Ťažké kovy v pôde
Nedávno v dôsledku rýchleho rozvoja priemyslu existuje výrazný nárast úrovne ťažkých kovov v životnom prostredí. Termín "Ťažké kovy" sa aplikuje na kovy buď s hustotou viac ako 5 g / cm3, alebo s atómovým číslom väčším ako 20. Hoci existuje ďalší bod pohľadu, podľa ťažkých kovov je viac ako 40 chemických prvkov s atómovými hmotnosťami presahujúcimi 50 at. Jednotky. Medzi chemické prvky sú ťažké kovy najviac toxické a horšie, pokiaľ ide o ich nebezpečenstvo len pesticídy. Zároveň sú nasledujúce chemické prvky toxické: CO, NI, CU, ZN, SN, AS, SE, TE, RB, AG, CD, AU, HG, PB, SB, BI, PT.
Fytotoxicita ťažkých kovov závisí od ich chemických vlastností: valencia, iónový polomer a komplexná schopnosť. Vo väčšine prípadov sú prvky podľa stupňa toxicity umiestnené v sekvencii: Cu\u003e Ni\u003e CD\u003e Zn\u003e PB\u003e Hg\u003e FE\u003e MO\u003e MN. Avšak, táto séria môže byť trochu zmenená kvôli nerovnakému zrážaniu prvkov pôdy a prekladu do rastlín neprístupných pre rastliny, podmienky kultivácie, fyziologických a genetických vlastností samotných rastlín. Transformácia a migrácia ťažkých kovov sa vyskytuje s priamym a nepriamym účinkom komplexnej reakcie. Pri hodnotení znečistenia životného prostredia je potrebné zohľadniť vlastnosti pôdy a predovšetkým distribúciu veľkosti častíc, huáciu a vyrovnávanie. Pod náraznosťou chápajú schopnosť pôdy udržiavať koncentráciu kovov v roztoku pôdy na konštantnej úrovni.
V pôde sú ťažké kovy prítomné v dvoch fázach - tuhých a v pôdnom roztoku. Forma existencie kovov je určená reakciou média, chemického a reálneho zloženia pôdneho roztoku a predovšetkým obsah organických látok. Prvky - komplexy, znečisťujúce pôdu, sú koncentrované hlavne vo svojej hornej 10 cm vrstve. Avšak pri okyslení menšinovej pôdy, významný podiel kovov z stavu absorbovaného výmenníka prechádza do pôdneho roztoku. Kadmium, meď, nikel, kobalt majú silnú migračnú schopnosť v kyslom prostredí. Zníženie pH o 1,8-2 jednotiek vedie k zvýšeniu mobility zinku na 3,8-5,4, kadmium - v 4-8, medi - 2-3 krát. .
Tabuľka 1 PDC štandardy (CHDK), obsah pozadia chemických prvkov v pôdach (mg / kg)
|
Trieda nebezpečnosti |
Stok pre skupiny pôdy |
||||||
|
Odstránený acetátom-amóniovým pufrom (pH \u003d 4,8) |
Piesok, sucha |
SUGLINIST, CLY |
|||||
|
pH xl< 5,5 |
rN KSL\u003e 5.5 |
||||||
Pri vstupe do pôdy sa teda ťažké kovy rýchlo interagujú s organickými ligandami s tvorbou komplexných zlúčenín. Takže pri nízkych koncentráciách v pôde (20-30 mg / kg) je približne 30% olovo vo forme komplexov s organickými látkami. Podiel komplexných olovených zlúčenín sa zvyšuje so zvýšením jeho koncentrácie na 400 mg / g a potom sa znižuje. Kovy sú tiež sorbované (vymenené alebo nekonečné) zrážky hydroxidov železa a mangánu, ílové minerály a organická hmota pôdy. Kovy dostupné pre rastliny a schopné preplachovania sú v pôdnom roztoku vo forme voľných iónov, komplexov a chelátov.
Absorpcia TM pôdy je závislá od reakcie média a na ktorej vedenia sa dominujú v pôdnom roztoku. V kyslom médiu, medi, olova a zinku sú viac sorbované a kadmium a kobalt sa intenzívne absorbujú v alkalických látkach. Meď sa viaže hlavne na organické ligandy a hydroxidov železa.
Tabuľka 2 Mobilita stopových prvkov v rôznych pôdach v závislosti od pH pôdneho roztoku
Pôdne klimatické faktory často určujú smer a rýchlosť migrácie a transformácie TM v pôde. Podmienky pôdnych a vodných režimov lesnej zóny teda prispievajú k intenzívnej vertikálnej migrácii TM na pôdny profil, vrátane prenosu kovov s prúdom vody na praskliny, otáčky koreňov atď. .
Nikel (Ni) je prvok VIII periodického systému atómovej hmotnosti 58,71. Nikel spolu s Mn, Fe, CO a CU označuje takzvané prechodné kovy, ktorých spojenia majú vysokú biologickú aktivitu. Vzhľadom na zvláštnosti štruktúry elektronických orbitálov, vyššie uvedené kovy, vrátane niklu, majú dobre výraznú schopnosť komplexizácie. Nikel je schopný tvoriť stabilné komplexy, napríklad s cysteínom a citrátom, ako aj s mnohými organickými a anorganickými ligandami. Geochemické zloženie materských plemien do značnej miery určuje obsah niklu v pôdach. Najväčšie množstvo niklu obsahuje pôdy vytvorené z hlavných a ultrazvukových skál. Podľa niektorých autorov sa hranice nadbytkových a toxických hladín niklu pre väčšinu typov zmení od 10 do 100 mg / kg. Objem niklu je upevnený v pôde nehybne a veľmi slabá migrácia v koloidnom stave a v zložení mechanických suspenzií neovplyvňuje ich distribúciu pozdĺž vertikálneho profilu a je celkom jednotná.
Olovo (PB). Chémia olova v pôde je určená jemným rovnovážnym protiľahlým procesom: desorpcia, prechodu na sorpciu do pevného stavu. Vedúci, ktorý prišiel do pôdy s emisiami, je zahrnutý v cykle fyzických, chemických a fyzikálno-chemických transformácií. Po prvé, dominujú sa procesy mechanického pohybu (častice olova sú posunuté na povrchu a v hrubom prasklinách pôdy) a konvektívnu difúziu. Potom, s rozpustením zlúčenín na pevnej fáze, zložitejšie fyzikálno-chemické procesy (najmä spôsoby iónovej difúzie) nadobudnú účinnosť, sprevádzaná transformáciou olovených zlúčenín z prachu.
Bolo zistené, že olovo migruje vo vertikálnom aj horizontálnom smere a druhý proces prevláda po prvom. Po dobu 3 rokov pozorovania na lúku s rozpadu, olovený prach sa zmenil na horizontálny smer na povrchu pôdy, hĺbka jeho penetrácie do hrúbky pôdy bola 10-15 cm. Biologické faktory zohrávajú dôležitú úlohu pri riadenej migrácii. Biologické faktory: Korene rastlín absorbujú ióny kovov; Počas vegetácie sa ich pohyb vyskytuje v hrúbke pôdy; Počas umierania a rozkladu rastlín sa olovo zvýrazní v okolitej pôde.
Je známe, že pôda má schopnosť viazať (sorbitovať) technický olovo zadaný. Predpokladá sa, že sorpcia zahŕňa niekoľko procesov: kompletnú výmenu s katiónmi absorpčného pôdneho komplexu (nešpecifická adsorpcia) a radom reakčných reakcií s darcami zložiek pôdy (špecifická adsorpcia). V pôde je olovo pridružený hlavne s organickou hmotou, ako aj s ílovými minerálmi, oxidmi mangánu, hydroxidov železa a hliníka. Kombinácia olova, Gumus zabraňuje svojej migrácii do susedných prostredí a obmedzuje vstup do rastlín. Z ílových minerálov je tendencia sorpčného vedenia charakterizovaná Ilita. Zvýšenie pH pôdy počas vápna vedie k ešte väčšej väzbe olovenej pôdy v dôsledku tvorby zložitých rozpustných zlúčenín (hydroxoises, uhličitany atď.).
Vedúci, prítomný v pôde v pohybujúcich sa foriem, je fixovaný s pôdnymi zložkami a stáva sa neprístupným pre rastliny. Podľa domácich výskumníkov sú vodcovia najťažšie fixovaní olovo Chernozemom a peat-baby-baby.
Kadmium (CD) Funkcia kadmia, ktorý ju odlišuje od iných TM, je to, že v pôdnom roztoku je to hlavne prítomné vo forme katiónov (CD2 +), hoci v pôde s neutrálnou strednou reakciou, môže Tvoria ťažko rozpustné komplexy so sulfátmi, fosfátmi alebo hydroxidmi.
Podľa prehľadov sa koncentrácia kadmia v pôdnych roztokoch pozadia pohybuje od 0,2 do 6 μg / l. V ohnisku znečistenia pôdy sa zvyšuje na 300-400 μg / l. .
Je známe, že kadmium v \u200b\u200bpôde sa veľmi pohybuje, t.j. Je schopný prepnúť vo veľkých množstvách pevnej fázy do kvapaliny a chrbte (čo sťažuje predpovedať jeho prijatie do závodu). Mechanizmy, ktoré regulujú koncentráciu kadmia v pôdnom roztoku, sú určené procesmi sorpcie (pod sorpciou pochopiť skutočnú adsorpciu, zrážanie a komplexáciu). Kadmium je absorbované pôdou v menších množstvách ako iné TM. Na charakterizáciu mobility ťažkých kovov v pôde sa používa pomer koncentrácií kovov v pevnej fáze na taký v rovnovážnom roztoku. Vysoké hodnoty tohto vzťahu naznačujú, že TM sa udržiava v pevnej fáze v dôsledku sorpčnej reakcie, ktorá je nízka vzhľadom na skutočnosť, že kovy sú v roztoku, kde môžu migrovať na iné médiá alebo vstúpiť do rôznych reakcií (geochemické alebo \\ t biologické). Je známe, že vedúci proces v viazaní kadmia je adsorpcia ílu. Štúdie posledných rokov tiež ukázali významnú úlohu v tomto procese hydroxylových skupín, oxidov železa a organických látok. S nízkou úrovňou znečistenia a neutrálneho reakčného média je kadmium adsorbované hlavne oxidmi železa. A v kyslom prostredí (pH \u003d 5), začína organická látka ako výkonný adsorbent. S nižším indikátorom pH (pH \u003d 4) sa adsorpčné funkcie pohybujú takmer výlučne na organickú hmotu. Minerálne komponenty v týchto procesoch prestanú hrať akúkoľvek úlohu.
