Важкі метали– це, мабуть, одне з найсерйозніших забруднень ґрунтів, яке загрожує нам масою небажаних і, більше, згубних наслідків.

За своєю природою грунт є поєднанням різних глинистих мінералів органічної і неорганічної природи походження. Залежно від складу ґрунту, географічних даних, а також віддаленості від промислових зон у ґрунті можуть утримуватися різні види важких металів, кожен з яких становить той чи інший ступінь небезпеки для довкілля. У зв'язку з тим, що в різних місцяхструктура грунту також може бути різна, окислювально- відновлювальні умови, реакційна здатність, а також механізми зв'язування важких металів у ґрунті також різні.

Найбільшу небезпеку для ґрунту несуть у собі техногенні чинники. Різні виробництва, відходами яких є частинки важких металів, на жаль, обладнані таким чином, що навіть найкращі фільтри пропускають елементи важких металів, які спочатку опиняються в атмосфері, а потім разом із виробничим сміттям проникають у ґрунт. Такий вид забруднення має назву техногенний. У цьому випадку велике значення має механічний склад ґрунту, вміст карбонатів та здатність до поглинання. Розрізняються важкі метали як ступенем на грунт, а й станом, у якому вони у ній перебувають.

В даний час відомо, що практично всі частинки важких металів можуть перебувати в грунті наступних станах: у вигляді суміші ізоморфних частинок, окисленими, у вигляді відкладення солей, в кристалічній решітці, розчинній формі, безпосередньо в ґрунтовому розчині і навіть є частиною органічних речовин. При цьому варто враховувати, що залежно від окисно-відновних умов, складу ґрунту та рівня вмісту Вуглекислий газповедінка частинок металів може змінюватись.

Тяжкі метали страшні не тільки своєю наявністю в ґрунтовому складі, а тим, що вони здатні рухатися, змінюватися і проникати в рослини, чим можуть завдати істотної шкоди. навколишньому середовищі. Рухливість частинок важких металів може змінюватись в залежності від того, чи є різниця між елементами у твердій та рідкій фазі. Забруднюючі речовини, в даному випадку елементи важких металів можуть нерідко при проникненні в шари ґрунту набувають міцнофіксованої форми. У такому вигляді метали недоступні рослинам. У решті випадків метали легко проникають у рослини.

Дуже швидко проникають у ґрунт водорозчинні елементи металів. Причому вони не просто надходять у ґрунтовий шар, вони здатні мігрувати по ньому. Згодом у грунті утворюються низькомолекулярні водорозчинні мінеральні сполуки, які мігрують у нижню частину пласта. А разом з ними мігрують і з'єднання важких металів, утворюючи низькомолекулярні комплекси, тобто трансформуючись в інший стан.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

3. Токсичність металу внаслідок комплексоутворення може змінитися.

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

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

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

Насамперед становлять інтерес ті метали, які найбільше забруднюють атмосферу з огляду на використання їх у значних обсягах у виробничій діяльності та внаслідок накопичення во зовнішньому середовищістановлять серйозну небезпеку з погляду їх біологічної активності та токсичних властивостей. До них відносять свинець, ртуть, кадмій, цинк, вісмут, кобальт, нікель, мідь, олово, сурму, ванадій, марганець, хром, молібден та миш'як.
Біогеохімічні властивості важких металів

В – висока, У – помірна, Н – низька

Ванадій.

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

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

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

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

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

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

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

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

Залізо виявляється переважно у водах з низькими значеннями Eh.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Марганець

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

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

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

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

Концентрація марганцю в поверхневих водах піддається сезонним коливанням.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Місто

Норильськ

Мончегорськ

Красноуральськ

Кольчугіне

Заполярний

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

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

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

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

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

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

Молібден

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Токсична дія олова невелика.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Тетраетилсвинець

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

Дана речовина характеризується високою токсичністю, має кумулятивні властивості.

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

У стічних водах срібло може бути у розчиненому і зваженому вигляді, переважно у формі галоїдних солей.

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

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

ГДК срібла становить 0.05 мг/дм3.

