Antimón

Prítomný v niektorých rudách.

Je súčasťou zliatin používaných v rôznych priemyselných oblastiach.

Jeho nadbytok spôsobuje vážne poruchy príjmu potravy.

Arzén

Hlavným zdrojom kontaminácie pôdy arzénom sú látky používané na ničenie škodcov poľnohospodárskych rastlín, napríklad herbicídy a insekticídy. Arzén je akumulačný jed, ktorý spôsobuje chronické. Jeho zlúčeniny vyvolávajú ochorenia nervového systému, mozgu a kože.

mangán

Vysoký obsah tohto prvku sa pozoruje v pôde a rastlinách.

Keď sa do pôdy dostane ďalší mangán, rýchlo vytvorí nebezpečný prebytok. To ovplyvňuje ľudské telo vo forme deštrukcie nervového systému.

Nadbytok iných ťažkých prvkov nie je o nič menej nebezpečný.

Z vyššie uvedeného môžeme konštatovať, že hromadenie ťažkých kovov v pôde so sebou prináša ťažké následky pre ľudské zdravie a životné prostredie ako celok.

Základné metódy boja proti kontaminácii pôdy ťažkými kovmi

Metódy boja proti kontaminácii pôdy ťažkými kovmi môžu byť fyzikálne, chemické a biologické. Medzi nimi sú nasledujúce metódy:

• Zvýšenie kyslosti pôdy zvyšuje možnosť, preto pridávanie organickej hmoty a ílu a vápnenie do určitej miery pomáha v boji proti znečisteniu.
• Výsev, kosenie a odstraňovanie niektorých rastlín, napríklad ďateliny, z povrchu pôdy výrazne znižuje koncentráciu ťažkých kovov v pôde. Navyše je táto metóda úplne šetrná k životnému prostrediu.
• Detoxikácia podzemnej vody, jej čerpanie a čistenie.
• Predikcia a eliminácia migrácie rozpustnej formy ťažkých kovov.
• V niektorých obzvlášť ťažké prípady vyžaduje úplné odstránenie vrstvy pôdy a jej nahradenie novou.

Najnebezpečnejším zo všetkých uvedených kovov je olovo. Má schopnosť hromadiť sa a napádať ľudský organizmus. Ortuť nie je nebezpečná, ak sa do ľudského tela dostane raz alebo viackrát, obzvlášť nebezpečné sú len výpary ortuti. Domnievam sa, že priemyselné podniky by mali využívať pokročilejšie výrobné technológie, ktoré nie sú také deštruktívne pre všetko živé. Nielen jeden človek, ale masy by sa mali zamyslieť, potom dospejeme k dobrému výsledku.

Kapitola 1. ŤAŽKÉ KOVY: BIOLOGICKÁ ÚLOHA,

Ťažké kovy je skupina chemických prvkov s relatívnou atómovou hmotnosťou vyššou ako 40. Výskyt pojmu „ťažké kovy“ v literatúre súvisel s prejavom toxicity niektorých kovov a ich nebezpečenstva pre živé organizmy. Do „ťažkej“ skupiny však patria aj niektoré mikroelementy, ktorých životná nevyhnutnosť a široké spektrum biologických účinkov boli nezvratne dokázané (Alekseev, 1987; Mineev, 1988; Krasnokutskaya a kol., 1990; Saet a kol., 1990; Ilyin, 1991; Kadmium: ekologické..., 1994; Ťažké..., 1997; Pronina, 2000).

Rozdiely v terminológii súvisia najmä s koncentráciou kovov v prírodnom prostredí. Na jednej strane môže byť koncentrácia kovu nadmerná a dokonca toxická, potom sa tento kov nazýva „ťažký“; na druhej strane je pri normálnej koncentrácii alebo nedostatku klasifikovaný ako stopový prvok. Pojmy mikroelementy a ťažké kovy sú teda s najväčšou pravdepodobnosťou skôr kvalitatívne ako kvantitatívne kategórie a viažu sa na extrémne varianty environmentálnej situácie (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991; Maistrenko et al., 1996; Ilyin, Syso, 2001).

Funkcie živého organizmu sú neoddeliteľne spojené s chémiou zemskej kôry a mali by sa študovať v úzkej súvislosti s chémiou zemskej kôry (Vinogradov, 1957; Vernadsky, 1960; Avtsyn a kol., 1991; Dobrovolsky, 1997). Podľa A.P. Vinogradov (1957), kvantitatívny obsah konkrétneho prvku v tele je určený jeho obsahom vo vonkajšom prostredí, ako aj vlastnosťami samotného prvku, berúc do úvahy rozpustnosť jeho zlúčenín. Vedecké základy náuky o mikroelementoch u nás po prvý raz zdôvodnil V. I. Vernadskij (1960). Základný výskum boli vykonané A.P. Vinogradov (1957) – zakladateľ doktríny biogeochemických provincií a ich úloha pri výskyte endemických chorôb ľudí a zvierat a V.V. Kovalsky (1974) – zakladateľ geochemickej ekológie a biogeografie chemických prvkov, ktorý ako prvý vykonal biogeochemickú zonáciu ZSSR.

V súčasnosti sa z 92 prirodzene vyskytujúcich prvkov 81 nachádza v ľudskom tele. Okrem toho 15 z nich (Fe, I, Cu, Zn, Co, Cr, Mo, Ni, V, Se, Mn, As, F, Si, Li) sa považuje za životne dôležité. Môžu však mať zlý vplyv o rastlinách, zvieratách a ľuďoch, ak koncentrácia ich dostupných foriem prekračuje určité limity. Cd, Pb, Sn a Rb sa považujú za podmienečne potrebné, pretože zjavne nie sú veľmi dôležité pre rastliny a živočíchy a sú nebezpečné pre ľudské zdravie aj pri relatívne nízkych koncentráciách (Dobrovolsky, 1980; Rautse, Kirstea, 1986; Yagodin a kol., 1989; Avtsyn a kol., 1991; Davydova, 1991, Vronskij, 1996, Panin, 2000, Pronina, 2000).

Biogeochemickému štúdiu stopových prvkov dlho dominoval záujem o geochemické anomálie a endemický prírodný pôvod, ktorý z nich vyplýva. V ďalších rokoch však v dôsledku prudkého rozvoja priemyslu a globálneho technogénneho znečistenia životného prostredia začali najväčšiu pozornosť pútať anomálie prvkov, prevažne HM, priemyselného pôvodu. Už teraz sa životné prostredie v mnohých regiónoch sveta stáva chemicky „agresívnejším“. V posledných desaťročiach sa hlavnými objektmi biogeochemického výskumu stali územia priemyselných miest a priľahlých území (Geochémia..., 1986; Lepneva, 1987; Ilyin et al., 1988, 1997; Kabala, Singh, 2001; Kathryn a i. ., 2002), najmä ak sa na nich pestujú poľnohospodárske rastliny a potom sa používajú ako potraviny (Reutse, Kirstea, 1986; Ilyin, 1985, 1987; Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Chernykh, 1996 atď.).

Na lekárske účely sa aktívne študuje vplyv mikroelementov na životné funkcie zvierat a ľudí. Teraz sa zistilo, že mnohé choroby, syndrómy a patologické stavy sú spôsobené nedostatkom, nadbytkom alebo nerovnováhou mikroelementov v živom organizme a majú spoločný názov„mikroelementózy“ (Avtsyn a kol., 1991).

V našich štúdiách boli kovy študované z hľadiska ich toxických účinkov na živé organizmy spôsobených antropogénnym znečistením životného prostredia, preto sme pre skúmané prvky použili termín „ťažké kovy“.

1.1. Biologická úloha a toxikologické účinky ťažkých kovov

V posledných rokoch sa čoraz viac potvrdzuje dôležitá biologická úloha väčšiny kovov. Početné štúdie preukázali, že vplyv kovov je veľmi rôznorodý a závisí od obsahu v životnom prostredí a od stupňa ich potreby mikroorganizmami, rastlinami, zvieratami a ľuďmi.

