Ťažké kovy v pôde
V poslednom období v súvislosti s prudkým rozvojom priemyslu dochádza k výraznému zvýšeniu úrovne ťažkých kovov v životnom prostredí. Pojem "ťažké kovy" sa vzťahuje na kovy buď s hustotou presahujúcou 5 g / cm 3 alebo s atómovým číslom väčším ako 20. Existuje však aj iný uhol pohľadu, podľa ktorého ťažké kovy zahŕňajú viac ako 40 chemických prvkov s atómovou hmotnosťou viac ako 50 at. Jednotky Spomedzi chemických prvkov sú ťažké kovy najtoxickejšie a z hľadiska ich nebezpečnosti sú na druhom mieste po pesticídoch. Za toxické sa v tomto prípade považujú tieto chemické prvky: 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: valencie, iónového polomeru a komplexačnej schopnosti. Vo väčšine prípadov sú prvky podľa stupňa toxicity zoradené v poradí: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Tento rad sa však môže trochu zmeniť v dôsledku nerovnomerného ukladania prvkov pôdou a prechodu do stavu nedostupného pre rastliny, rastových podmienok, fyziologických a genetických vlastností samotných rastlín. Transformácia a migrácia ťažkých kovov prebieha pod priamym a nepriamym vplyvom komplexačnej reakcie. Pri hodnotení znečistenia životného prostredia je potrebné brať do úvahy vlastnosti pôdy a v prvom rade granulometrické zloženie, obsah humusu a pufrovaciu schopnosť. Pufrovanie sa chápe ako schopnosť pôd udržiavať koncentráciu kovov v pôdnom roztoku na konštantnej úrovni.
V pôdach sú ťažké kovy prítomné v dvoch fázach – tuhá a v pôdnom roztoku. O forme existencie kovov rozhoduje reakcia prostredia, chemické a materiálové zloženie pôdneho roztoku a v prvom rade obsah organických látok. Prvky - komplexanty, znečisťujúce pôdu, sú sústredené najmä v jej hornej 10 cm vrstve. Pri acidifikácii pôdy s nízkym tlmením však značná časť kovov zo stavu absorbovaného výmenou 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 o 3,8-5,4, kadmia - o 4-8, medi - 2-3 krát. ...
Tabuľka 1 Normy MPC (APC), obsah pozadia chemických prvkov v pôde (mg / kg)
|
Trieda nebezpečnosti |
UEC podľa skupín pôdy |
||||||
|
Extrahovateľné tlmivým roztokom octanu amónneho (pH = 4,8) |
Piesočnatá, piesčitá hlina |
Hlinité, ílovité |
|||||
|
pH kcl< 5,5 |
pH kcl > 5,5 |
||||||
Pri vstupe do pôdy teda ťažké kovy rýchlo interagujú s organickými ligandmi za vzniku komplexných zlúčenín. Takže pri nízkych koncentráciách v pôde (20-30 mg / kg) je približne 30% olova vo forme komplexov s organickými látkami. Podiel komplexných zlúčenín olova sa zvyšuje so zvýšením jeho koncentrácie na 400 mg / g a potom klesá. Kovy sú tiež sorbované (výmenné alebo nevymeniteľné) zrazeninami hydroxidov železa a mangánu, ílovými minerálmi a pôdnou organickou hmotou. Kovy dostupné pre rastliny a schopné vylúhovania sa nachádzajú v pôdnom roztoku vo forme voľných iónov, komplexov a chelátov.
Absorpcia HM pôdou do značnej miery závisí od reakcie prostredia a od toho, ktoré anióny prevládajú v pôdnom roztoku. V kyslom prostredí sa viac sorbuje meď, olovo a zinok a v alkalickom prostredí sa intenzívne vstrebáva kadmium a kobalt. Meď sa prednostne viaže na organické ligandy a hydroxidy železa.
Tabuľka 2 Mobilita stopových prvkov v rôznych pôdach v závislosti od pH pôdneho roztoku
Pôdne a klimatické faktory často určujú smer a rýchlosť migrácie a transformácie HM v pôde. Podmienky pôdnych a vodných režimov lesostepného pásma tak prispievajú k intenzívnej vertikálnej migrácii HM pozdĺž pôdneho profilu, vrátane prenosu kovov s prúdom vody pozdĺž puklín, koreňových chodieb a pod. ...
Nikel (Ni) je prvkom skupiny VIII periodickej tabuľky s atómovou hmotnosťou 58,71. Nikel patrí spolu s Mn, Fe, Co a Cu medzi takzvané prechodné kovy, ktorých zlúčeniny majú vysokú biologickú aktivitu. Vzhľadom na štrukturálne vlastnosti elektrónových orbitálov majú vyššie uvedené kovy, vrátane niklu, dobre vyjadrenú komplexotvornú schopnosť. Nikel je schopný tvoriť stabilné komplexy, napríklad s cysteínom a citrátom, ako aj s mnohými organickými a anorganickými ligandami. Geochemické zloženie materských hornín do značnej miery určuje obsah niklu v pôdach. Najväčšie množstvo niklu je obsiahnuté v pôdach vytvorených z bázických a ultrabázických hornín. Podľa niektorých autorov sa hranice prebytku a toxických hladín niklu pre väčšinu druhov pohybujú od 10 do 100 mg / kg. Väčšina niklu je nehybne fixovaná v pôde a veľmi slabá migrácia v koloidnom stave a v zložení mechanických suspenzií neovplyvňuje ich distribúciu pozdĺž vertikálneho profilu a je celkom rovnomerná.
Olovo (Pb). Chemizmus olova v pôde je určený jemnou rovnováhou opačne smerujúcich procesov: sorpcia-desorpcia, rozpúšťanie-prechod do pevného stavu. Olovo, ktoré sa s emisiami dostane do pôdy, je zaradené do cyklu fyzikálnych, chemických a fyzikálno-chemických premien. Najprv dominujú procesy mechanického pohybu (častice olova sa pohybujú po povrchu a v pôde pozdĺž trhlín) a konvekčná difúzia. Potom, keď sa zlúčeniny olova v tuhej fáze rozpustia, vstupujú do hry zložitejšie fyzikálno-chemické procesy (najmä procesy difúzie iónov), sprevádzané premenou zlúčenín olova prijatých s prachom.
Zistilo sa, že olovo migruje vertikálne aj horizontálne, pričom druhý proces prevažuje nad prvým. Za 3 roky pozorovaní na forbínskej lúke sa olovený prach aplikovaný lokálne na povrch pôdy horizontálne posunul o 25-35 cm, pričom hĺbka jeho prieniku do hrúbky pôdy bola 10-15 cm. Významnú úlohu zohrávajú biologické faktory. migrácia olova: korene rastlín absorbujú ióny kovov; počas vegetačného obdobia sa pohybujú v pôde; keď rastliny odumierajú a rozkladajú sa, olovo sa uvoľňuje do okolitej pôdy.
Je známe, že pôda má schopnosť viazať (sorbovať) technogénne olovo, ktoré sa do nej dostalo. Predpokladá sa, že sorpcia zahŕňa niekoľko procesov: úplnú výmenu s katiónmi absorbujúceho komplexu pôd (nešpecifická adsorpcia) a množstvo komplexačných reakcií olova s donormi zložiek pôdy (špecifická adsorpcia). V pôde je olovo spojené najmä s organickou hmotou, ako aj s ílovými minerálmi, oxidmi mangánu, hydroxidmi železa a hliníka. Väzbou olova humus bráni jeho migrácii do priľahlého prostredia a obmedzuje jeho vstup do rastlín. Spomedzi ílových minerálov sa illity vyznačujú sklonom k sorpcii olova. Zvýšenie pH pôdy pri vápnení vedie k ešte väčšej väzbe olova na pôdu v dôsledku tvorby zle rozpustných zlúčenín (hydroxidy, uhličitany a pod.).
Olovo, ktoré sa nachádza v pôde v mobilných formách, sa časom fixuje pôdnymi zložkami a stáva sa pre rastliny nedostupným. Podľa ruských výskumníkov je olovo najsilnejšie fixované v černozeme a rašelinových pôdach.