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

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

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

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

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

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

З'єднання Cr(VI) і Cr(III) у підвищених кількостях мають канцерогенні властивості. З'єднання Cr(VI) є небезпечнішими.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Біологічний взаємозв'язок між ґрунтом та людиною здійснюється головним чином шляхом обміну речовин. Ґрунт є ніби постачальником мінеральних речовин, необхідних для циклу обміну речовин, для зростання рослин, споживаних людиною і травоїдними тваринами, що з'їдаються в свою чергу людиною і м'ясоїдними тваринами. Таким чином, ґрунт забезпечує їжею багатьох представників рослинного та тваринного світу.

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

4.5.1.
Знешкодження рідких відходів у ґрунті

У низці населених пунктів, що не мають каналізації, деякі відходи, у тому числі і гній, знешкоджують у ґрунті.

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

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

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

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

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

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

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

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

На даний момент для позначення практично однакової групи хімічних елементівшироко застосовуються два різні терміни: мікроелементи та важкі метали.

Мікроелементи - поняття, що зародилося в геохімії і активно використовується в сільськогосподарських науках, медицині, токсикології, санітарії. Воно позначає групу хімічних елементів, які у природних об'єктах у дуже малих кількостях - менше 0,01%, зазвичай, 10 -3 -10 -12 %. Формально в основу виділення покладено їх поширеність у природі, яка для різних природних середовищ та об'єктів (літосфера, педосфера, донні опади, гідросфера, рослини, тварини та ін) істотно різниться.

Термін " " важкі метали " " більшою мірою відбивають ефект забруднення навколишнього середовища проживання і токсичний вплив елементів за її надходження у біоту. Він запозичений із технічної літератури, де застосовується для позначення хімічних елементів із щільністю понад 5 г/см 3 . Якщо виходити з цього показника, важкими слід вважати 43 з 84 металів, що входять до Періодичної системи елементів Менделєєва. Однак при такому трактуванні під дане визначення не потрапляють Be - 1,85 г/см 3 Al - 2,7, Sc - 3,0, Ti - 4,6, Rb - 1,5, Sr - 2,6, Y - 4,5, Cs - 1,9, Ba - 3,8 г/см 3 які при надмірних концентраціях також бувають небезпечними. Необхідність включення до цієї групи легких металів-токсикантів була досягнута зміною критерію відбору, коли в цю групустали відносити елементи з атомної масою понад 40. При такому підході з токсикантів до неї не потрапили лише Be та Al.

Тому цілком обґрунтованим є включення до сучасного трактування терміну "важкі метали" великої групи токсичних хімічних елементів, у тому числі і неметалів.

Усього налічується понад 40 важких металів. Пріоритетними забруднювачами вважаються Pb, Cd, Zn, Hg, As та Cu, тому що їх техногенне накопичення у навколишньому середовищі йде дуже високими темпами. Ці елементи мають велику спорідненість до фізіологічно важливих органічних сполук. Їх надмірна кількість в організмі живих істот порушує всі процеси метаболізму і призводять до серйозним захворюваннямлюдини та тварин. У той самий час, багато їх елементів (Co, Cu, Zn, Se, Mn) досить широко використовують у народногосподарському виробництві (особливо сільському господарстві, медицині та інших.) під назвою мікроелементи, що говорилося вище.

Хром (Cr). Зміст елемента у ґрунтах залежить від його вмісту в материнських породах.

Хром відрізняється широкою різноманітністю станів окислення і здатністю формувати комплексні аніонні та катіонні іони (Cr(OH)2+, CrO42-, CrO3-). У природних сполуках він має валентність +3 (хромові сполуки) та +6 (хромати). Більша частина Cr 3+ присутня в хроматі FeCr 2 O 4 або інших мінералах ряду шпінель, в яких він заміщає залізо і алюміній.

У ґрунтах більша частинахрому присутній у вигляді Cr 3+ входить до складу мінералів або утворює різні Cr 3+ та Fe 3+ оксиди. З'єднання хрому в ґрунтах дуже стабільні, тому що в кислому середовищі він інертний (при рН 5,5 він майже повністю випадає в осад). Поведінка хрому залежить від рН та окисно-відновного потенціалу ґрунтів.

На поведінку хрому у ґрунтах великий вплив надають і органічні комплекси. Важливим моментому поведінці елемента, з яким пов'язана доступність хрому для рослин, є легкість, з якою розчинний Cr 6+ за нормальних ґрунтових умов перетворюється на нерозчинний Cr 3+ . В результаті окислюючої здатності сполук марганцю в ґрунтах може спостерігатися окислення Cr 3+ .

