vo forme usadenín solí, v kryštalickej mriežke, rozpustnej forme, priamo v pôdnom roztoku a dokonca byť súčasťou organickej hmoty. Zároveň treba brať do úvahy, že v závislosti od oxidačno-redukčných podmienok, zloženia pôdy a úrovne obsahu oxidu uhličitého sa môže meniť správanie kovových častíc.

Ťažké kovy sú hrozné nielen kvôli ich prítomnosti v zložení pôdy, ale aj preto, že sa dokážu pohybovať, meniť a prenikať do rastlín, čo môže spôsobiť značné škody. životné prostredie. Pohyblivosť častíc ťažkých kovov sa môže meniť v závislosti od toho, či existuje rozdiel medzi prvkami v tuhej a kvapalnej fáze. Znečisťujúce látky, v tomto prípade prvky ťažkých kovov, môžu mať pri prenikaní do pôdnych vrstiev často pevne fixovanú formu. V tejto forme nie sú kovy pre rastliny dostupné. Vo všetkých ostatných prípadoch kovy ľahko prenikajú do rastlín.

Kovové prvky rozpustné vo vode prenikajú do pôdy veľmi rýchlo. Navyše nielen vstupujú do vrstvy pôdy, ale sú schopné cez ňu migrovať. Zo školského vyučovania každý vie, že časom vznikajú v pôde nízkomolekulárne vo vode rozpustné minerálne zlúčeniny, ktoré migrujú do spodnej časti nádrže. A spolu s nimi migrujú aj zlúčeniny ťažkých kovov, ktoré tvoria nízkomolekulové komplexy, teda prechádzajú do iného skupenstva.

ZLOM STRANY-- ťažké kovy, ktorý charakterizuje širokú skupinu škodlivín, sa v poslednom čase rozšíril. V rôznych vedeckých a aplikovaných prácach autori interpretujú význam tohto pojmu rôznymi spôsobmi. V tomto ohľade sa počet prvkov zaradených do skupiny ťažkých kovov mení v širokom rozmedzí. Ako kritériá členstva sa používajú početné charakteristiky: atómová hmotnosť, hustota, toxicita, prevalencia v prírodnom prostredí, stupeň zapojenia do prírodných a technogénnych cyklov. V niektorých prípadoch definícia ťažkých kovov zahŕňa prvky, ktoré sú krehké (napríklad bizmut) alebo metaloidy (napríklad arzén).

V prácach venovaných problémom znečisťovania životného prostredia a monitorovania životného prostredia, k dnešnému dňu, do ťažké kovy zahŕňajú viac ako 40 kovov periodického systému D.I. Mendelejev s atómovou hmotnosťou viac ako 50 atómových jednotiek: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi a i. Pri kategorizácii ťažkých kovov zároveň zohrávajú významnú úlohu tieto podmienky: ich vysoká toxicita pre živé organizmy v relatívne nízkych koncentráciách, ako aj schopnosť bioakumulácie a biomagnifikácie. Takmer všetky kovy, ktoré spadajú pod túto definíciu (s výnimkou olova, ortuti, kadmia a bizmutu, ktorých biologická úloha je v súčasnosti nejasná), sa aktívne podieľajú na biologických procesoch a sú súčasťou mnohých enzýmov. Podľa klasifikácie N. Reimersa by sa za ťažké mali považovať kovy s hustotou vyššou ako 8 g/cm3. Teda ťažké kovy sú Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formálne definované ťažké kovy zodpovedá veľkému počtu prvkov. Podľa výskumníkov zaoberajúcich sa praktickými činnosťami spojenými s organizáciou pozorovaní stavu a znečistenia životného prostredia však zlúčeniny týchto prvkov nie sú ani zďaleka ekvivalentné znečisťujúcim látkam. Preto v mnohých prácach dochádza k zúženiu rozsahu skupiny ťažkých kovov v súlade s prioritnými kritériami vzhľadom na smer a špecifiká práce. Takže v už klasických dielach Yu.A. Izrael na zozname chemických látok, ktoré sa určí v prírodnom prostredí na pozaďových staniciach biosférických rezervácií, v odd ťažké kovy pomenovaný Pb, Hg, Cd, As. Na druhej strane, podľa rozhodnutia Pracovnej skupiny pre emisie ťažkých kovov, ktorá pôsobí pod záštitou Európskej hospodárskej komisie Organizácie Spojených národov a zbiera a analyzuje informácie o emisiách znečisťujúcich látok v európskych krajinách, Zn, As, Se a Sb boli pridelené ťažké kovy. Podľa definície N. Reimersa okrem ťažkých kovov zostávajú ušľachtilé a vzácne kovy len Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. V aplikovaných prácach sa najčastejšie pridávajú ťažké kovy Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Kovové ióny sú nenahraditeľnou súčasťou prírodných vodných útvarov. V závislosti od podmienok prostredia (pH, redoxný potenciál, prítomnosť ligandov) existujú v rôznej miere oxidácii a sú súčasťou rôznych anorganických a organokovových zlúčenín, ktoré môžu byť skutočne rozpustené, koloidne dispergované alebo môžu byť súčasťou minerálnych a organických suspenzií.

Skutočne rozpustené formy kovov sú zase veľmi rôznorodé, čo súvisí s procesmi hydrolýzy, hydrolytickej polymerizácie (tvorba polynukleárnych hydroxokomplexov) a tvorby komplexov s rôznymi ligandami. V súlade s tým tak katalytické vlastnosti kovov, ako aj dostupnosť pre vodné mikroorganizmy závisia od foriem ich existencie vo vodnom ekosystéme.

Mnohé kovy tvoria pomerne silné komplexy s organickými látkami; tieto komplexy sú jednou z najdôležitejších foriem migrácie prvkov v prírodných vodách. Väčšina organických komplexov je tvorená chelátovým cyklom a je stabilná. Komplexy tvorené pôdnymi kyselinami so soľami železa, hliníka, titánu, uránu, vanádu, medi, molybdénu a iných ťažkých kovov sú pomerne dobre rozpustné v neutrálnom, mierne kyslom a mierne alkalickom prostredí. Organokovové komplexy sú preto schopné migrovať v prírodných vodách na veľmi veľké vzdialenosti. To je dôležité najmä pre nízkomineralizované a predovšetkým povrchové vody, v ktorých nie je možná tvorba iných komplexov.

Pre pochopenie faktorov, ktoré regulujú koncentráciu kovov v prírodných vodách, ich chemickú reaktivitu, biologickú dostupnosť a toxicitu, je potrebné poznať nielen celkový obsah, ale aj podiel voľných a viazaných foriem kovu.

Prechod kovov vo vodnom prostredí na formu kovového komplexu má tri dôsledky:

1. Môže dôjsť k zvýšeniu celkovej koncentrácie kovových iónov v dôsledku ich prechodu do roztoku zo spodných sedimentov;

2. Membránová permeabilita komplexných iónov sa môže výrazne líšiť od permeability hydratovaných iónov;

3. Toxicita kovu v dôsledku tvorby komplexov sa môže výrazne zmeniť.

Takže chelátové formy Cu, Cd, Hg menej toxické ako voľné ióny. Pre pochopenie faktorov, ktoré regulujú koncentráciu kovov v prírodných vodách, ich chemickú reaktivitu, biologickú dostupnosť a toxicitu, je potrebné poznať nielen celkový obsah, ale aj pomer viazaných a voľných foriem.

Zdrojom znečistenia vôd ťažkými kovmi sú odpadové vody z galvanizovní, baníctva, hutníctva železných a neželezných kovov a strojárskych závodov. Ťažké kovy sa nachádzajú v hnojivách a pesticídoch a môžu sa dostať do vodných útvarov spolu s odtokom z poľnohospodárskej pôdy.

Nárast koncentrácie ťažkých kovov v prírodných vodách je často spojený s inými druhmi znečistenia, ako je acidifikácia. Precipitácia kyslých precipitácií prispieva k zníženiu hodnoty pH a prechodu kovov zo stavu adsorbovaného na minerálnych a organických látkach do stavu voľného.

V prvom rade sú zaujímavé tie kovy, ktoré v najväčšej miere znečisťujú ovzdušie v dôsledku ich používania vo významných objemoch vo výrobnej činnosti a v dôsledku akumulácie v r. vonkajšie prostredie predstavujú vážne nebezpečenstvo z hľadiska ich biologickej aktivity a toxických vlastností. Patria sem olovo, ortuť, kadmium, zinok, bizmut, kobalt, nikel, meď, cín, antimón, vanád, mangán, chróm, molybdén a arzén.
Biogeochemické vlastnosti ťažkých kovov

H - vysoká, Y - stredná, H - nízka

Vanád.

Vanád je prevažne v rozptýlenom stave a nachádza sa v železných rudách, rope, asfalte, bitúmene, ropných bridliciach, uhlí atď. Jedným z hlavných zdrojov znečistenia prírodných vôd vanádom je ropa a jej produkty.

V prírodných vodách sa vyskytuje vo veľmi nízkych koncentráciách: v riečnej vode 0,2 - 4,5 µg/dm3, v morskej vode - v priemere 2 µg/dm3

Vo vode tvorí stabilné aniónové komplexy (V4O12)4- a (V10O26)6-. Pri migrácii vanádu je podstatná úloha jeho rozpustených komplexných zlúčenín s organickými látkami, najmä s humínovými kyselinami.

Zvýšené koncentrácie vanádu sú škodlivé pre ľudské zdravie. MPCv vanádu je 0,1 mg/dm3 (limitný ukazovateľ škodlivosti je sanitárno-toxikologický), MPCv je 0,001 mg/dm3.

Prirodzeným zdrojom bizmutu vstupujúceho do prírodných vôd sú procesy vylúhovania minerálov s obsahom bizmutu. Zdrojom vstupu do prírodných vôd môžu byť aj odpadové vody z farmaceutického a parfumérskeho priemyslu, niektorých podnikov sklárskeho priemyslu.

Nachádza sa v neznečistených povrchových vodách v submikrogramových koncentráciách. Najvyššia koncentrácia bola zistená v podzemnej vode a je 20 µg/dm3, v morských vodách - 0,02 µg/dm3. MPCv je 0,1 mg/dm3

Hlavným zdrojom zlúčenín železa v povrchových vodách sú procesy chemického zvetrávania hornín, sprevádzané ich mechanickou deštrukciou a rozpúšťaním. V procese interakcie s minerálnymi a organickými látkami obsiahnutými v prírodných vodách vzniká komplexný komplex zlúčenín železa, ktoré sú vo vode v rozpustenom, koloidnom a suspendovanom stave. Značné množstvá železa pochádzajú z podzemných vôd a odpadových vôd z podnikov hutníckeho, kovospracujúceho, textilného, ​​náterového a lakovacieho priemyslu az poľnohospodárskych odpadových vôd.

Fázová rovnováha závisí od chemického zloženia vody, pH, Eh a do určitej miery aj od teploty. V rutinnej analýze vážená forma emitujú častice s veľkosťou viac ako 0,45 mikrónu. Sú to predovšetkým minerály obsahujúce železo, hydrát oxidu železa a zlúčeniny železa adsorbované na suspenziách. Skutočne rozpustená a koloidná forma sa zvyčajne posudzujú spoločne. Rozpustené železo reprezentované zlúčeninami v iónovej forme, vo forme hydroxokomplexu a komplexov s rozpustenými anorganickými a organickými látkami prírodných vôd. V iónovej forme migruje hlavne Fe(II) a Fe(III) v neprítomnosti komplexotvorných látok nemôže byť vo významnom množstve v rozpustenom stave.

Železo sa nachádza najmä vo vodách s nízkymi hodnotami Eh.

V dôsledku chemickej a biochemickej (za účasti železitých baktérií) oxidácie prechádza Fe(II) na Fe(III), ktoré sa hydrolýzou vyzráža vo forme Fe(OH)3. Fe(II) aj Fe(III) majú tendenciu vytvárať hydroxokomplexy tohto typu +, 4+, +, 3+, - a ďalšie, ktoré koexistujú v roztoku v rôznych koncentráciách v závislosti od pH a vo všeobecnosti určujú stav systému železo-hydroxyl. Hlavnou formou výskytu Fe(III) v povrchových vodách sú jeho komplexné zlúčeniny s rozpustenými anorganickými a organickými zlúčeninami, najmä humínovými látkami. Pri pH = 8,0 je hlavnou formou Fe(OH) 3. Najmenej prebádaná je koloidná forma železa, je to hydrát oxidu železa Fe(OH)3 a komplexy s organickými látkami.

Obsah železa v povrchových vodách krajiny je desatina miligramu, v blízkosti močiarov - niekoľko miligramov. Zvýšený obsah železa je pozorovaný v močiarnych vodách, v ktorých sa nachádza vo forme komplexov so soľami humínových kyselín – humátov. Najvyššie koncentrácie železa (až niekoľko desiatok a stoviek miligramov na 1 dm3) sú pozorované v podzemných vodách s nízkymi hodnotami pH.