Kadmium (Cd) Zvláštnosťou kadmia, ktorá ho odlišuje od ostatných HM je, že sa v pôdnom roztoku vyskytuje najmä vo forme katiónov (Cd 2+), hoci v pôde s neutrálnou reakciou média môže tvoria ťažko rozpustné komplexy so síranmi, fosfátmi alebo hydroxidmi.
Podľa dostupných údajov sa koncentrácia kadmia v pôdnych roztokoch pozaďových pôd pohybuje od 0,2 do 6 μg/l. V centrách znečistenia pôdy sa zvyšuje na 300-400 μg / l. ...
Je známe, že kadmium je v pôde veľmi mobilné; je schopný prechádzať vo veľkých množstvách z tuhej fázy do kvapaliny a naopak (čo sťažuje predpovedanie jeho vstupu do závodu). Mechanizmy regulujúce koncentráciu kadmia v pôdnom roztoku sú determinované procesmi sorpcie (sorpciou sa rozumie skutočná adsorpcia, zrážanie a komplexácia). Kadmium je absorbované pôdou v menšom množstve ako iné HM. Na charakterizáciu mobility ťažkých kovov v pôde sa používa pomer koncentrácií kovov v tuhej fáze k koncentráciám v rovnovážnom roztoku. Vysoké hodnoty tohto pomeru naznačujú, že HM sú zadržiavané v pevnej fáze v dôsledku sorpčnej reakcie, nízke hodnoty v dôsledku skutočnosti, že kovy sú v roztoku, odkiaľ môžu migrovať do iných médií alebo vstúpiť do rôznych reakcií. (geochemické alebo biologické). Je známe, že hlavným procesom pri viazaní kadmia je adsorpcia ílmi. Nedávne štúdie tiež ukázali veľkú úlohu v tomto procese hydroxylových skupín, oxidov železa a organických látok. Pri nízkej úrovni znečistenia a neutrálnej reakcii média je kadmium adsorbované najmä oxidmi železa. A v kyslom prostredí (pH = 5) začne organická hmota pôsobiť ako silný adsorbent. Pri nižšom pH (pH = 4) sa adsorpčné funkcie prenášajú takmer výlučne na organickú hmotu. Minerálne zložky prestávajú hrať v týchto procesoch akúkoľvek úlohu.
Je známe, že kadmium nie je len sorbované povrchom pôdy, ale je tiež fixované v dôsledku zrážania, koagulácie a medzidávkovej absorpcie ílovými minerálmi. Vo vnútri pôdnych častíc difunduje cez mikropóry a inými spôsobmi.
Kadmium je fixované rôznymi spôsobmi v rôznych typoch pôd. Doteraz je málo známe o konkurenčnom vzťahu kadmia s inými kovmi v sorpčných procesoch v pôdoabsorbujúcom komplexe. Podľa výskumu špecialistov z Technickej univerzity v Kodani (Dánsko) bola v prítomnosti niklu, kobaltu a zinku potlačená absorpcia kadmia pôdou. Iné štúdie ukázali, že sorpcia kadmia pôdou je v prítomnosti iónov chlóru oslabená. Nasýtenie pôdy iónmi Ca 2+ viedlo k zvýšeniu sorpčnej kapacity kadmia. Mnohé väzby kadmia s pôdnymi zložkami sú krehké, za určitých podmienok (napríklad kyslá reakcia prostredia) sa uvoľňuje a opäť prechádza do roztoku.
Bola odhalená úloha mikroorganizmov v procese rozpúšťania kadmia a jeho prechodu do mobilného stavu. V dôsledku ich životnej aktivity sa vytvárajú buď vo vode rozpustné komplexy kovov, alebo sa vytvárajú fyzikálno-chemické podmienky, ktoré podporujú prechod kadmia z tuhej do kvapalnej fázy.
Procesy prebiehajúce s kadmiom v pôde (sorpcia-desorpcia, prechod do roztoku atď.) sú vzájomne prepojené a závislé, tok tohto kovu do rastlín závisí od ich smeru, intenzity a hĺbky. Je známe, že množstvo sorpcie kadmia pôdou závisí od hodnoty pH: čím je pH pôdy vyššie, tým viac kadmium absorbuje. Takže podľa dostupných údajov sa v rozmedzí pH od 4 do 7,7 so zvýšením pH na jednotku zvýšila sorpčná kapacita pôd vo vzťahu ku kadmiu približne trojnásobne.
Zinok (Zn). Nedostatok zinku sa môže prejaviť tak na kyslých silne podzolizovaných ľahkých pôdach, ako aj na pôdach vápenatých, na zinok chudobných a vysoko humóznych. Prejav nedostatku zinku zosilňuje používanie vysokých dávok fosforečných hnojív a silné kyprenie podložia až po orničný horizont.
Najvyšší celkový obsah zinku je v pôdach tundry (53-76 mg / kg) a černozeme (24-90 mg / kg), najnižší je v sodno-podzolických pôdach (20-67 mg / kg). Nedostatok zinku sa najčastejšie prejavuje na neutrálnych a mierne zásaditých vápenatých pôdach. V kyslých pôdach je zinok mobilnejší a dostupný pre rastliny.
Zinok v pôde je prítomný v iónovej forme, kde je adsorbovaný katexovým mechanizmom v kyslom prostredí alebo ako výsledok chemisorpcie v alkalickom prostredí. Najmobilnejší ión je Zn 2+. Pohyblivosť zinku v pôde je ovplyvnená najmä hodnotou pH a obsahom ílových minerálov. Pri pH<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 rozloženie chemických prvkov obsiahnutých v pôdach na území je nerovnomerné. Napríklad ťažké kovy, ktoré sú prevažne v rozptýlenom stave, sú schopné vytvárať lokálne väzby, kde sú ich koncentrácie mnoho sto a tisíckrát vyššie ako koncentrácie clarke.
Pre normálne fungovanie tela je potrebných množstvo chemických prvkov. Ich nedostatok, nadbytok alebo nerovnováha môže spôsobiť ochorenia nazývané mikroelementóza 1 alebo biogeochemická endémia, ktorá môže byť prirodzená aj umelá. Pri ich distribúcii zohráva významnú úlohu voda, ako aj potravinové produkty, do ktorých sa chemické prvky dostávajú z pôdy cez potravinové reťazce.
Experimentálne sa zistilo, že percento HM v rastlinách je ovplyvnené percentom HM v pôde, atmosfére, vode (v prípade rias). Tiež sa zistilo, že na pôdach s rovnakým obsahom ťažkých kovov dáva jedna a tá istá plodina rozdielne výnosy, hoci klimatické podmienky sa tiež zhodovali. Potom sa zistila závislosť úrody od kyslosti pôdy.
Najviac skúmaná je kontaminácia pôdy kadmiom, ortuťou, olovom, arzénom, meďou, zinkom a mangánom. Zvážme kontamináciu pôdy týmito kovmi osobitne pre každý z nich. 2
kadmium (Cd)
Obsah kadmia v zemskej kôre je približne 0,15 mg/kg. Kadmium sa koncentruje vo vulkanických (v množstvách od 0,001 do 1,8 mg / kg), metamorfovaných (v množstvách od 0,04 do 1,0 mg / kg) a sedimentárnych horninách (v množstvách od 0,1 do 11,0 mg / kg). Pôdy vytvorené na základe takýchto východiskových materiálov obsahujú 0,1-0,3; 0,1 - 1,0 a 3,0 - 11,0 mg/kg kadmia, v tomto poradí.
V kyslých pôdach je kadmium prítomné vo forme Cd 2+, CdCl +, CdSO 4 a vo vápenatých pôdach vo forme Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 +.
Absorpcia kadmia rastlinami výrazne klesá s vápnením kyslých pôd. V tomto prípade zvýšenie pH znižuje rozpustnosť kadmia v pôdnej vlhkosti, ako aj biologickú dostupnosť pôdneho kadmia. Takže obsah kadmia v listoch repy na vápenatých pôdach bol nižší ako obsah kadmia v tých istých rastlinách na nepotiahnutých pôdach. Podobný účinok bol preukázaný pri ryži a pšenici ->.