Fytotoxický účinok HM sa zvyčajne prejaví vtedy, keď vysoký stupeň technogénna kontaminácia pôd a do značnej miery závisí od vlastností a charakteristík správania konkrétneho kovu. V prírode sa však ióny kovov zriedka nachádzajú navzájom izolované. Preto rôzne kombinácie a koncentrácie rôznych kovov v prostredí vedú k zmenám vlastností jednotlivých prvkov v dôsledku ich synergického alebo antagonistického pôsobenia na živé organizmy. Napríklad zmes zinku a medi je päťkrát toxickejšia ako aritmeticky získaný súčet ich toxicity, čo je spôsobené synergickým účinkom týchto prvkov dohromady. Podobne funguje aj zmes zinku a niklu. Existujú však súbory kovov, ktorých kombinované pôsobenie je aditívne. Pozoruhodným príkladom je zinok a kadmium, ktoré vykazujú vzájomný fyziologický antagonizmus (Khimiya..., 1985). Prejavy synergizmu a antagonizmu kovov sú zrejmé aj v ich viaczložkových zmesiach. Celkový toxikologický efekt zo znečistenia životného prostredia ťažkými kovmi preto závisí nielen od súboru a úrovne obsahu špecifických prvkov, ale aj od charakteristík ich vzájomného vplyvu na biotu.

Vplyv ťažkých kovov na živé organizmy je teda veľmi rôznorodý, čo je spôsobené jednak chemickými vlastnosťami kovov, jednak postojom organizmov k nim a po tretie podmienkami prostredia. Nižšie, podľa údajov dostupných v literatúre (Chemistry..., 1985; Kennett, Falchuk, 1993; Cadmium: environmental..., 1994; Strawn, Sparks, 2000 atď.), uvádzame stručný popis vplyvu HM na živé organizmy.

Viesť. Biologická úloha olova bola študovaná veľmi slabo, ale v literatúre existujú údaje (Avtsyn et al., 1991), ktoré potvrdzujú, že kov je životne dôležitý pre živočíšne organizmy na príklade potkanov. Zvieratá majú nedostatok tohto prvku, keď je jeho koncentrácia v potrave nižšia ako 0,05-0,5 mg/kg (Ilyin, 1985; Kalnitsky, 1985). V malom množstve ho potrebujú aj rastliny. Nedostatok olova v rastlinách je možný, ak je jeho obsah v nadzemnej časti od 2 do 6 μg/kg sušiny (Kalnitsky, 1985; Kabata-Pendias, Pendias, 1989).

Zvýšený záujem o olovo je spôsobený jeho prioritným postavením medzi hlavnými environmentálnymi polutantmi (Kovalsky, 1974; Sayet, 1987; Správa..., 1997; Snakin, 1998; Makarov, 2002). Kov je toxický pre mikroorganizmy, rastliny, zvieratá a ľudí.

Nadbytok olova v rastlinách, spojený s jeho vysokou koncentráciou v pôde, brzdí dýchanie a potláča proces fotosyntézy, čo niekedy vedie k zvýšeniu obsahu kadmia a zníženiu prísunu zinku, vápnika, fosforu a síry. Výsledkom je, že produktivita závodu klesá a kvalita vyrábaných produktov sa prudko zhoršuje. Vonkajšie príznaky negatívna akcia olovo - vzhľad tmavozelených listov, zvlnenie starých listov, zakrpatené lístie. Odolnosť rastlín voči jeho prebytku je rôzna: menej odolné sú obilniny, odolnejšie strukoviny. Preto príznaky toxicity v rozdielne kultúry sa môže vyskytovať pri rôznom hrubom obsahu olova v pôde – od 100 do 500 mg/kg (Kabata-Pendias a Pendias, 1989; Ilyin a Syso, 2001). Koncentrácia kovu nad 10 mg/kg sušiny. látka je toxická pre väčšinu kultúrnych rastlín (Reutse, Kirstea, 1986).

Olovo sa do ľudského tela dostáva najmä cez tráviaci trakt. V toxických dávkach sa prvok hromadí v obličkách, pečeni, slezine a kostných tkanivách.Pri toxikóze olova sú primárne postihnuté krvotvorné orgány (anémia), nervový systém (encefalopatia a neuropatia) a obličky (nefropatia). Hematopoetický systém je najviac náchylný na olovo, najmä u detí.

kadmiumje dobre známy ako toxický prvok, ale patrí aj do skupiny „nových“ mikroelementov (kadmium, vanád, kremík, cín, fluór) a v nízkych koncentráciách môže stimulovať ich rast u niektorých živočíchov (Avtsyn et al., 1991) . Pre vyššie rastliny nebola hodnota kadmia spoľahlivo stanovená.

Hlavné problémy spojené s týmto prvkom pre ľudstvo spôsobuje technogénne znečistenie životného prostredia a jeho toxicita pre živé organizmy už pri nízkych koncentráciách (Ilyin, Syso, 2001).

Toxicita kadmia pre rastliny sa prejavuje narušením aktivity enzýmov, inhibíciou fotosyntézy, narušením transpirácie, ako aj inhibíciou redukcie NO 2 na NO, navyše v metabolizme rastlín je antagonistom množstva živín. (Zn, Cu, Mn, Ni, Se, Ca, Mg, P). Keď sú rastliny vystavené toxickému kovu, dochádza k spomaleniu rastu a poškodeniu. koreňový systém a chloróza listov. Kadmium sa pomerne ľahko dostáva z pôdy a atmosféry do rastlín. Z hľadiska fytotoxicity a schopnosti akumulácie v rastlinách sa radí na prvé miesto medzi HM (Cd > Cu > Zn > Pb) (Ovcharenko et al., 1998).

Kadmium sa môže hromadiť v tele ľudí a zvierat, pretože Pomerne ľahko sa vstrebáva z potravy a vody a preniká do rôznych orgánov a tkanív. Toxický účinok kovu sa prejavuje už pri veľmi nízkych koncentráciách. Jeho nadbytok inhibuje syntézu DNA, bielkovín a nukleových kyselín, ovplyvňuje činnosť enzýmov, narúša vstrebávanie a metabolizmus ďalších mikroelementov (Zn, Cu, Se, Fe), čo môže spôsobiť ich nedostatok.

Metabolizmus kadmia v tele je charakterizovaný nasledujúcimi hlavnými znakmi (Avtsyn et al., 1991): absencia účinného mechanizmu homeostatickej kontroly; dlhodobá retencia (kumulácia) v organizme s veľmi dlhým polčasom rozpadu (v priemere 25 rokov); preferenčná akumulácia v pečeni a obličkách, intenzívna interakcia s inými dvojmocnými kovmi počas absorpcie aj na úrovni tkaniva.

Chronická expozícia kadmiu u ľudí má za následok poškodenie obličiek, pľúcne zlyhanie, osteomaláciu, anémiu a stratu čuchu. Existujú dôkazy o možnom karcinogénnom účinku kadmia a jeho pravdepodobnej účasti na vývoji srdcovo-cievne ochorenia. Najťažšia forma chronická otrava kadmium je choroba Itai-Itai, charakterizovaná deformáciou kostry s výrazným poklesom výšky, bolesťami bedrového kĺbu, bolestivými javmi v svaloch nôh, kačacia prechádzka. Okrem toho sú časté zlomeniny zmäknutých kostí aj pri kašli, ako aj dysfunkcia pankreasu, zmeny v gastrointestinálnom trakte, hypochrómna anémia, dysfunkcia obličiek a pod.(Avtsyn et al., 1991).