Železo ako biologicky aktívny prvok do určitej miery ovplyvňuje intenzitu rozvoja fytoplanktónu a kvalitatívne zloženie mikroflóry v nádrži.

Koncentrácie železa podliehajú výrazným sezónnym výkyvom. Zvyčajne je v nádržiach s vysokou biologickou produktivitou v období letnej a zimnej stagnácie badateľný nárast koncentrácie železa v spodných vrstvách vody. Jesenno-jarné miešanie vodných hmôt (homotermia) je sprevádzané oxidáciou Fe(II) na Fe(III) a jeho vyzrážaním vo forme Fe(OH)3.

Do prírodných vôd sa dostáva pri vyplavovaní pôd, polymetalických a medených rúd, v dôsledku rozkladu vodných organizmov schopných ho akumulovať. Zlúčeniny kadmia sa do povrchových vôd dostávajú odpadovými vodami z oloveno-zinkových závodov, úpravní rúd, množstva chemických podnikov (výroba kyseliny sírovej), galvanickej výroby a tiež s banskými vodami. K poklesu koncentrácie rozpustených zlúčenín kadmia dochádza v dôsledku procesov sorpcie, zrážania hydroxidu a uhličitanu kademnatého a ich spotreby vodnými organizmami.

Rozpustené formy kadmia v prírodných vodách sú najmä minerálne a organo-minerálne komplexy. Hlavnou suspendovanou formou kadmia sú jeho adsorbované zlúčeniny. Významná časť kadmia môže migrovať v bunkách vodných organizmov.

V riečnych nekontaminovaných a mierne znečistených vodách sa kadmium nachádza v submikrogramových koncentráciách, v znečistených a odpadových vodách môže koncentrácia kadmia dosahovať desiatky mikrogramov na 1 dm3.

Zlúčeniny kadmia hrajú dôležitú úlohu v živote zvierat a ľudí. Je toxický vo vysokých koncentráciách, najmä v kombinácii s inými toxickými látkami.

MPCv je 0,001 mg/dm3, MPCvr je 0,0005 mg/dm3 (limitný znak škodlivosti je toxikologický).

Do prírodných vôd sa zlúčeniny kobaltu dostávajú v dôsledku ich vylúhovania z pyritu meďnatého a iných rúd, z pôd pri rozklade organizmov a rastlín, ako aj s odpadovými vodami z hutníckych, kovospracujúcich a chemických závodov. Určité množstvá kobaltu pochádzajú z pôd v dôsledku rozkladu rastlinných a živočíšnych organizmov.

Zlúčeniny kobaltu v prírodných vodách sú v rozpustenom a suspendovanom stave, pričom ich kvantitatívny pomer je určený chemickým zložením vody, teplotou a hodnotami pH. Rozpustené formy sú zastúpené najmä komplexnými zlúčeninami, vr. s organickou hmotou v prírodných vodách. Pre povrchové vody sú najcharakteristickejšie zlúčeniny dvojmocného kobaltu. V prítomnosti oxidačných činidiel môže trojmocný kobalt existovať v značných koncentráciách.

Kobalt je jedným z biologicky aktívnych prvkov a vždy sa nachádza v tele zvierat a rastlín. Nedostatočný obsah kobaltu v rastlinách súvisí s jeho nedostatočným obsahom v pôdach, čo prispieva k rozvoju anémie u zvierat (tajga-lesná mimočernozemná zóna). Kobalt ako súčasť vitamínu B12 veľmi aktívne pôsobí na príjem dusíkatých látok, zvýšenie obsahu chlorofylu a kyseliny askorbovej, aktivuje biosyntézu a zvyšuje obsah bielkovinového dusíka v rastlinách. Zvýšené koncentrácie zlúčenín kobaltu sú však toxické.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách sa jeho obsah pohybuje v desatinách až tisícinách miligramu na 1 dm3, priemerný obsah v morskej vode je 0,5 μg/dm3. MPCv je 0,1 mg/dm3, MPCv je 0,01 mg/dm3.

mangán

Mangán sa do povrchových vôd dostáva v dôsledku vylúhovania feromangánových rúd a iných minerálov obsahujúcich mangán (pyroluzit, psilomelán, brownit, manganit, čierny okr). Značné množstvo mangánu pochádza z rozkladu vodných živočíchov a rastlinných organizmov, najmä modrozelených, rozsievok a vyšších vodných rastlín. Zlúčeniny mangánu sa vypúšťajú do nádrží s odpadovou vodou zo závodov na spracovanie mangánu, hutníckych závodov a podnikov chemický priemysel a banské vody.

K poklesu koncentrácie iónov mangánu v prírodných vodách dochádza v dôsledku oxidácie Mn(II) na MnO2 a iné vysokomocné oxidy, ktoré sa vyzrážajú. Hlavnými parametrami, ktoré určujú oxidačnú reakciu, sú koncentrácia rozpusteného kyslíka, hodnota pH a teplota. Koncentrácia rozpustených zlúčenín mangánu klesá v dôsledku ich využitia riasami.

Hlavnou formou migrácie zlúčenín mangánu v povrchových vodách sú suspenzie, ktorých zloženie je zasa determinované zložením hornín odvodňovaných vodami, ako aj koloidných hydroxidov ťažkých kovov a sorbovaných zlúčenín mangánu. Podstatný význam pri migrácii mangánu v rozpustenej a koloidnej forme majú organické látky a procesy komplexnej tvorby mangánu s anorganickými a organickými ligandami. Mn(II) tvorí rozpustné komplexy s hydrogénuhličitanmi a síranmi. Komplexy mangánu s chloridovým iónom sú zriedkavé. Komplexné zlúčeniny Mn(II) s organickými látkami sú zvyčajne menej stabilné ako s inými prechodnými kovmi. Patria sem zlúčeniny s amínmi, organickými kyselinami, aminokyselinami a humínovými látkami. Mn(III) vo zvýšených koncentráciách môže byť v rozpustenom stave iba v prítomnosti silných komplexotvorných činidiel, Mn(YII) sa v prírodných vodách nevyskytuje.

V riečnych vodách sa obsah mangánu zvyčajne pohybuje od 1 do 160 µg/dm3, priemerný obsah v morských vodách je 2 µg/dm3, v podzemných vodách - n.102 - n.103 µg/dm3.

Koncentrácia mangánu v povrchových vodách podlieha sezónnym výkyvom.

Faktormi určujúcimi zmeny koncentrácií mangánu sú pomer medzi povrchovým a podzemným odtokom, intenzita jeho spotreby pri fotosyntéze, rozklad fytoplanktónu, mikroorganizmov a vyššej vodnej vegetácie, ako aj procesy jeho ukladania na dno vodných plôch.

Úloha mangánu v živote vyšších rastlín a rias vo vodných útvaroch je veľmi veľká. Mangán prispieva k využitiu CO2 rastlinami, čím zvyšuje intenzitu fotosyntézy, podieľa sa na procesoch redukcie dusičnanov a asimilácie dusíka rastlinami. Mangán podporuje prechod aktívneho Fe(II) na Fe(III), čím chráni bunku pred otravou, urýchľuje rast organizmov atď. dôležité environmentálne a fyziologickú úlohu mangánu si vyžaduje štúdium a distribúciu mangánu v prírodných vodách.

Pre vodné útvary na sanitárne účely sa MPCv (podľa mangánového iónu) stanovuje na 0,1 mg/dm3.

Nižšie sú uvedené mapy distribúcie priemerných koncentrácií kovov: mangánu, medi, niklu a olova, postavené podľa pozorovacích údajov za roky 1989 - 1993. v 123 mestách. Použitie neskorších údajov sa považuje za nevhodné, pretože v dôsledku zníženia výroby sa koncentrácie nerozpustných látok a teda aj kovov výrazne znížili.

Vplyv na zdravie. Mnohé kovy sú zložkou prachu a majú významný vplyv na zdravie.

Mangán sa do atmosféry dostáva z emisií z podnikov hutníctva železa (60 % všetkých emisií mangánu), strojárstva a kovoobrábania (23 %), metalurgie neželezných kovov (9 %), mnohých malých zdrojov, napríklad zo zvárania.

Vysoké koncentrácie mangánu vedú k objaveniu sa neurotoxických účinkov, progresívnemu poškodeniu centrálneho nervového systému, zápalu pľúc.
Najvyššie koncentrácie mangánu (0,57 - 0,66 µg/m3) sú pozorované vo veľkých centrách metalurgie: v Lipetsku a Čerepovci, ako aj v Magadane. Väčšina miest s vysokými koncentráciami Mn (0,23 - 0,69 µg/m3) je sústredená na polostrove Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (pozri mapu).

V rokoch 1991-1994 emisie mangánu z priemyselných zdrojov klesli o 62 %, priemerné koncentrácie - o 48 %.

Meď je jedným z najdôležitejších stopových prvkov. Fyziologická aktivita medi je spojená najmä s jej zahrnutím do zloženia aktívnych centier redoxných enzýmov. Nedostatočný obsah medi v pôdach nepriaznivo ovplyvňuje syntézu bielkovín, tukov a vitamínov a prispieva k neplodnosti rastlinných organizmov. Meď sa podieľa na procese fotosyntézy a ovplyvňuje vstrebávanie dusíka rastlinami. Nadmerné koncentrácie medi majú zároveň nepriaznivý vplyv na rastlinné a živočíšne organizmy.

Cu(II) zlúčeniny sú najbežnejšie v prírodných vodách. Zo zlúčenín Cu(I) sú najbežnejšie Cu2O, Cu2S a CuCl, ktoré sú ťažko rozpustné vo vode. V prítomnosti ligandov vo vodnom prostredí spolu s rovnováhou disociácie hydroxidu je potrebné vziať do úvahy tvorbu rôznych komplexných foriem, ktoré sú v rovnováhe s vodnými iónmi kovov.

Hlavným zdrojom medi vstupujúcej do prírodných vôd sú odpadové vody z chemického a hutníckeho priemyslu, banské vody a aldehydové činidlá používané na ničenie rias. Meď sa môže tvoriť v dôsledku korózie medených rúr a iných štruktúr používaných vo vodných systémoch. V podzemnej vode je obsah medi spôsobený interakciou vody s horninami, ktoré ju obsahujú (chalkopyrit, chalkocit, covellit, bornit, malachit, azurit, chryzacol, brotantín).

Najvyššia prípustná koncentrácia medi vo vodách nádrží na sanitárne a úžitkové vody je 0,1 mg/dm3 (limitným znakom škodlivosti je všeobecná sanita), vo vodách rybárskych nádrží je 0,001 mg/dm3.

Mesto

Noriľsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolčugino

Zapolyarny

Emisie М (tis. ton/rok) oxidu medi a priemerné ročné koncentrácie q (µg/m3) medi.

Meď sa dostáva do ovzdušia s emisiami z hutníckeho priemyslu. V emisiách tuhých častíc je obsiahnutý najmä vo forme zlúčenín, najmä oxidu medi.

Podniky neželeznej metalurgie predstavujú 98,7 % všetkých antropogénnych emisií tohto kovu, z ktorých 71 % realizujú podniky koncernu Norilsk Nickel so sídlom v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk a približne 25 % emisií medi sa prenáša. v Revde, Krasnouralsku, Kolčugine a ďalších.

Vysoké koncentrácie medi vedú k intoxikácii, anémii a hepatitíde.

Ako je zrejmé z mapy, najvyššie koncentrácie medi sú zaznamenané v mestách Lipetsk a Rudnaya Pristan. Koncentrácie medi boli zvýšené aj v mestách na polostrove Kola, v Zapolyarnom, Mončegorsku, Nikeli, Olenegorsku a tiež v Norilsku.

Emisie medi z priemyselných zdrojov klesli o 34 %, priemerné koncentrácie - o 42 %.

molybdén

Zlúčeniny molybdénu sa dostávajú do povrchových vôd v dôsledku ich vylúhovania z exogénnych minerálov obsahujúcich molybdén. Molybdén tiež vstupuje do vodných útvarov s odpadovými vodami zo spracovateľských závodov a podnikov hutníctva neželezných kovov. K poklesu koncentrácií zlúčenín molybdénu dochádza v dôsledku zrážania ťažko rozpustných zlúčenín, procesov adsorpcie minerálnymi suspenziami a konzumácie rastlinnými vodnými organizmami.

Molybdén v povrchových vodách je hlavne vo forme MoO42-. Je vysoko pravdepodobné, že existuje vo forme organominerálnych komplexov. Možnosť určitej akumulácie v koloidnom stave vyplýva zo skutočnosti, že produkty oxidácie molybdenitu sú sypké jemne dispergované látky.

V riečnych vodách sa molybdén nachádza v koncentráciách od 2,1 do 10,6 µg/dm3. Morská voda obsahuje v priemere 10 µg/dm3 molybdénu.