Negatívny vplyv zvýšenia pH na dostupnosť kadmia je spojený so znížením nielen rozpustnosti kadmia vo fáze pôdneho roztoku, ale aj koreňovej aktivity, ktorá ovplyvňuje absorpciu.
Kadmium je v pôde pomerne málo mobilné a ak sa na jej povrch pridá materiál obsahujúci kadmium, väčšina zostáva nedotknutá.
Spôsoby odstraňovania kontaminantov z pôdy zahŕňajú buď odstránenie samotnej kontaminovanej vrstvy, odstránenie kadmia z vrstvy alebo prekrytie kontaminovanej vrstvy. Kadmium sa môže premeniť na komplexné nerozpustné zlúčeniny pomocou dostupných chelatačných činidiel (napr. kyseliny etyléndiamíntetraoctovej). ...
Kvôli relatívne rýchlej absorpcii kadmia z pôdy rastlinami a nízkej toxicite jeho bežne sa vyskytujúcich koncentrácií sa kadmium môže akumulovať v rastlinách a dostať sa do potravinového reťazca rýchlejšie ako olovo a zinok. Kadmium preto predstavuje najväčšie nebezpečenstvo pre ľudské zdravie, keď sa odpad dostane do pôdy.
Postup, ako minimalizovať množstvo kadmia, ktoré sa môže dostať do ľudského potravinového reťazca z kontaminovanej pôdy, je pestovať nehumánne potraviny alebo plodiny, ktoré absorbujú malé množstvá kadmia z pôdy.
Vo všeobecnosti plodiny v kyslých pôdach absorbujú viac kadmia ako v neutrálnych alebo zásaditých pôdach. Preto je vápnenie kyslých pôd účinným prostriedkom na zníženie množstva absorbovaného kadmia.
Ortuť (Hg)
Ortuť sa v prírode nachádza vo forme kovových pár Hg 0, vznikajúcich pri jej vyparovaní zo zemskej kôry; vo forme anorganických solí Hg (I) a Hg (II) a vo forme organických zlúčenín metylortuti CH 3 Hg +, monometyl- a dimetylderivátov CH 3 Hg + a (CH 3) 2 Hg.
Ortuť sa hromadí v hornom horizonte (0-40 cm) pôdy a slabo migruje do jej hlbších vrstiev. Zlúčeniny ortuti sú vysoko stabilné pôdne látky. Rastliny rastúce na pôde kontaminovanej ortuťou asimilujú značné množstvo prvku a akumulujú ho v nebezpečných koncentráciách, prípadne nerastú.
olovo (Pb)
Podľa údajov z experimentov uskutočnených v piesočnatej kultúre so zavedením prahu pre koncentrácie v pôde Hg (25 mg / kg) a Pb (25 mg / kg) a prekročením prahu 2-20-krát rastú rastliny ovsa a sa normálne vyvíjajú až do určitej úrovne znečistenia. So zvyšujúcou sa koncentráciou kovov (pre Pb od dávky 100 mg/kg) sa mení vzhľad rastlín. Pri extrémnych dávkach kovov hynú rastliny do troch týždňov od začiatku experimentov. Obsah kovov v zložkách biomasy v klesajúcom poradí je rozdelený nasledovne: korene - nadzemná časť - zrno.
Celková dodávka olova do atmosféry (a teda čiastočne do pôdy) z vozidiel na území Ruska sa v roku 1996 odhadovala na cca 4,0 tisíc ton, z toho 2,16 tisíc ton bolo dovezených nákladnou dopravou. Maximálne zaťaženie olovom predstavovalo regióny Moskva a Samara, po ktorých nasledovali regióny Kaluga, Nižný Novgorod, Vladimir a ďalšie zakladajúce subjekty Ruskej federácie nachádzajúce sa v centrálnej časti európskeho územia Ruska a Severného Kaukazu. Najväčšie absolútne emisie olova boli zaznamenané v regiónoch Ural (685 t), Povolží (651 t) a Západná Sibír (568 t). A najnepriaznivejší vplyv emisií olova bol zaznamenaný v Tatarstane, Krasnodar a Stavropol územia, Rostov, Moskva, Leningrad, Nižný Novgorod, Volgograd, Voronež, Saratov a Samara regióny (Noviny Zelený Mir, špeciálne vydanie č. 28, 1997).
Arzén (As)
Arzén sa nachádza v životnom prostredí v rôznych chemicky stabilných formách. Jeho dva hlavné oxidačné stavy sú As (III) a As (V). V prírode je päťmocný arzén rozšírený vo forme rôznych anorganických zlúčenín, hoci trojmocný arzén sa ľahko nachádza vo vode, najmä v anaeróbnych podmienkach.
Meď(Cu)
Prírodné minerály medi v pôde zahŕňajú sírany, fosforečnany, oxidy a hydroxidy. Sulfidy medi sa môžu tvoriť v zle odvodnených alebo zaplavených pôdach, kde sú realizované redukčné podmienky. Minerály medi sú zvyčajne príliš rozpustné na to, aby zostali vo voľne odvodňovanej poľnohospodárskej pôde. V pôdach kontaminovaných kovom však môže byť chemické prostredie kontrolované nerovnovážnymi procesmi vedúcimi k akumulácii metastabilných pevných fáz. Predpokladá sa, že covellit (CuS) alebo chalkopyrit (CuFeS 2) môže byť prítomný aj v redukovaných, meďou kontaminovaných pôdach.
Stopové množstvá medi môžu byť prítomné ako diskrétne sulfidové inklúzie v kremičitanoch a môžu izomorfne nahradiť katióny vo fylosilikátoch. Ílové minerály s nevyváženým nábojom absorbujú meď nešpecificky, zatiaľ čo oxidy a hydroxidy železa a mangánu vykazujú veľmi vysokú špecifickú afinitu k medi. Organické zlúčeniny s vysokou molekulovou hmotnosťou sú schopné byť pevnými absorbentmi medi, zatiaľ čo organické zlúčeniny s nízkou molekulovou hmotnosťou majú tendenciu vytvárať rozpustné komplexy.
Zložitosť zloženia pôdy obmedzuje schopnosť kvantitatívne separovať zlúčeniny medi do špecifických chemických foriem. naznačuje -> Prítomnosť veľkej masy medených konglomerátov sa nachádza tak v organických látkach, ako aj v oxidoch Fe a Mn. Zavedenie odpadu obsahujúceho meď alebo anorganických solí medi zvyšuje koncentráciu zlúčenín medi v pôde, ktoré možno extrahovať relatívne mäkkými činidlami; meď sa teda môže nachádzať v pôde vo forme labilných chemických foriem. Ale ľahko rozpustný a nahraditeľný prvok - meď - tvorí malý počet foriem, ktoré môžu byť absorbované rastlinami, zvyčajne menej ako 5% z celkového obsahu medi v pôde.
Toxicita medi sa zvyšuje so zvyšujúcim sa pH pôdy a s nízkou kapacitou výmeny katiónov v pôde. K opevneniu meďou ťažbou dochádza len v povrchových vrstvách pôdy a hlboko zakorenené plodiny tým nie sú ovplyvnené.
Prostredie a výživa rastlín môžu ovplyvniť fytotoxicitu medi. Napríklad toxicita medi pre ryžu na rovinách bola evidentná, keď sa rastliny zalievali skôr studenou ako teplou vodou. Faktom je, že mikrobiologická aktivita je v studenej pôde potlačená a vytvára v pôde také regeneračné podmienky, ktoré by uľahčili vyzrážanie medi z roztoku.