Zinok. Osobitný záujem o zinok sa spája s objavom jeho úlohy v metabolizme nukleových kyselín, transkripčných procesoch, stabilizácii nukleových kyselín, bielkovín a najmä zložiek biologických membrán (Peive, 1961), ako aj v metabolizme vitamínu A. Hrá dôležitú úlohu pri syntéze nukleových kyselín a bielkovín. Zinok je prítomný vo všetkých 20 nukleotidyltransferázach a jeho objav v reverzných transkriptázach umožnil vytvoriť úzky vzťah s procesmi karcinogenézy. Prvok je nevyhnutný pre stabilizáciu štruktúry DNA, RNA, ribozómov, hrá dôležitú úlohu v procese translácie a je nenahraditeľný v mnohých kľúčových štádiách génovej expresie. Zinok sa nachádza vo viac ako 200 enzýmoch, ktoré patria do všetkých šiestich tried, vrátane hydroláz, transferáz, oxidoreduktáz, lyáz, ligáz a izomeráz (Avtsyn et al., 1991). Jedinečnosť zinku spočíva v tom, že žiadny iný prvok nie je súčasťou toľkých enzýmov a nevykonáva také rôznorodé fyziologické funkcie (Kashin, 1999).

Zvýšená koncentrácia zinku pôsobí toxicky na živé organizmy. U ľudí spôsobujú nevoľnosť, zvracanie, respiračné zlyhanie pulmonálna fibróza, je karcinogén (Kenneth, Falchuk, 1993). Nadbytok zinku v rastlinách sa vyskytuje v oblastiach priemyselného znečistenia pôdy, ako aj pri nesprávnom používaní hnojív obsahujúcich zinok. Väčšina rastlinných druhov má vysokú toleranciu k jeho prebytku v pôde. Avšak s veľmi vysokým obsahom tohto kovu v pôdach bežný príznak Toxikóza zinku je chloróza mladých listov. Pri jeho nadmernom dodávaní rastlinám a z toho vyplývajúcim antagonizmom s inými prvkami sa znižuje vstrebávanie medi a železa a objavujú sa príznaky ich nedostatku.

U zvierat a ľudí zinok ovplyvňuje delenie buniek a dýchanie, vývoj kostry, tvorbu mozgu a behaviorálne reflexy, hojenie rán, reprodukčnú funkciu, imunitnú odpoveď a interakciu s inzulínom. Keď je nedostatok prvku, série kožné ochorenia. Toxicita zinku pre zvieratá a ľudí je nízka, pretože v prípade nadmerného príjmu sa nehromadí, ale odstraňuje. V literatúre však existujú ojedinelé správy o toxických účinkoch tohto kovu: prírastok živej hmotnosti u zvierat klesá, v správaní sa objavuje depresia a sú možné potraty (Kalnitsky, 1985). Vo všeobecnosti je najväčším problémom pre rastliny, zvieratá a ľudí vo väčšine prípadov skôr nedostatok zinku ako jeho toxické množstvá.

Meď– je jedným z najdôležitejších nenahraditeľných prvkov potrebných pre živé organizmy. V rastlinách sa aktívne podieľa na procesoch fotosyntézy, dýchania, redukcie a fixácie dusíka. Meď je súčasťou množstva oxidázových enzýmov – cytochrómoxidázy, ceruloplazmínu, superoxiddismutázy, urátoxidázy a ďalších (Shkolnik, 1974; Avtsyn et al., 1991) a zúčastňuje sa biochemických procesov ako zložka enzýmov, ktoré uskutočňujú oxidačné reakcie. substrátov s molekulárnym kyslíkom. Údaje o toxicite prvku pre rastliny sú vzácne. V súčasnosti sa za hlavný problém považuje nedostatok medi v pôdach alebo jej nerovnováha s kobaltom. Hlavnými príznakmi nedostatku medi pre rastliny sú spomalenie a následné zastavenie tvorby reprodukčných orgánov, objavenie sa malých zŕn, klasov s prázdnymi zrnami a zníženie odolnosti voči nepriaznivým faktorom životného prostredia. Najcitlivejšie na jeho nedostatok sú pšenica, ovos, jačmeň, lucerna, stolová repa, cibuľa a slnečnica (Ilyin, Syso 2001; Adriano, 1986).

V tele dospelého človeka polovica celkový počet meď sa nachádza vo svaloch a kostiach a 10% v pečeni. Hlavné procesy absorpcie tohto prvku sa vyskytujú v žalúdku a tenkom čreve. Jeho vstrebávanie a metabolizmus úzko súvisí s obsahom ďalších makro- a mikroprvkov a organických zlúčenín v potravinách. Existuje fyziologický antagonizmus medi s molybdénom a síranovou sírou, ako aj s mangánom, zinkom, olovom, stronciom, kadmiom, vápnikom a striebrom. Nadbytok týchto prvkov spolu s nízkym obsahom medi v krmivách a potravinách môže spôsobiť jej výrazný nedostatok u ľudí a zvierat, čo následne vedie k anémii, zníženej intenzite rastu, strate živej hmotnosti a prípad akútneho nedostatku kovov (menej ako 2-3 mg denne) môže spôsobiť reumatoidnú artritídu a endemickú strumu. Nadmerné Absorpcia medi u ľudí vedie k Wilsonovej chorobe, pri ktorej sa nadbytok prvku ukladá v mozgovom tkanive, koži, pečeni, pankrease a myokarde.

Nikel.Biologická úloha niklu jeúčasť na štruktúrnej organizácii a fungovaní hlavných bunkových zložiek - DNA, RNA a proteínu. Spolu s tým je prítomný aj v hormonálnej regulácii organizmu. Z hľadiska svojich biochemických vlastností je nikel veľmi podobný železu a kobaltu. Nedostatok kovov u prežúvavcov na farme sa prejavuje zníženou aktivitou enzýmov a možnosťou úhynu.

K dnešnému dňu neexistujú v literatúre žiadne údaje o nedostatku niklu v rastlinách, avšak množstvo experimentov preukázalo pozitívny vplyv pridávania niklu do pôdy na výnosy plodín, čo môže byť spôsobené tým, že stimuluje mikrobiologické procesy nitrifikácia a mineralizácia dusíkatých zlúčenín v pôdach (Kashin, 1998; Ilyin, Syso, 2001; Brown, Wilch, 1987).Toxicita niklu pre rastliny sa prejavuje potlačením procesov fotosyntézy a transpirácie a výskytom príznakov chlorózy listov. Pre živočíšne organizmy je toxický účinok prvku sprevádzaný znížením aktivity mnohých metaloenzýmov, narušením syntézy bielkovín, RNA a DNA a rozvojom vážneho poškodenia mnohých orgánov a tkanív. Embryotoxicita niklu bola experimentálne stanovená (Strochkova a kol., 1987; Yagodin a kol., 1991). Nadmerný príjem kovu do tela zvierat a ľudí môže súvisieť s intenzívnym technogénnym znečistením pôd a rastlín týmto prvkom.

Chromium. Chróm je jedným z prvkov životne dôležitých pre živočíšne organizmy. Jeho hlavnými funkciami sú interakcia s inzulínom v procesoch metabolizmu uhľohydrátov, účasť na štruktúre a funkcii nukleových kyselín a pravdepodobne štítna žľaza(Avtsyn a kol., 1991). Rastlinné organizmy reagujú pozitívne na aplikáciu chrómu v nízkych hladinách dostupnej formy v pôde, ale otázka nevyhnutnosti prvku pre rastlinné organizmy sa naďalej skúma.

Toxický účinok kovu závisí od jeho mocenstva: šesťmocný katión je oveľa toxickejší ako trojmocný. Príznaky toxicity chrómu sa navonok prejavujú znížením rýchlosti rastu a vývoja rastlín, vädnutím nadzemných častí, poškodením koreňového systému a chlorózou mladých listov. Nadbytok kovu v rastlinách vedie k prudkému poklesu koncentrácií mnohých fyziologicky dôležitých prvkov, predovšetkým K, P, Fe, Mn, Cu, B. V organizme ľudí a zvierat má Cr 6+ všeobecný toxikologický, nefrotoxický a hepatotoxický účinok. Toxicita chrómu sa prejavuje zmenami v imunologickej reakcii tela, znížením reparačných procesov v bunkách, inhibíciou enzýmov, poškodením pečene, narušením biologických oxidačných procesov, najmä cyklu trikarboxylových kyselín. Okrem toho nadbytok kovu spôsobuje špecifické kožné lézie (dermatitída, vredy), ulcerácie nosovej sliznice, pneumosklerózu, gastritídu, žalúdočné a dvanástnikové vredy, chrómovú hepatózu, poruchy regulácie cievneho tonusu a srdcovej činnosti. Zlúčeniny Cr 6+ spolu so všeobecnými toxikologickými účinkami môžu spôsobiť mutagénne a karcinogénne účinky. Chróm sa okrem pľúcneho tkaniva hromadí v pečeni, obličkách, slezine, kostiach a kostnej dreni (Krasnokutskaya et al., 1990).