V malých množstvách je molybdén nevyhnutný pre normálny vývoj rastlinných a živočíšnych organizmov. Molybdén je súčasťou enzýmu xantín oxidázy. Pri nedostatku molybdénu sa enzým tvorí v nedostatočnom množstve, čo spôsobuje negatívne reakcie v tele. Vo vysokých koncentráciách je molybdén škodlivý. S nadbytkom molybdénu je metabolizmus narušený.

Najvyššia prípustná koncentrácia molybdénu vo vodných útvaroch na sanitárne využitie je 0,25 mg/dm3.

Arzén sa do prírodných vôd dostáva z minerálnych prameňov, oblastí mineralizácie arzénu (pyrit arzén, realgar, orpiment), ako aj zo zón oxidácie hornín polymetalického, meďno-kobaltového a volfrámového typu. Určité množstvo arzénu pochádza z pôd, ako aj z rozkladu rastlinných a živočíšnych organizmov. Spotreba arzénu vodnými organizmami je jednou z príčin poklesu jeho koncentrácie vo vode, čo sa najvýraznejšie prejavuje v období intenzívneho rozvoja planktónu.

Značné množstvo arzénu sa do vodných útvarov dostáva s odpadovými vodami zo spracovateľských závodov, odpadov z výroby farbív, garbiarní a podnikov vyrábajúcich pesticídy, ako aj z poľnohospodárskych pozemkov, kde sa pesticídy používajú.

V prírodných vodách sú zlúčeniny arzénu v rozpustenom a suspendovanom stave, pomer medzi nimi je určený chemickým zložením vody a hodnotami pH. V rozpustenej forme sa arzén vyskytuje v troj- a päťmocných formách, hlavne ako anióny.

V neznečistených riečnych vodách sa arzén zvyčajne nachádza v mikrogramových koncentráciách. IN minerálne vody jeho koncentrácia môže dosiahnuť niekoľko miligramov na 1 dm3, v morských vodách obsahuje priemerne 3 µg/dm3, v podzemných vodách sa vyskytuje v koncentráciách n.105 µg/dm3. Zlúčeniny arzénu vo vysokých koncentráciách sú toxické pre telo zvierat a ľudí: inhibujú oxidačné procesy, inhibujú prísun kyslíka do orgánov a tkanív.

MPCv pre arzén je 0,05 mg/dm3 (limitný ukazovateľ škodlivosti je sanitárno-toxikologický) a MPCv je 0,05 mg/dm3.

Prítomnosť niklu v prírodných vodách je spôsobená zložením hornín, ktorými voda prechádza: nachádza sa na miestach ložísk sulfidických medenoniklových rúd a železoniklových rúd. Do vody sa dostáva z pôd a z rastlinných a živočíšnych organizmov pri ich rozklade. V modrozelených riasach bol zistený zvýšený obsah niklu v porovnaní s inými druhmi rias. Zlúčeniny niklu sa tiež dostávajú do vodných útvarov s odpadovou vodou z poniklovacích dielní, závodov na výrobu syntetického kaučuku a závodov na obohacovanie niklu. Obrovské emisie niklu sprevádzajú spaľovanie fosílnych palív.

Jeho koncentrácia môže klesať v dôsledku zrážania zlúčenín, ako sú kyanidy, sulfidy, uhličitany alebo hydroxidy (so zvyšujúcimi sa hodnotami pH), v dôsledku jeho spotreby vodnými organizmami a adsorpčných procesov.

V povrchových vodách sú zlúčeniny niklu v rozpustenom, suspendovanom a koloidnom stave, pričom kvantitatívny pomer medzi nimi závisí od zloženia vody, teploty a hodnôt pH. Sorbenty zlúčenín niklu môžu byť hydroxid železa, organické látky, vysoko disperzný uhličitan vápenatý, íly. Rozpustené formy sú najmä komplexné ióny, najčastejšie s aminokyselinami, humínovými a fulvovými kyselinami a tiež vo forme silného kyanidového komplexu. Zlúčeniny niklu sú najbežnejšie v prírodných vodách, v ktorých je v oxidačnom stave +2. Zlúčeniny Ni3+ sa zvyčajne tvoria v alkalickom prostredí.

Zlúčeniny niklu hrajú dôležitú úlohu v hematopoetických procesoch, pretože sú katalyzátormi. Jeho zvýšený obsah má špecifický vplyv na kardiovaskulárny systém. Nikel patrí medzi karcinogénne prvky. Je schopný volať ochorenia dýchacích ciest. Predpokladá sa, že voľné ióny niklu (Ni2+) sú asi 2-krát toxickejšie ako jeho komplexné zlúčeniny.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách sa koncentrácia niklu zvyčajne pohybuje od 0,8 do 10 µg/dm3; v znečistenom je to niekoľko desiatok mikrogramov na 1 dm3. Priemerná koncentrácia niklu v morskej vode je 2 µg/dm3, v podzemnej vode - n.103 µg/dm3. V podzemných vodách obmývajúcich horniny obsahujúce nikel sa koncentrácia niklu niekedy zvyšuje až na 20 mg/dm3.

Nikel vstupuje do atmosféry z podnikov neželeznej metalurgie, ktoré tvoria 97 % všetkých emisií niklu, z čoho 89 % pochádza z podnikov koncernu Norilsk Nickel so sídlom v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk.

Zvýšený obsah niklu v životnom prostredí vedie k vzniku endemických ochorení, bronchiálnej rakoviny. Zlúčeniny niklu patria do 1. skupiny karcinogénov.
Mapa zobrazuje niekoľko bodov s vysokými priemernými koncentráciami niklu v lokalitách koncernu Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Emisie niklu z priemyselných podnikov klesli o 28%, priemerné koncentrácie - o 35%.

Emisie М (tis. ton/rok) a priemerné ročné koncentrácie q (µg/m3) niklu.

Do prírodných vôd sa dostáva ako výsledok procesov lúhovania minerálov obsahujúcich cín (kasiterit, stanín), ako aj s odpadovými vodami z rôznych priemyselných odvetví (farbenie tkanín, syntéza organických farbív, výroba zliatin s prídavkom cínu, atď.).

Toxický účinok cínu je malý.

Cín sa nachádza v neznečistených povrchových vodách v submikrogramových koncentráciách. V podzemnej vode dosahuje jeho koncentrácia niekoľko mikrogramov na 1 dm3. MPCv je 2 mg/dm3.

Zlúčeniny ortuti sa môžu dostať do povrchových vôd v dôsledku vylúhovania hornín v oblasti ložísk ortuti (rumelka, metacinnabarit, živý kameň), v procese rozkladu vodných organizmov, ktoré akumulujú ortuť. Značné množstvá sa dostávajú do vodných útvarov s odpadovými vodami z podnikov vyrábajúcich farbivá, pesticídy, liečivá a niektoré výbušniny. Tepelné elektrárne uhlie vypúšťa do atmosféry značné množstvá zlúčenín ortuti, ktoré sa v dôsledku mokrého a suchého spadu dostávajú do vodných útvarov.

K poklesu koncentrácie rozpustených zlúčenín ortuti dochádza v dôsledku ich extrakcie mnohými morskými a sladkovodnými organizmami, ktoré majú schopnosť akumulovať ju v koncentráciách mnohonásobne vyšších ako je jej obsah vo vode, ako aj adsorpčnými procesmi nerozpustenými látkami a spodné sedimenty.

V povrchových vodách sú zlúčeniny ortuti v rozpustenom a suspendovanom stave. Pomer medzi nimi závisí od chemického zloženia vody a hodnôt pH. Suspendovaná ortuť sú sorbované zlúčeniny ortuti. Rozpustené formy sú nedisociované molekuly, komplexné organické a minerálne zlúčeniny. Vo vode vodných útvarov môže byť ortuť vo forme zlúčenín metylortuti.

Zlúčeniny ortuti sú vysoko toxické, pôsobia na nervový systém človeka, spôsobujú zmeny na slizniciach, poruchy motoriky a sekrécie tráviaceho traktu, zmeny v krvi a pod.. Bakteriálne metylačné procesy sú zamerané na tvorbu zlúčenín metylortuti, ktoré sú mnohonásobne toxickejšie ako minerálne soli ortuti. Zlúčeniny metylortuti sa hromadia v rybách a môžu sa dostať do ľudského tela.

MPCv ortuti je 0,0005 mg/dm3 (limitný znak škodlivosti je sanitárno-toxikologický), MPCv je 0,0001 mg/dm3.

Prirodzenými zdrojmi olova v povrchových vodách sú procesy rozpúšťania endogénnych (galenit) a exogénnych (anglesit, ceruszit atď.) minerálov. Výrazný nárast obsahu olova v životnom prostredí (aj v povrchových vodách) súvisí so spaľovaním uhlia, používaním tetraetylolova ako antidetonačného činidla v motorových palivách, s odstraňovaním do vodných útvarov s odpadovými vodami z úpravní rúd , niektoré hutnícke závody, chemický priemysel, bane a pod. Významným faktorom pri znižovaní koncentrácie olova vo vode je jeho adsorpcia nerozpustenými látkami a ich sedimentácia do spodných sedimentov. Okrem iných kovov olovo získavajú a akumulujú hydrobionty.

Olovo sa v prírodných vodách nachádza v rozpustenom a suspendovanom (sorbovanom) stave. V rozpustenej forme sa vyskytuje vo forme minerálnych a organominerálnych komplexov, ako aj jednoduchých iónov, v nerozpustnej forme – hlavne vo forme sulfidov, síranov a uhličitanov.

V riečnych vodách sa koncentrácia olova pohybuje od desatín až po jednotky mikrogramov na 1 dm3. Aj vo vodách vodných útvarov susediacich s oblasťami polymetalických rúd jeho koncentrácia zriedkavo dosahuje desiatky miligramov na 1 dm3. Len v chloridových termálnych vodách niekedy koncentrácia olova dosahuje niekoľko miligramov na 1 dm3.

Limitný ukazovateľ škodlivosti olova je sanitárno-toxikologický. MPCv olova je 0,03 mg/dm3, MPCv je 0,1 mg/dm3.

Olovo je obsiahnuté v emisiách z hutníctva, kovoobrábania, elektrotechniky, petrochémie a automobilovej dopravy.

Vplyv olova na zdravie sa prejavuje vdychovaním vzduchu s obsahom olova a príjmom olova s ​​jedlom, vodou a prachovými časticami. Olovo sa hromadí v tele, v kostiach a povrchových tkanivách. Olovo ovplyvňuje obličky, pečeň, nervový systém a krvotvorné orgány. Starší ľudia a deti sú obzvlášť citliví aj na nízke dávky olova.

Emisie M (tis. ton/rok) a priemerné ročné koncentrácie q (µg/m3) olova.

Za sedem rokov sa emisie olova z priemyselných zdrojov znížili o 60 % v dôsledku zníženia výroby a zatvorenia mnohých podnikov. Prudký pokles priemyselných emisií nie je sprevádzaný poklesom emisií vozidiel. Priemerné koncentrácie olova klesli len o 41 %. Rozdiel v mierach znižovania emisií a koncentráciách olova možno vysvetliť podhodnotením emisií vozidiel v predchádzajúcich rokoch; V súčasnosti sa zvýšil počet áut a intenzita ich pohybu.

Tetraetyl olovo

Do prírodných vôd sa dostáva v dôsledku použitia ako antidetonačného činidla v motorovom palive vodných vozidiel, ako aj povrchovým odtokom z mestských oblastí.

Táto látka sa vyznačuje vysokou toxicitou, má kumulatívne vlastnosti.

Zdrojmi striebra vstupujúceho do povrchových vôd sú podzemné a odpadové vody z baní, spracovateľských závodov a fotografických podnikov. Zvýšený obsah striebra je spojený s užívaním baktericídnych a algicídnych prípravkov.

V odpadových vodách môže byť striebro prítomné v rozpustenej a suspendovanej forme, z väčšej časti vo forme halogenidových solí.

V neznečistených povrchových vodách sa striebro nachádza v submikrogramových koncentráciách. V podzemnej vode sa koncentrácia striebra pohybuje od niekoľkých do desiatok mikrogramov na 1 dm3, v morskej vode v priemere 0,3 μg/dm3.

Ióny striebra sú schopné ničiť baktérie a sterilizovať vodu už v malých koncentráciách (spodná hranica baktericídneho pôsobenia iónov striebra je 2,10-11 mol/dm3). Úloha striebra v tele zvierat a ľudí nie je dostatočne preskúmaná.

MPCv striebra je 0,05 mg/dm3.

Antimón sa do povrchových vôd dostáva vylúhovaním antimónových minerálov (stibnit, senarmontit, valentinit, serveit, stibiokanit) a odpadovými vodami z gumárenských, sklárskych, farbiarskych a zápalkových podnikov.

V prírodných vodách sú zlúčeniny antimónu v rozpustenom a suspendovanom stave. V redoxných podmienkach charakteristických pre povrchové vody môže existovať trojmocný aj päťmocný antimón.