Je známe, že kadmium nie je len sorbed pri povrchu pôdy, ale tiež upevnené v dôsledku zrážania, koagulácie, inter-balenia absorpcie hliníkových minerálov. Vo vnútri pôdnych častíc sa difunguje na mikro a iných cestách.
Kadmium je stanovené rôznymi spôsobmi v pôdach rôznych typov. Zatiaľ čo málo je známe o konkurenčné vzťahy kadmia s inými kovmi v sorpčných procesoch v komplexe absorbujúce pôdu. Podľa výskumu špecialistov Technickej univerzity v Kodani (Dánsko) v prítomnosti niklu, kobaltu a zinku je potlačená absorpcia kadmovej pôdy. Ďalšie štúdie ukázali, že procesy sorpcie kadmia sú v prdeli v prítomnosti iónov chlóru. Sýtosť pôdy ions Ca2 + viedla k zvýšeniu sornibility kadmia. Mnohé kadmové komunikácie s pôdnymi komponentmi sa ukázali ako krehké, za určitých podmienok (napríklad kyslá reakcia média), opäť uvoľňuje a preskupuje do roztoku.
Zjavuje sa úloha mikroorganizmov v procese rozpustenia kadmia a prechodu na železničný stav. V dôsledku ich životne dôležitých aktivít sú vytvorené vo vode rozpustné kovové komplexy, alebo sú vytvorené fyzikálno-chemické podmienky, vedúce k prechodu kadmia z pevnej fázy do kvapaliny.
Procesy vyskytujúce sa s kadmiom v pôde (sorpcia-desorpcia, prechod na roztok atď.) Sú vzájomne prepojené a vzájomne závislé, na ich smere, intenzita a hĺbka závisí od prijatia tohto kovu v rastlinách. Je známe, že sorpcia kadmovej pôdy závisí od veľkosti pH: čím vyššie je pH pôdy, tým viac srží kadmium. Tak, podľa dostupných údajov, v rozmedzí pH od 4 do 7,7, s nárastom pH na jednotku, sorpčná kapacita pôd vo vzťahu k kadmiu sa zvýšila približne trojnásobne.
ZinC (Zn). Nedostatok zinku sa môže prejaviť ako na kyslých vysoko puzzle svetelných pôdach a na uhličitan, chudobný zinok a na vysoko postihnutých pôdach. Zvýšiť prejav insuficiencie zinku Použitie vysokých dávok fosforečných hnojív a silného kroku podložiam na orného horizontu.
Najvyšší hrubý obsah zinku v tunre (53-76 mg / kg) a chernozem (24-90 mg / kg) pôdy sú najnižšie - železitý-podzolové pôdy (20-67 mg / kg). Nedostatok zinku sa najčastejšie prejavuje na neutrálnych a slabo alkalických uhličitanových pôdach. V kyslých pôdach je zinok viac presunutý a rastliny sú k dispozícii.
Zinok v pôde je prítomný v iónovom formulári, ktorý je adsorbovaný mechanizmom katiónov v kyslom alebo v dôsledku hemosorkcie v alkalickom médiu. Najviac venovaný Ion Zn 2+. Mobilita zinku v pôde je ovplyvnená hlavne hodnota pH a obsah ílových minerálov. V rn<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе .
Chemické zloženie pôd na rôznych územiach je heterogénne a distribúcia chemických prvkov obsiahnutých v pôdach nerovnomerným územím. Napríklad, že sú prevažne v rozptýlenom stave, ťažké kovy sú schopné vytvárať miestne spojenia, kde ich koncentrácie v mnohých stovkách a tisíckrát presahujú hladiny Clark.
Pre normálne fungovanie tela sú potrebné rad chemických prvkov. Ich nevýhoda, nadbytok alebo nerovnováha môže spôsobiť ochorenia, nazývané mikroelementy 1 alebo biogeochemické endemicia, ktoré môžu byť prirodzené aj technické. Vo svojom postupe patria dôležitú úlohu vode, ako aj potravinárske výrobky, v ktorých chemické prvky spadajú z pôdy na potravinárskych reťazcoch.
Experimentálny spôsob vytvoril, že percento TM v rastlinách je ovplyvnený percentuálnym podielom TM v pôde, atmosfére, vode (v prípade rias). Bolo tiež pozorované, že na pôdach s rovnakým obsahom ťažkých kovov, kultúra poskytuje inú plodinu, hoci sa tiež zhodujú klimatické podmienky. Potom sa detegovala závislosť výťažku z kyslosti pôdy.
Najdôležitejším je znečistenie pôd podľa kadmia, ortuti, olova, arzénu, medi, zinku a mangánu. Zvážte kontamináciu pôdy týmito kovmi oddelene pre každú. 2.
Kadmium (CD)
Obsah kadmitu v zemskej kôre je približne 0,15 mg / kg. Kadmium sa koncentruje vo sopečnej (v množstve 0,001 až 1,8 mg / kg), metamorfné (v Q-Ver od 0,04 do 1,0 mg / kg) a sedimentárnych skál (v Q-VE od 0,1 do 11,0 mg / kg). Pôdy vytvorené na základe takýchto zdrojových materiálov obsahujú 0,1 až 0,3; 0,1 - 1,0 a 3,0 - 11,0 mg / kg kadmia.
V kyslých pôdach je kadmium prítomný vo forme CD2 +, CDCI +, CDSO 4 a v limetických pôdach - vo forme CD2 +, CDC1 +, CDSO 4, CDHCO 3 +.
Absorpcia kadmia rastlinami výrazne spadá, keď kyslé pôdne vápno. V tomto prípade zvýšenie pH znižuje rozpustnosť kadmia v pôdnej vlhkosti, ako aj biologickej dostupnosti pôdneho kadmia. Takže obsah kadmia v beturopálnych listoch na vápno pôdach bol menší ako obsah kadmitu v tých istých rastlinách na neznámych pôdach. Byad Podobný účinok je zobrazený pre ryžu a pšenicu -\u003e.
Negatívny vplyv na zvýšenie hodnoty pH na dostupnosť kadmia je spojený so znížením nerozpustnosti kadmia vo fáze pôdneho roztoku, ale tiež koreňovú aktivitu ovplyvňujúcu absorpciu.
Kadmium je v pôdach pomerne malé, a ak sa materiál obsahujúci kadmium pridáva na jeho povrch, jeho hlavné množstvo zostáva nedotknuté.
Spôsoby odstraňovania kontaminantov pôdy zahŕňajú buď odstráneniu samotnej znečistenej vrstvy, alebo odstránenie kadmia z vrstvy alebo povlaku kontaminovanej vrstvy. Kadmium sa môže konvertovať na komplexné nerozpustné zlúčeniny, ktoré sú dostupné chelatačné činidlá (napríklad kyselina etyléndiamíntetraoctová). .
Kvôli rýchlej absorpcii kadmia z pôdy rastlinami a nízkym toxickým účinkom obvykle sa vyskytujúcich jeho koncentráciách sa kadmium môže akumulovať v rastlinách a prúdenie do prepojení potravinového reťazca rýchlejšie ako olovo a zinok. Preto je najväčšie nebezpečenstvo pre ľudské zdravie, keď sa zavedie do pôdy odpadu, je kadmium.
Postup na minimalizáciu množstva kadmia schopného vstupu do ľudského nutričného reťazca z kontaminovanej pôdy rastie na tomto základe rastlín, ktoré sa nepoužívajú v potravinách alebo takýchto plodinách, ktoré absorbujú malé množstvá kadmia.
Všeobecne platí, že kultúra na kyslých pôd absorbujú viac kadmiových ako tie, ktoré sú na neutrálnych alebo alkalických pôdach. Preto je vápenca kyslých pôd účinným prostriedkom na zníženie množstva absorbovaného kadmia.
Merkúr (Hg)
Ortuť je v prírode vo forme kovovej pary HG 0, ktorá sa vytvára počas odparovania z zemskej kôry; Vo forme anorganických solí Hg (I) a Hg (II) a vo forme organickej zlúčeniny metylitutimu CH3HG +, monometylových a dimetylových derivátov CH3HG + a (CH3) 2 Hg.
Merkúr sa hromadí v hornom horizonte (0-40 cm) pôdy a sťahuje sa do hlbších vrstiev. Zlúčeniny ortuti sa týkajú vysoko stabilných pôdnych látok. Rastliny rastúce na pôde kontaminované ortuťou, absorbujú značné množstvo prvku a hromadia ho v nebezpečných koncentráciách, alebo nerastú.
Vedenie (PB)
Podľa pokusov vykonaných za podmienok piesočnatej kultúry so zavedením prahových hodnôt pre pôdy HG koncentrácií (25 mg / kg) a PB (25 mg / kg) a prekročení prahových hodnôt 2-20 krát, ovsa rastlín až po určité Úroveň kontaminácie rastú a rozvíja sa normálne. Ako sa zvyšuje koncentrácia kovov (pre PB, vzhľad rastlín sa mení z dávky 100 mg / kg). S extrémnymi dávkami kovov, rastliny zomrú za tri týždne od začiatku experimentov. Obsah kovov v komponentoch biomasy v zostupnom poradí je distribuovaný nasledovne: korene - nadzemná časť - zrno.