Vplyv toxických koncentrácií ťažkých kovov na rastliny je uvedený v tabuľke 1.1 a na zdravie ľudí a zvierat v tabuľke 1.2.

Tabuľka 1.1

Vplyv toxických koncentrácií niektorých ťažkých kovov na rastliny

Poznámka: * - mobilná forma, podľa: Rautse, Kirstea, 1986; Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Yagodin a kol., 1989; Ilyin, Syso, 2002

Tabuľka 1.2

Vplyv znečistenia životného prostredia ťažkými kovmi

o zdraví ľudí a zvierat

Podľa: Metodologické..., 1982; Kalnitsky, 1985; Avtsyn a kol., 1991; Pokatilov, 1993; Makarov, 2002

1.2. Ťažké kovy v pôde

Obsah HM v pôdach závisí, ako zistili mnohí bádatelia, od zloženia pôvodných hornín, ktorých výrazná rôznorodosť súvisí so zložitou geologickou históriou vývoja území (Kovda, 1973). zloženie materských hornín, reprezentované produktmi zvetrávania hornín, je predurčené chemickým zložením pôvodných hornín a závisí od podmienok hypergénnej premeny.

Antropogénne aktivity ľudstva sa v posledných desaťročiach intenzívne zapájajú do procesov migrácie ťažkých kovov v prírodnom prostredí. Množstvo chemických prvkov vstupujúcich do prostredia v dôsledku technogenézy v niektorých prípadoch výrazne prevyšuje úroveň ich prirodzeného príjmu. Napríklad globálny výber Pb z prírodných zdrojov ročne je 12 tisíc ton. a antropogénne emisie 332 tisíc ton. ( Nriagu , 1989). Antropogénne toky, ktoré sú súčasťou prirodzených migračných cyklov, vedú k rýchlemu šíreniu znečisťujúcich látok v prírodných zložkách mestskej krajiny, kde je ich interakcia s človekom nevyhnutná. Množstvo znečisťujúcich látok s obsahom ťažkých kovov sa každoročne zvyšuje a poškodzuje prírodné prostredie, podkopáva existujúcu ekologickú rovnováhu a negatívne ovplyvňuje ľudské zdravie.

Hlavnými zdrojmi antropogénneho vstupu ťažkých kovov do životného prostredia sú tepelné elektrárne, hutnícke podniky, lomy a bane na ťažbu polymetalických rúd, doprava, chemické prostriedky na ochranu plodín pred chorobami a škodcami, spaľovanie ropy a rôznych odpadov, výroba sklo, hnojivá, cement atď. Najsilnejšie HM halo vznikajú okolo podnikov železnej a najmä neželeznej metalurgie v dôsledku atmosférických emisií (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Izrael, 1984; Geokhimiya..., 1986; Sayet , 1987, Panin, 2000, Kabala, Singh, 2001). Pôsobenie škodlivín siaha do vzdialenosti desiatok kilometrov od zdroja prvkov vstupujúcich do atmosféry. Kovy v množstvách od 10 do 30 % celkových emisií do atmosféry sú teda distribuované na vzdialenosť 10 km alebo viac od priemyselného podniku. V tomto prípade sa pozoruje kombinované znečistenie rastlín, ktoré pozostáva z priameho usadzovania aerosólov a prachu na povrchu listov a koreňovej absorpcie ťažkých kovov nahromadených v pôde počas dlhého časového obdobia prijímania znečistenia z atmosféry ( Ilyin, Syso, 2001).

Na základe nižšie uvedených údajov je možné posúdiť veľkosť antropogénnej aktivity ľudstva: podiel technogénneho olova je 94-97% (zvyšok sú prírodné zdroje), kadmium - 84-89%, meď - 56-87%, nikel - 66-75%, ortuť - 58% atď. Zároveň sa 26-44% globálneho antropogénneho toku týchto prvkov vyskytuje v Európe a európske územie bývalého ZSSR predstavuje 28-42% všetkých emisií v Európe (Vronsky, 1996). Úroveň technogénneho spadu ťažkých kovov z atmosféry v rôznych regiónoch sveta nie je rovnaká (tabuľka 1.3) a závisí od prítomnosti rozvinutých ložísk, stupňa rozvoja ťažobného a spracovateľského a priemyselného priemyslu, dopravy, urbanizácie. území atď.

Tabuľka 1.3

Spad ťažkých kovov z atmosféry na podkladový povrch

regiónoch sveta, tisíc ton/rok (Izrael a kol., 1989, cit. podľa Vronského, 1996)

Štúdia podielu rôznych priemyselných odvetví na globálnom toku emisií HM ukazuje: 73 % medi a 55 % kadmia súvisí s emisiami z podnikov na výrobu medi a niklu; 54 % emisií ortuti pochádza zo spaľovania uhlia; 46% niklu - na spaľovanie ropných produktov; 86 % olova sa dostáva do atmosféry z vozidiel (Vronsky, 1996). Určité množstvo ťažkých kovov dodáva do životného prostredia aj poľnohospodárstvo, kde sa používajú pesticídy a minerálne hnojivá, najmä superfosfáty obsahujú značné množstvo chrómu, kadmia, kobaltu, medi, niklu, vanádu, zinku atď.

Prvky emitované do atmosféry potrubím chemického, ťažkého a jadrového priemyslu majú citeľný vplyv na životné prostredie. Podiel tepelných a iných elektrární na znečistení ovzdušia je 27%, podniky železnej metalurgie - 24,3%, podniky na ťažbu a výrobu stavebných materiálov - 8,1% (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991). HM (s výnimkou ortuti) sa do atmosféry dostávajú najmä ako súčasť aerosólov. Súbor kovov a ich obsah v aerosóloch sú determinované špecializáciou priemyselných a energetických činností. Pri spaľovaní uhlia, ropy a bridlice sa prvky obsiahnuté v týchto typoch paliva dostávajú do atmosféry spolu s dymom. Uhlie teda obsahuje cér, chróm, olovo, ortuť, striebro, cín, titán, ale aj urán, rádium a ďalšie kovy.

Najvýznamnejšie znečistenie životného prostredia spôsobujú výkonné tepelné elektrárne (Maistrenko et al., 1996). Každý rok sa len pri spaľovaní uhlia uvoľní do atmosféry ortuti 8700-krát viac, ako je možné zahrnúť do prirodzeného biogeochemického cyklu, urán - 60-krát, kadmium - 40-krát, ytrium a zirkón - 10-krát, cín - 3-4-krát . Pri spaľovaní uhlia sa do nej dostáva 90 % kadmia, ortuti, cínu, titánu a zinku, ktoré znečisťujú atmosféru. To výrazne ovplyvňuje Burjatskú republiku, kde sú energetické podniky využívajúce uhlie najväčšími znečisťovateľmi ovzdušia. Medzi nimi (pokiaľ ide o príspevok k celkovým emisiám) vyniká štátna elektráreň Gusinoozerskaya (30 %) a tepelná elektráreň-1 v Ulan-Ude (10 %).

K značnému znečisteniu ovzdušia a pôdy dochádza v dôsledku dopravy. Väčšina HM obsiahnutá v emisiách prachu a plynov z priemyselných podnikov je spravidla rozpustnejšia ako prírodné zlúčeniny (Bolshakov et al., 1993) Medzi najaktívnejšie zdroje HM patria veľké industrializované mestá. Kovy sa v mestských pôdach hromadia pomerne rýchlo a odstraňujú sa z nich extrémne pomaly: polčas rozpadu zinku je až 500 rokov, kadmia - až 1100 rokov, medi - až 1500 rokov, olova - až niekoľko tisíc rokov (Maistrenko a kol., 1996). V mnohých mestách po celom svete vysoká miera znečistenia HM viedla k narušeniu základných agroekologických funkcií pôd (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Pestovanie poľnohospodárskych rastlín používaných na výrobu potravín v blízkosti týchto oblastí je potenciálne nebezpečné, pretože plodiny akumulujú nadmerné množstvo HM, čo môže viesť k rôznym chorobám u ľudí a zvierat.