V neznečistených povrchových vodách sa antimón nachádza v submikrogramových koncentráciách, v morskej vode dosahuje jeho koncentrácia 0,5 µg/dm3, v podzemnej vode - 10 µg/dm3. MPCv antimónu je 0,05 mg/dm3 (limitný ukazovateľ škodlivosti je sanitárno-toxikologický), MPCv je 0,01 mg/dm3.

Zlúčeniny troj- a šesťmocného chrómu sa dostávajú do povrchových vôd v dôsledku vylúhovania z hornín (chromit, krokoit, uvarovit atď.). Niektoré množstvá pochádzajú z rozkladu organizmov a rastlín, z pôd. Značné množstvá sa môžu dostať do vodných útvarov s odpadovými vodami z galvanických dielní, farbiarní textilných podnikov, garbiarní a chemického priemyslu. Pokles koncentrácie iónov chrómu možno pozorovať v dôsledku ich spotreby vodnými organizmami a adsorpčných procesov.

V povrchových vodách sú zlúčeniny chrómu v rozpustenom a suspendovanom stave, pričom pomer medzi nimi závisí od zloženia vody, teploty a pH roztoku. Suspendované zlúčeniny chrómu sú hlavne sorbované zlúčeniny chrómu. Sorbenty môžu byť íly, hydroxid železitý, vysoko disperzný usadzujúci sa uhličitan vápenatý, rastlinné a živočíšne zvyšky. V rozpustenej forme môže byť chróm vo forme chrómanov a bichrómanov. Za aeróbnych podmienok sa Cr(VI) transformuje na Cr(III), ktorého soli sa v neutrálnom a alkalickom prostredí hydrolyzujú za uvoľnenia hydroxidu.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách sa obsah chrómu pohybuje od niekoľkých desatín mikrogramu na liter do niekoľkých mikrogramov na liter, v znečistených vodách dosahuje niekoľko desiatok a stoviek mikrogramov na liter. Priemerná koncentrácia v morskej vode je 0,05 µg/dm3, v podzemnej vode - zvyčajne v rozmedzí n.10 - n.102 µg/dm3.

Zlúčeniny Cr(VI) a Cr(III) vo zvýšených množstvách majú karcinogénne vlastnosti. Nebezpečnejšie sú zlúčeniny Cr(VI).

Do prírodných vôd sa dostáva v dôsledku prirodzených procesov deštrukcie a rozpúšťania hornín a minerálov (sfalerit, zincit, goslarit, smithsonit, kalamín), ako aj s odpadovými vodami z úpravní rúd a galvanických dielní, výroby pergamenového papiera, minerálnych farieb , viskózové vlákno a iné

Vo vode sa vyskytuje hlavne v iónovej forme alebo vo forme svojich minerálnych a organických komplexov. Niekedy sa vyskytuje v nerozpustných formách: vo forme hydroxidu, uhličitanu, sulfidu atď.

V riečnych vodách sa koncentrácia zinku zvyčajne pohybuje od 3 do 120 µg/dm3, v morských vodách - od 1,5 do 10 µg/dm3. Významný môže byť obsah v rudných a najmä v banských vodách s nízkymi hodnotami pH.

Zinok je jedným z aktívnych stopových prvkov, ktoré ovplyvňujú rast a normálny vývoj organizmov. Mnohé zlúčeniny zinku sú zároveň toxické, predovšetkým jeho síran a chlorid.

MPCv Zn2+ je 1 mg/dm3 (limitný ukazovateľ škodlivosti - organoleptický), MPCvr Zn2+ - 0,01 mg/dm3 (limitný znak škodlivosti - toxikologický).

Ťažké kovy sú už teraz na druhom mieste z hľadiska nebezpečenstva, za pesticídmi a ďaleko pred takými známymi znečisťujúcimi látkami, ako sú oxid uhličitý a síra, ale podľa prognózy by sa mali stať najnebezpečnejšími, nebezpečnejšími ako odpad z jadrových elektrární a pevný odpad. . Znečistenie ťažkými kovmi je spojené s ich rozšíreným používaním v priemyselná produkcia v spojení so slabými čistiacimi systémami, v dôsledku ktorých sa ťažké kovy dostávajú do životného prostredia vrátane pôdy, pričom ju znečisťujú a otravujú.

Ťažké kovy patria medzi prioritné znečisťujúce látky, ktorých monitorovanie je povinné vo všetkých prostrediach. V rôznych vedeckých a aplikovaných prácach autori interpretujú význam pojmu „ťažké kovy“ rôznymi spôsobmi. V niektorých prípadoch definícia ťažkých kovov zahŕňa prvky, ktoré sú krehké (napríklad bizmut) alebo metaloidy (napríklad arzén).

Pôda je hlavným médiom, do ktorého vstupujú ťažké kovy, a to aj z atmosféry a vodného prostredia. Slúži aj ako zdroj sekundárneho znečistenia povrchového ovzdušia a vôd, ktoré sa z neho dostávajú do Svetového oceánu. Ťažké kovy sú asimilované z pôdy rastlinami, ktoré sa potom dostávajú do potravy viac organizovaných živočíchov.
pokračovanie
--ZLOM STRANY-- 3.3. intoxikácia olovom
V súčasnosti olovo zaujíma prvé miesto medzi príčinami priemyselnej otravy. Je to spôsobené jeho širokým uplatnením v rôznych priemyselných odvetviach. Vedúci rudní pracovníci sú vystavení olovu v hutách olova, pri výrobe batérií, pri spájkovaní, v tlačiarňach, pri výrobe výrobkov z krištáľového skla alebo keramiky, olovnatého benzínu, olovených farieb a pod.. Znečistenie atmosférického vzduchu, pôdy a pod. voda v blízkosti takýchto priemyselných odvetví, ako aj v blízkosti hlavných diaľničných ťahov, predstavuje hrozbu otravy olovom pre obyvateľstvo žijúce v týchto oblastiach a predovšetkým pre deti, ktoré sú citlivejšie na účinky ťažkých kovov.
S poľutovaním treba poznamenať, že v Rusku neexistuje žiadna štátna politika v oblasti právnej, regulačnej a ekonomickej regulácie vplyvu olova na životné prostredie a verejné zdravie, na znižovanie emisií (vypúšťanie, odpady) olova a jeho zlúčenín do životného prostredia. a o úplnom zastavení výroby benzínu s obsahom olova.

V dôsledku mimoriadne neuspokojivej výchovnej práce s cieľom vysvetliť obyvateľstvu mieru nebezpečenstva expozície ťažkými kovmi pre ľudský organizmus v Rusku počet kontingentov s pracovným kontaktom s olovom neklesá, ale postupne sa zvyšuje. Prípady chronickej intoxikácie olovom boli zaznamenané v 14 priemyselných odvetviach v Rusku. Vedúcimi odvetviami sú elektrotechnický priemysel (výroba batérií), nástrojárstvo, polygrafia a neželezná metalurgia, v ktorých je intoxikácia spôsobená prekročením maximálnej prípustnej koncentrácie (MAC) olova vo vzduchu pracovného priestoru o 20 resp. viackrát.

Významným zdrojom olova sú automobilové výfukové plyny, keďže polovica Ruska stále používa olovnatý benzín. Hlavným zdrojom znečistenia životného prostredia však zostávajú hutnícke závody, najmä medené huty. A sú tu lídri. Na území regiónu Sverdlovsk sa nachádzajú 3 najväčšie zdroje emisií olova v krajine: v mestách Krasnouralsk, Kirovograd a Revda.

Komíny medenej huty v Krasnouralsku, vybudovanej ešte v rokoch stalinskej industrializácie a využívajúce zariadenia z roku 1932, ročne chrlia do 34-tisícového mesta 150 – 170 ton olova, ktoré všetko pokrýva oloveným prachom.

Koncentrácia olova v pôde Krasnouralska sa pohybuje od 42,9 do 790,8 mg/kg, s maximálnou povolenou koncentráciou MPC=130 mikrónov/kg. Vzorky vody vo vodovode susednej obce. Oktyabrsky, napájaný podzemným vodným zdrojom, zaznamenal prebytok MPC až dvakrát.

Znečistenie olovom má vplyv na ľudské zdravie. Expozícia olova narúša ženský a mužský reprodukčný systém. Pre ženy v tehotenskom a plodnom veku zvýšené hladiny olovo v krvi je obzvlášť nebezpečné, pretože pod vplyvom olova je narušená menštruačná funkcia, častejšie dochádza k predčasným pôrodom, potratom a smrti plodu v dôsledku prenikania olova cez placentárnu bariéru. Novorodenci majú vysokú úmrtnosť.

Otrava olovom je pre malé deti mimoriadne nebezpečná – ovplyvňuje vývoj mozgu a nervovej sústavy. Testovanie 165 krasnouralských detí vo veku od 4 rokov odhalilo výrazné oneskorenie duševný vývoj u 75,7 % a u 6,8 % vyšetrených detí bola zistená mentálna retardácia vrátane oligofrénie.

deti predškolskom veku sú najviac náchylné na škodlivé účinky olova, keďže ich nervový systém je v procese tvorby. Už pri nízkych dávkach spôsobuje otrava olovom pokles intelektuálneho vývinu, pozornosti a koncentrácie, zaostávanie v čítaní, vedie k rozvoju agresivity, hyperaktivity a iných problémov so správaním dieťaťa. Tieto vývojové abnormality môžu byť dlhodobé a nezvratné. Nízka pôrodná hmotnosť, zakrpatenosť a strata sluchu sú tiež dôsledkom otravy olovom. Vysoké dávky intoxikácie vedú k mentálna retardácia spôsobiť kómu, kŕče a smrť.

Biela kniha publikovaná ruskými špecialistami uvádza, že znečistenie olovom pokrýva celú krajinu a je jednou z mnohých ekologických katastrof v bývalom Sovietskom zväze, ktoré vyšli najavo v posledných rokoch. Väčšina územia Ruska je vystavená zaťaženiu spadom olova, ktoré prekračuje kritickú hodnotu pre normálne fungovanie ekosystému. V desiatkach miest je prebytok koncentrácií olova v ovzduší a pôde nad hodnotami zodpovedajúcimi MPC.

Najvyššia úroveň znečistenia ovzdušia olovom, presahujúca MPC, bola pozorovaná v mestách Komsomolsk na Amure, Toboľsk, Ťumen, Karabaš, Vladimir, Vladivostok.

Maximálne zaťaženie depozície olova vedúce k degradácii suchozemských ekosystémov sa pozoruje v regiónoch Moskva, Vladimir, Nižný Novgorod, Riazan, Tula, Rostov a Leningrad.

Stacionárne zdroje sú zodpovedné za vypustenie viac ako 50 ton olova vo forme rôznych zlúčenín do vodných útvarov. Súčasne 7 tovární na batérie vypustí ročne 35 ton olova cez kanalizáciu. Analýza distribúcie vypúšťania olova do vodných útvarov na území Ruska ukazuje, že regióny Leningrad, Jaroslavľ, Perm, Samara, Penza a Oryol sú lídrami v tomto type zaťaženia.

Krajina potrebuje naliehavé opatrenia na zníženie znečistenia olovom, ale zatiaľ ekonomická kríza Rusko je zatienené environmentálnymi problémami. V dlhotrvajúcej priemyselnej depresii Rusko nemá prostriedky na odstránenie znečistenia z minulosti, ale ak sa ekonomika začne zotavovať a továrne sa vrátia do práce, znečistenie sa môže len zhoršiť.
10 najviac znečistených miest bývalého ZSSR

(Kovy sú uvedené v zostupnom poradí podľa úrovne priority pre dané mesto)

4. Hygiena pôdy. Likvidácia odpadu.
Pôda v mestách a iných sídlach a ich okolí je dlhodobo odlišná od prírodnej, biologicky hodnotnej pôdy, ktorá zohráva významnú úlohu pri udržiavaní ekologickej rovnováhy. Pôda v mestách je vystavená rovnakým škodlivým vplyvom ako mestské ovzdušie a hydrosféra, takže k jej výraznej degradácii dochádza všade. Hygiene pôdy sa nevenuje dostatočná pozornosť, hoci jej význam ako jednej z hlavných zložiek biosféry (vzduch, voda, pôda) a biologického faktora životného prostredia je ešte dôležitejší ako voda, keďže jej množstvo (predovšetkým kvalita podzemná voda) je určená stavom pôdy a nie je možné tieto faktory od seba oddeliť. Pôda má schopnosť biologického samočistenia: v pôde dochádza k štiepeniu odpadov, ktoré do nej spadli a ich mineralizácii; v konečnom dôsledku pôda kompenzuje stratené minerály na ich úkor.

Ak sa v dôsledku preťaženia pôdy stratí niektorá zo zložiek jej mineralizačnej kapacity, nevyhnutne to povedie k narušeniu samočistiaceho mechanizmu a k úplnej degradácii pôdy. A naopak, vytváranie optimálnych podmienok pre samočistenie pôdy prispieva k zachovaniu ekologickej rovnováhy a podmienok pre existenciu všetkých živých organizmov vrátane človeka.