Хром є важливим елементомхарчування рослин. Зниження його рухливості хрому у ґрунтах може призводити до дефіциту в рослинах. Легко розчинний у ґрунтах Cr 6+ токсичний для рослин та тварин.

Вапнування застосування фосфору та органічних речовин помітно знижує токсичність хрому у забруднених ґрунтах.

Свинець (Pb). Вміст свинцю в земній корі становить 1,6×10 -3 вагових відсотків. Природний вміст свинцю в ґрунтах коливається від 3 до 189 мг/кг. У природних умовах його головна форма - галеніт PbS. Свинець є у вигляді Pb 2+ . При вивітрюванні сульфіди свинцю повільно окислюються.

За геохімічними властивостями свинець близький до групи двовалентних лужноземельних елементів, тому здатний заміщати До, Ва, Sr Са як у мінералах, так і при процесі сорбції. Через широкомасштабне забруднення свинцем більшість грунтів, особливо верхні горизонти, збагачені цим елементом.

Серед важких металів він найменш рухливий. Свинець асоціюється головним чином із глинистими мінералами, оксидами марганцю, гідроксидами заліза та алюмінію, органічною речовиною. При високих рН свинець осаджується у ґрунті у вигляді гідроксиду, фосфату, карбонату. Ці ж умови сприяють утворенню Pb-органічних комплексів.

Рівні вмісту, при якому елемент стає токсичним, коливаються в межах 100-500 мг/кг. Свинцеві забруднення підприємств кольорової металургії представлені мінеральними формами, від вихлопних газів автотранспорту - галогенидных солей. Частини вихлопних газів, що містять Pb, нестійкі і легко перетворюються на оксиди, карбонати, сульфати. Забруднення ґрунтів свинцем носить незворотний характер, тому накопичення мікроелемента у верхньому горизонті ґрунтів йтиме навіть в умовах його невеликого привнесення.

Забруднення ґрунтів свинцем в даний час не викликає великого занепокоєння через нерозчинність адсорбованих та осаджених іонів Pb у ґрунтах. Однак вміст свинцю в корінні рослин корелює з його вмістом у ґрунтах, що вказує на поглинання елемента рослинами. Накопичення свинцю у верхньому горизонті ґрунтів має також велике екологічне значення, оскільки він сильно впливає на біологічну активність ґрунтів та ґрунтову біоту. Його високі концентрації можуть гальмувати мікробіологічні процеси особливо у ґрунтах з низьким значеннямкатіонообмінної ємності.

Кадмій (Cd). Кадмій є розсіяним елементом. Поширеність кадмію в земній корі становить 5×10 -5 вагових відсотків. Геохімія Cd тісно пов'язана з геохімією цинку, він виявляє велику рухливість у кислих середовищах.

При вивітрюванні кадмій легко перетворюється на розчин де є у вигляді Cd 2+ . Він може утворювати комплексні іони CdCl + , CdOH + , CdHCO 3 + , Cd (OH ) 3 - , Cd (OH ) 4 2- , а також органічні хелати. Головне валентний станкадмію в природних середовищах +2. Найбільш важливими факторами, що контролюють рухливість іонів кадмію, є рН середовища та окислювально-відновний потенціал. У сильноокислювальних умовах Cd здатний утворювати власне мінерали, а також накопичуватися у фосфатах та біогенних осадах.

Головний фактор, що визначає вміст елемента у ґрунтах - склад материнських порід. Середній вміст кадмію у ґрунтах - від 0,07 до 1,1 мг/кг. При цьому фонові рівні не перевищують 0,5 мг/кг, вищі значення є результатом антропогенної діяльності.

У зв'язуванні кадмію різними компонентами ґрунту провідним процесом є конкуруюча адсорбція на глинах. У будь-якому ґрунті активність кадмію сильно залежить від рН. Елемент найбільш рухливий у кислих ґрунтах в інтервалі рН 4,5-5,5, у лужних він відносно нерухомий. При зростанні рН до лужних значень з'являється одновалентний гідроксокомплекс Cd ОН + , який легко замінити позиції в іонообмінному комплексі.