Podľa viacerých autorov (Ilyin, Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov, Zyrin, 1987 atď.) sa stupeň kontaminácie pôdy HM správnejšie hodnotí podľa obsahu ich biologicky najdostupnejších mobilných foriem. Maximálne prípustné koncentrácie (MPC) mobilných foriem väčšiny ťažkých kovov však v súčasnosti neboli vyvinuté. Preto literárne údaje o úrovni ich obsahu vedúceho k nepriaznivým environmentálnym následkom môžu slúžiť ako porovnávacie kritérium.

Nižšie je uvedený stručný popis vlastností kovov týkajúcich sa charakteristík ich správania v pôde.

Viesť (Pb). Atómová hmotnosť 207,2. Prioritným prvkom je toxická látka. Všetky rozpustné zlúčeniny olova sú jedovaté. V prírodných podmienkach sa vyskytuje hlavne vo forme PbS Clark Pb v zemskej kôre je 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). V porovnaní s inými HM je najmenej pohyblivý, pri vápnení pôd je stupeň pohyblivosti prvku výrazne znížený Mobilné Pb je prítomné vo forme komplexov s organickou hmotou (60–80 % mobilného Pb). Pri vysokých hodnotách pH sa olovo fixuje v pôde chemicky vo forme hydroxidových, fosfátových, uhličitanových a Pb-organických komplexov (Zinok a kadmium..., 1992; Ťažké..., 1997).

Prirodzený obsah olova v pôdach je dedený od materských hornín a úzko súvisí s ich mineralogickým a chemickým zložením (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias a Pendias, 1989). Priemerná koncentrácia tohto prvku v pôdach sveta dosahuje podľa rôznych odhadov od 10 (Saet et al., 1990) do 35 mg/kg (Bowen, 1979). Maximálna prípustná koncentrácia olova pre pôdy v Rusku zodpovedá 30 mg/kg (Poučné..., 1990), v Nemecku - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Vysoké koncentrácie olova v pôde môžu súvisieť s prírodnými geochemickými anomáliami a antropogénnym vplyvom. V prípade technogénneho znečistenia sa najvyššia koncentrácia prvku zvyčajne nachádza v hornej vrstve pôdy. V niektorých priemyselných oblastiach dosahuje 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983) a v povrchovej vrstve pôd okolo podnikov neželeznej metalurgie v západnej Európe - 545 mg/kg (Reutse, Kirstea, 1986).

Obsah olova v pôdach v Rusku sa výrazne líši v závislosti od typu pôdy, blízkosti priemyselných podnikov a prírodných geochemických anomálií. V pôdach obytných oblastí, najmä tých, ktoré sú spojené s používaním a výrobou produktov s obsahom olova, je obsah tohto prvku často niekoľkonásobne aj viackrát vyšší ako je maximálna prípustná koncentrácia (tab. 1.4). Podľa predbežných odhadov až 28 % územia krajiny má obsah Pb v pôde v priemere pod úrovňou pozadia a 11 % možno klasifikovať ako rizikovú zónu. Zároveň je v Ruskej federácii problém kontaminácie pôdy olovom hlavne problémom v obytných oblastiach (Snakin et al., 1998).

kadmium (Cd). Atómová hmotnosť 112,4. Kadmium je chemickými vlastnosťami blízke zinku, ale líši sa od neho väčšou pohyblivosťou v kyslom prostredí a lepšou dostupnosťou pre rastliny. V pôdnom roztoku je kov prítomný vo forme Cd 2+ a tvorí komplexné ióny a organické cheláty. Hlavným faktorom určujúcim obsah prvku v pôdach pri absencii antropogénneho vplyvu sú materské horniny (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Ilyin, 1991; Zinok a kadmium..., 1992; Kadmium: ekologické..., 1994) . Clarke kadmia v litosfére 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). V pôdotvorných horninách je priemerný obsah kovov: v íloch a bridliciach - 0,15 mg/kg, sprašiach a sprašových hlinách - 0,08, pieskoch a piesčitých hlinitách - 0,03 mg/kg (Zinok a kadmium..., 1992) . V kvartérnych sedimentoch západnej Sibíri sa koncentrácia kadmia pohybuje v rozmedzí 0,01-0,08 mg/kg.

Pohyblivosť kadmia v pôde závisí od prostredia a redoxného potenciálu (Heavy..., 1997).

Priemerný obsah kadmia v pôdach na celom svete je 0,5 mg/kg (Sayet et al., 1990). Jeho koncentrácia v pôdnom kryte európskej časti Ruska je 0,14 mg/kg v sodno-podzolovej pôde, 0,24 mg/kg v černozeme (Zinok a kadmium..., 1992), 0,07 mg/kg v hlavných typoch pôd Západná Sibír (Ilyin, 1991). Približný povolený obsah (ATC) kadmia pre piesčité a hlinitopiesočnaté pôdy v Rusku je 0,5 mg/kg, v Nemecku je MPC kadmia 3 mg/kg (Kloke, 1980).

Kontaminácia pôdy kadmiom sa považuje za jeden z najnebezpečnejších environmentálnych javov, pretože sa v rastlinách nadnormálne hromadí aj pri slabej kontaminácii pôdy (Cadmium..., 1994; Ovcharenko, 1998). Najvyššie koncentrácie kadmia v hornej pôdnej vrstve sú pozorované v banských oblastiach - až 469 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), v okolí zinkových hutí dosahujú 1700 mg/kg (Reutse, Cirstea, 1986).

zinok (Zn). Atómová hmotnosť 65,4. Jeho clarke v zemskej kôre je 83 mg/kg. Zinok sa koncentruje v ílovitých sedimentoch a bridliciach v množstvách od 80 do 120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), v koluviálnych, sprašových a karbonátových hlinitých ložiskách Uralu, v hlinách západnej Sibíri - od 60 do 80 mg/kg.

Dôležitými faktormi ovplyvňujúcimi mobilitu Zn v pôdach je obsah ílových minerálov a pH. Keď sa pH zvýši, prvok prechádza do organických komplexov a viaže sa na pôdu. Zinkové ióny tiež strácajú mobilitu a vstupujú do medzipaketových priestorov kryštalickej mriežky montmorillonitu. Zn tvorí s organickou hmotou stabilné formy, preto sa vo väčšine prípadov hromadí v pôdnych horizontoch s vysokým obsahom humusu a v rašeline.

Príčinou zvýšeného obsahu zinku v pôdach môžu byť prirodzené geochemické anomálie aj technogénne znečistenie. Hlavnými antropogénnymi zdrojmi jeho príjmu sú predovšetkým podniky neželeznej metalurgie. Kontaminácia pôdy týmto kovom viedla v niektorých oblastiach k jeho extrémne vysokej akumulácii v hornej vrstve pôdy – až 66 400 mg/kg. V záhradných pôdach sa akumuluje až 250 a viac mg/kg zinku (Kabata-Pendias a Pendias, 1989). MPC zinku pre piesočnaté a hlinitopiesočnaté pôdy je 55 mg/kg, nemeckí vedci odporúčajú MPC 100 mg/kg (Kloke, 1980).

meď (Cu). Atómová hmotnosť 63,5. Clarka v zemskej kôre je 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Z chemického hľadiska je meď nízkoaktívny kov. Zásadným faktorom ovplyvňujúcim hodnotu obsahu Cu je jeho koncentrácia v pôdotvorných horninách (Goryunova et al., 2001). Z vyvrelých hornín sa najväčšie množstvo prvku akumuluje v základných horninách - bazaltoch (100-140 mg/kg) a andezitoch (20-30 mg/kg). Krytinové a sprašové hlinky (20 – 40 mg/kg) sú menej bohaté na meď. Jeho najnižší obsah je pozorovaný v pieskovcoch, vápencoch a granitoch (5-15 mg/kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Koncentrácia kovov v íloch európskej časti územia bývalého ZSSR dosahuje 25 mg/kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), v sprašových hlinách – 18 mg/kg (Kovda, 1989). Piesočnatá hlina a piesčité pôdotvorné horniny pohoria Altaj akumulujú v priemere 31 mg/kg medi (Malgin, 1978), na juhu západnej Sibíri - 19 mg/kg (Ilyin, 1973).