Celkový tok olova do atmosféry (a následne čiastočne na pôdu) z vozidla v Rusku v roku 1996 odhadoval na približne 4,0 tisíc ton, vrátane 2,16 tisíc ton. Maximálne vedenie zaťaženia sa uskutočnilo v regióne Moskva a Samara, nasledovala Kaluga, Nižný Novgorod, Vladimir región a ďalšie predmety Ruskej federácie, ktorá sa nachádza v centrálnej časti Európskeho územia Ruska a severného Kaukazu. Najväčšie absolútne šéfové emisie boli zaznamenané v Urals (685 ton), Volga (651 ton) a Západné Sibírske (568 ton). A najnepriaznivejší vplyv emisií olova bol zaznamenaný v Tatároch, Krasnodar a Stavropol Territories, Rostov, Moskva, Leningrad, Nizhny Novgorod, Volgograd, Voronezh, Saratovskaya a Samara Regióny (Green Mir Noviny, Špeciálne vydanie № 28, 1997).
Arzén (ako)
Arzén je v životnom prostredí vo forme rôznych chemicky stabilných foriem. Jeho dve hlavné oxidačné stavy: ako (iii) a ako (v). V prírode je päť-kravata arzén bežná vo forme rôznych anorganických zlúčenín, hoci trojmocný arzén sa ľahko nachádza vo vode, najmä v anaeróbnych podmienkach.
Meď (Cu)
Prírodné medené minerály v pôdoch zahŕňajú sulfáty, fosfáty, oxidy a hydroxidy. Sulfidy medi môžu byť vytvorené v zle vypustených alebo zaplavených pôdach, kde sa realizujú podmienky na obnovu. Medené minerály sú zvyčajne príliš rozpustné, aby zostali vo voľne vyčerpaných poľnohospodárskych pôdach. V pôde kontaminovanej kovom však môže byť chemické médium monitorované needobivnostnými procesmi vedúcimi k akumulácii metastabilných tuhých fáz. Predpokladá sa, že v získaných pôd kontaminovaných medi môžu byť Kovellin (CUS) alebo Halcopyrit (CUFES 2).
Stopové množstvá medi môžu byť obsiahnuté vo forme oddelených sulfidových inklúzií v kremičitach a môžu byť izomorfné na nahradenie katiónov vo filozylizujúcich. Nevyvážené ílové minerály sú nešpecifikované nešpecifickými medi, ale oxidmi železa a hydroxidov a mangánu ukazujú veľmi vysokú špecifickú afinitu pre meď. Organické zlúčeniny s vysokou molekulovou hmotnosťou sú schopné byť pevné absorbenty pre meď, a organické látky s nízkou molekulovou hmotnosťou sú naklonené na vytvorenie rozpustných komplexov.
Zložitosť zloženia pôdy obmedzuje možnosť kvantitatívneho oddelenia zlúčenín medi na špecifické chemické formy. Označuje -\u003e Prítomnosť veľkej hmoty konglomerátov medi je v organických látkach a v oxidoch Fe a MN. Zavedenie odpadového odpadu obsahujúceho meď alebo anorganické soli medi zvyšuje koncentráciu zlúčenín medi v pôde schopnej extrakcie relatívne mäkkých činidiel; Medi môže byť v pôde vo forme labilných chemických foriem. Ale ľahko rozpustný a vymeniteľný prvok - meď - tvorí malý počet foriem schopných absorbovať rastlinami, zvyčajne menej ako 5% celkového obsahu medi v pôde.
Toxicita medi sa zvyšuje so zvýšením pH pôdy a pri nízkej kapacite katiónovej výmeny. Obohatenie s medenou z dôvodu extrakcie sa vyskytuje len v povrchových vrstvách pôdy a zrno plodiny s hlbokým koreňovým systémom netrpia.
Životné prostredie a výživa rastlín môže ovplyvniť fytotoxicitu medi. Napríklad, toxicita medi pre ryžu na rovných krajinách, bola zrejmá, keď rastliny zavŕšili chladno a nie teplá voda. Faktom je, že mikrobiologická aktivita je potlačená v studenej pôde a vytvára tie podmienky obnovenia v pôde, ktorá by prispela k zrážaniu medi z roztoku.
Fytotoxicita medi je pôvodne spôsobená nadbytkom dostupnej medi v pôde a amplifikovaná kyslosťou pôdy. Vzhľadom k tomu, meď je relatívne drobné v pôde, takmer všetky medené padajúce do pôdy zostáva v horných vrstvách. Vytvorenie organických látok do pôdy kontaminovanej medi môže znížiť toxicitu v dôsledku adsorpcie rozpustného kovu organickým substrátom (Cu2 + ióny sa konvertujú na komplexné zlúčeniny menej dostupné pre rastlinu) alebo zvýšenie mobility Cu 2+ iónov a prepláchnuť ich z pôdy vo forme rozpustných volebných komplexov.
ZinC (Zn)
Zinok môže byť v pôde vo forme oxosulfátov, uhličitanov, fosfátov, kremičitanov, oxidov a hydroxidov. Tieto anorganické zlúčeniny metastabilné v poľnohospodárskej pôde horoshorcho. Zdá sa, že SFELLERITE ZNS je termodynamicky prevládajúca forma v obnovených a oxidovaných pôdach. Niektoré zinkové asociácie s fosforu a chlórom je evidentné v obnovených, kontaminovaných zrážok znečistených kovov. V dôsledku toho sa v pôdoch bohatom na kovy musia vyskytnúť relatívne rozpustné zinkové soli.
Zinok je izomorficky substituovaný inými katiónmi v silikátových mineráloch, môže byť uzavreté alebo koexistované s mangánmi a hydroxidmi železa. Filzylikety, uhličitany, hydratované oxidy kovov, ako aj organické zlúčeniny horbosru absorbujú zinok a špecifické a nešpecifické väzbové miesta.
Rozpustnosť zinku sa zvyšuje kyslých pôd, ako aj s komplexáciou s organickými ligandami s nízkou molekulovou hmotnosťou. Podmienky obnovenia môžu znížiť rozpustnosť v zinku v dôsledku tvorby nerozpustných ZNS.
Fytotoxicita zinku sa zvyčajne prejavuje, keď korene rastliny s nadmerným roztokom zinku v pôde. Preprava zinku cez pôdu sa vyskytuje prostredníctvom výmeny a difúzie a druhý proces dominuje v pôdach s nízkym obsahom zinku. Výmena dopravy je výraznejšia vo vysokoobývaných pôdach, v ktorých je koncentrácia rozpustného zinku relatívne stabilná.
Mobilita zinku v pôdach sa zvyšuje v prítomnosti chelatačných činidiel (prírodných alebo syntetických). Zvýšenie koncentrácie rozpustného zinku spôsobené tvorbou rozpustných chelátov kompenzuje zníženie mobility v dôsledku zvýšenia veľkosti molekuly. Koncentrácie zinku v rastlinných tkanivách, jeho celková absorpcia a symptómy toxicity sú pozitívne korelované s koncentráciou zinku v roztoku, ktoré umývajú korene rastliny.
ZADARMO ZN2 + ION je prevažne absorbovaný koreňovým systémom rastlín, preto tvorba rozpustných chelátov prispieva k rozpustnosti tohto kovu v pôdach a táto reakcia kompenzuje zníženú dostupnosť zinku v chelátovanej forme.
Pôvodná forma kontaminácie kovov ovplyvňuje potenciál toxicity zinku: dostupnosť zinku pre rastliny v hnojených pôdach s ekvivalentným všeobecným obsahom tohto kovu sa znižuje do radu ZNSO 4\u003e Dodržiavacie zariadenie\u003e Grilling Compost.
Väčšina experimentov na živobytie obsahujúcom pôdu obsahujúcom pôdu nevykazovala pokles úrody alebo zjavnej fytotoxicity; Napriek tomu ich dlhodobé tvorby vysokou rýchlosťou môže poškodiť rastliny. Jednoducho tvorí zinok vo forme ZNSO 4 spôsobuje zníženie rastu plodín v kyslých pôdach, zatiaľ čo mnoho rokov, čo ho robí v takmer neutrálnej pôde prechádza bez povšimnutia.
Toxicita úrovní v poľnohospodárskych pôdach zinku dosahuje spravidla z dôvodu povrchu zinku; Zvyčajne neprenikne do hĺbky viac ako 15-30 cm. Hlboké korene niektorých kultúr sa môžu vyhnúť kontaktu s nadmerným zinkom kvôli ich umiestneniu v nešťastiach podložia.
Výťah pôdy kontaminovanej zinkom znižuje koncentráciu týchto v terénnych kultúrach. Doplnky NaOH alebo CA (OH) 2 Znížte toxicitu zinku v rastlinných plodinách pestovaných na vysokofrekvenčných peatových pôdach, hoci v týchto pôdach je absorpcia zinku veľmi obmedzená. Insuficiencia spôsobená zinkom v žľaze môže byť eliminovaná vstupom do železa chelátov alebo FeSO 4 do pôdy alebo priamo k listom. Fyzické odstránenie alebo likvidáciu hornej vrstvy kontaminovanej hornou vrstvou môže dovoliť, aby sa zabránilo tomu, že toxický účinok kovu na rastlinách.
Mangán
V pôde je mangán v troch oxidáciách: +2, +3, +4. Z väčšej časti je tento kov spojený s primárnymi minerálmi alebo so sekundárnymi oxidmi kovov. V pôde sa celkový počet pohyblivých mangánu kolíše na úrovni 500 - 900 mg / kg.
Rozpustnosť MN 4+ je mimoriadne malá; Trivalent mangán je veľmi rozdiely v pôdach. Väčšina mangánu v pôde je prítomná vo forme MN2 +, zatiaľ čo v dobre prevzdušňovaných pôd je väčšina z pevnej fázy prítomná vo forme oxidu, v ktorom je kov v stupni oxidácie IV; V zlých anténnych pôdach sa mangán pomaly obnovuje mikrobiálnym médiom a ide do pôdneho roztoku, čím sa stáva vysokým.