Preto sa problém neutralizácie odpadu, ktorý má škodlivý biologický účinok, neobmedzuje len na otázku ich vývozu; ide o komplexnejší hygienický problém, keďže pôda je spojovacím článkom medzi vodou, vzduchom a človekom.
4.1.
Úloha pôdy v metabolizme

Biologický vzťah medzi pôdou a človekom sa uskutočňuje najmä prostredníctvom metabolizmu. Pôda je takpovediac zásobárňou minerálov nevyhnutných pre metabolický cyklus, pre rast rastlín, ktoré konzumujú ľudia a bylinožravci, a ktoré jedia ľudia a mäsožravce. Pôda teda poskytuje potravu pre mnohých predstaviteľov rastlinného a živočíšneho sveta.

Následne zhoršenie kvality pôdy, zníženie jej biologickej hodnoty, schopnosti samočistenia spôsobuje biologickú reťazovú reakciu, ktorá pri dlhotrvajúcich škodlivých účinkoch môže viesť k rôznym zdravotným poruchám obyvateľstva. Navyše, ak sa procesy mineralizácie spomalia, dusičnany, dusík, fosfor, draslík atď., ktoré vznikajú pri rozklade látok, sa môžu dostať do podzemných vôd používaných na pitné účely a spôsobiť vážne ochorenia (napríklad dusičnany môžu spôsobiť methemoglobinémiu, najmä u dojčiat) .

Spotreba vody z pôdy chudobnej na jód môže spôsobiť endemickú strumu atď.
4.2.
Ekologický vzťah medzi pôdou a vodou a tekutým odpadom (odpadová voda)

Človek získava z pôdy vodu potrebnú na udržanie metabolických procesov a života samotného. Kvalita vody závisí od stavu pôdy; vždy odráža biologický stav danej pôdy.

Týka sa to najmä podzemných vôd, ktorých biologická hodnota je v podstate určená vlastnosťami pôd a pôdy, ich samočistiteľnosťou, filtračnou schopnosťou, zložením jej makroflóry, mikrofauny atď.

Priamy vplyv pôdy na povrchové vody je už menej výrazný, súvisí najmä so zrážkami. Napríklad po silných dažďoch dochádza k vyplavovaniu rôznych škodlivín z pôdy do otvorených vodných plôch (rieky, jazerá), vrátane umelých hnojív (dusík, fosfát), pesticídov, herbicídov, v krasových oblastiach, puklinových ložiskách môžu škodliviny prenikať cez praskne do hlbokej podzemnej vody.

Nedostatočné čistenie odpadových vôd môže tiež spôsobiť škodlivé biologické účinky na pôdu a prípadne viesť k degradácii pôdy. Preto je ochrana pôdy v sídlach jednou z hlavných požiadaviek na ochranu životného prostredia vôbec.
4.3.
Limity zaťaženia pôdy pre tuhý odpad (odpad z domácností a ulíc, priemyselný odpad, suchý kal zo sedimentácie odpadových vôd, rádioaktívne látky atď.)

Problém zhoršuje skutočnosť, že v dôsledku tvorby stále väčšieho množstva pevného odpadu v mestách je pôda v ich okolí vystavená čoraz väčšiemu tlaku. Vlastnosti a zloženie pôdy sa zhoršujú stále rýchlejším tempom.

Zo 64,3 milióna ton papiera vyrobeného v USA končí v odpade 49,1 milióna ton (z tohto množstva 26 miliónov ton dodajú domácnosti a 23,1 milióna ton obchodná sieť).

V súvislosti s vyššie uvedeným je odvoz a konečná likvidácia TKO veľmi významným, ťažšie realizovateľným hygienickým problémom v kontexte narastajúcej urbanizácie.

Konečná likvidácia pevného odpadu v kontaminovanej pôde je možná. Avšak vzhľadom na stále sa zhoršujúcu samočistiacu schopnosť mestskej pôdy je konečná likvidácia odpadu zahrabaného v zemi nemožná.

Človek by mohol úspešne využiť biochemické procesy vyskytujúce sa v pôde, jej neutralizačnú a dezinfekčnú schopnosť na neutralizáciu tuhého odpadu, ale mestská pôda sa v dôsledku stáročí ľudského bývania a činnosti v mestách už dávno stala na tento účel nevhodnou.

Mechanizmy samočistenia, mineralizácie vyskytujúcej sa v pôde, úloha baktérií a enzýmov, ktoré sa v nich podieľajú, ako aj medziprodukty a konečné produkty rozkladu látok sú dobre známe. V súčasnosti je výskum zameraný na identifikáciu faktorov, ktoré zabezpečujú biologickú rovnováhu prírodnej pôdy, ako aj na objasnenie otázky, koľko tuhého odpadu (a aké zloženie) môže viesť k narušeniu biologickej rovnováhy pôdy.
Množstvo domáci odpad(odpadky) na obyvateľa niektorých veľkých miest sveta

Treba si uvedomiť, že hygienický stav pôdy v mestách v dôsledku jej preťaženia sa rapídne zhoršuje, aj keď schopnosť samočistenia pôdy je hlavnou hygienickou požiadavkou na udržanie biologickej rovnováhy. Pôda v mestách už nie je schopná zvládnuť svoju úlohu bez pomoci človeka. Jediným východiskom z tejto situácie je úplná neutralizácia a likvidácia odpadu v súlade s hygienickými požiadavkami.

Výstavba verejnoprospešných zariadení by preto mala smerovať k zachovaniu prirodzenej schopnosti pôdy samočistiť sa a ak už táto schopnosť nevyhovuje, treba ju umelo obnoviť.

Najnepriaznivejší je toxický účinok priemyselných odpadov, kvapalných aj pevných. Do pôdy sa dostáva čoraz viac takéhoto odpadu, s ktorým si nevie poradiť. Napríklad kontaminácia pôdy arzénom bola zistená v blízkosti závodov na výrobu superfosfátov (v okruhu 3 km). Ako viete, niektoré pesticídy, napríklad chlór Organické zlúčeniny ktoré spadli do pôdy, sa dlho nerozkladajú.

Podobná situácia je aj pri niektorých syntetických obalových materiáloch (polyvinylchlorid, polyetylén a pod.).

Niektoré toxické zlúčeniny sa skôr či neskôr dostanú do podzemných vôd, v dôsledku čoho je narušená nielen biologická rovnováha pôdy, ale aj kvalita podzemných vôd natoľko, že sa už nedajú využiť ako pitná voda.
Percento množstva základných syntetických materiálov obsiahnutých v odpade z domácností (odpadky)

*
Spolu s odpadom iných plastov, ktoré pôsobením tepla stvrdnú.
Problém odpadov sa dnes zvýšil aj preto, že časť odpadov, hlavne ľudských a zvieracích výkalov, sa využíva na hnojenie poľnohospodárskej pôdy [výkaly obsahujú značné množstvo dusíka-0,4-0,5%, fosfor (P203)-0,2-0,6 %, draslík (K20) -0,5-1,5 %, uhlík-5-15 %]. Tento problém mesta sa rozšíril aj do mestských častí.
4.4.
Úloha pôdy pri šírení rôznych chorôb

Pôda zohráva úlohu pri šírení infekčných chorôb. Už v minulom storočí o tom informovali Petterkoffer (1882) a Fodor (1875), ktorí vyzdvihovali najmä úlohu pôdy pri šírení črevných chorôb: cholery, týfusu, úplavice atď. baktérie a vírusy zostávajú životaschopné a virulentné v pôde celé mesiace. Následne množstvo autorov potvrdilo svoje pozorovania najmä vo vzťahu k mestskej pôde. Napríklad pôvodca cholery zostáva životaschopný a patogénny v podzemnej vode od 20 do 200 dní, pôvodca týfusu vo výkaloch - od 30 do 100 dní, pôvodca paratýfusu - od 30 do 60 dní. (Z hľadiska šírenia infekčných chorôb je mestská pôda oveľa nebezpečnejšia ako poľná pôda hnojená maštaľným hnojom.)

Na stanovenie stupňa kontaminácie pôdy používa množstvo autorov stanovenie počtu baktérií (E. coli), ako pri určovaní kvality vody. Iní autori považujú za účelné určiť okrem toho aj počet termofilných baktérií zapojených do procesu mineralizácie.

Šírenie infekčných chorôb cez pôdu značne uľahčuje zalievanie pôdy odpadovými vodami. Zároveň sa zhoršujú aj mineralizačné vlastnosti pôdy. Preto by sa zalievanie odpadovou vodou malo vykonávať pod neustálym prísnym hygienickým dohľadom a iba mimo mestskej oblasti.

4.5.
Škodlivý vplyv hlavných druhov znečisťujúcich látok (pevný a tekutý odpad) vedúci k degradácii pôdy

4.5.1.
Neutralizácia tekutého odpadu v pôde

V mnohých osadách, ktoré nemajú kanalizáciu, sa časť odpadu vrátane hnoja neutralizuje v pôde.

Ako viete, toto je najjednoduchší spôsob neutralizácie. Je to však prípustné len vtedy, ak máme do činenia s biologicky hodnotnou pôdou, ktorá si zachovala schopnosť samočistenia, čo nie je typické pre mestské pôdy. Ak pôda už nemá tieto vlastnosti, potom na jej ochranu pred ďalšou degradáciou sú potrebné komplexné technické zariadenia na neutralizáciu tekutého odpadu.

Na mnohých miestach sa odpad neutralizuje v kompostovacích jamách. Technicky je toto riešenie náročná úloha. Okrem toho sú kvapaliny schopné preniknúť do pôdy na pomerne veľké vzdialenosti. Úlohu ďalej komplikuje skutočnosť, že mestské odpadové vody obsahujú čoraz väčšie množstvo toxického priemyselného odpadu, ktorý degraduje mineralizačné vlastnosti pôdy ešte vo väčšej miere ako ľudské a zvieracie výkaly. Preto je prípustné odvádzať do kompostovacích jám iba odpadovú vodu, ktorá predtým prešla sedimentáciou. V opačnom prípade sa naruší filtračná schopnosť pôdy, potom pôda stráca ďalšie ochranné vlastnosti, postupne sa upchávajú póry atď.

Použitie ľudských výkalov na zavlažovanie poľnohospodárskych polí je druhým spôsobom, ako neutralizovať tekutý odpad. Táto metóda predstavuje dvojité hygienické nebezpečenstvo: po prvé môže viesť k preťaženiu pôdy, po druhé sa tento odpad môže stať vážnym zdrojom infekcie. Preto treba výkaly najskôr dezinfikovať a podrobiť vhodnému ošetreniu a až potom použiť ako hnojivo. Sú tu dva protichodné pohľady. Podľa hygienických požiadaviek sú fekálie takmer úplne zničené a z hľadiska národného hospodárstva predstavujú cenné hnojivo. Čerstvé výkaly nemožno použiť na polievanie záhrad a polí bez ich predchádzajúcej dezinfekcie. Ak predsa len musíte použiť čerstvé výkaly, potom vyžadujú taký stupeň neutralizácie, že ako hnojivo nemajú takmer žiadnu hodnotu.

Výkaly sa môžu používať ako hnojivo iba v špeciálne na to určených priestoroch - s neustálou sanitárnou a hygienickou kontrolou, najmä pre stav podzemných vôd, počet múch atď.

Požiadavky na likvidáciu a likvidáciu zvieracích výkalov v pôde sa v zásade nelíšia od požiadaviek na likvidáciu ľudských výkalov.

Až donedávna bol hnoj významným zdrojom cenného živiny potrebné na zlepšenie úrodnosti pôdy. V posledných rokoch však maštaľný hnoj stratil na význame čiastočne kvôli mechanizácii poľnohospodárstva, čiastočne kvôli stále väčšiemu používaniu umelých hnojív.

Pri absencii vhodnej úpravy a likvidácie je nebezpečný aj hnoj, ako aj neošetrené ľudské výkaly. Preto sa hnoj pred odvozom na polia nechá dozrieť, aby v ňom počas tejto doby (pri teplote 60 – 70 °C) mohli nastať potrebné biotermické procesy. Potom sa hnoj považuje za "zrelý" a zbavený väčšiny patogénov v ňom obsiahnutých (baktérie, vajíčka červov atď.).

Je potrebné pamätať na to, že sklady hnoja môžu poskytnúť ideálne miesto na rozmnožovanie múch, ktoré podporujú šírenie rôznych črevných infekcií. Treba si uvedomiť, že muchy si na rozmnožovanie najľahšie vyberajú prasací hnoj, potom konský, ovčí a v neposlednom rade kravský hnoj. Pred vývozom hnoja na polia ho treba ošetriť insekticídnymi prostriedkami.
pokračovanie
--ZLOM STRANY--

V súčasnosti sa na označenie takmer rovnakej skupiny chemických prvkov bežne používajú dva rôzne výrazy: stopové prvky a ťažké kovy.