V pôdach je meď slabo migrujúcim prvkom, hoci obsah mobilnej formy môže byť dosť vysoký. Množstvo mobilnej medi závisí od mnohých faktorov: chemického a mineralogického zloženia materskej horniny, pH pôdneho roztoku, obsahu organickej hmoty a pod. Alekseev, 1987 atď.). Najväčšie množstvo medi v pôde je spojené s oxidmi železa, mangánu, hydroxidmi 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.

Priemerný obsah medi v pôde sveta je 30 mg/kg ( Bowen , 1979). V blízkosti priemyselných zdrojov znečistenia možno v niektorých prípadoch pozorovať kontamináciu pôdy meďou až do 3500 mg/kg (Kabata-Pendias a Pendias, 1989). Priemerný obsah kovov v pôdach centrálnych a južných oblastí bývalého ZSSR je 4,5-10,0 mg/kg, juh západnej Sibíri - 30,6 mg/kg (Ilyin, 1973), Sibír a Ďaleký východ - 27,8 mg/ kg (Makejev, 1973). Maximálna prípustná koncentrácia medi v Rusku je 55 mg/kg (Poučné..., 1990), maximálna prípustná koncentrácia pre piesočnaté a piesočnaté hlinité pôdy je 33 mg/kg (Kontrola..., 1998), v Nemecku - 100 mg/kg ( Kloke, 1980).

nikel (Ni). Atómová hmotnosť 58,7. V kontinentálnych sedimentoch je prítomný hlavne vo forme sulfidov a arzenitanov a je viazaný aj na uhličitany, fosforečnany a kremičitany. Clarke prvku v zemskej kôre je 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Najväčšie množstvo kovu akumulujú ultrabázické (1400-2000 mg/kg) a zásadité (200-1000 mg/kg) horniny, zatiaľ čo sedimentárne a kyslé horniny ho obsahujú v oveľa nižších koncentráciách - 5-90 a 5-15 mg/kg, v uvedenom poradí (Reutse, Cîrstea, 1986; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Ich granulometrické zloženie zohráva veľkú úlohu pri akumulácii niklu v pôdotvorných horninách. Na príklade pôdotvorných hornín západnej Sibíri je zrejmé, že v ľahších horninách je jej obsah najnižší, v ťažkých horninách najvyšší: v pieskoch - 17, piesčitých a ľahkých hlinitách -22, stredných hlinitách - 36, ťažké hliny a íly - 46 (Ilyin, 2002) .

Obsah niklu v pôdach do značnej miery závisí od prísunu tohto prvku do pôdotvorných hornín (Kabata-Pendias a Pendias, 1989). Najvyššie koncentrácie niklu sa zvyčajne pozorujú v ílovitých a hlinitých pôdach, v pôdach vytvorených na bázických a vulkanických horninách a bohatých na organickú hmotu. Rozloženie Ni v pôdnom profile je určené obsahom organickej hmoty, amorfných oxidov a množstvom ílovej frakcie.

Úroveň koncentrácie niklu v hornej vrstve pôdy závisí aj od stupňa technogénneho znečistenia. V oblastiach s rozvinutým kovospracujúcim priemyslom sa v pôde nachádza veľmi vysoká akumulácia niklu: v Kanade jeho hrubý obsah dosahuje 206-26000 mg/kg a vo Veľkej Británii obsah mobilných foriem dosahuje 506-600 mg/kg. V pôdach Veľkej Británie, Holandska, Nemecka, ošetrených splaškovým kalom, sa nikel akumuluje až do 84-101 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). V Rusku (podľa prieskumu 40 – 60 % pôd na poľnohospodárskej pôde) je týmto prvkom kontaminovaných 2,8 % pôdneho krytu. Podiel pôd kontaminovaných Ni medzi ostatnými HM (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As atď.) je v skutočnosti najvýznamnejší a je na druhom mieste za pôdami kontaminovanými meďou (3,8 %) (Aristarkhov, Kharitonova, 2002 ). Podľa údajov z monitorovania pôdy zo Štátnej stanice agrochemickej služby „Buryatskaya“ za roky 1993-1997. na území Burjatskej republiky bolo zaznamenané prekročenie maximálnej prípustnej koncentrácie niklu na 1,4 % pozemkov zo skúmanej poľnohospodárskej oblasti, medzi nimi aj pôdy Zakamenského (20 % pôdy - 46 tis. kontaminované) a okresy Khorinsky (11 % pôdy – 8 tis. hektárov je kontaminovaných).

Chrome (Cr). Atómová hmotnosť 52. V prírodných zlúčeninách má chróm mocnosť +3 a +6. Väčšina Cr 3+ je prítomná v chromite FeCr 2 O 4 alebo iných mineráloch spinelového radu, kde nahrádza Fe a Al, ku ktorým má veľmi blízko svojimi geochemickými vlastnosťami a iónovým polomerom.

Clarke z chrómu v zemskej kôre - 83 mg/kg. Jeho najvyššie koncentrácie medzi vyvretými horninami sú charakteristické pre ultramafické a zásadité horniny (1600-3400 a 170-200 mg/kg), nižšie koncentrácie pre stredné horniny (15-50 mg/kg) a najnižšie pre kyslé horniny (4- 25 mg/kg). Spomedzi sedimentárnych hornín bol maximálny obsah prvku zistený v ílovitých sedimentoch a bridliciach (60-120 mg/kg), minimum v pieskovcoch a vápencoch (5-40 mg/kg) (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Obsah kovov v pôdotvorných horninách rôznych oblastí je veľmi rôznorodý. V európskej časti bývalého ZSSR je jeho obsah v najbežnejších pôdotvorných horninách, ako sú spraše, sprašovité uhličitany a pokryvné hliny, v priemere 75-95 mg/kg (Yakushevskaya, 1973). Pôdotvorné horniny západnej Sibíri obsahujú v priemere 58 mg/kg Cr a jeho množstvo úzko súvisí s granulometrickým zložením hornín: piesčité a hlinitopiesočnaté horniny - 16 mg/kg a stredne hlinité a ílovité horniny - okolo 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

V pôdach je najviac chrómu prítomné vo forme Cr 3+. V kyslom prostredí je ión Cr 3+ inertný, pri pH 5,5 sa takmer úplne vyzráža. Ión Cr 6+ je extrémne nestabilný a ľahko sa mobilizuje v kyslých aj alkalických pôdach. Adsorpcia chrómu ílom závisí od pH média: so zvyšujúcim sa pH adsorpcia Cr 6+ klesá a Cr 3+ stúpa. Organická hmota v pôde stimuluje redukciu Cr 6+ na Cr 3+.

Prirodzený obsah chrómu v pôdach závisí najmä od jeho koncentrácie v pôdotvorných horninách (Kabata-Pendias a Pendias, 1989; Krasnokutskaya et al., 1990) a distribúcia pozdĺž pôdneho profilu závisí od charakteristík tvorby pôdy, v r. najmä na granulometrické zloženie genetických horizontov. Priemerný obsah chrómu v pôdach je 70 mg/kg (Bowen, 1979). Najvyšší obsah prvku je pozorovaný v pôdach vytvorených na bázických a vulkanických horninách bohatých na tento kov. Priemerný obsah Cr v pôdach USA je 54 mg/kg, Čína – 150 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukrajina – 400 mg/kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). V Rusku sú jeho vysoké koncentrácie v pôde v prírodných podmienkach spôsobené obohatením pôdotvorných hornín. Kurské černozeme obsahujú 83 mg/kg chrómu, sodno-podzolové pôdy moskovského regiónu - 100 mg/kg. V pôdach Uralu, vytvorených na serpentinitoch, obsahuje kov až 10 000 mg / kg, na západnej Sibíri - 86 - 115 mg / kg (Yakushevskaya, 1973; Krasnokutskaya et al., 1990; Ilyin, Syso, 2001).