Rozpustnosť MN2 + sa výrazne zvyšuje pri nízkych hodnotách pH, \u200b\u200bale zároveň sa absorpcia mangánových rastlín klesá.
Toxicita mangánu sa často uskutočňuje tam, kde je celková hladina mangánu z priemeru na vysokú, pH pôdy je pomerne nízka a kyslík prístupnosť pre pôdu je tiež nízka (t.j. existujú regeneračné podmienky). Na odstránenie pôsobenia uvedených podmienok by sa malo pH pôdy zvýšiť o vápno, vynaložte úsilie na zlepšenie vodnej drenáže, zníženie prietoku vody, t.j. Vo všeobecnosti zlepšiť štruktúru tejto pôdy.
Celková kontaminácia pôdy charakterizuje hrubé množstvo ťažkého kovu. Dostupnosť prvkov pre rastliny je určená ich pohyblivými formami. Preto je obsah v pôde valcovacích foriem ťažkých kovov najdôležitejším ukazovateľom charakterizujúcim sanitárnu a hygienickú situáciu a určenie potreby aiolioratívnych detoxikačných opatrení.
V závislosti od použitého extraktu sa extrahuje odlišné množstvo valcovacej formy ťažkého kovu, ktoré sa s určitým dohovorom môže považovať za dostupné pre rastliny. Na extrakciu valcovacích foriem ťažkých kovov sa používajú rôzne chemické zlúčeniny, ktoré majú bezfarebnú extrakčnú silu: kyseliny, soli, tlmivé roztoky a voda. Najbežnejšie extrahuje sa 1H HCl a acetát-amóniový pufor s pH 4,8. V súčasnosti sa stále akumuluje nedostatočný experimentálny materiál, ktorý charakterizuje závislosť obsahu v rastlinách ťažkých kovov extrahovaných rôznymi chemickými roztokmi, z ich koncentrácie v pôde. Zložitosť tohto ustanovenia je tiež spôsobená skutočnosťou, že dostupnosť rastlín valcovacej formy ťažkého kovu závisí do značnej miery na vlastnostiach pôdy a špecifických vlastností rastlín. V tomto prípade má správanie v pôde každého prvku svoje špecifické, inherentné vzory.
Ak chcete študovať účinok pôdnych vlastností na transformáciu ťažkých kovov zlúčenín, modelové experimenty sa uskutočňovali s ostro rozdielnymi vlastnosťami pôdy (tabuľka 8). Silná kyselina sa použila ako extrahovaná látka - 1H HNO3, neutrálna soľ CA (NO3) 2, acetát-amóniový tlmivý roztok a voda.
Analytické údaje uvedené v tabuľkách 9-12 naznačujú, že. že obsah kyselinám rozpustnými zinkovými zlúčeninami, olova a kadmium, pohybujúci sa do 1N hno3 výfuku, v blízkosti ich čísla vstúpil do pôdy, tento extrakt vyčistil 78-90% PB, 88-100% CD a 78-96% Zn pôdy. Množstvo pevne fixných zlúčenín týchto prvkov záviselo od úrovne plodnosti pôdy. Ich obsah v slabo kultúrnej trávnikovom podzolickom pôde bol nižší ako v dydenk-podzolickom stredne kultúrnej a typickej čiernej pôde.
Množstvo CD, pB a Znových zlúčenín extrahovaných 1-hodinom neutrálnej soli Ca (NO3) 2 bolo niekoľkokrát menej ako ich hmotnosť a tiež záviseny od úrovne plodnosti pôdy. Najmenší obsah extrahovaného roztoku CA (NO3) 2 prvkov sa získa na Chernozem. So zvýšením zarovnania dy-podzolovej pôdy sa znížila aj mobilita ťažkých kovov. Posudzovanie s kapucňou soli, najviac mobilných kadmiových spojení sú o niečo menej - zinok. Extrahovateľná neutrálna soľou olovených zlúčenín sa líšila v najmenšej mobilite.
Obsah pohyblivých foriem kovov, extrahovaný roztokom acetát-amóniového pufra s pH 4,8, bol tiež určený predovšetkým typom pôdy, jeho zloženia a fyzikálno-chemických vlastností.
Pokiaľ ide o výmenníkov (extrahovateľné 1N Ca (NO3) 2), formy týchto prvkov sú zachované vzor exprimovaný pri zvyšovaní počtu pohyblivých zlúčenín pohybujúcich sa CD, PB a ZN v kyslej pôde a mobilita CD a ZN je vyššia ako pb. Množstvo kadmia extrahovaného týmto extraktorom bolo 90 až 96% predloženej dávky pre jemnú dávku, pre SOD-Podzolové stredne kultúrne 70-76%, Chernozem - 44-48%. Množstvo zinku a olova, prechádzajúceho do roztoku pufra CH3COONH4, je rovnaké, respektíve: 57-71 a 42-67% pre jemné podzolové slabo kultúrne pôdy, 49-70 a 37-48% pre stredne kultúrne; 46-65 a 20-42% pre Chernozem. Zníženie schopnosti extrakcie CH3COONH4 pre olovo na Chernozem možno vysvetliť tvorbou stabilnejších komplexov a zlúčenín so stabilnými humusmi.
Pôda použitá v modelovom experimente sa vyznačovala mnohými spôsobmi plodnosti pôdy, ale k najväčšiemu stupňu kyseliny charakteristiky a počet metabolických dôvodov. Existujúce experimentálne údaje v literatúre ukazujú, že reakcia média v pôde silno ovplyvňuje mobilitu prvkov.
Zvýšenie koncentrácie iónov vodíka v pôdnom roztoku viedol k prechodu neopodstatnených olovených solí na viac rozpustné soli (prechod PBCO3 v PB (HCO3) 2 (BV Nekrasov, 1974) je obzvlášť charakteristický. Okrem toho, keď je okyslený, Stabilita komplexov olove-humus je znížená. Hodnota pH pôdneho roztoku je jedným z najdôležitejších parametrov, ktoré určujú veľkosť sorpcie iónov ťažkých kovov. Keď sa pH znižuje, rozpustnosť najdôžších kovov sa zvyšuje , Ich mobilita v systémovej pevnej pôdnej fáze - riešenie. J. Eser, N. Bassam (1981), ktorý skúma mobilitu kadmia v aeróbnych pôdnych podmienkach, zistila, že v rozsahu pH 4-6 je mobilita kadmia stanovená iónovým Sila roztoku, pri pH viac ako 6 sa získa sorpcia oxidov mangánu. Rozpustné organické zlúčeniny podľa autorov sú vytvorené len slabé komplexy s kadmiom a ovplyvňujú jeho sorpciu len pri pH 8.
Najobľúbenejšou a cenovo dostupnou časťou zlúčenín ťažkých kovov v pôde je ich obsahom v pôdnom roztoku. Počet iónov kovov vložených do pôdneho roztoku určuje toxicitu konkrétneho prvku v pôde. Stav rovnováhy v systéme pevnej fáze sa stanoví sorpčnými procesmi, ktorých povaha a orientácia závisí od vlastností a zloženia pôdy. Vplyv pôdnych vlastností na mobilitu ťažkých kovov a ich prechod na vodný extraktor potvrdzujú údaje o rôznych množstvách vo vode rozpustných zlúčenín ZN, PB a CD, pohybujúce sa z pôdy z inej úrovne plodnosti v rovnakých dávkach kovov (tabuľka 13). V porovnaní s Chernozemom sa v dych-podzolickom stredne kultúrnej pôde uchovávali viac rozpustných kovov. Najvyšší obsah vo vode rozpustných zlúčenín ZN, PB a CD bol v slabo kultúrnej pôde. Prípustnosť pôdy znížila mobilitu ťažkých kovov. V slabej kultúrnej pôde dand-podzolám obsahujú obsah vo vode rozpustných foriem Zn. PB a CD boli 20-35% vyššie ako na strednodobom kultúre a 1,5-2,0 krát vyššie ako v typickej čiernej pôde. Rast plodnosti pôdy, sprevádzaný nárastom obsahu humusu, fosfátov, neutralizáciou nadbytočnej kyslosti a zvýšenie pufrových vlastností vedie k zníženiu obsahu ťažkých kovov, ktoré je naj agresívnejšia vo vode rozpustná.
Rozhodujúca úloha pri distribúcii ťažkých kovov v systéme pôdneho roztoku sa hrá proces sorpcie-desorpcie na pevnej pôdnej fáze, určená vlastnosťami pôdy a nezávisle od formy zlúčeniny. Výsledné zlúčeniny ťažkých kovov s pevnou pôdnou fázou sú termodynamicky stabilnejšie ako vyrobené zlúčeniny a určujú koncentráciu prvkov v pôdnom roztoku (R.I. Pernoun. 1983).
Pôda je silná a aktívna absorbéra ťažkých kovov, je schopná pevne viazať a tým znížiť tok toxických látok v rastlinách. Zlúčeniny kovov Minerálne a organické zložky pôdy sa aktívne inaktivujú, ale kvantitatívne výrazy ich pôsobenia závisia od typu pôdy (B A. Bolshakov et al., 1978, VB ILYIN, 1987).
Akumulovaný experimentálny materiál to označuje. že najväčšie množstvo ťažkých kovov z pôdy sa extrahuje 1 H acidifikáciou. V tomto prípade sú údaje v blízkosti hrubého obsahu prvkov v pôde. Táto forma prvkov možno považovať za spoločnú náhradnú sumu, ktorá sa môže pohybovať do mobilného pohybujúceho sa formulára. Obsah ťažkých kovov pri extrakcii z acetát-amóniového pufra charakterizuje viac mobilnej roletovej časti. Ešte mobilnejší je výmenný formou ťažkého kovu. Extrahovateľný neutrálny fyziologický roztok. V.S. Gorbatov a n.g. Zyrin (1987) sa domnieva, že najdostupnejšia rastlina je výmenná forma ťažkých kovov, selektívne extrahuje solí, ktorých anión netvorí komplexy s ťažkými kovmi a katión má vysokú vytesňovaciu silu. Je to také vlastnosti, ktoré CA (NO3) 2, používané v našom experimente, má takéto vlastnosti. Najviac agresívne rozpúšťadlá - kyseliny, najčastejšie používané 1H HCl a 1N HNO3, sú odstránené z pôdy nielen rastlinami formy, ale aj súčasťou hrubého prvku, ktoré sú najbližšou rezerváciou, prejsť na pohyblivé spojenia.