Для кадмію найбільш характерна міграція вниз за профілем, ніж накопичення у верхніх горизонтах ґрунтів, тому збагачення елементом верхніх шарів свідчить про забруднення ґрунтів. Забруднення грунтів Cd є небезпечним для біоти. В умовах техногенного навантаження максимальні рівні кадмію в ґрунтах характерні для районів свинцево-цинкових копалень, поблизу підприємств кольорової металургії, на сільськогосподарських угіддях, де використовуються стічні води та фосфатні добрива.

Для зменшення токсичності Cd у ґрунтах використовуються методи, спрямовані на підвищення рН та катіонообмінної ємності ґрунтів.

Ртуть (Hg). Ртуть та її сульфід (кіновар) відомі людині з давніх-давен. Це єдиний метал, який за нормальної температури перебуває у рідкому вигляді. Алхіміки вважали ртуть носієм металевих властивостей та розглядали її як загальну складову частинувсіх металів.

Важливими геохімічними властивостями ртуті є: утворення сильних зв'язків із сіркою, утворення органометалевих сполук, порівняно стійких у водному середовищі, леткість елементарної ртуті. Ртуть малорухлива при вивітрюванні, затримується грунтом головним чином формі слаборухливих органічних комплексів.

Сорбція Hg 2+ у ґрунті змінюється в залежності від величини рН, будучи максимальною при рН 4-5. Середні концентрації ртуті у поверхневому шарі ґрунту не перевищують 400 мкг/кг. Фонові рівні елемента можна оцінити як 0,n мг/кг, проте точні кількості визначити важко через широке забруднення ґрунтів цим металом. Забруднення ґрунтів ртуттю пов'язане з підприємствами, що виробляють важкі метали, з хімічним виробництвом, із застосуванням фунгіцидів.

Забруднення ґрунтів ртуттю само по собі не є серйозною проблемою, проте навіть прості солі Hg або металева ртуть створюють небезпеку для рослин та ґрунтової біоти через отруйні властивості парів ртуті. Споживання елемента корінням рослин може бути зведено до мінімуму шляхом внесення вапна, сірковмісних сполук та твердих фосфатів.

Миш'як (As). Миш'як відомий з давніх-давен. Ще Аристотель і Теофраст згадують про природні сірчисті сполуки миш'яку, що застосовувалися як лікувальні засоби та фарби. Середній вміст елемента в земній корі - 5×10 -4 вагових відсотків. Характеризується однорідним розподілом у основних типах гірських порід. Утворює власні мінерали та входить до складу інших. Елемент пов'язані з родовищами інших мінералах і як індикатор при пошукових геохімічних роботах. Мінерали миш'яку добре розчиняються. Однак інтенсивність його міграції невелика внаслідок активної сорбції глинистими частинками, гідроксидами, органічною речовиною.

Звичайні стани окислення As; -3, 0, +3, +5. Комплексні аніони AsО 2 - , AsО 4 3- , НAsО 4 2- , As 2 Про 3 - є найбільш поширеними рухомими формами миш'яку. За особливостями поведінки AsО 4 3 близький до фосфатів. Найбільш поширена форма миш'яку в умовах довкілля - As 5+.

Миш'як, адсорбований ґрунтом, важко піддається десорбції, а міцність зв'язування елемента ґрунтом з роками збільшується. Найбільш низькі рівні вмісту миш'яку характерні для піщаних ґрунтів. Його максимальні концентрації пов'язані з алювіальними ґрунтами та ґрунтами, збагаченими органічною речовиною.

Токсичність миш'яку в ґрунтах може бути знижена різними способами залежно від джерела забруднення та властивостей ґрунтів. Збільшення окисного стану ґрунтів, застосування речовин, що сприяють осадженню та зв'язуванню елемента (сульфату заліза, карбонату кальцію), обмежує біодоступність миш'яку. Внесення фосфатних добрив також знижує надходження елемента біоту.

Нікель (Ni). Зміст нікелю в земній корі становить 8×10 -3 вагових відсотків. У поширенні нікелю в земній корі спостерігається схожість із кобальтом та залізом. У континентальних відкладеннях він присутній у вигляді сульфідів та арсенідів і часто заміщає залізо у залізомагнезіальних сполуках. У з'єднаннях нікель головним чином двох-і тривалентний.