Stopové prvky sú koncept, ktorý vznikol v geochémii a teraz sa aktívne používa v poľnohospodárskych vedách, medicíne, toxikológii a sanitácii. Označuje skupinu chemických prvkov, ktoré sú obsiahnuté v prírodných objektoch vo veľmi malých množstvách - menej ako 0,01%, spravidla 10 -3 -10 -12%. Formálne je pridelenie založené na ich rozšírenosti v prírode, ktorá sa výrazne líši pre rôzne prírodné prostredia a objekty (litosféra, pedosféra, spodné sedimenty, hydrosféra, rastliny, živočíchy atď.).

Pojem „ťažké kovy“ vo väčšej miere odráža vplyv znečistenia životného prostredia a toxické účinky prvkov pri vstupe do bioty. Požičiava sa z technickej literatúry, kde sa používa na označenie chemických prvkov s hustotou vyššou ako 5 g / cm3. Na základe tohto ukazovateľa by sa 43 z 84 kovov zahrnutých v periodickej tabuľke prvkov Mendelejeva malo považovať za ťažké. Avšak pri tejto interpretácii je Be - 1,85 g / cm3, Al - 2,7, Sc - 3,0, Ti - 4,6, Rb - 1,5, Sr - 2,6, Y - 4,5, Cs - 1,9, Ba - 3,8 g / cm3, ktoré sú pri nadmerných koncentráciách tiež nebezpečné. Potreba zahrnúť toxické látky ľahkých kovov do tejto skupiny bola dosiahnutá zmenou výberového kritéria, keď v túto skupinu sa začali priraďovať prvky s atómovou hmotnosťou vyššou ako 40. Týmto prístupom sa do nej medzi toxikanty nedostali len Be a Al.

Preto je celkom rozumné zahrnúť do moderného výkladu pojmu „ťažké kovy“ veľkú skupinu toxických chemických prvkov vrátane nekovov.

Celkovo existuje viac ako 40 ťažkých kovov. Pb, Cd, Zn, Hg, As a Cu sú považované za prioritné znečisťujúce látky, keďže ich technogénna akumulácia v prostredí je veľmi rýchla. Tieto prvky majú vysokú afinitu k fyziologicky dôležitým organickým zlúčeninám. Ich nadmerné množstvo v organizme živých bytostí narúša všetky metabolické procesy a vedie k závažným ochoreniam ľudí a zvierat. Zároveň mnohé ich prvky (Co, Cu, Zn, Se, Mn) sú pomerne široko používané v národohospodárskej výrobe (najmä v poľnohospodárstve, medicíne a pod.) pod názvom mikroelementy, ako už bolo uvedené vyššie.

Chróm (Cr). Obsah prvku v pôdach závisí od jeho obsahu v materských horninách.

Chróm sa vyznačuje širokou škálou oxidačných stavov a schopnosťou vytvárať komplexné aniónové a katiónové ióny (Cr (OH) 2+, CrO 4 2-, CrO 3 -). V prírodných zlúčeninách má valenciu +3 (zlúčeniny chrómu) a +6 (chrómany). Väčšina Cr 3+ je prítomná v chrómane FeCr 2 O 4 alebo iných spinelových mineráloch, v ktorých nahrádza železo a hliník.

V pôdach je väčšina chrómu prítomná vo forme Cr 3+ vstupuje do zloženia minerálov alebo tvorí rôzne oxidy Cr 3+ a Fe 3+. Zlúčeniny chrómu v pôde sú veľmi stabilné, pretože je inertný v kyslom prostredí (pri pH 5,5 sa takmer úplne vyzráža). Správanie chrómu závisí od pH a redoxného potenciálu pôd.

Organické komplexy majú tiež veľký vplyv na správanie sa chrómu v pôdach. Dôležitý bod v správaní prvku, ktoré je spojené s dostupnosťou chrómu pre rastliny, je ľahkosť, s akou sa rozpustný Cr 6+ za normálnych pôdnych podmienok mení na nerozpustný Cr 3+. Oxidáciu Cr 3+ možno pozorovať v pôdach ako výsledok oxidačnej schopnosti zlúčenín mangánu.

Chróm je základným prvkom výživy rastlín. Zníženie mobility chrómu v pôde môže viesť k nedostatku v rastlinách. Cr 6+ je ľahko rozpustný v pôde a je toxický pre rastliny a živočíchy.

Vápnenie aplikáciou fosforu a organických látok výrazne znižuje toxicitu chrómu v kontaminovaných pôdach.

Olovo (Pb). Obsah olova v zemskej kôre je 1,6×10 -3 hmotnostných percent. Prirodzený obsah olova v pôde sa pohybuje od 3 do 189 mg/kg. V prírodných podmienkach je jeho hlavnou formou galenit PbS. Olovo je prítomné ako Pb 2+. Počas zvetrávania sulfidy olovnaté pomaly oxidujú.

Z hľadiska geochemických vlastností je olovo blízke skupine dvojmocných prvkov alkalických zemín, preto je schopné nahradiť K, Ba, Sr, Ca v mineráloch aj pri sorpcii. V dôsledku rozsiahlej kontaminácie olovom je väčšina pôd, najmä horných horizontov, obohatená o tento prvok.

Spomedzi ťažkých kovov je najmenej mobilný. Olovo sa spája najmä s ílovými minerálmi, oxidmi mangánu, hydroxidmi železa a hliníka a organickými látkami. Pri vysokom pH sa olovo ukladá v pôde vo forme hydroxidu, fosforečnanu, uhličitanu. Rovnaké podmienky podporujú tvorbu Pb-organických komplexov.

Úrovne, pri ktorých sa prvok stáva toxickým, sa pohybujú od 100 do 500 mg/kg. Znečistenie olovom z podnikov neželeznej metalurgie predstavujú minerálne formy, z výfukových plynov vozidiel - halogenidové soli. Častice výfukových plynov s obsahom Pb sú nestabilné a ľahko sa menia na oxidy, uhličitany, sírany. Znečistenie pôd olovom je nevratné, preto bude akumulácia mikroprvku v hornom pôdnom horizonte prebiehať aj za podmienok jeho malého prídavku.

Kontaminácia Pb v pôdach v súčasnosti vyvoláva len malé obavy z dôvodu nerozpustnosti adsorbovaných a vyzrážaných iónov Pb v pôde. Obsah olova v koreňoch rastlín však koreluje s jeho obsahom v pôdach, čo svedčí o absorpcii prvku rastlinami. Veľký ekologický význam má aj akumulácia olova v hornom pôdnom horizonte, pretože silne ovplyvňuje biologickú aktivitu pôd a pôdnej bioty. Jeho vysoké koncentrácie môžu inhibovať mikrobiologické procesy, najmä v pôdach s nízkou kapacitou výmeny katiónov.

Kadmium (Cd). Kadmium je stopový prvok. Výskyt kadmia v zemskej kôre je 5 × 10 -5 hmotnostných percent. Geochémia Cd úzko súvisí s geochémiou zinku, vykazuje vysokú mobilitu v kyslom prostredí.

Počas zvetrávania kadmium ľahko prechádza do roztoku, kde je prítomné vo forme Cd 2+. Môže vytvárať komplexné ióny CdCl +, CdOH +, CdHCO 3 +, Cd (OH) 3 -, Cd (OH) 4 2-, ako aj organické cheláty. Hlavná valenčný stav kadmium v ​​prírodnom prostredí +2. Najdôležitejšími faktormi regulujúcimi mobilitu kadmiových iónov sú pH média a redoxný potenciál. Vo vysoko oxidačných podmienkach je Cd schopné vytvárať vlastné minerály, ako aj akumulovať sa vo fosfátoch a biogénnych sedimentoch.

Hlavným faktorom určujúcim obsah prvku v pôdach je zloženie materských hornín. Priemerný obsah kadmia v pôdach je od 0,07 do 1,1 mg/kg. Zároveň hladiny pozadia nepresahujú 0,5 mg/kg, vyššie hodnoty sú výsledkom antropogénnych aktivít.

Konkurenčná adsorpcia na íly je hlavným procesom viazania kadmia rôznymi zložkami pôdy. V každej pôde je aktivita kadmia vysoko závislá od pH. Prvok je najmobilnejší v kyslých pôdach v rozmedzí pH 4,5-5,5, v zásaditých pôdach je relatívne imobilný. So zvýšením pH na alkalické hodnoty sa objavuje monovalentný hydroxokomplex Cd OH +, ktorý nemôže ľahko nahradiť pozície v iónomeničovom komplexe.

Pre kadmium je migrácia profilom typickejšia ako akumulácia v horných pôdnych horizontoch, preto obohatenie prvku v horných vrstvách naznačuje kontamináciu pôdy. Kontaminácia pôdy Cd je pre biotu nebezpečná. V podmienkach technogénnej záťaže sú maximálne hodnoty kadmia v pôdach typické pre oblasti oloveno-zinkových baní, v blízkosti podnikov neželeznej metalurgie a na poľnohospodárskych pôdach, kde sa používajú odpadové vody a fosfátové hnojivá.

Na zníženie toxicity Cd v pôdach sa používajú metódy na zvýšenie pH a katiónovej výmennej kapacity pôd.

Ortuť (Hg). Ortuť a jej sulfid (rumelku) poznal človek už v staroveku. Je to jediný kov, ktorý je pri bežných teplotách v tekutej forme. Alchymisti považovali ortuť za nositeľa kovových vlastností a považovali ju za všeobecnú základná časť všetky kovy.

Dôležité geochemické vlastnosti ortuti sú: tvorba pevných väzieb so sírou, tvorba organokovových zlúčenín, ktoré sú relatívne stabilné vo vodnom prostredí, prchavosť elementárnej ortuti. Ortuť je počas zvetrávania neaktívna, pôda ju zadržiava najmä vo forme slabo pohyblivých organických komplexov.

Sorpcia Hg 2+ v pôde sa mení v závislosti od hodnoty pH, maximálna je pri pH 4-5. Priemerné koncentrácie ortuti v povrchovej vrstve pôdy nepresahujú 400 µg/kg. Hladiny pozadia prvku možno odhadnúť na 0,n mg/kg, ale presné množstvá je ťažké určiť z dôvodu rozsiahlej kontaminácie pôdy týmto kovom. Kontaminácia pôdy ortuťou je spojená s podnikmi vyrábajúcimi ťažké kovy, s chemickou výrobou, s používaním fungicídov.

Kontaminácia pôdy ortuťou nie je sama o sebe vážnym problémom, avšak aj jednoduché Hg soli alebo kovová ortuť predstavujú nebezpečenstvo pre rastliny a pôdnu biotu kvôli jedovatým vlastnostiam ortuťových pár. Príjem prvku koreňmi rastlín možno minimalizovať pridaním vápna, zlúčenín obsahujúcich síru a pevných fosfátov.

Arzén (As). Arzén je známy už od staroveku. Dokonca aj Aristoteles a Theophrastus spomínajú prírodné sírne zlúčeniny arzénu, ktoré sa používali ako lieky a farby. Priemerný obsah prvku v zemskej kôre je 5×10 -4 hmotnostných percent. Vyznačuje sa rovnomerným rozložením v hlavných typoch hornín. Tvorí vlastné minerály a je súčasťou iných. Prvok je spojený s ložiskami iných nerastov a pôsobí ako indikátor pri vyhľadávaní geochemických prác. Minerály arzénu sú vysoko rozpustné. Intenzita jeho migrácie je však nízka v dôsledku aktívnej sorpcie ílovými časticami, hydroxidmi a organickou hmotou.

Zvyčajné oxidačné stavy As; -3, 0, +3, +5. Komplexné anióny AsО 2 - , AsО 4 3- , НAsО 4 2- , As 2 О 3 - sú najbežnejšie mobilné formy arzénu. AsO 4 3- je svojim správaním blízky fosfátom. Najbežnejšou formou arzénu v životnom prostredí je As 5+.

Arzén adsorbovaný pôdou sa ťažko desorbuje a sila väzby prvku na pôdu sa rokmi zvyšuje. Najnižšie úrovne obsahu arzénu sú charakteristické pre piesčité pôdy. Jeho maximálne koncentrácie sú spojené s aluviálnymi pôdami a pôdami obohatenými o organickú hmotu.

Toxicitu arzénu v pôde možno znížiť rôznymi spôsobmi v závislosti od zdroja kontaminácie a vlastností pôdy. Zvýšenie oxidačného stavu pôd, používanie látok, ktoré prispievajú k vyzrážaniu a viazaniu prvku (síran železitý, uhličitan vápenatý), obmedzuje biologickú dostupnosť arzénu. Aplikácia fosfátových hnojív tiež znižuje vstup prvku do bioty.