Koncentrácia v pôdnom roztoku ťažkých kovov extrahovateľných vodnou kapotou charakterizuje najaktívnejšiu časť ich zlúčenín. Toto je naj agresívnejšia a dynamická frakcia ťažkých kovov, charakterizujúca stupeň mobility prvkov v pôde. Vysoký obsah vo vode rozpustný TM môže viesť nielen na znečistenie rastlinných výrobkov, ale aj na ostré zníženie plodiny až po jeho smrť. S veľmi vysokým obsahom vo vode rozpustnej formy ťažkého kovu sa stáva nezávislým faktorom, ktorý určuje množstvo plodín a stupeň jeho znečistenia.
V našej krajine sa nahromadia informácie o obsahu TM v neuspulovaných pôdach, z ktorých sú známe ako stopové prvky - Mn, Zn, Cu, Mo. CO (tabuľka 14). Pre definíciu mobilnej formy sa najčastejšie používali jednotlivé extrakty (Payva Ya.v. a Rincis G.YA.). Ako možno vidieť z tabuľky 14, pôdy jednotlivých oblastí sa výrazne líšili v množstve pohybovacej formy toho istého kovu.
Dôvod by mohol byť, ako VB verí ILYIN (1991), genetické vlastnosti pôd, primárne špecifickosť granulometrických a mineralogických kompozícií, hladiny humácie, reakcia média. Z tohto dôvodu sa pôda jednej prírodnej oblasti môže veľmi líšiť a okrem toho aj jeden genetický typ v tomto regióne.
Rozdiel medzi minimálnym a maximálnym množstvom mobilného tvaru môže byť v matematickom poradí. Úplne nedostatočné informácie o obsahu mobilného formulára PB, CD, CR, HG a ďalších najviac toxických prvkov v pôdach. Správne vyhodnotiť mobilitu TM v pôdach sťažuje použitie ako extrahované chemikálie, ktoré sa výrazne líšia v jeho rozpúšťacím schopnosti. Napríklad 1H HCl sa odstránila z orne horizontu pohybujúcich sa foriem v mg / kg: MN - 414, ZN - 7,8 NI - 8,3, CU - 3.5, PB - 6.8, CO - 5.3 (Pôdy západnej Sibíri), zatiaľ čo 2,5% CH3COOH sa odstráni 76; 0,8; 1.2; 1.3; 0,3; 0,7 (Pôdy Tomsku Priobia, Ilyina Data. 1991). Tieto materiály ukazujú, že 1H HCl sa odstránil z pôdy s výnimkou zinku asi 30% kovov z hrubého množstva a 2,5% CH3COOH - menej ako 10%. Preto extrahovaný 1H HCl, široko používaný v agrochemických štúdiách a keď má pôdna charakteristika vysoká mobilizačná schopnosť rezervovať silné kovy.
Hlavná časť pohyblivých zlúčenín ťažkých kovov je načasovaná na humus alebo skorumpované pôdne horizonty, v ktorých sa biochemické procesy aktívne vyskytujú a obsahuje mnoho organických látok. Ťažké kovy. Zahrnuté v zložení organických komplexov majú vysokú mobilitu. Vb ILYIN (1991) označuje možnosť hromadenia ťažkých kovov v illuviálnych a uhličitanotu horizontoch, do ktorých sa migrácia z prekrývajúcej vrstvy, jemne dispergovať častice nasýtené ťažkými kovmi a vo vode rozpustné formy prvkov. V oblasti illuviálnej a uhličitany sú zlúčeniny obsahujúce kovy do sedimentu. To je najviac propagované prudkým nárastom pH životného prostredia v pôde uvedených obzorov, v dôsledku prítomnosti uhličitanov.
Schopnosť ťažkých kovov akumulovať v spodných horizontoch pôdy, ilustrujú údaje na sibírskych pôdnych profiloch (tabuľka 15). V humánnom horizonte je zvýšený obsah mnohých prvkov (SR, MN, Zn, Ni, atď.) Bez ohľadu na ich genézu. V mnohých prípadoch sa zvýšenie obsahu pohybujúceho sa SR v uhličitanovom horizonte jasne sleduje. Celkový obsah pohyblivých foriem v menších množstvách je charakteristický pre piesočné pôdy, výrazne väčšie - pre lojálnu. To znamená, že existuje úzky vzťah medzi obsahom pohyblivých foriem prvkov a granulometrickým zložením pôdy. Podobná pozitívna závislosť je vysledovaná medzi obsah pohyblivých foriem ťažkých kovov a obsahu humusu.
Obsah valcovacích foriem ťažkých kovov podlieha silnému osciláciám, ktorý je spojený s meniacou sa biologickou aktivitou pôd a vplyvom rastlín. Tak, podľa výskumu uskutočneného V.B. ILYIN, obsah pohybujúceho sa molybdénu v dybe-podzolovej pôde a južnej čiernej pôde počas vegetačného obdobia sa líšil 5-krát.
V niektorých výskumných inštitúciách sme v posledných rokoch študovali vplyv dlhodobého používania minerálnych, organických a limetových hnojív na údržbu valcovacích foriem ťažkých kovov.
V dlhej ziskovej agrochemickej experimentálnej stanici (DAO, Moskva), akumulácia ťažkých kovov, toxických prvkov a ich mobilitu v podmienkach dlhodobého použitia fosforečných hnojív na kódovanej železom-podzolovej ťažkej pôde (YU. A. Potatueva et al., 1994). Systematické použitie predradníkov a koncentrovaných hnojív počas 60 rokov, rôzne fosfátové formy počas 20 rokov a fosfátovej múky rôznych polí počas 8 rokov nemala významný vplyv na hrubý obsah v pôde ťažkých kovov a toxických prvkov (TE), \\ t Ale viedlo k zvýšeniu mobility v ňom, niektoré TM a TE. Obsah pohybujúcich sa a vo vode rozpustných foriem v pôde sa zvýšil o približne 2-krát so systematickým použitím všetkých študovaných foriem fosforečných hnojív, ale iba 1/3 MPC. Množstvo valcovania stroncia sa zvýšilo o 4,5-krát v pôde, ktorá dostala jednoduchý superfosfát. Zavedenie surových fosforitov s vkladom HingEssesses viedlo k zvýšeniu obsahu v pôde pohyblivých foriem (AAB pH 4,8): olovo 2-krát, nikel - o 20% a chróm o 17%, čo bolo 1/4 a 1 / 10 MPC. Zvýšenie obsahu valcovacieho chrómu je 17% označený v pôde, pričom dosahuje surové fosfority chilisaianskeho poľa (tabuľka 16).
Porovnanie experimentálnych dát s dlhodobými oblasť experimentov so sanitárnymi a hygienickými normami pre obsah pohyblivých foriem ťažkých kovov v pôde a ich neprítomnosť s odporúčaniami ponúkanými v literatúre, naznačuje, že obsah pohyblivých foriem týchto Prvky v pôde boli nižšie ako prípustné úrovne. Tieto experimentálne údaje naznačujú, že aj veľmi dlhodobé - po dobu 60 rokov, použitie fosfátových hnojív neviedlo k prekročeniu hladiny MPC v pôde, pokiaľ ide o hrubé na valcovacích formách ťažkých kovov. Zároveň tieto údaje naznačujú, že privádzanie ťažkých kovov v pôde len na hrubých formách nie je dostatočne odôvodnené a musia byť doplnené obsahom pohyblivej formy, ktorá odráža tak chemické vlastnosti samotných kovov a vlastností pôdy, na ktorých sa rastliny pestujú.
Na základe skúseností s dlhým poľom položeným pod vedením akademika N.S. Avdonina na experimentálnej základni Moskvy štátu University "Chesnikovo", štúdia sa uskutočnila účinkom používania minerálnych, organických, limetových hnojív a ich kombinácií na obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde (VG MineEV et al , 1994). Výsledky štúdií uvedených v tabuľke 17 ukázali, že vytvorenie optimálnych podmienok pre rast a rozvoj rastlín výrazne znížil obsah pohyblivých vodičov a kadmiových v pôde. Systematické zavedenie hnojív dusíka a draslíka, okyslí roztokom pôdy a zníženie obsahu pohybujúceho sa fosforu, zdvojnásobil kokentráciu pohyblivých olovo a nikelových zlúčenín a zvýšený obsah kadmitu v pôde 1,5-krát.
Obsah hrubých a mobilných foriem TM v dydenovej pôde Bieloruska, bol študovaný s dlhodobým používaním vyzrážania mestskej odpadovej vody: termofilnou-zriedená horolezeckými poliami (typ) a termofilnou-zriedenou s následným mechanickým dehydratácia (TMO).
Počas 8 rokov výskumu bol nasýtenie otáčania OCB 6,25 t / ha (jednorazová dávka) a 12,5 t / ha (dvojnásobná dávka), ktorá je približne 2-3 krát vyššia ako odporúčané dávky.
Ako možno vidieť z tabuľky 18, vzor zvýšenia obsahu hrubých a pohyblivých foriem TM je jasne sledovaný v dôsledku trojnásobných VSS. Okrem toho sa zinok vyznačuje najväčšou pohyblivosťou, ktorej množstvo v valcovacej forme sa zvýši 3-4-krát v porovnaní s kontrolnou pôdou (N.p. Rehetsky, 1994). Zároveň sa výrazne nezmenil obsah pohyblivých zlúčenín kadmia, medi, olova a chrómu.