Fytotoxicita medi nastáva spočiatku z nadbytku dostupnej medi v pôde a je zvýšená kyslosťou pôdy. Keďže meď je v pôde relatívne neaktívna, takmer všetka meď, ktorá sa dostane do pôdy, zostáva v horných vrstvách. Zavádzanie organických látok do pôd kontaminovaných meďou môže znížiť toxicitu v dôsledku adsorpcie rozpustného kovu organickým substrátom (v tomto prípade sa ióny Cu 2+ premenia na komplexné zlúčeniny, ktoré sú pre rastlinu horšie dostupné) alebo zvýšením pohyblivosť iónov Cu 2+ a ich vyplavovanie z pôdy vo forme rozpustných organo-meďnatých komplexov.
zinok (Zn)
Zinok sa v pôde nachádza vo forme oxosíranov, uhličitanov, fosforečnanov, kremičitanov, oxidov a hydroxidov. Tieto anorganické zlúčeniny sú metastabilné v dobre odvodnenej poľnohospodárskej pôde. Zdá sa, že sfalerit ZnS je termodynamicky prevládajúca forma v redukovaných aj oxidovaných pôdach. Určité spojenie zinku s fosforom a chlórom je evidentné v získaných sedimentoch kontaminovaných ťažkými kovmi. Preto by sa v pôdach bohatých na kovy mali nachádzať relatívne rozpustné soli zinku.
Zinok je v silikátových mineráloch izomorfne nahradený inými katiónmi, môže byť okludovaný alebo koprecipitovaný s hydroxidmi mangánu a železa. Fylosilikáty, uhličitany, hydratované oxidy kovov a organické zlúčeniny dobre absorbujú zinok, využívajúc špecifické aj nešpecifické väzbové miesta.
Rozpustnosť zinku sa zvyšuje v kyslých pôdach, ako aj pri tvorbe komplexov s organickými ligandmi s nízkou molekulovou hmotnosťou. Redukčné podmienky môžu znížiť rozpustnosť zinku v dôsledku tvorby nerozpustného ZnS.
Fytotoxicita zinku sa zvyčajne prejavuje, keď korene rastlín prídu do kontaktu s nadbytočným roztokom zinku v pôde. Transport zinku cez pôdu sa uskutočňuje výmenou a difúziou, pričom posledný uvedený proces dominuje v pôdach s nízkym obsahom zinku. Výmenný transport je významnejší v pôdach s vysokým obsahom zinku, v ktorých sú koncentrácie rozpustného zinku relatívne stabilné.
Mobilita zinku v pôde sa zvyšuje v prítomnosti chelatačných činidiel (prírodných alebo syntetických). Zvýšenie koncentrácie rozpustného zinku spôsobené tvorbou rozpustných chelátov kompenzuje pokles mobility v dôsledku zvýšenia veľkosti molekuly. Koncentrácia zinku v rastlinných tkanivách, jeho celkové vychytávanie a symptómy toxicity pozitívne korelujú s koncentráciou zinku v roztoku obmývajúcom korene rastlín.
Voľný ión Zn 2+ 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 chelátovej forme.
Pôvodná forma kontaminácie kovov ovplyvňuje potenciál toxicity zinku: dostupnosť zinku pre rastlinu v hnojených pôdach s ekvivalentným celkovým obsahom kovov klesá v poradí ZnSO 4> kal> odpadový kompost.
Väčšina experimentov s kontamináciou pôdy kalom obsahujúcim Zn nepreukázala pokles výnosu alebo zjavnú fytotoxicitu; napriek tomu ich dlhodobá aplikácia vo vysokej dávke môže poškodiť rastliny. Jednoduchá aplikácia zinku vo forme ZnSO 4 spôsobuje zníženie rastu plodín v kyslých pôdach, pričom jeho celoročná aplikácia v takmer neutrálnych pôdach zostáva nepovšimnutá.
Zinok dosahuje úroveň toxicity v poľnohospodárskych pôdach spravidla v dôsledku povrchového zinku; zvyčajne nepreniká hlbšie ako 15-30 cm.Hlboké korene niektorých plodín sa môžu vyhnúť kontaktu s prebytočným zinkom kvôli ich umiestneniu v nekontaminovanom podloží.
Vápnenie pôd kontaminovaných zinkom znižuje koncentráciu zinku v poľných plodinách. Prídavok NaOH alebo Ca (OH) 2 znižuje toxicitu zinku v zeleninových plodinách pestovaných na rašelinových pôdach s vysokým obsahom zinku, hoci v týchto pôdach je absorpcia zinku rastlinami veľmi obmedzená. Nedostatok železa spôsobený zinkom možno odstrániť pridaním železa alebo chelátov FeSO 4 do pôdy alebo priamo na listy. Fyzické odstránenie alebo likvidácia vrchného náteru kontaminovaného zinkom môže úplne zabrániť toxickým účinkom kovu na rastliny.
mangán
V pôde je mangán v troch oxidačných stupňoch: +2, +3, +4. Z väčšej časti je tento kov spojený s primárnymi minerálmi alebo sekundárnymi oxidmi kovov. V pôde sa celkové množstvo mangánu pohybuje na úrovni 500 - 900 mg / kg.
Rozpustnosť Mn4+ je extrémne nízka; trojmocný mangán je v pôdach veľmi nestabilný. Väčšina mangánu sa v pôdach vyskytuje vo forme Mn 2+, kým v dobre prevzdušnených pôdach je väčšina mangánu v tuhej fáze vo forme oxidu, v ktorom je kov v oxidačnom stupni IV; v slabo prevzdušnených pôdach sa mangán mikrobiálnym prostredím pomaly redukuje a prechádza do pôdneho roztoku, čím sa stáva vysoko mobilným.
Rozpustnosť Mn 2+ sa pri nízkych hodnotách pH výrazne zvyšuje, ale absorpcia mangánu rastlinami klesá.
Toxicita mangánu sa často vyskytuje tam, kde sú celkové hladiny mangánu stredné až vysoké, pH pôdy je pomerne nízke a dostupnosť kyslíka v pôde je tiež nízka (t. j. existujú redukčné podmienky). Na elimináciu vplyvu týchto podmienok treba zvýšiť pH pôdy vápnením, snažiť sa zlepšiť odvodňovanie pôdy, znížiť zatekanie vody, t.j. všeobecne zlepšujú štruktúru danej pôdy.
Celková kontaminácia pôdy je charakterizovaná celkovým množstvom ťažkých kovov. Dostupnosť prvkov pre rastliny je určená ich mobilnými formami. Preto je obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde najdôležitejším ukazovateľom charakterizujúcim sanitárnu a hygienickú situáciu a určujúcim potrebu rekultivačných detoxikačných opatrení.
V závislosti od použitého extrakčného činidla sa ťaží rôzne množstvo mobilnej formy ťažkého kovu, ktoré možno s určitou konvenciou považovať za dostupné pre rastliny. Na extrakciu mobilných foriem ťažkých kovov sa používajú rôzne chemické zlúčeniny, ktoré majú nerovnakú extrakčnú silu: kyseliny, soli, tlmivé roztoky a voda. Najbežnejšími extrakčnými činidlami sú 1N HCl a tlmivý roztok octanu amónneho pH 4,8. V súčasnosti sa nehromadí dostatok experimentálneho materiálu, ktorý charakterizuje závislosť obsahu ťažkých kovov v rastlinách extrahovaných rôznymi chemickými roztokmi od ich koncentrácie v pôde. Zložitosť tejto situácie je spôsobená aj tým, že dostupnosť mobilnej formy ťažkého kovu pre rastliny závisí vo veľkej miere od vlastností pôdy a špecifických vlastností rastlín. Navyše, správanie každého prvku v pôde má svoje vlastné špecifické, vlastné vzorce.
Na štúdium vplyvu pôdnych vlastností na transformáciu zlúčenín ťažkých kovov sme uskutočnili modelové experimenty s pôdami, ktoré sa svojimi vlastnosťami výrazne líšia (tabuľka 8). Použité extrakčné činidlá boli silná kyselina - 1N HNO3, neutrálna Ca (N03)2 soľ, acetát-amóniový tlmivý roztok a voda.