Príspevok antropogénnych zdrojov k zásobovaniu chrómom je veľmi významný. Kovový chróm sa používa predovšetkým na chrómovanie ako súčasť legovaných ocelí. Kontaminácia pôdy Cr je zaznamenaná v dôsledku emisií z cementární, skládok železno-chrómovej trosky, ropných rafinérií, podnikov železnej a neželeznej metalurgie, používania kalov z priemyselných odpadových vôd v poľnohospodárstve, najmä garbiarní, a minerálnych hnojív. Najvyššie koncentrácie chrómu v technogénne kontaminovaných pôdach dosahujú 400 mg/kg a viac (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), čo je typické najmä pre veľké mestá (tab. 1.4). V Burjatsku je podľa údajov z monitorovania pôdy, ktoré vykonala Štátna stanica agrochemickej služby "Buryatskaya" za roky 1993-1997, 22 tisíc hektárov kontaminovaných chrómom. Prekročenie MPC 1,6-1,8-krát bolo zaznamenané v regiónoch Džidinsky (6,2 tisíc hektárov), Zakamensky (17,0 tisíc hektárov) a Tunkinsky (14,0 tisíc hektárov). Maximálna prípustná koncentrácia chrómu v pôde v Rusku ešte nebola vyvinutá, ale v Nemecku pre pôdy poľnohospodárskej pôdy je to 200-500, pre záhradné pozemky - 100 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001; Eikmann, Kloke, 1991 ).

1.3. Vplyv ťažkých kovov na pôdnu mikrobiálnu cenózu

Jedným z najefektívnejších diagnostických indikátorov znečistenia pôdy je jej biologický stav, ktorý možno posúdiť podľa životaschopnosti pôdnych mikroorganizmov, ktoré ju obývajú (Babieva et al., 1980; Levin et al., 1989; Guzev, Levin, 1991; Kolesnikov , 1995; Zvyagintsev a kol., 1997; Saeki atď., 2002).

Treba tiež vziať do úvahy, že mikroorganizmy zohrávajú dôležitú úlohu pri migrácii ťažkých kovov v pôde. V procese života pôsobia ako producenti, konzumenti a transportní agenti v pôdnom ekosystéme. Mnohé pôdne huby vykazujú schopnosť imobilizovať ťažké kovy, fixovať ich v mycéliu a dočasne ich vylúčiť z cyklu. Okrem toho huby, uvoľňujúce organické kyseliny, neutralizujú účinok týchto prvkov a tvoria s nimi zložky, ktoré sú menej toxické a dostupné pre rastliny ako voľné ióny (Pronina, 2000; Zeolites, 2000).

Ovplyvnený zvýšené koncentrácie TM dochádza k prudkému poklesu aktivity enzýmov: amylázy, dehydrogenázy, ureázy, invertázy, katalázy (Grigoryan, 1980; Panikova, Pertsovskaya, 1982), ako aj počtu určitých agronomicky cenných skupín mikroorganizmov (Bulavko, 1982; Babich, Stotzky, 1985). HM inhibujú procesy mineralizácie a syntézy rôzne látky v pôdach (Naplekova, 1982; Evdokimova a kol., 1984), potláčajú dýchanie pôdnych mikroorganizmov, spôsobujú mikrobostatický efekt (Skvortsova a kol., 1980) a môžu pôsobiť ako mutagénny faktor (Kabata-Pendias, Pendias, 1989 Pri nadmernom obsahu HM v pôde sa znižuje aktivita metabolických procesov, dochádza k morfologickým premenám v štruktúre reprodukčných orgánov a ďalším zmenám v pôdnej biote. HM môžu výrazne potlačiť biochemickú aktivitu a spôsobiť zmeny v celkovom počte pôdnych mikroorganizmov (Brookes, Mcgrant, 1984).

Kontaminácia pôdy ťažkými kovmi spôsobuje určité zmeny v druhovom zložení komplexu pôdnych mikroorganizmov. Vo všeobecnosti dochádza k výraznému zníženiu druhovej bohatosti a diverzity komplexu pôdnych mikromycét v dôsledku znečistenia. V mikrobiálnom spoločenstve kontaminovanej pôdy sa objavujú druhy mikromycét, ktoré sú pre bežné podmienky neobvyklé a odolné voči HM (Kobzev, 1980; Lagauskas et al., 1981; Evdokimova et al., 1984). Tolerancia mikroorganizmov voči znečisteniu pôdy závisí od ich príslušnosti k rôznym systematickým skupinám. Druhy rodu Bacillus, nitrifikačné mikroorganizmy, sú veľmi citlivé na vysoké koncentrácie ťažkých kovov, o niečo odolnejšie sú pseudomonády, streptomycéty a mnohé druhy mikroorganizmov degradujúcich celulózu, pričom najodolnejšie sú huby a aktinomycéty (Napleková, 1982; Zeolity. .., 2000).

Pri nízkych koncentráciách ťažkých kovov sa pozoruje určitá stimulácia rozvoja mikrobiálnej komunity, potom, ako sa koncentrácie zvyšujú, dochádza k čiastočnej inhibícii a nakoniec k jej úplnému potlačeniu. Výrazné zmeny v druhovom zložení sa zaznamenávajú pri koncentráciách HM 50-300-krát vyšších ako sú pozaďové.

Stupeň inhibície vitálnej aktivity mikrobiálnych spoločenstiev závisí aj od fyziologických a biochemických vlastností konkrétnych kovov, ktoré znečisťujú pôdy. Olovo negatívne ovplyvňuje biotickú aktivitu v pôde, inhibuje aktivitu enzýmov, znižuje intenzitu uvoľňovania oxidu uhličitého a počet mikroorganizmov, spôsobuje poruchy metabolizmu mikroorganizmov, najmä procesov dýchania a delenia buniek. Kadmiové ióny v koncentrácii 12 mg/kg narúšajú fixáciu atmosférického dusíka, ako aj procesy amonifikácie, nitrifikácie a denitrifikácie (Rautse, Kirstea, 1986). Huby sú na účinky kadmia najviac náchylné a niektoré druhy po vstupe kovu do pôdy úplne vymiznú (Kadmium: ekologické..., 1994). Nadbytok zinku v pôdach bráni fermentácii rozkladu celulózy, dýchaniu mikroorganizmov, pôsobeniu ureázy a pod., v dôsledku čoho sú narušené procesy premeny organickej hmoty v pôdach. Toxický účinok ťažkých kovov navyše závisí od súboru kovov a ich vzájomných účinkov (antagonistických, synergických alebo kumulatívnych) na mikrobiotu.

Pod vplyvom kontaminácie pôdy ťažkými kovmi teda dochádza k zmenám v komplexe pôdnych mikroorganizmov. To sa prejavuje poklesom druhovej bohatosti a diverzity a zvýšením podielu mikroorganizmov odolných voči znečisteniu. Intenzita samočistenia pôdy od znečisťujúcich látok závisí od aktivity pôdnych procesov a životnej aktivity mikroorganizmov, ktoré ju obývajú.