При вивітрюванні гірських порід елемент легко вивільняється, а потім осаджується з оксидами заліза та марганцю. Він відносно стабільний у водних розчинах і може мігрувати великі відстані.

У ґрунтах нікель тісно пов'язаний з оксидами марганцю та заліза, і в цій формі найбільш доступний для рослин. У верхніх горизонтах ґрунтів нікель присутній в органічно пов'язаних формах, частина з яких представлена ​​легко розчинними хелатами. Найвищі вмісту Ni спостерігаються в глинистих і суглинистих ґрунтах, у ґрунтах на основних та вулканічних породах та у ґрунтах, багатих органікою.

Нині нікель вважається серйозним забруднювачем. Антропогенні джерела нікелю призводять до його суттєвого збільшення у ґрунтах. В осадах стічних вод Ni присутній у формі легкодоступних органічних хелатів і може бути фітотоксичним. Зниження його доступності для рослин сприяють внесення фосфатів або органічної речовини.

Розрахунки, проведені в Білорусі, свідчать про те, що в атмосферу республіки тільки від стаціонарних джерел спалювання палива потрапляє 72% миш'яку, 57% ртуті, близько 99% нікелю, 27% кадмію, 33% хрому, 27% міді, 15 11% цинку. Цементне виробництво привносить значну кількість кадмію, свинцю, хрому. Пересувні джерела переважно забруднюють атмосферу цинком і міддю.

Крім атмосферних випадень, значна кількість металів привноситься в ґрунт при використанні добрив, у тому числі на основі опадів стічних вод та побутових відходів. У складі домішок у добривах знаходиться кадмій, хром, мідь свинець, уран, ванадій і цинк, з відходами інтенсивного тваринництва та птахівництва - мідь та миш'як, з компостом та гноєм - кадмій, мідь, нікель, цинк та миш'як, з пестицидами - миш'як, ртуть, свинець, марганець та цинк.

Складність складу ґрунтів, великий набір хімічних сполук обумовлюють можливість одночасного перебігу різних хімічних реакційта здатність твердих фаз ґрунтів підтримувати порівняно постійним склад ґрунтового розчину, звідки рослини безпосередньо черпають хімічні елементи. Цю здатність підтримувати постійним склад ґрунтового розчину називають буферністю ґрунтів. У природній обстановці буферність грунтів виявляється у тому, що з споживанні будь-якого елемента з грунтового розчину відбувається часткове розчинення твердих фаз і відновлюється концентрація розчину. Якщо грунтовий розчин ззовні потрапляють зайві кількості будь-яких сполук, то тверді фази грунтів пов'язують такі речовини, знову підтримуючи сталість складу грунтового розчину. Отже, діє загальне правило: буферність грунтів обумовлена ​​великим набором хімічних реакцій, що одночасно протікають між грунтовим розчином і твердими частинами грунту. Хімічна різноманітність робить ґрунт стійким у змінних умовах природного середовища або при антропогенній діяльності.

Зміст важких металів (ТМ) у ґрунтах залежить, як встановлено багатьма дослідниками, від складу вихідних гірських порід, значне розмаїття яких пов'язане зі складною. геологічною історієюрозвитку територій Хімічний склад грунтоутворюючих порід, представлений продуктами вивітрювання гірських порід, зумовлений хімічним складом вихідних гірських порід та залежить від умов гіпергенного перетворення.

В останні десятиліття до процесів міграції ТМ у природному середовищі інтенсивно включилася антропогенна діяльність людства.

Однією з найважливіших груп токсикантів, що забруднюють ґрунт, є важкі метали. До них відносяться метали із щільністю понад 8 тис. кг/м 3 (крім шляхетних та рідкісних): Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Hg, Co, Sb, Sn, Be. У прикладних роботах до списку тяжких металів нерідко додають також Pt, Ag, W, Fe, Mn. Багато важкі метали токсичні. Антропогенне розсіювання цієї групи забруднювачів (у тому числі і у вигляді солей) у біосфері призводить до отруєння чи загрози отруєння живого.

Віднесення важких металів, що потрапляють у ґрунт із викидів, відкидів, відходів, до класів небезпеки (за ГОСТом 17.4.1.02-83. Охорона природи. Ґрунти) представлено у табл. 1.