Nikel (Ni). Obsah niklu v zemskej kôre je 8×10 -3 hmotnostných percent. V rozložení niklu v zemskej kôre je podobnosť s kobaltom a železom. V kontinentálnych sedimentoch je prítomný ako sulfidy a arzenidy a často nahrádza železo vo feromagnéziových zlúčeninách. V zlúčeninách je nikel hlavne dvojmocný a trojmocný.

Počas zvetrávania hornín sa prvok ľahko uvoľňuje a následne sa vyzráža oxidmi železa a mangánu. Vo vodných roztokoch je relatívne stabilný a môže migrovať na veľké vzdialenosti.

V pôdach je nikel úzko spojený s oxidmi mangánu a železa a v tejto forme je pre rastliny najdostupnejší. V horných pôdnych horizontoch je nikel prítomný v organicky viazaných formách, z ktorých niektoré sú ľahko rozpustné cheláty. Najvyššie obsahy Ni sú pozorované v ílovitých a hlinitých pôdach, v pôdach na mafických a vulkanických horninách a v pôdach bohatých na organickú hmotu.

Nikel sa dnes považuje za vážnu znečisťujúcu látku. Antropogénne zdroje niklu vedú k jeho výraznému nárastu v pôdach. Ni je prítomný v splaškových kaloch vo forme ľahko dostupných organických chelátov a môže byť fytotoxický. Zavedenie fosfátov alebo organických látok prispieva k zníženiu ich dostupnosti pre rastliny.

Výpočty uskutočnené v Bielorusku ukazujú, že 72 % arzénu, 57 % ortuti, asi 99 % niklu, 27 % kadmia, 33 % chrómu, 27 % medi, 15 % olova vstupuje do atmosféry republiky len zo stacionárnych zdrojov spaľovania paliva, 11 % zinku. Výroba cementu zavádza značné množstvo kadmia, olova, chrómu. Mobilné zdroje znečisťujú ovzdušie najmä zinkom a meďou.

Okrem atmosférických zrážok sa pri používaní hnojív, vrátane hnojív na báze čistiarenských kalov a domáceho odpadu, do pôdy dostáva značné množstvo kovov. Zloženie nečistôt v hnojivách obsahuje kadmium, chróm, meď, olovo, urán, vanád a zinok, s odpadmi z intenzívneho chovu zvierat a hydiny - meď a arzén, s kompostom a hnojom - kadmium, meď, nikel, zinok a arzén, s pesticídmi – kadmium, arzén, ortuť, olovo, mangán a zinok.

Zložitosť zloženia pôd, veľký súbor chemických zlúčenín umožňuje, aby rôzne procesy prebiehali súčasne. chemické reakcie a schopnosť pôdnych pevných fáz udržiavať relatívne konštantné zloženie pôdneho roztoku, z ktorého rastliny priamo čerpajú chemické prvky. Táto schopnosť udržiavať konštantné zloženie pôdneho roztoku sa nazýva pufrovanie pôdy. V prirodzených podmienkach je tlmenie pôdy vyjadrené v skutočnosti, že keď je prvok spotrebovaný z pôdneho roztoku, tuhé fázy sa čiastočne rozpustia a koncentrácia roztoku sa obnoví. Ak sa do pôdneho roztoku dostane zvonku nadmerné množstvo akýchkoľvek zlúčenín, potom pevné fázy pôdy viažu takéto látky, čím sa opäť zachováva stálosť zloženia pôdneho roztoku. Takže to funguje všeobecné pravidlo: pufrovanie pôdy je spôsobené veľkým súborom súčasne prebiehajúcich chemických reakcií medzi pôdnym roztokom a pevnými časťami pôdy. Chemická diverzita robí pôdu odolnou voči meniacim sa podmienkam prostredia alebo antropogénnym aktivitám.

Obsah ťažkých kovov (HM) v pôdach, ako ho stanovili mnohí výskumníci, závisí od zloženia pôvodných hornín, ktorých významná rozmanitosť je spojená s komplexom geologická história rozvoj území. Chemické zloženie pôdotvorných hornín, reprezentované produktmi zvetrávania hornín, je predurčené chemickým zložením pôvodných hornín a závisí od podmienok hypergénnej premeny.

Antropogénna činnosť ľudstva sa v posledných desaťročiach intenzívne zapája do procesov migrácie HM v prírodnom prostredí.

Jednou z najdôležitejších skupín toxických látok, ktoré znečisťujú pôdu, sú ťažké kovy. Patria sem kovy s hustotou nad 8 tisíc kg / m 3 (okrem ušľachtilých a vzácnych): Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Hg, Co, Sb, Sn, Be. V aplikovaných prácach sa do zoznamu ťažkých kovov často pridávajú Pt, Ag, W, Fe a Mn. takmer všetky ťažké kovy sú toxické. Antropogénna disperzia tejto skupiny kontaminantov (aj vo forme solí) v biosfére vedie k otravám alebo hrozbe otravy živých.

Zaradenie ťažkých kovov, ktoré sa dostávajú do pôdy z emisií, odpadu, odpadu, do tried nebezpečnosti (podľa GOST 17.4.1.02-83. Ochrana prírody. Pôdy) je uvedené v tabuľke. 1.

Stôl 1. Klasifikácia chemikálií podľa tried nebezpečnosti

Meď- je jedným z najdôležitejších nenahraditeľných prvkov potrebných pre živé organizmy. V rastlinách sa aktívne podieľa na procesoch fotosyntézy, dýchania, obnovy a fixácie dusíka. Meď je súčasťou množstva oxidázových enzýmov - cytochrómoxidázy, ceruloplazmínu, superoxiddismutázy, urátoxidázy a ďalších a je súčasťou biochemických procesov ako integrálna súčasť enzýmov, ktoré vykonávajú reakcie oxidácie substrátu s molekulárnym kyslíkom.

Clark v zemskej kôre 47 mg/kg. Chemicky je meď neaktívny kov. Zásadným faktorom ovplyvňujúcim hodnotu obsahu Cu je jeho koncentrácia v pôdotvorných horninách. Z vyvrelých hornín akumulujú najväčšie množstvo prvku hlavné horniny - bazalty (100-140 mg/kg) a andezity (20-30 mg/kg). Pokryvné a sprašové hliny (20-40 mg/kg) sú menej bohaté na meď. Jeho najnižší obsah je zaznamenaný v pieskovcoch, vápencoch a granitoch (5-15 mg/kg). Koncentrácia kovu v íloch európskej časti Ruska dosahuje 25 mg/kg, v sprašových hlinách – 18 mg/kg. Piesočnaté a piesčité pôdotvorné horniny pohoria Altaj akumulujú v priemere 31 mg/kg medi, na juhu západnej Sibíri - 19 mg/kg.

V pôdach je meď slabo migrujúcim prvkom, hoci obsah mobilnej formy je dosť vysoký. Množstvo mobilnej medi závisí od mnohých faktorov: chemického a mineralogického zloženia materskej horniny, pH pôdneho roztoku, obsahu organických látok a pod.. Najväčšie množstvo medi v pôde je spojené s oxidmi železa, ako aj s oxidom železa. hydroxidy mangánu, železa a hliníka a najmä s montmorillonitovým vermikulitom. Humínové a fulvové kyseliny sú schopné vytvárať stabilné komplexy s meďou. Pri pH 7-8 je rozpustnosť medi najnižšia.

MPC pre meď v Rusku je 55 mg/kg, AEC pre piesčité a piesočnaté hlinité pôdy je 33 mg/kg.

Údaje o toxicite prvku pre rastliny sú vzácne. V súčasnosti je hlavným problémom nedostatok medi v pôdach alebo jej nerovnováha s kobaltom. Hlavnými príznakmi nedostatku medi pre rastliny sú spomalenie a následné zastavenie tvorby reprodukčných orgánov, výskyt drobného zrna, klasy s prázdnymi zrnami a zníženie odolnosti voči nepriaznivým environmentálnym faktorom. Najcitlivejšie na jeho nedostatok je pšenica, ovos, jačmeň, lucerna, červená repa, cibuľa a slnečnica.

mangán Je široko rozšírený v pôdach, ale v porovnaní so železom sa tam nachádza v menšom množstve. Mangán sa v pôde nachádza v niekoľkých formách. Jediné formy, ktoré majú rastliny k dispozícii, sú vymeniteľné a vo vode rozpustné formy mangánu. Dostupnosť pôdneho mangánu klesá so zvyšujúcim sa pH (s klesajúcou kyslosťou pôdy). Zriedkavo sú však pôdy vyčerpané vylúhovaním natoľko, že na výživu rastlín nie je dostatok dostupného mangánu.

V závislosti od typu pôdy sa obsah mangánu mení: gaštanová zemina 15,5 ± 2,0 mg/kg, sivozemina 22,0 ± 1,8 mg/kg, lúčna pôda 6,1 ± 0,6 mg/kg, žltozem 4,7 ± 3,8 mg/kg piesčitá 6,8 ± 0,7 mg/kg.

Zlúčeniny mangánu sú silné oxidačné činidlá. Maximálna prípustná koncentrácia pre černozemné pôdy je
1500 mg/kg pôdy.

Obsah mangánu v rastlinnej potrave pestovanej na lúkach, žltozemoch a piesočnatých pôdach koreluje s jeho obsahom v týchto pôdach. Množstvo mangánu v dennej strave v týchto geochemických provinciách je viac ako 2-krát menšie ako denná ľudská potreba a strava ľudí žijúcich v zónach gaštanových a šedých pôd.

Chemické zloženie pôd rôznych území je heterogénne a rozloženie chemických prvkov obsiahnutých v pôdach na území je nerovnomerné. Napríklad ťažké kovy, ktoré sú prevažne v dispergovanom stave, sú schopné vytvárať lokálne väzby, kde sú ich koncentrácie mnoho sto a tisíckrát vyššie ako Clarkeove hladiny.

Pre normálne fungovanie tela je potrebných množstvo chemických prvkov. Ich nedostatok, nadbytok alebo nerovnováha môže spôsobiť ochorenia nazývané mikroelementózy 1 alebo biogeochemické endémie, ktoré môžu byť prirodzené aj spôsobené človekom. Pri ich distribúcii má významnú úlohu voda, ako aj potravinové produkty, do ktorých sa chemické prvky dostávajú z pôdy cez potravinové reťazce.

Experimentálne sa zistilo, že percento HM v rastlinách je ovplyvnené percentom HM v pôde, atmosfére a vode (v prípade rias). Tiež sa zistilo, že na pôdach s rovnakým obsahom ťažkých kovov dáva tá istá plodina rôznu úrodu, hoci klimatické podmienky sa tiež zhodovali. Potom sa zistila závislosť produktivity od kyslosti pôdy.

Zdá sa, že najviac skúmaná je kontaminácia pôdy kadmiom, ortuťou, olovom, arzénom, meďou, zinkom a mangánom. Zvážte kontamináciu pôdy týmito kovmi pre každý zvlášť. 2

kadmium (Cd)

Obsah kadmia v zemskej kôre je približne 0,15 mg/kg. Kadmium sa koncentruje vo vulkanických (od 0,001 do 1,8 mg/kg), metamorfovaných (od 0,04 do 1,0 mg/kg) a sedimentárnych horninách (od 0,1 do 11,0 mg/kg). Pôdy vytvorené na základe takýchto zdrojových materiálov obsahujú 0,1–0,3; 0,1 - 1,0 a 3,0 - 11,0 mg/kg kadmia.

V kyslých pôdach je kadmium prítomné vo forme Cd 2+, CdCl +, CdSO 4 a vo vápenatých pôdach - vo forme Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 +.

Príjem kadmia rastlinami výrazne klesá, keď sa kyslé pôdy vápnia. V tomto prípade zvýšenie pH znižuje rozpustnosť kadmia v pôdnej vlhkosti, ako aj biologickú dostupnosť pôdneho kadmia. Obsah kadmia v listoch repy na vápenatých pôdach bol teda nižší ako obsah kadmia v tých istých rastlinách na nevápenných pôdach. Podobný účinok bol preukázaný pre ryžu a pšenicu -->.

Negatívny vplyv zvýšenia pH na dostupnosť kadmia je spojený so znížením nielen rozpustnosti kadmia vo fáze pôdneho roztoku, ale aj aktivity koreňov, ktorá ovplyvňuje absorpciu.

Kadmium je v pôde skôr neaktívne a ak sa na jej povrch pridá materiál obsahujúci kadmium, väčšina zostane nedotknutá.

Spôsoby odstraňovania kontaminantov z pôdy zahŕňajú buď odstránenie samotnej kontaminovanej vrstvy, odstránenie kadmia z vrstvy alebo prekrytie kontaminovanej vrstvy. Kadmium sa môže premeniť na komplexné nerozpustné zlúčeniny pomocou dostupných chelatačných činidiel (napr. kyseliny etyléndiamíntetraoctovej). .