To naznačujú analytické údaje uvedené v tabuľkách 9-12. že obsah v kyseline rozpustných zlúčenín zinku, olova a kadmia prechádzajúcich do extraktu 1N HNO3 je blízky ich množstvu zavedenému do pôdy Tento extraktant extrahoval 78-90% Pb, 88-100% Cd a 78-96% Zn vstupujúci do pôdy... Množstvo pevne fixovaných zlúčenín týchto prvkov záviselo od úrovne úrodnosti pôdy. Ich obsah bol v slabo obrobenej podzolovo-podzolovej pôde nižší ako v podzolovej stredne kultivovanej a typickej černozeme.
Množstvo vymeniteľných zlúčenín Cd, Pb a Zn extrahovaných 1-n roztokom neutrálnej soli Ca (NO3) 2 bolo niekoľkonásobne menšie ako množstvo vnesené do pôdy ich hmotnosťou a záviselo aj od úrovne pôdy. plodnosť. Najmenší obsah prvkov extrahovaných roztokom Ca (NO3) 2 bol získaný na černozeme. S nárastom kultivácie sodno-podzolových pôd sa znížila aj mobilita ťažkých kovov. Súdiac podľa soľného extraktu, najpohyblivejšie zlúčeniny sú kadmium, o niečo menej - zinok. Zlúčeniny olova extrahované neutrálnou soľou sa vyznačovali najmenšou pohyblivosťou.
Obsah mobilných foriem kovov, extrahovaných acetátovo-amónnym tlmivým roztokom s pH 4,8, bol tiež určený predovšetkým typom pôdy, jej zložením a fyzikálno-chemickými vlastnosťami.
Čo sa týka výmenných (obnoviteľných 1 n Ca (NO3) 2) foriem týchto prvkov, pretrváva pravidelnosť vyjadrená zvýšením množstva mobilných zlúčenín Cd, Pb a Zn v kyslej pôde a mobilitou Cd a Zn. je vyššia ako u Pb. Množstvo kadmia extrahovaného týmto extraktom bolo 90-96% aplikovanej dávky pre zle obrobenú pôdu, 70-76% pre drno-podzolovú pôdu so strednou kultiváciou a 44-48% pre černozem. Množstvo zinku a olova prechádzajúceho do tlmivého roztoku CH3COONH4 je, v tomto poradí,: 57-71 a 42-67 % pre podzolovo-podzolovú slabo kultivovanú pôdu, 49-70 a 37-48 % pre stredne kultivovanú pôdu; 46-65 a 20-42% pre černozem. Pokles extrakčnej kapacity CH3COONH4 pre olovo na černozeme možno vysvetliť tvorbou jeho stabilnejších komplexov a zlúčenín so stabilnými humínovými zlúčeninami.
Pôdy použité v modelovom experimente sa líšili v mnohých parametroch pôdnej úrodnosti, no najviac v kyslých charakteristikách a počte vymeniteľných zásad. Dostupné v literatúre a naše experimentálne údaje naznačujú, že reakcia prostredia v pôde silne ovplyvňuje mobilitu prvkov.
Zvýšenie koncentrácie vodíkových iónov v pôdnom roztoku viedlo k prechodu slabo rozpustných solí olova na rozpustnejšie soli (charakteristický je najmä prechod PbCO3 na Pb (HCO3) 2 (BV Nekrasov, 1974). znižuje stabilitu komplexov olova a humusu Hodnota pH pôdneho roztoku je jedným z najdôležitejších parametrov, ktoré určujú sorpciu iónov ťažkých kovov pôdou.S poklesom pH sa zvyšuje rozpustnosť väčšiny ťažkých kovov a následne ich pohyblivosť v systéme tuhá fáza pôdy - roztok J. Esser, N. Bassam (1981), študujúci mobilitu kadmia v aeróbnych pôdnych podmienkach, zistil, že v rozmedzí pH 4-6 je pohyblivosť kadmia určená iónovou silou roztoku, pri pH vyššom ako 6 nadobúda poprednú dôležitosť sorpcia oxidmi mangánu.kadmium a ovplyvňuje jeho sorpciu až pri pH 8.
Najmobilnejšou a pre rastliny najdostupnejšou časťou zlúčenín ťažkých kovov v pôde je ich obsah v pôdnom roztoku. Množstvo kovových iónov vstupujúcich do pôdneho roztoku určuje toxicitu konkrétneho prvku v pôde. Rovnovážny stav v systéme tuhá fáza-roztok určuje sorpčné procesy, ktorých charakter a smer závisí od vlastností a zloženia pôdy. Vplyv pôdnych vlastností na mobilitu ťažkých kovov a ich prechod na vodný extrakt potvrdzujú údaje o rôznych množstvách vo vode rozpustných zlúčenín Zn, Pb a Cd prenesených z pôd z rôznych úrovní úrodnosti pri rovnakých dávkach aplikovaných kovov ( Tabuľka 13). Sodno-podzolová stredne obrábaná pôda obsahovala v porovnaní s černozemou viac vo vode rozpustných zlúčenín kovov. Najvyšší obsah vodorozpustných zlúčenín Zn, Pb a Cd bol v zle obrobenej pôde. Kultivácia pôdy znížila mobilitu ťažkých kovov. V sodno-podzolových slabo obrábaných pôdach je obsah vo vode rozpustných foriem Zn. Pb a Cd boli o 20-35% vyššie ako v stredne kultivovaných a 1,5-2,0-krát vyššie ako v typickej černozeme. Zvýšenie úrodnosti pôdy sprevádzané zvýšením obsahu humusu, fosfátov, neutralizáciou prebytočnej kyslosti a zvýšením tlmivých vlastností vedie k zníženiu obsahu najagresívnejšej vo vode rozpustnej formy ťažkých kovov.
Rozhodujúcu úlohu v distribúcii ťažkých kovov v systéme pôda-roztok zohrávajú procesy sorpcie-desorpcie na tuhej fáze pôdy, ktoré sú dané vlastnosťami pôdy a nezávisia od formy zavedená zlúčenina. Výsledné zlúčeniny ťažkých kovov s pevnou fázou pôdy sú termodynamicky stabilnejšie ako vnesené zlúčeniny a určujú koncentráciu prvkov v pôdnom roztoku (RI Pervunina. 1983).
Pôda je silným a aktívnym absorbérom ťažkých kovov, je schopná pevne viazať a tým znižovať tok toxických látok do rastlín. Minerálne a organické zložky pôdy aktívne inaktivujú zlúčeniny kovov, ale kvantitatívne vyjadrenie ich pôsobenia závisí od typu pôdy (B A. Bol'shakov et al., 1978, VB Ilyin, 1987).
To naznačuje nahromadený experimentálny materiál. že najväčšie množstvo ťažkých kovov z pôdy sa extrahuje 1 N kyslým extraktom. Zároveň sú údaje blízke hrubému obsahu prvkov v pôde. Túto formu prvkov možno považovať za všeobecnú zásobu, schopnú premeny na mobilnú pohyblivú formu. Obsah ťažkého kovu pri extrakcii z pôdy acetátovo-amónnym pufrom charakterizuje už mobilnejšiu časť. Vymeniteľná forma ťažkého kovu je ešte mobilnejšia. extrahovateľné neutrálnym fyziologickým roztokom. V.S. Gorbatov a N.G. Zyrin (1987) sa domnieva, že pre rastliny je najdostupnejšia vymeniteľná forma ťažkých kovov, selektívne extrahovaná roztokmi solí, ktorých anión netvorí komplexy s ťažkými kovmi a katión má vysokú vytesňovaciu silu. Toto sú vlastnosti Ca (NO3) 2 použitého v našom experimente. Najagresívnejšie rozpúšťadlá - kyseliny, najčastejšie používané 1N HCl a 1N HNO3, extrahujú z pôdy nielen formy asimilované rastlinami, ale aj časť hrubého prvku, ktoré sú najbližšou rezervou na prechod na mobilné zlúčeniny.