Таблиця 1.Класифікація хімічних речовин за класами небезпеки

Мідь– одна із найважливіших незамінних елементів, необхідні живих організмів. У рослинах вона бере активну участь у процесах фотосинтезу, дихання, відновлення та фіксації азоту. Мідь входить до складу цілого ряду ферментів-оксидаз – цитохромоксидази, церулоплазміну, супероксидадисмутази, уратоксидази та інших, та бере участь у біохімічних процесах як складова частина ферментів, що здійснюють реакції окиснення субстратів молекулярним киснем.

Кларк у земній корі 47 мг/кг. У хімічному плані мідь – малоактивний метал. Основним фактором, що впливає на величину вмісту Cu, є концентрація її в грунтоутворювальних породах. З вивержених порід найбільше елемента накопичують основні породи – базальти (100-140 мг/кг) і андезити (20-30 мг/кг). Покривні та лісоподібні суглинки (20-40 мг/кг) менш багаті на мідь. Найменший її зміст відзначається в пісковиках, вапняках і гранітах (5-15 мг/кг). Концентрація металу в глинах європейської частини території Росії сягає 25 мг/кг, у лісоподібних суглинках – 18 мг/кг. Супіщані та піщані грунтоутворюючі породи Гірського Алтаю накопичують в середньому 31 мг/кг міді, півдня Західного Сибіру – 19 мг/кг.

У ґрунтах мідь є слабоміграційним елементом, хоча зміст рухомої форми буває досить високим. Кількість рухомої міді залежить від багатьох факторів: хімічного та мінералогічного складу материнської породи, рН ґрунтового розчину, вмісту органічної речовини та ін. Найбільша кількість міді у ґрунті пов'язана з оксидами заліза, марганцю, гідроксидами заліза та алюмінію та, особливо, з монтморилонітом вермікулітом. Гумінові та фульвокислоти здатні утворювати стійкі комплекси з міддю. При рН 7-8 найменша розчинність міді.

ГДК міді в Росії – 55 мг/кг, ГДК для піщаних та супіщаних ґрунтів – 33 мг/кг.

Дані щодо токсичності елемента для рослин нечисленні. В даний час основною проблемою вважається нестача міді в ґрунтах або її дисбаланс із кобальтом. Основні ознаки дефіциту міді для рослин - уповільнення, а потім і припинення формування репродуктивних органів, поява щуплого зерна, порожнистих колосків, зниження стійкості до несприятливих факторів зовнішнього середовища. Найбільш чутливі до її нестачі пшениця, овес, ячмінь, люцерна, столові буряки, цибуля та соняшник.

Марганецьшироко поширений у ґрунтах, але знаходиться там, у менших кількостях порівняно із залізом. У ґрунті марганець знаходиться у кількох формах. Єдині форми, доступні для рослин, – це обмінні та водорозчинні форми марганцю. Доступність ґрунтового марганцю знижується зі зростанням pH (при зменшенні кислотності ґрунту). Однак рідко зустрічаються ґрунти, виснажені вилуговуванням настільки, що доступного марганцю не вистачає для живлення рослин.

Залежно від типу ґрунтів вміст марганцю коливається: каштанова 15,5 ± 2,0 мг/кг, сіроземна 22,0 ± 1,8 мг/кг, лучна 6,1 ± 0,6 мг/кг, жовтоземна 4,7 ± 3,8 мг/кг піщана 6,8 ± 0,7 мг/кг.

Сполуки марганцю є сильними окислювачами. Гранично допустима концентрація для чорноземних ґрунтів становить
1500 мг/кг ґрунту.

Вміст марганцю в рослинних харчових продуктах, вирощених на лугових, жовтоземних та піщаних ґрунтах, корелює з його вмістом у цих ґрунтах. Кількість марганцю в добовому харчовому раціоні у цих геохімічних провінціях більш ніж у 2 рази менша за добову потребу людини та харчового раціону людей, які проживають у зонах каштанових та сіроземних ґрунтів.

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

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

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

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

Кадмій (Cd)

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Ртуть (Hg)

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

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

Свинець (Pb)

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

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

Миш'як (As)

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

Мідь(Cu)

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

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

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

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

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

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

Цинк (Zn)

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

Марганець

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

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

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

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