Úroveň kontaminácie pôdy ťažkými kovmi ovplyvňuje ukazovatele biochemickej aktivity pôdy, druhová štruktúra a celkový počet mikrobiálnych spoločenstiev (Mikroorganizmy..., 1989). V pôdach, kde obsah ťažkých kovov prekračuje pozaďovú úroveň 2-5 alebo viackrát, sa niektoré ukazovatele menia najvýraznejšie enzymatickú aktivitu, celková biomasa amylolytického mikrobiálneho spoločenstva sa mierne zvyšuje a menia sa aj ďalšie mikrobiologické parametre. S ďalším zvýšením obsahu HM na jeden rád sa zisťuje výrazný pokles určitých ukazovateľov biochemickej aktivity pôdnych mikroorganizmov (Grigoryan, 1980; Panikova, Pertsovskaya, 1982). Dochádza k redistribúcii dominancie amylolytického mikrobiálneho spoločenstva v pôde. V pôde obsahujúcej ťažké kovy v koncentráciách o jeden až dva rády vyšších ako sú pozaďové hodnoty sú významné zmeny v celej skupine mikrobiologických parametrov. Znižuje sa počet druhov pôdnych mikromycét a začínajú absolútne dominovať najodolnejšie druhy. Keď obsah ťažkých kovov v pôde prevyšuje pozadie o tri rády, pozorujú sa prudké zmeny takmer všetkých mikrobiologických parametrov. Pri uvedených koncentráciách ťažkých kovov v pôde je mikrobiota, ktorá je normálna pre nekontaminovanú pôdu, inhibovaná a usmrtená. Súčasne sa aktívne vyvíja veľmi obmedzený počet mikroorganizmov rezistentných na HM, najmä mikromycéty, ktoré sú dokonca absolútne dominantné. Napokon pri koncentráciách HM v pôdach, ktoré prekračujú pozaďové hodnoty o štyri a viac rádov, sa zisťuje katastrofálny pokles mikrobiologickej aktivity pôd hraničiaci s úplnou smrťou mikroorganizmov.

1.4. Ťažké kovy v rastlinách

Rastlinné potraviny sú hlavným zdrojom HM u ľudí a zvierat. Podľa rôznych údajov (Panin, 2000; Ilyin, Syso, 2001) s ním prichádza 40 až 80 % HM a len 20 – 40 % prichádza so vzduchom a vodou. Preto verejné zdravie do značnej miery závisí od úrovne akumulácie kovov v rastlinách používaných na výrobu potravín.

Chemické zloženie rastlín, ako je známe, odráža elementárne zloženie pôd. Preto je nadmerná akumulácia HM rastlinami primárne spôsobená ich vysokou koncentráciou v pôde. Rastliny pri svojej životnej činnosti prichádzajú do styku len s dostupnými formami ťažkých kovov, ktorých množstvo zasa úzko súvisí s pufrovacou schopnosťou pôdy. Schopnosť pôd viazať a inaktivovať HM má však svoje limity, a keď už nezvládajú prichádzajúce prúdenie kovov, je dôležitá prítomnosť fyziologických a biochemických mechanizmov v samotných rastlinách, ktoré bránia ich vstupu.

Mechanizmy odolnosti rastlín voči nadbytku HM sa môžu prejavovať rôznymi smermi: niektoré druhy sú schopné akumulovať vysoké koncentrácie HM, ale prejavujú voči nim toleranciu; iní sa snažia znížiť svoj príjem maximalizáciou svojich bariérových funkcií. Pre väčšinu rastlín sú prvou bariérovou úrovňou korene, kde sa zadržiava najväčšie množstvo HM, ďalšou sú stonky a listy a nakoniec poslednou sú orgány a časti rastlín zodpovedné za reprodukčné funkcie (najčastejšie semená a plody, ako aj korene a hľuzy atď.). (Garmash G.A. 1982; Ilyin, Stepanova, 1982; Garmash N.Yu., 1986; Alekseev, 1987; Heavy..., 1987; Goryunova, 1995; Orlov a kol., 1991 a ďalší); Ilyin, S. Úroveň akumulácie HM rôznymi rastlinami v závislosti od ich genetických a druhových charakteristík s rovnakým obsahom HM v pôdach jasne ilustrujú údaje uvedené v tabuľke 1.5.

Tabuľka 1.5

technogénne kontaminovaná pôda, mg/kg vlhkej hmotnosti (záhradný pozemok,

Belovo, región Kemerovo) (Ilyin, Syso, 2001)

Poznámka: hrubý obsah v pôde Zn je 7130, Pb - 434 mg/kg

Tieto vzorce sa však nie vždy opakujú, čo je pravdepodobne spôsobené pestovateľskými podmienkami rastlín a ich genetickou špecifickosťou. Sú prípady, kedy rôzne odrody Jedna plodina rastúca na rovnako kontaminovanej pôde obsahovala rôzne množstvá ťažkých kovov. Tento fakt je zrejme spôsobený vnútrodruhovým polymorfizmom vlastným všetkým živým organizmom, ktorý sa môže prejaviť aj pri technogénnom znečistení prírodného prostredia. Táto vlastnosť v rastlinách sa môže stať základom genetického šľachtiteľského výskumu s cieľom vytvárať odrody so zvýšenými ochrannými schopnosťami vo vzťahu k nadmerným koncentráciám HM (Ilyin, Syso, 2001).

Napriek značnej variabilite rôznych rastlín v akumulácii ťažkých kovov má bioakumulácia prvkov určitú tendenciu, ktorá umožňuje ich zoradenie do niekoľkých skupín: 1) Cd, Cs, Rb - prvky intenzívnej absorpcie; 2) Zn, Mo, Cu, Pb, As, Co – priemerný stupeň absorpcie; 3) Mn, Ni, Cr - slabá absorpcia a 4) Se, Fe, Ba, Te - pre rastliny ťažko dostupné prvky (Ťažké..., 1987; Kadmium..., 1994; Pronina, 2000).

Ďalším spôsobom, ako sa ťažké kovy dostávajú do rastlín, je listová absorpcia z prúdov vzduchu. Vzniká pri výraznom spáde kovov z atmosféry na listový aparát, najčastejšie v blízkosti veľkých priemyselných podnikov. Vstup prvkov do rastlín cez listy (alebo listový príjem) sa uskutočňuje predovšetkým nemetabolickým prienikom cez kutikulu. HM absorbované listami môžu byť prenesené do iných orgánov a tkanív a môžu byť zahrnuté do metabolizmu. Kovy usadené s emisiami prachu na listoch a stonkách nepredstavujú pre človeka nebezpečenstvo, ak sa rastliny pred konzumáciou dôkladne umyjú. Avšak zvieratá, ktoré jedia takúto vegetáciu, môžu dostať veľké množstvo TM.

Ako rastliny rastú, prvky sa prerozdeľujú v ich orgánoch. Súčasne je pre meď a zinok stanovený nasledujúci vzorec ich obsahu: korene > zrno > slama. Pre olovo, kadmium a stroncium má inú formu: korene > slama > zrno (Heavy..., 1997). Je známe, že popri druhovej špecifickosti rastlín vo vzťahu k akumulácii ťažkých kovov existujú aj určité všeobecné vzorce. Napríklad najvyšší obsah HM bol zistený v listovej zelenine a silážnych plodinách a najnižší v strukovinách, obilninách a technických plodinách.

Uvažovaný materiál teda naznačuje obrovský príspevok k znečisteniu pôdy a rastlín ťažkými kovmi z veľkých miest. Preto sa problém TM stal jedným z „akútnych“ problémov moderná prírodná veda. Už predtým uskutočnený geochemický prieskum pôd v Ulan-Ude (Belogolov, 1989) nám umožňuje odhadnúť celkovú úroveň kontaminácie 0-5 cm vrstvy pôdneho krytu. veľký rozsah chemické prvky. Prakticky neprebádané však ostávajú pôdy záhradných a dačových družstiev, osobných pozemkov a iných pozemkov, kde obyvateľstvo pestuje potravinárske rastliny. tie oblasti, ktorých znečistenie môže priamo ovplyvniť zdravie obyvateľov Ulan-Ude. Neexistujú absolútne žiadne údaje o obsahu mobilných foriem HM. Preto sme sa v našom výskume pokúsili podrobnejšie zaoberať štúdiom súčasného stavu kontaminácie záhradných pôd v meste Ulan-Ude HM, ich najnebezpečnejšími mobilnými formami pre biotu a charakteristikou distribúcie a správania kovy v pôdnom kryte a profile hlavných typov pôd v meste Ulan-Ude .