Štúdie vedcov bieloruských S.-H. Akadémie ukázali, že pri vyrábaní odpadových vôd (SIP-zrazenina, surové s lezeckými poliami, typom, TMO) došlo k výraznému zvýšeniu obsahu v pôde mobilných foriem prvkov, ale najsilnejšie kadmium, zinok, meď ( Tabuľka 19). Limestra prakticky neovplyvnila mobilitu kovov. Podľa autorov. Použitie výfukových plynov v 1 hno3 na charakterizáciu stupeň mobility kovov nie je úspešný, pretože prechádza viac ako 80%, na celkovom obsahu prvku (A.I. Gorubileva et al., 1994).
Zriadenie určitých závislostí zmeny mobility TM v pôde na úrovni kyslosti sa uskutočnilo v experimentoch mikropoly na zariadenom Chernozéme Ústredného výboru Ruskej federácie. Súčasne, kadmium, zinok, olovo bol určený v nasledujúcich kaby: hydrochlorický, dusičný, kyseliny sírovej, amónny amónny pufor pri pH 4,8 a pH 3,5, kyseline amónnej, destilovanej vody. Existuje úzky vzťah medzi hrubým obsahom zinku a jeho pohyblivými formami extrahovanými kyselinami R \u003d 0,924-0,948. Pri použití AAB pH 4,8 R \u003d 0,784, AAB pH 3,5 \u003d 0,721. Reagovateľný olovo soli a kyseliny dusičnej je menej úzko korelovaný s hrubým obsahom: R \u003d 0,64-0,66. Ostatné kapucne mali hodnoty korelačných koeficientov oveľa nižšie. Korelácie medzi extrahovanými kyselinami zlúčenín kadmia a hrubých rezerv boli veľmi vysoké (R \u003d 0,98-0,99). Pri extrakcii AAB pH 4,8-R \u003d 0,92. Použitie iných extraktov poskytlo výsledky, ktoré indikujú slabé spojenie medzi hrubými a mobilnými formami ťažkých kovov v pôde (N.p. BOGOMAZOV, P.G. Akulov, 1994).
V dlhodobých skúsenostiach v teréne (región VNIA, TVER), s dlhodobým používaním hnojív na dych-podzolickou pôdou, podiel pohyblivých kovových zlúčenín z obsahu ich potenciálne dostupných foriem sa znížil najmä to je zrejmé 3. ročník poprotovosti vápna v dávke 2 g na. (Tabuľka. Dvadsať). V 13. roku následku vápna v rovnakej dávke sa v pôde znížila len obsah pohybujúceho sa železa a hliníka. 15. ročník - železo, hliník a mangán (L.I. Petrov. 1994).
Preto, aby sa znížil obsah v pôde mobilných foriem olova a medi, je potrebné znovu milovať pôdy.
Štúdium mobility ťažkých kovov v Chernozéme Rostovského regiónu ukázala, že v meradlej vrstve obyčajného chernozému, množstvo zinku extrahovaného acetátom a tlmivkou amónnym extrakciou s pH 4,8, zatienenej v rozsahu 0,26-0,54 mg / kg. Mangán 23.1-35,7 mg / kg, meď 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994), v porovnaní s týmito číslicami s hrubými rezervami stopových prvkov v pôde rovnakých miest ukázali, že mobilita rôznych prvkov sa výrazne líši. Zinok na uhličitanovej čiernej pôde je 2,5-4,0 krát menej dostupné rastlinami ako meď a 5-8 krát ako mangán (tabuľka 21).
Výsledky štúdií teda sú uvedené. Že problém mobility ťažkých kovov v pôde je zložitý a multifaktor. Obsah pohyblivých foriem ťažkých kovov v pôde závisí od mnohých podmienok. Hlavná recepcia, ktorá vedie k zníženiu obsahu tejto formy ťažkých kovov, je zvýšenie plodnosti pôdy (obmedzenie, zvýšenie obsahu humusu a fosforu atď.). Zároveň neexistuje všeobecne akceptované znenie na mobilných kovoch. V tejto časti sme navrhli našu predstavu o rôznych frakciách pohyblivých kovov v pôde:
1) Celková rezerva pohybujúcich sa foriem (extrahovateľná kyselina);
2) Mobilný pohyblivý tvar (odstránený bufferovými roztokmi):
3) výmena (extrahovateľné neutrálne soli);
4) Vodné spojenie.
Nie je žiadnym tajomstvom, že každý chce mať chatu v oblasti šetrnej k životnému prostrediu, kde nie je mestský plynový tespa. Životné prostredie obsahuje ťažké kovy (arzén, olovo, meď, ortuť, kadmium, mangán a iné), ktoré sa dostanú aj z výfukových plynov. Malo by sa zrejmé, že Zem je prírodná atmosféra čistejšia a podzemná voda, akumuluje nielen ťažké kovy, ale aj škodlivé pesticídy s uhľovodíkami. Rastliny zase berú všetko, čo im dáva pôdu. Kov, usadil sa v pôde, poškodenie nielen samotného pôdy, ale aj rastliny, ale ako výsledok, ako osoba.
V blízkosti hlavnej cesty veľa sadzí, ktorá preniká na povrchové vrstvy pôdy a usadí sa na listoch rastlín. V takomto grafe nie je možné pestovať koreň, ovocie, bobule a iné úrodné plodiny. Minimálna vzdialenosť od cesty je 50 m.
Pôda naplnená ťažkými kovmi je zlá pôda, ťažké kovy sú toxické. Na to nikdy neuvidíte mravce, uchopenie a dúha, ale bude tam veľký klaster sania hmyzu. Rastliny sú často choré plesňových ochorení, suché a nestabilné na škodcov.
Najnebezpečnejšie sú hnuteľné zlúčeniny ťažkých kovov, ktoré sa ľahko získajú v kyslej pôde. Bolo preukázané, že rastliny pestované na kyslej alebo ľahkej piesočnatej pôde obsahujú viac kovov ako na neutrálnej alebo vápennej pôde. Okrem toho, piesočná pôda s kyslou reakciou je obzvlášť nebezpečná, ľahko sa akumuluje a je tak ľahko premytá, padajúce do podzemnej vody. Záhradný pozemok, kde je levový podiel íl, tiež ľahko citlivý na akumuláciu ťažkých kovov, zatiaľ čo samočistenie sa vyskytuje dlho a pomaly. Najbezpečnejšia a stabilná pôda je čierna pôda obohatená o vápno a humus.
Čo keď v pôdnych ťažkých kovoch? Existuje niekoľko riešených ciest.
1. Neúspešná oblasť môže byť predaná.
2. Odstránenie je dobrý spôsob, ako znížiť koncentráciu ťažkých kovov v pôde. Existujú rôzne. Najjednoduchšie: hŕstka zeminy pokles do nádoby s ocot, ak sa objaví pena, potom je pôda alkalická. Alebo dym malá Zem, ak v nej nájdete bielu vrstvu, potom je prítomná kyslosť. Otázkou je, koľko. Po vápno, pravidelne kontrolovať kyslosť, možno budete musieť postup opakovať. Lime na dolomitovú múku, výbuchovú trosku, rašelinový popol, vápenec.
Ak už boli ťažké kovy v zemi akumulované, potom sa zvršok vrstva pôdy (20-30 cm) odstráni a nahradí Chernozem.
3. Trvalé kŕmenie s organickými hnojivami (hnoja, kompost). Čím väčší je humus v pôde, tým menej v IT ťažké kovy, toxicita sa znižuje. Zlá, nefermentovaná pôda nie je schopná chrániť rastliny. Nepreťahujte minerálne hnojivá, najmä dusík. Minerálne hnojivá rýchlo rozložia organické.
4. povrchové uvoľnenie. Po uvoľnení uistite sa, že stráviť, rašeliny alebo kompostu. Keď sa uvoľní, je užitočné pridať vermikulit, ktorý sa stane bariérou medzi rastlinami a toxickými látkami v pôde.
5. Preplachovanie pôdy len S dobrou drenážou. V opačnom prípade budú ťažké kovy oddelené od celého miesta. Nalial sa čistou vodou tak, že vrstva pôdy je 30-50 cm pre rastlinné plodiny a až 120 cm pre ovocné kríky a stromy. Prepláchnutie sa vykonáva na jar, keď po zimnej vlhkosti v pôde stačí.
6. Vrchná vrstva pôdy sa odstráni, urobte dobrú odvodnenie z kvapkadla alebo kamienkových a pokrytých čiernou pôdou zhora.
7. Rastliny rastú v kontajneroch alebo skleníku, kde je možné pozemok ľahko vymeniť. Dodržiavajte, nerastú závod na jednom mieste na dlhú dobu.
8. Ak je záhradný pozemok na ceste, potom v pôde, pravdepodobne bude mať vedenie, ktoré vychádzajú s výfukovými plynmi. Odrežte kapotu výsadby olova medzi rastlinami, zberom nezhromažďuje. Na jeseň, kopať a spáliť spolu s plodmi. Zlepšiť pôdu rastlín s výkonným hlbokým koreňovým systémom, ktorý sa prenesie z hlbokej vrstvy do horného fosforu, draslíka a vápnika.
9. Pestované na ťažkej pôdnej zelenine a ovociach vždy odhaliť tepelné spracovanie alebo aspoň na umývanie pod tečúcou vodou, čím sa odstraňuje atmosférický prach.
10. V znečistených oblastiach alebo pozemku, na ceste, je nastavený pevný plot, reťazová mriežka sa nestane bariérou z cestného prachu. Uistite sa, že zasadiť a listnaté (). Alternatívne, veľká ochrana bude viacstupňové pristátie, ktoré budú hrať úlohu obrancov z atmosférického prachu a sadzí.
Prítomnosť ťažkých kovov v pôde nie je veta, hlavná vec je identifikovať a neutralizovať.