Koncentrácia ťažkých kovov extrahovaných vodným extraktom v pôdnom roztoku charakterizuje najaktívnejšiu časť ich zlúčenín. Ide o najagresívnejšiu a najdynamickejšiu frakciu ťažkých kovov, ktorá charakterizuje stupeň mobility prvkov v pôde. Vysoký obsah vo vode rozpustných foriem TM môže viesť nielen ku kontaminácii rastlinných produktov, ale aj k prudkému poklesu úrody až k jej odumieraniu. S veľmi vysokým obsahom vo vode rozpustnej formy ťažkého kovu v pôde sa stáva nezávislým faktorom, ktorý určuje veľkosť úrody a mieru jej znečistenia.
U nás sa zhromaždili informácie o obsahu mobilnej formy TM v neznečistených pôdach, najmä tých, ktoré sú známe ako stopové prvky - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (tabuľka 14). Na určenie mobilnej formy sa najčastejšie používali jednotlivé extraktanty (podľa Ya.V. Peive a G.Ya. Rinkis). Ako je zrejmé z tabuľky 14, pôdy jednotlivých oblastí sa výrazne líšili v množstve mobilnej formy toho istého kovu.
Dôvodom môže byť podľa V.B. Ilyin (1991), genetické vlastnosti pôd, predovšetkým špecifickosť granulometrického a mineralogického zloženia, úroveň obsahu humusu, reakcia prostredia. Z tohto dôvodu sa pôdy jednej prirodzenej oblasti a navyše aj rovnakého genetického typu v rámci tejto oblasti môžu značne líšiť.
Rozdiel medzi minimálnym a maximálnym množstvom pohyblivej formy môže byť v rámci matematického poradia. Absolútne nedostatočné sú informácie o obsahu mobilných foriem Pb, Cd, Cr, Hg a ďalších najtoxickejších prvkov v pôdach. Je ťažké správne posúdiť mobilitu TM v pôdach s použitím chemikálií, ktoré sa značne líšia v ich rozpúšťacej schopnosti ako extrakčného činidla. Takže napríklad 1 n HCl extrahoval mobilné formy z horizontu pluhu 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 extrahované 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (pôdy oblasti Tomsk Ob, údaje Ilyin. 1991). Tieto materiály naznačujú, že 1 n HCl sa z pôdy extrahovalo, s výnimkou zinku, asi 30 % kovov z celkového množstva a 2,5 % CH3COOH – menej ako 10 %. Extrakčné činidlo 1N HCl, ktoré je široko používané v agrochemickom výskume a pri charakterizácii pôd, má preto vysokú mobilizačnú schopnosť vo vzťahu k zásobám ťažkých kovov.
Hlavná časť mobilných zlúčenín ťažkých kovov je obmedzená na humus alebo koreňové horizonty pôdy, v ktorých aktívne prebiehajú biochemické procesy a je obsiahnutých veľa organických látok. Ťažké kovy. zahrnuté v organických komplexoch sú vysoko mobilné. V.B. Ilyin (1991) poukazuje na možnosť akumulácie ťažkých kovov v iluviálnych a karbonátových horizontoch, do ktorých padajú jemné častice nasýtené ťažkými kovmi a vo vode rozpustné formy prvkov migrujúcich z nadložnej vrstvy. V iluviálnych a karbonátových horizontoch sa zrážajú zlúčeniny s obsahom kovov. Tomu najviac napomáha prudké zvýšenie pH prostredia v pôde týchto horizontov v dôsledku prítomnosti uhličitanov.
Schopnosť ťažkých kovov akumulovať sa v spodných pôdnych horizontoch dobre ilustrujú údaje o pôdnych profiloch Sibíri (tab. 15). V humusovom horizonte je zaznamenaný zvýšený obsah mnohých prvkov (Sr, Mn, Zn, Ni atď.) bez ohľadu na ich genézu. V mnohých prípadoch je zreteľne vysledovateľný nárast obsahu mobilného Sr v karbonátovom horizonte. Celkový obsah mobilných foriem v menšom množstve je typický pre piesčité pôdy, v oveľa väčšom množstve pre hlinité pôdy. To znamená, že existuje úzky vzťah medzi obsahom mobilných foriem prvkov a granulometrickým zložením pôd. Podobný pozitívny vzťah možno vysledovať aj medzi obsahom mobilných foriem ťažkých kovov a obsahom humusu.
Obsah mobilných foriem ťažkých kovov podlieha silným výkyvom, čo súvisí s meniacou sa biologickou aktivitou pôd a vplyvom rastlín. Takže podľa výskumu, ktorý uskutočnil V.B. Ilyin, obsah mobilného molybdénu v kyselino-podzolovej pôde a južnej černozeme sa počas vegetačného obdobia zmenil 5-krát.
Niektoré výskumné inštitúcie v posledných rokoch skúmajú vplyv dlhodobého používania minerálnych, organických a vápenných hnojív na obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde.
Na agrochemickej experimentálnej stanici Dolgoprudnaja (DAOS, Moskovská oblasť) sa uskutočnila štúdia akumulácie ťažkých kovov, toxických prvkov a ich mobility v pôde v podmienkach dlhodobého používania fosforečných hnojív na vápenatej podzolovej ťažkej hlinitej pôde (Yu A. Potatueva a kol., 1994). Systematické používanie balastných a koncentrovaných hnojív počas 60 rokov, rôznych foriem fosfátov počas 20 rokov a fosforitovej múky z rôznych ložísk počas 8 rokov nemalo významný vplyv na celkový obsah ťažkých kovov a toxických prvkov (TE) v pôde. , ale viedlo k zvýšeniu mobility v ňom niektoré TM a TE. Obsah mobilných a vodorozpustných foriem v pôde sa pri systematickom používaní všetkých študovaných foriem fosforečných hnojív zvýšil asi 2-krát, avšak len na 1/3 MPC. Množstvo mobilného stroncia sa v pôde, ktorá dostala jednoduchý superfosfát, zvýšilo 4,5-krát. Zavedenie surových fosforitov z ložiska Kingisepskoe viedlo k zvýšeniu obsahu mobilných foriem v pôde (AAB pH 4,8): olova o 2 krát, niklu o 20 % a chrómu o 17 %, čo predstavovalo 1/4 resp. 1/10 MPC, resp. V pôde, ktorá prijala surové fosfority z ložiska Chilisai, bolo zaznamenané zvýšenie obsahu mobilného chrómu o 17 % (tabuľka 16).
Porovnanie experimentálnych údajov z dlhodobých poľných pokusov DAO so sanitárnymi a hygienickými normami pre obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde a v prípade ich absencie s odporúčaniami navrhovanými v literatúre naznačuje, že obsah mobilných formy týchto prvkov v pôde boli pod prípustnou úrovňou. Tieto experimentálne údaje naznačujú, že ani veľmi dlhodobá aplikácia fosforečných hnojív počas 60 rokov neviedla k prekročeniu úrovne MPC v pôde, či už ide o hrubé alebo mobilné formy ťažkých kovov. Tieto údaje zároveň naznačujú, že prídel ťažkých kovov v pôde len hrubými formami je nedostatočne podložený a mal by byť doplnený o obsah mobilnej formy, ktorá odráža jednak chemické vlastnosti kovov samotných, ale aj vlastnosti pôda, na ktorej sa rastliny pestujú.
Na základe dlhoročných terénnych skúseností etablovaných pod vedením akademika N.S. Avdonina na experimentálnej základni Moskovskej štátnej univerzity „Chashnikovo“ bola vykonaná štúdia vplyvu dlhodobého používania minerálnych, organických, vápenných hnojív a ich kombinácie na obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde pre 41 rokov (VG Mineev a kol., 1994). Výsledky štúdií uskutočnených v tabuľke 17 ukázali, že vytvorením optimálnych podmienok pre rast a vývoj rastlín sa výrazne znížil obsah mobilných foriem olova a kadmia v pôde. Systematická aplikácia dusíkato-draselných hnojív, okysľovanie pôdneho roztoku a znižovanie obsahu mobilného fosforu zdvojnásobilo koncentráciu mobilných zlúčenín olova a niklu a 1,5-násobne zvýšilo obsah kadmia v pôde.