Kvôli relatívne rýchlemu príjmu kadmia z pôdy rastlinami a nízkym toxickým účinkom bežne sa vyskytujúcich koncentrácií sa kadmium môže akumulovať v rastlinách a dostať sa do potravinového reťazca rýchlejšie ako olovo a zinok. Kadmium preto predstavuje najväčšie nebezpečenstvo pre ľudské zdravie, keď sa do pôdy dostane odpad.

Postup na minimalizáciu množstva kadmia, ktoré sa môže dostať do ľudského potravinového reťazca z kontaminovaných pôd, je rastlinná pôda, nepoužíva sa na potraviny alebo tie plodiny, ktoré absorbujú malé množstvá kadmia.

Vo všeobecnosti plodiny na kyslých pôdach absorbujú viac kadmia ako plodiny na neutrálnych alebo zásaditých pôdach. Preto je vápnenie kyslých pôd účinný prostriedok nápravy zníženie množstva absorbovaného kadmia.

Ortuť (Hg)

Ortuť sa v prírode nachádza vo forme kovových pár Hg 0 vznikajúcich pri jej vyparovaní zo zemskej kôry; vo forme anorganických solí Hg (I) a Hg (II) a vo forme organickej zlúčeniny metylortuti CH 3 Hg +, monometyl- a dimetylderiváty CH 3 Hg + a (CH 3) 2 Hg.

Ortuť sa hromadí v hornom horizonte (0-40 cm) pôdy a slabo migruje do jej hlbších vrstiev. Zlúčeniny ortuti sú vysoko stabilné pôdne látky. Rastliny rastúce na pôde kontaminovanej ortuťou absorbujú značné množstvo prvku a akumulujú ho v nebezpečných koncentráciách, alebo nerastú.

Olovo (Pb)

Podľa údajov z experimentov uskutočnených v podmienkach pieskovej kultúry so zavedením prahových koncentrácií Hg (25 mg/kg) a Pb (25 mg/kg) a prekročením prahovej hodnoty 2–20-násobne rastú a vyvíjajú sa rastliny ovsa. zvyčajne do určitej úrovne znečistenia. So zvyšujúcou sa koncentráciou kovov (pre Pb od dávky 100 mg/kg), vzhľad rastliny. Pri extrémnych dávkach kovov rastliny hynú do troch týždňov od začiatku experimentov. Obsah kovov v zložkách biomasy je rozdelený v zostupnom poradí nasledovne: korene - nadzemná časť - zrno.

Celkový príjem olova do atmosféry (a následne čiastočne do pôdy) z vozidiel v Rusku v roku 1996 sa odhadoval na približne 4,0 tisíc ton, z toho 2,16 tisíc ton prispela nákladná doprava. Maximálne zaťaženie olovom bolo v regiónoch Moskva a Samara, nasledovali regióny Kaluga, Nižný Novgorod, Vladimir a ďalšie subjekty Ruskej federácie nachádzajúce sa v centrálnej časti európskeho územia Ruska a Severného Kaukazu. Najväčšie absolútne emisie olova boli pozorované v regiónoch Ural (685 t), Volga (651 t) a Západná Sibír (568 t). A najnepriaznivejší vplyv emisií olova bol zaznamenaný v Tatarstane, Krasnodar a Stavropol, Rostov, Moskva, Leningrad, Nižný Novgorod, Volgograd, Voronež, Saratov a Samara (Noviny Zelený svet, špeciálne vydanie č. 28, 1997).

Arzén (As)

Arzén sa nachádza v životnom prostredí v rôznych chemicky stabilných formách. Jeho dva hlavné oxidačné stavy sú As(III) a As(V). V prírode je päťmocný arzén bežný vo forme rôznych anorganických zlúčenín, hoci trojmocný arzén sa ľahko nachádza vo vode, najmä v anaeróbnych podmienkach.

Meď(cu)

Prírodné minerály medi v pôde zahŕňajú sírany, fosforečnany, oxidy a hydroxidy. Sulfidy medi sa môžu tvoriť v zle odvodnených alebo zaplavených pôdach, kde sú realizované redukčné podmienky. Minerály medi sú zvyčajne príliš rozpustné na to, aby zostali vo voľne odvodnenej poľnohospodárskej pôde. V pôdach kontaminovaných kovmi však môže byť chemické prostredie kontrolované nerovnovážnymi procesmi vedúcimi k akumulácii metastabilných pevných látok. Predpokladá sa, že covellit (CuS) alebo chalkopyrit (CuFeS 2) možno nájsť aj v obnovených, meďou kontaminovaných pôdach.

Stopy medi môžu byť prítomné ako samostatné sulfidové inklúzie v kremičitanoch a môžu izomorfne nahradiť katióny vo fylosilikátoch. Nábojovo nevyvážené ílové minerály nešpecificky absorbujú meď, zatiaľ čo oxidy a hydroxidy železa a mangánu vykazujú veľmi vysokú špecifickú afinitu k medi. Organické zlúčeniny s vysokou molekulovou hmotnosťou sú schopné byť pevnými absorbentmi medi, zatiaľ čo organické látky s nízkou molekulovou hmotnosťou majú tendenciu vytvárať rozpustné komplexy.

Zložitosť zloženia pôdy obmedzuje možnosť kvantitatívnej separácie zlúčenín medi do špecifických chemických foriem. poukazuje na --> Prítomnosť veľkého množstva medených konglomerátov sa nachádza tak v organických látkach, ako aj v oxidoch Fe a Mn. Zavedenie odpadu obsahujúceho meď alebo anorganických solí medi zvyšuje koncentráciu zlúčenín medi v pôde, ktoré je možné extrahovať relatívne jemnými činidlami; meď sa teda môže nachádzať v pôde vo forme labilných chemických foriem. Ale ľahko rozpustný a nahraditeľný prvok - meď - tvorí malý počet foriem schopných absorpcie rastlinami, zvyčajne menej ako 5% z celkového obsahu medi v pôde.

Toxicita medi sa zvyšuje so zvyšujúcim sa pH pôdy a nízkou kapacitou výmeny katiónov v pôde. K obohateniu meďou v dôsledku ťažby dochádza iba v povrchových vrstvách pôdy a plodiny s hlbokým koreňovým systémom tým netrpia.

Životné prostredie a výživa rastlín môžu ovplyvniť fytotoxicitu medi. Napríklad toxicita medi pre ryžu v rovinatých oblastiach bola jasne zaznamenaná, keď boli rastliny zalievané skôr studenou ako teplou vodou. Faktom je, že mikrobiologická aktivita je v studenej pôde potlačená a vytvára v pôde také redukčné podmienky, ktoré by prispeli k vyzrážaniu medi z roztoku.

Fytotoxicita pre meď nastáva spočiatku z nadbytku dostupnej medi v pôde a je zvýšená kyslosťou pôdy. Keďže meď je v pôde relatívne neaktívna, takmer všetka meď, ktorá sa dostane do pôdy, zostáva v nej horné vrstvy. Zavádzanie organických látok do pôd kontaminovaných meďou môže znížiť toxicitu v dôsledku adsorpcie rozpustného kovu organickým substrátom (v tomto prípade sa ióny Cu 2+ premenia na komplexné zlúčeniny, ktoré sú pre rastlinu horšie dostupné) alebo zvýšením mobility Cu 2+ ióny a ich vymývanie z pôdy vo forme rozpustných organomeďnatých komplexov.

zinok (Zn)

Zinok sa v pôde nachádza vo forme oxosíranov, uhličitanov, fosforečnanov, kremičitanov, oxidov a hydroxidov. Tieto anorganické zlúčeniny sú metastabilné v dobre odvodnenej poľnohospodárskej pôde. Zdá sa, že sfalerit ZnS je termodynamicky prevládajúca forma v redukovaných aj oxidovaných pôdach. Určité spojenie zinku s fosforom a chlórom je evidentné v redukovaných sedimentoch kontaminovaných ťažkými kovmi. Preto by sa v pôdach bohatých na kovy mali nachádzať relatívne rozpustné soli zinku.

Zinok je v silikátových mineráloch izomorfne nahradený inými katiónmi a môže byť okludovaný alebo spoluzrážaný s hydroxidmi mangánu a železa. Fylosilikáty, uhličitany, hydratované oxidy kovov a organické zlúčeniny dobre absorbujú zinok, využívajúc špecifické aj nešpecifické väzbové miesta.

Rozpustnosť zinku sa zvyšuje v kyslých pôdach, ako aj pri tvorbe komplexov s organickými ligandami s nízkou molekulovou hmotnosťou. Redukčné podmienky môžu znížiť rozpustnosť zinku v dôsledku tvorby nerozpustného ZnS.

Fytotoxicita zinku sa zvyčajne prejavuje, keď korene rastlín prídu do kontaktu s nadbytočným roztokom zinku v pôde. Transport zinku cez pôdu sa uskutočňuje výmenou a difúziou, pričom posledný uvedený proces je dominantný v pôdach s nízkym obsahom zinku. Metabolický transport je významnejší v pôdach s vysokým obsahom zinku, v ktorých sú koncentrácie rozpustného zinku relatívne stabilné.

Mobilita zinku v pôde sa zvyšuje v prítomnosti chelatačných činidiel (prírodných alebo syntetických). Zvýšenie koncentrácie rozpustného zinku spôsobené tvorbou rozpustných chelátov kompenzuje pokles mobility v dôsledku zvýšenia veľkosti molekuly. Koncentrácie zinku v rastlinných tkanivách, celkové vychytávanie a symptómy toxicity pozitívne korelujú s koncentráciou zinku v roztoku na premývanie koreňov.

Voľný ión Zn 2+ je prevažne absorbovaný koreňovým systémom rastlín, preto tvorba rozpustných chelátov prispieva k rozpustnosti tohto kovu v pôde a táto reakcia kompenzuje zníženú dostupnosť zinku vo forme chelátu.

Pôvodná forma kontaminácie kovom ovplyvňuje potenciál toxicity zinku: dostupnosť zinku pre rastlinu v hnojených pôdach s ekvivalentným celkovým obsahom tohto kovu klesá v rade ZnSO 4 >kal>odpadkový kompost.

Väčšina experimentov s kontamináciou pôdy kalom obsahujúcim Zn nepreukázala pokles výnosov alebo ich zjavnú fytotoxicitu; avšak ich dlhodobá aplikácia vo vysokej dávke môže poškodiť rastliny. Jednoduchá aplikácia zinku vo forme ZnSO 4 spôsobuje zníženie rastu plodín v kyslých pôdach, kým dlhodobá aplikácia zinku v takmer neutrálnych pôdach zostáva nepovšimnutá.

Úrovne toxicity v poľnohospodárskych pôdach, ktoré zinok dosahuje, sú zvyčajne spôsobené povrchovým zinkom; zvyčajne nepreniká hlbšie ako 15-30 cm.Hlboké korene niektorých plodín sa môžu vyhnúť kontaktu s prebytočným zinkom kvôli ich umiestneniu v nekontaminovanom podloží.

Vápnenie pôd kontaminovaných zinkom znižuje jeho koncentráciu v poľných plodinách. Prísady NaOH alebo Ca(OH) 2 znižujú toxicitu zinku v zelenine pestovanej na rašelinových pôdach s vysokým obsahom zinku, hoci v týchto pôdach je príjem zinku rastlinami veľmi obmedzený. Nedostatok železa spôsobený zinkom sa dá odstrániť aplikáciou chelátov železa alebo FeSO 4 do pôdy alebo priamo na listy. Fyzické odstránenie alebo likvidácia vrchnej vrstvy kontaminovanej zinkom môže úplne zabrániť toxickým účinkom kovu na rastliny.

mangán

V pôde sa mangán nachádza v troch oxidačných stupňoch: +2, +3, +4. Z väčšej časti je tento kov spojený s primárnymi minerálmi alebo so sekundárnymi oxidmi kovov. V pôde celkové množstvo mangánu kolíše na úrovni 500 - 900 mg/kg.

Rozpustnosť Mn4+ je extrémne nízka; trojmocný mangán je v pôdach veľmi nestabilný. Väčšina mangánu v pôdach je prítomná ako Mn 2+, zatiaľ čo v dobre prevzdušnených pôdach je väčšina mangánu v tuhej fáze prítomná ako oxid, v ktorom je kov v oxidačnom stupni IV; v slabo prevzdušnených pôdach sa mangán mikrobiálnym prostredím pomaly redukuje a prechádza do pôdneho roztoku, čím sa stáva vysoko mobilným.

Rozpustnosť Mn 2+ sa výrazne zvyšuje pri nízkom pH, ale absorpcia mangánu rastlinami klesá.

Toxicita mangánu sa často vyskytuje tam, kde sú celkové hladiny mangánu stredné až vysoké, pH pôdy je pomerne nízke a dostupnosť kyslíka v pôde je tiež nízka (t. j. existujú redukčné podmienky). Na elimináciu vplyvu týchto podmienok treba zvýšiť pH pôdy vápnením, snažiť sa zlepšiť odvodnenie pôdy, znížiť prítok vody, t.j. všeobecne zlepšiť štruktúru pôdy.