Heavy kovy (TM) zahŕňajú viac ako 40 chemických prvkov periodického systému D. I. MENDELELEEV, ktorých hmotnosť atómov je viac ako 50 atómových jednotiek hmotnosti (A.M.). Je to pb, zn, cd, hg, cu, mo, mn, ni, sn, co, atď.
Základná koncepcia "ťažkých kovov" nie je prísna, pretože TM sa často pripisuje nekovovým, napríklad ako, SE, a niekedy aj F, ktorého sú a iné prvky, ktorých atómová hmotnosť je nižšia ako 50 A.M.
Existuje mnoho mikroelementov medzi TM, biologicky dôležité pre živé organizmy. Sú potrebné a nepostrádané zložky biokatalyzátorov a bioregulátorov základných fyziologických procesov. Avšak, nadmerný obsah TM v rôznych objektoch biosféry má represívny a dokonca toxický účinok na živé organizmy.
Zdroje prijímania TM do pôdy sú rozdelené do prírodného (poveternostovania skál a minerálov, eróznych procesov, sopečných aktivít) a technologické (výroba a spracovanie minerálov, spaľovanie paliva, vplyv vozidiel, poľnohospodárstva atď.) Poľnohospodárska pôda Okrem znečistenia cez atmosféru je tiež kontaminovaný TM a konkrétne, pri aplikácii pesticídov, minerálnych a organických hnojív, prúdu, použitia odpadových vôd. V poslednej dobe vedci venci venovali osobitnú pozornosť mestským pôdam. Ten zažíva významnú technológiu, ktorej časť je znečistenie TM.
V Tab. 3.14 a 3.15 sú distribúcia TM v rôznych objektoch biosféry a zdrojov TM vstupujúceho do životného prostredia.
Tabuľka 3.14.
| Element | Pôda | Sladký | Morské vody | Rastliny | Zvieratá (vo svalovom tkanive) |
| Mn. | 1000 | 0,008 | 0,0002 | 0,3-1000 | 0,2-2,3 |
| Zn. | 90 (1-900) | 0,015 | 0,0049 | 1,4-600 | 240 |
| Cu. | 30 (2-250) | 0,003 | 0,00025 | 4-25 | 10 |
| Co. | 8 (0,05-65) | 0,0002 | 0,00002 | 0,01-4,6 | 0,005-1 |
| Pb. | 35 (2-300) | 0,003 | 0,00003 | 0,2-20 | 0,23-3,3 |
| Cd | 0,35 (0,01-2) | 0,0001 | - | 0,05-0,9 | 0,14-3,2 |
| Hg. | 0,06 | 0,0001 | 0,00003 | 0,005-0,02 | 0,02-0,7 |
| Ako | 6 | 0,0005 | 0,0037 | 0,02-7 | 0,007-0,09 |
| Sedieť | 0,4 (0,01-12) | 0,0002 | 00,0002 | 0,001-0,5 | 0,42-1,9 |
| F. | 200 | 0,1 | 1,3 | 0,02-24 | 0,05 |
| B. | 20 (2-270) | 0,15 | 4,44 | 8-200 | 0,33-1 |
| MO. | 1,2 (0,1-40) | 0,0005 | 0,01 | 0,03-5 | 0,02-0,07 |
| Cr | 70 (5-1500) | 0,001 | 0,0003 | 0,016-14 | 0,002-0,84 |
| Ni. | 50 (2-750) | 0,0005 | 0,00058 | 0,02-4 | 1-2 |
Tabuľka 3.15
Zdroje znečistenia životného prostredia TM
Koncový stôl. 3.4.
TM prichádza na povrch pôdy v rôznych formách. Jedná sa oxidy a rôzne soli kovov rozpustné aj prakticky nerozpustné vo vode (sulfidy, sulfáty, arzény atď.). V rámci emisií podnikov na spracovanie rudy a neželezných hospodárskych podnikov - hlavným zdrojom znečistenia životného prostredia TM - objem kovov (70-90%) je vo forme oxidov.
Nájdenie na povrchu pôd sa TM môže buď akumulovať alebo rozptýliť v závislosti od povahy geochemických prekážok, ktoré sú v tejto oblasti obsiahnuté.
Väčšina TM prijatá na povrchu pôdy je upevnená v horných humárnych horizontoch. TM je scorbed na povrchu pôdnych častíc, viaže sa na organickú látku pôdy, najmä vo forme elementárnych a organických zlúčenín, akumulovaných v hydroxidoch železa, sú zahrnuté do kryštalických mriežok ílových minerálov, majú svoje vlastné minerály V dôsledku izomorfnej substitúcie sú v rozpustnom stave v pôdnej vlhkosti a plynný stav v pôdnom vzduchu, sú neoddeliteľnou súčasťou pôdnej bioty.
Stupeň mobility TM závisí od geochemickej situácie a úrovne technologického nárazu. Ťažké granulometrické zloženie a obsah vysokého organického hmoty vedú k väzbe TM pôdy. Rast hodnôt pH zvyšuje sorbitativitu kovov tvoriacich katión (meď, zinok, nikel, ortuť, olovo atď.) A zvyšuje mobilitu anionizácie (molybdén, chróm, vanád atď.). Posilnenie oxidačných podmienok zvyšuje migračnú schopnosť kovov. V dôsledku toho, podľa schopnosti spájať väčšinu TM, pôda tvoria nasledujúci riadok: Seroz\u003e Chernozem\u003e Dernovo-Podzolová pôda.
Trvanie bydliska znečisťujúcich zložiek v pôde je oveľa väčšie ako v iných častiach biosféry a znečistenie pôdy, najmä TM, takmer navždy. Kovy akumulované v pôde, pomaly sa odstraňujú pri vylúhovaní, spotrebe rastlinami, eróziou a defláciou (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Obdobie polohubility (alebo odstránenie polovice z počiatočnej koncentrácie) TM sa veľmi líši pre rôzne prvky, ale predstavuje dostatočne dlhé časové obdobie: pre Zn - od 70 do 510 rokov; pre CD - od 13 do 110 rokov; Pre CU - od 310 do 1500 rokov a pre PB - 2 - od 740 do 5900 rokov (Sadovskaya, 1994).
Znečistenie pôdy TM má naraz dve negatívne strany. Po prvé, vstupujú do potravinových reťazcov z pôdy v rastlinách, a odtiaľ na organizmus zvierat a osoby TM spôsobuje vážne choroby - zvýšenie výskytu populácie a zníženie priemernej dĺžky života, ako aj na zníženie počtu a kvalita poľnohospodárskej rastliny a živočíšnej výroby.
Po druhé, akumulovať v pôde vo veľkých množstvách, TM je schopný meniť mnohé z jeho vlastností. V prvom rade sa zmeny ovplyvňujú biologické vlastnosti pôdy: celkový počet mikroorganizmov sa znižuje, ich druhová kompozícia (rôznorodá) sa zužuje, štruktúra mikrobocenóz sa mení, intenzita hlavných mikrobiologických procesov a aktivitu pôdnych enzýmov , atď. A tak ďalej. Silná kontaminácia TM vedie k zmene pôdy, ako je humus stav, štruktúra, pH média atď. Výsledok je čiastočný, ale v niektorých prípadoch úplná strata pôdy plodnosť.
V prírode sa nachádzajú územia s nedostatočným alebo nadmerným obsahom v pôdach TM. Abnormálny obsah TM v pôdach je spôsobený dvoma skupinami dôvodov: biogeochemické vlastnosti ekosystémov a vplyv tokov látok spôsobených človekom. V prvom prípade, oblasti, v ktorých je koncentrácia chemických prvkov vyššia alebo nižšia ako optimálna hladina pre živé organizmy sa nazývajú prírodné geochemické anomálie, alebo biogeochemické provincie. Anomálny obsah prvkov je tu spôsobený prirodzenými príčinami - zvláštnosti plemien, ktoré tvoria pôdu, proces tvorby pôdy, prítomnosť ore anomálie. V druhom prípade sa územia nazývajú geochemické anomálie. V závislosti od rozsahu sú rozdelené na globálne, regionálne a miestne.
Pôda, na rozdiel od iných zložiek prírodného prostredia, nielen geochemicky akumuluje zložky znečistenia, ale tiež pôsobí ako prirodzený pufor, ktorý kontroluje prenos chemických prvkov a zlúčenín do atmosféry, hydrosféru a živej hmoty.
Rôzne rastliny, zvieratá a ľudia vyžadujú životne dôležitú aktivitu určitého zloženia pôdy, vody. Na miestach geochemických anomálie nastáva, zhoršenie, prenos odchýlok od normy minerálneho zloženia v celom potravinovom reťazci.
V dôsledku poškodenia minerálnej výživy sa pozorovali zmeny v druhovom zložení Phyto, ZOO a mikrobocenózy, choroba divokých rastlinných foriem, poklesu množstva a kvality plodín poľnohospodárskych zariadení a živočíšnych výrobkov, zvýšenie Pri výskyte populácie a zníženie priemernej dĺžky života (tabuľka 3.15). Mechanizmus toxického pôsobenia TM je uvedený v tabuľke. 3.16.