Obsah hrubých a mobilných foriem TM v sodno-podzolovej ľahkej hlinitej pôde Bieloruska bol študovaný pri dlhodobom používaní kalov z komunálnych odpadových vôd: termofilne fermentovaných z kalových polí (TIP) a termofilne fermentovaných s následnou mechanickou dehydratáciou (TMT).
Za 8 rokov výskumu bola nasýtenosť striedania plodín OCB 6,25 t / ha (jednorazová dávka) a 12,5 t / ha (dvojitá dávka), čo je približne 2-3 krát viac ako odporúčané dávky.
Ako je možné vidieť z tabuľky 18, existuje jasný vzorec nárastu obsahu hrubých a mobilných foriem TM v dôsledku trojnásobného zavedenia WWS. Okrem toho sa zinok vyznačuje najväčšou pohyblivosťou, ktorej množstvo v mobilnej forme vzrástlo 3-4 krát v porovnaní s kontrolnou pôdou (NP Reshetsky, 1994). V tomto prípade sa obsah mobilných zlúčenín kadmia, medi, olova a chrómu výrazne nezmenil.
Výskumy vedcov bieloruského poľnohospodárskeho priemyslu. Akadémie ukázali, že pri zavádzaní splaškových kalov (SIP-mokrý kal z kalových polí, TIP, TMO) došlo k citeľnému zvýšeniu obsahu mobilných foriem prvkov v pôde, ale najsilnejšie kadmia, zinku, medi ( Tabuľka 19). Vápnenie nemá prakticky žiadny vplyv na pohyblivosť kovov. Podľa autorov. Použitie extraktu v 1N HNO3 na charakterizáciu stupňa pohyblivosti kovov nie je úspešné, nakoľko do neho prechádza viac ako 80 % celkového obsahu prvku (A.I. Gorbyleva et al., 1994).
Zisťovanie určitých závislostí zmien mobility TM v pôde od úrovne kyslosti sa uskutočnilo v mikropoľných pokusoch na vylúhovaných černozemách centrálnej ChZ RF. Zároveň sa uskutočnilo stanovenie kadmia, zinku, olova v extraktoch: kyselina chlorovodíková, dusičná, sírová, tlmivý roztok octanu amónneho pri pH 4,8 a pH 3,5, dusičnanu amónneho, destilovaná voda. Bol stanovený úzky vzťah medzi celkovým obsahom zinku a jeho mobilnými formami extrahovanými kyselinami R = 0,924-0,948. Pri použití AAB pH 4,8 R = 0,784, AAB pH 3,5 = 0,721. Olovo získané s kyselinou chlorovodíkovou a dusičnou korelovalo menej tesne s hrubým obsahom: R = 0,64-0,66. Ostatné extrakty mali oveľa nižšie korelačné koeficienty. Korelácia medzi vyťažiteľnými kyselinami zlúčenín kadmia a hrubými zásobami bola veľmi vysoká (R = 0,98-0,99). pri extrakcii AAB pH 4,8-R = 0,92. Použitie iných extraktov poskytlo výsledky naznačujúce slabý vzťah medzi objemovými a mobilnými formami ťažkých kovov v pôde (N. P. Bogomazov, P. G. Akulov, 1994).
V dlhodobom poľnom pokuse (Celoruský výskumný ústav ľanu, Tverská oblasť) pri dlhodobom používaní hnojív na sodno-podzolovej pôde klesol podiel mobilných zlúčenín kovov z obsahu ich potenciálne dostupných foriem, najmä v tzv. tretí rok účinku vápna v dávke 2 g až (tabuľka 2). V 13. roku následný účinok vápna v rovnakej dávke znížil iba obsah mobilného železa a hliníka v pôde. v 15. ročníku - železo, hliník a mangán (L.I. Petrova. 1994).
V dôsledku toho je na zníženie obsahu mobilných foriem olova a medi v pôde potrebné prevápnenie pôdy.
Štúdium mobility ťažkých kovov v černozemiach Rostovskej oblasti ukázalo, že v metrovej vrstve obyčajných černozemí množstvo zinku extrahovaného tlmivým extraktom octanu amónneho s pH 4,8 kolísalo v rozmedzí 0,26-0,54 mg/kg. mangán 23,1-35,7 mg/kg, meď 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994).Porovnanie týchto údajov s hrubými zásobami stopových prvkov v pôde tých istých oblastí ukázalo, že pohyblivosť rôznych prvkov sa výrazne líši. Zinok na uhličitanovej černozeme je pre rastliny 2,5-4,0-krát menej dostupný ako meď a 5-8-krát menej ako mangán (tabuľka 21).
Výsledky vykonaných štúdií teda ukazujú. že problém mobility ťažkých kovov v pôde je zložitý a multifaktoriálny. Obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde závisí od mnohých podmienok. Hlavnou metódou vedúcou k zníženiu obsahu tejto formy ťažkých kovov je zvýšenie úrodnosti pôdy (vápnenie, zvýšenie obsahu humusu a fosforu a pod.). Zároveň neexistuje všeobecne akceptovaná formulácia pre mobilné kovy. V tejto časti sme ponúkli naše pochopenie rôznych frakcií mobilných kovov v pôde:
1) celková zásoba mobilných foriem (obnoviteľných kyselinami);
2) mobilná pohyblivá forma (extrahovateľná tlmivými roztokmi):
3) vymeniteľné (extrahované neutrálnymi soľami);
4) rozpustný vo vode.
Nie je žiadnym tajomstvom, že každý chce mať letnú chatu v ekologicky čistej oblasti, kde nedochádza k znečisteniu mestským plynom. Životné prostredie obsahuje ťažké kovy (arzén, olovo, meď, ortuť, kadmium, mangán a iné), ktoré dokonca pochádzajú z výfukových plynov áut. Malo by byť zrejmé, že Zem je prirodzenou čističkou atmosféry a podzemných vôd, hromadí sa v nej nielen ťažké kovy, ale aj škodlivé pesticídy s uhľovodíkmi. Rastliny zasa prijímajú všetko, čo im pôda dáva. Kov, ktorý sa usadzuje v pôde, poškodzuje nielen pôdu samotnú, ale aj rastliny a v dôsledku toho aj ľudí.
V blízkosti hlavnej cesty je veľa sadzí, ktoré prenikajú do povrchových vrstiev pôdy a usadzujú sa na listoch rastlín. Na takomto mieste nemožno pestovať koreňové plodiny, ovocie, bobule a iné úrodné plodiny. Minimálna vzdialenosť od cesty je 50 m.
Pôda plná ťažkých kovov je chudobná pôda, ťažké kovy sú toxické. Nikdy na ňom neuvidíte mravce, zemné chrobáky a dážďovky, no bude tam veľká koncentrácia savého hmyzu. Rastliny často trpia hubovými chorobami, vysychajú a nie sú odolné voči škodcom.
Najnebezpečnejšie sú mobilné zlúčeniny ťažkých kovov, ktoré sa ľahko získavajú v kyslej pôde. Ukázalo sa, že rastliny pestované v kyslej alebo ľahkej piesočnatej pôde obsahujú viac kovov ako neutrálna alebo vápenatá pôda. Navyše piesočnatá pôda s kyslou reakciou je obzvlášť nebezpečná, ľahko sa hromadí a rovnako ľahko sa vyplavuje, keď sa dostane do podzemnej vody. Záhradný pozemok, kde leví podiel tvorí hlina, je tiež ľahko náchylný na hromadenie ťažkých kovov, pričom samočistenie trvá dlho a pomaly. Najbezpečnejšou a najstabilnejšou pôdou je černozem obohatená o vápno a humus.
Čo ak sú v pôde ťažké kovy? Existuje niekoľko spôsobov, ako problém vyriešiť.