Tabuľka 3.15
Fyziologické poruchy v rastlinách v nadbytku a nedostatku obsahu v nich TM (Kovalevsky, Andrianova, 1970; Kabata-pendias,
pendias, 1989)
| Element | Fyziologické poruchy | |
| s nedostatkom | s prebytkom | |
| Cu. | Chloróza, vily, melanizmus, biely krútený makushki, oslabenie tvorby blizzardov, porušenie dekorácie, suchám stromov | Tmavo zelené listy, ako s chloridom vyvolanou Fe; Hrubé, krátke alebo podobné drevené korene, depresia vzdelávania uniká |
| Zn. | Interlogal chlór (hlavne v jednom spálni), rastové zastávky, ružové drevo stromov listy, fialové červené bodky na listoch | Chloróza a nekróza koncov listov, interlogulárnej chlorózy mladých listov, oneskorenie rastu rastliny ako celku, \\ t poškodené korene, podobné ostnatému drôtu |
| Cd | - | Hnedé hrany listov, chloridov, červenkasté žily a tuhé, skrútené listy a hnedé nedostatočne rozvinuté korene |
| Hg. | - | Niektoré brzdenie výhonkov a koreňov, chloróza listov a hnedých bodov na nich |
| Pb. | - | Zníženie intenzity fotosyntézy, tmavo zelené listy, krútenie starých listov, stratifikovaných lístie, hnedé krátke korene |
Tabuľka 3.16
Mechanizmus účinku toxicity TM (na Torchin et al., 1990)
| Element | Konať |
| Cu, zn, cd, hg, pb | Vplyv na permeabilitu membrán, reakcie s SH - skupiny cysteínu a metionínu |
| Pb. | Zmena trojrozmernej štruktúry proteínov |
| Cu, Zn, Hg, Ni | Tvorba komplexov s fosfolipidmi |
| Ni. | Vzdelávanie komplexov s albumín |
| Inhibícia enzýmov: | |
| HG2 +. | alkalická fosfatáza, gluko-6-fosfotázy, laktát dehydrogenáza |
| CD2 +. | adenosinterfosfotázy, alcladhydrogenázy, amylázy, karboanhydrázy, karboxypeptidázy (pentydases), glutatamátooksaloacetatratanase |
| Pb2 +. | acetylcholinesteráza, alkalická fosfatáza, ATPASE |
| NI2 +. | carboangeDendasy, cytochrómové oxidázy, plynoprenáthydroxyláza |
Toxický účinok TM na biologických systémoch je primárne spôsobený tým, že sú ľahko spojené so sulfo hydrokálnymi skupinami proteínov (vrátane enzýmov), potláčajúcu ich syntézu a tým narušujú metabolizmus v tele.
Živé organizmy vyvinuli rôzne mechanizmy stability pre TM: z obnovenia TM iónov do menej toxických zlúčenín pred aktiváciou systémov iónového transportu, vykonávajúce účinné a špecifické odstránenie toxických iónov z bunky do vonkajšieho prostredia.
Najvýznamnejší dôsledok účinkov TM na živých organizmoch, ktoré sa prejavujú v biogeocéne a biosférickej úrovni organizácie obývacej hmoty, je zablokovať oxidačné procesy organických látok. To vedie k zníženiu rýchlosti jeho mineralizácie a akumulácie v ekosystémoch. Zároveň zvýšenie koncentrácie organickej hmoty spôsobí, že TM viazanie na ne, ktorá dočasne zmierňuje zaťaženie z ekosystému. Zníženie rýchlosti rozkladu organickej látky v dôsledku poklesu počtu organizmov, ich biomasy a intenzita životne dôležitých aktivít považujú pasívnu reakciu na ekosystémy na znečistenie TM. Aktívna konfrontácia organizmov antropogénnym zaťažením sa prejavuje len počas prominentnej akumulácie kovov v telesá a kostry. Zodpovedný za tento proces sú najstabilnejšie typy.
Stabilita živých organizmov, predovšetkým rastliny, na zvýšené koncentrácie TM a ich schopnosť akumulovať vysoké koncentrácie kovov môže predstavovať väčšie nebezpečenstvo pre zdravie ľudí, pretože umožňujú prenikanie znečisťujúcich látok do potravinových reťazcov. V závislosti od geochemických podmienok na výrobu ľudských potravín oboch rastlinných a živočíšneho pôvodu môžu byť uspokojené ľudské potreby v minerálnych prvkoch, aby boli nedostatočné alebo obsahujúce sumu presahujúcu, stávajú sa toxickej, čo spôsobuje choroby a dokonca aj smrť (tabuľka 3.17) .
Tabuľka 3.17
TM akcie na ľudské telo (Kovalsky, 1974; Stručná lekárska encyklopédia, 1989; Torshin a kol., 1990; vplyv na telo .., 1997; Referenčná kniha o toxikológii .., 1999)
| Element | Fyziologické odchýlky | |
| s nedostatkom | s prebytkom | |
| Mn. | Choroby kostného systému | Horúčka, pneumónia, lézia centrálneho nervového systému (mangán parkinsonizmus), endemická dna, narušenie krvného obehu, gastrointestinálne funkcie, neplodnosť |
| Cu. | Slabosť, anémia, blond, ochorenia kostného systému, narušenie koordinácie pohybov | Profesionálne ochorenia, hepatitída, Wilsonova choroba. Štrajkuje obličky, pečeň, mozog, oči |
| Zn. | Detergencia chuti do jedla, deformácia kostí, trpasličí rast, dlhá výška rany a popáleniny, slabé videnie, myopia | Zníženie jatočného tela, anémie, útlaku oxidačných procesov, dermatitída |
| Pb. | - | Viesť encefalu-neuropatia, metabolické poruchy, inhibícia enzymatických reakcií, avitaminózy, anémie, roztrúsenej sklerózy. Zahrnuté do zloženia kostného systému namiesto vápnika |
| Cd | - | Gastrointestinálne poruchy, poruchy dýchacích ciest, anémia, zvyšovanie krvného tlaku, poškodenie obličiek, ochorenia iTai-itai, proteinúria, osteoporóza, mutagénny a karcinogénny účinok |
| Hg. | - | Porážky centrálneho nervového systému a periférnych nervov, infantilizmus, porušenie reprodukčných funkcií, stomatitídy, choroby Minamata, predčasné starnutie |
| Co. | Endemický goiter | - |
| Ni. | - | Dermatitída, porušenie krvácania, karcineliness, embryotoxikóza, za myelopeopatia |
| Cr | - | Dermatitída, karcinogenita |
| V. | - | Srdcovo-cievne ochorenie |
Rôzne TMS sú nebezpečné pre ľudské zdravie v rôznych stupňoch. Najnebezpečnejšie sú HG, CD, PB (tabuľka 3.18).
Tabuľka 3.18.
Triedy znečisťujúcich látok podľa stupňa ich nebezpečenstva (GOST 17.4.1.02-83)
Je veľmi ťažké normalizovať obsah TM v pôde. Základy jeho roztoku by sa mal rozpoznať ako polyfunkčnosť pôdy. V procese ožiarenia môže byť pôda zvážiť z rôznych pozícií: ako prírodné prírodné telo; ako biotop a substrát pre rastliny, zvieratá a mikroorganizmy; ako predmet a prostriedky poľnohospodárskej a priemyselnej výroby; Ako prírodný tank obsahujúci patogénne mikroorganizmy. Riadenie obsahu TM v pôde sa musí vykonať na základe zásad pôdy a životného prostredia, ktoré popierajú možnosť nájsť jednotné hodnoty pre všetky pôdy.
O otázke sanitácie pôdy, kontaminovaná TM, existujú dva hlavné prístupy. Prvý je zameraný na čistenie pôdy od TM. Čistenie sa môže vykonávať premytím, extrakciou TM z pôdy s použitím rastlín odstránením hornej kontaminovanej pôdnej vrstvy atď. Druhý prístup je založený na konsolidácii TM v pôde, preložená do nerozpustného vo vode a neprístupné pre živých organizmov formulár. Na tento účel sa navrhuje vstúpiť do pôdy organickej hmoty, fosforečné minerálne hnojivá, ionomeničové živice, prírodné zeolity, hnedé uhlie, pôdny vápno atď. Akýkoľvek spôsob upevnenia TM v pôde má svoje vlastné obdobie platnosti. Skôr alebo neskôr, časť TM opäť začne prúdiť do pôdneho riešenia a odtiaľ v živých organizmoch.
Takže ťažké kovy zahŕňajú viac ako 40 chemických prvkov, ktorých hmotnosť atómov je viac ako 50 a. jesť. Je to PB, ZN, CD, HG, CU, MO, MN, NI, SN, CO a iní. Medzi TM Mnoho mikroúlementov, ktoré sú nevyhnutné a nepostrádateľné zložky biokatalyzátorov a bioregulátorov základných fyziologických procesov. Prebytočný obsah TM v rôznych biosférických objektoch však má represívny a dokonca toxický účinok na živé organizmy.
Zdroje prijímania TM do pôdy sú rozdelené na prírodné (poveternostné skály a minerály, erózne procesy, sopečnú aktivitu) a technológiu (ťažba a spracovanie minerálov, spaľovanie palív, vplyv vozidiel, poľnohospodárstva atď.).
TM prichádza na povrch pôdy v rôznych formách. Jedná sa oxidy a rôzne soli kovov, rozpustné aj prakticky nerozpustné vo vode.
Environmentálne dôsledky kontaminácie pôdy TM závisia od parametrov znečistenia, geochemickej situácie a stability pôdy. Parametre znečisťovania zahŕňajú povahu kovu, tj jeho chemické a toxické vlastnosti, obsah kovu v pôde, forma chemickej zlúčeniny, čas od okamihu znečistenia atď. Stabilita pôd na kontamináciu závisí od Distribúcia veľkosti častíc, obsah organických látok, alkalických a oxidácií a redukčných podmienok, aktivity mikrobiologických a biochemických procesov atď.
Stabilita živých organizmov, predovšetkým rastliny, na zvýšené koncentrácie TM a ich schopnosť akumulovať vysoké koncentrácie kovov môže predstavovať väčšie nebezpečenstvo pre zdravie ľudí, pretože umožňujú prenikanie znečisťujúcich látok do potravinových reťazcov.
Keď obsah obsahu TM v pôde by mal brať do úvahy polyfunkčnosť pôdy. Pôda sa môže považovať za prirodzené prírodné telo ako biotopy a substrát pre rastliny, zvieratá a mikroorganizmy, ako je objekt a prostriedky poľnohospodárskej a priemyselnej výroby, ako prirodzený tank, ktorý obsahuje patogénne mikroorganizmy, ako súčasť pozemnej biogeoceenózy a biosféra ako celok.