1. Neúspešnú stránku možno predať.
2. Vápnenie je dobrý spôsob, ako znížiť koncentráciu ťažkých kovov v pôde. Existujú rôzne. Najjednoduchšie: hodiť hrsť zeme do nádoby s octom, ak sa objaví pena, pôda je alkalická. Alebo vykopajte trochu zeme, ak v nej nájdete bielu vrstvu, potom je prítomná kyslosť. Otázka je koľko. Po vápnení pravidelne kontrolujte kyslosť, možno bude potrebné postup zopakovať. Vápno s dolomitovou múkou, vysokopecná troska, rašelinový popol, vápenec.
Ak sa v zemi už nahromadilo veľa ťažkých kovov, bude užitočné odstrániť vrchnú vrstvu pôdy (20-30 cm) a nahradiť ju čiernou zeminou.
3. Neustále prikrmovanie organickými hnojivami (hnoj, kompost). Čím viac humusu je v pôde, tým menej ťažkých kovov obsahuje a toxicita klesá. Chudobná, neúrodná pôda nie je schopná ochrániť rastliny. Nepresýcujte minerálnymi hnojivami, najmä dusíkatými. Minerálne hnojivá rýchlo rozkladajú organické látky.
4. Uvoľnenie povrchu. Po uvoľnení nezabudnite vykonať pomocou rašeliny alebo kompostu. Pri kyprení je užitočné pridať vermikulit, ktorý sa stane bariérou medzi rastlinami a toxickými látkami v pôde.
5. Splachovanie pôdy iba s dobrou drenážou. V opačnom prípade sa s vodou rozptýlia ťažké kovy po celej lokalite. Nalejte čistú vodu tak, aby sa vymyla vrstva pôdy 30-50 cm pre zeleninové plodiny a až 120 cm pre ovocné kríky a stromy. Umývanie sa vykonáva na jar, keď je po zime v pôde dostatok vlahy.
6. Odstráňte vrchnú vrstvu pôdy, urobte dobrú drenáž z keramzitu alebo kamienkov a na vrch nasypte čiernu zeminu.
7. Rastliny pestujte v nádobách alebo skleníku, kde sa dá pôda ľahko nahradiť. Pozor, nepestujte rastlinu dlho na jednom mieste.
8. Ak je záhradka blízko cesty, potom je vysoká pravdepodobnosť olova v pôde, ktoré vychádza s výfukovými plynmi áut. Vypustite olovo zasadením hrachu medzi rastliny, nezbierajte. Na jeseň hrášok vykopte a spálite spolu s ovocím. Rastliny s mohutným hlbokým koreňovým systémom skvalitnia pôdu, ktorá prejde z hlbokej vrstvy do vrchnej fosfor, draslík a vápnik.
9. Zeleninu a ovocie pestované na ťažkej pôde vždy tepelne upravte alebo aspoň umyte pod tečúcou vodou, čím sa odstráni atmosférický prach.
10. V zamorených priestoroch alebo úseku na ceste sa umiestni pevný plot, pletivo sa nestane bariérou proti cestnému prachu. Za plotom určite vysaďte listnaté (). Ako možnosť sa viacvrstvové výsadby stanú vynikajúcou ochranou, ktorá bude hrať úlohu obrancov pred atmosférickým prachom a sadzami.
Prítomnosť ťažkých kovov v pôde nie je verdikt, hlavnou vecou je včasná identifikácia a neutralizácia.
Medzi ťažké kovy (HM) patrí viac ako 40 chemických prvkov periodickej tabuľky D. I. Mendelejeva, ktorých atómová hmotnosť je nad 50 atómových hmotnostných jednotiek (amu). Sú to Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co atď.
Existujúci pojem „ťažké kovy“ nie je striktný, pretože nekovové prvky sa často označujú ako TM, napríklad As, Se a niekedy aj F, Be a ďalšie prvky, ktorých atómová hmotnosť je menšia ako 50 amu.
Medzi HM je veľa mikroelementov, ktoré sú biologicky dôležité pre živé organizmy. Sú nevyhnutnými a nenahraditeľnými zložkami biokatalyzátorov a bioregulátorov najdôležitejších fyziologických procesov. Nadmerný obsah HM v rôznych objektoch biosféry však pôsobí na živé organizmy depresívne až toxicky.
Zdroje HM vstupujúce do pôdy sa delia na prírodné (zvetrávanie hornín a nerastov, erózne procesy, sopečná činnosť) a umelé (ťažba a spracovanie nerastov, spaľovanie palív, vplyv dopravných prostriedkov, poľnohospodárstvo a pod.) Poľnohospodárska pôda, okrem znečistenia atmosférou sú kontaminované aj HM špeciálne pri používaní pesticídov, minerálnych a organických hnojív, vápnení, využívaní odpadových vôd. V poslednom čase vedci venujú osobitnú pozornosť mestským pôdam. Posledne menované zažívajú výrazný technogénny tlak, súčasťou ktorého je aj kontaminácia HM.
Tabuľka 3.14 a 3.15 je znázornené rozloženie HM v rôznych objektoch biosféry a zdroje HM vstupujúce do životného prostredia.
Tabuľka 3.14
| Element | Pôda | Čerstvá voda | 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 |
| spol | 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 |
| Se | 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
Koniec tabuľky. 3.4
HM sa dostávajú na povrch pôdy v rôznych formách. Sú to oxidy a rôzne soli kovov, rozpustné aj prakticky nerozpustné vo vode (sulfidy, sírany, arzenitany atď.). V zložení emisií podnikov na spracovanie rúd a podnikov neželeznej metalurgie - hlavného zdroja znečistenia životného prostredia HM - je prevažná časť kovov (70-90%) vo forme oxidov.
HM dopadajúce na povrch pôdy sa môžu akumulovať alebo rozptýliť v závislosti od povahy geochemických bariér, ktoré sú vlastné danému územiu.
Väčšina HM vstupujúcich na povrch pôdy je fixovaná v horných humusových horizontoch. HM sa sorbujú na povrchu pôdnych častíc, viažu sa na pôdnu organickú hmotu, najmä vo forme elementárnych organických zlúčenín, akumulujú sa v hydroxidoch železa, sú súčasťou kryštálových mriežok ílových minerálov, dávajú vlastné minerály v dôsledku izomorfných substitúcie, sú v pôdnej vlhkosti v rozpustnom stave a v pôdnom vzduchu v plynnom stave, sú neoddeliteľnou súčasťou pôdnej bioty.
Stupeň mobility HM závisí od geochemického prostredia a úrovne technogénneho vplyvu. Veľká distribúcia veľkosti častíc a vysoký obsah organickej hmoty vedú k viazaniu HM na pôdu. Zvýšenie hodnôt pH zvyšuje sorpciu kovov tvoriacich katióny (meď, zinok, nikel, ortuť, olovo atď.) a zvyšuje pohyblivosť kovov tvoriacich anióny (molybdén, chróm, vanád atď.). Posilnenie oxidačných podmienok zvyšuje migračnú schopnosť kovov. Výsledkom je, že podľa schopnosti viazať väčšinu HM tvoria pôdy nasledujúci rad: serozem> černozem> sodno-podzolová pôda.
Trvanie pobytu znečisťujúcich zložiek v pôde je oveľa dlhšie ako v iných častiach biosféry a znečistenie pôdy, najmä HM, je prakticky večné. Kovy, hromadiace sa v pôde, sa pomaly odstraňujú pri vylúhovaní, spotrebe rastlinami, erózii a deflácii (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Obdobie polovičného odstránenia (alebo odstránenia polovice z počiatočnej koncentrácie) HM sa značne líši pre rôzne prvky, ale je pomerne dlhé: 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 HM má dve negatívne stránky naraz. Po prvé, vstupom do potravinových reťazcov z pôdy do rastlín a odtiaľ do tela zvierat a ľudí, HM v nich spôsobujú vážne ochorenia - zvýšenie incidencie populácie a zníženie strednej dĺžky života, ako aj zníženie v množstve a kvalite úrody poľnohospodárskych rastlín a produktov živočíšnej výroby.
Po druhé, HM, ktoré sa hromadia vo veľkých množstvách v pôde, sú schopné zmeniť mnohé z jej vlastností. Zmeny v prvom rade ovplyvňujú biologické vlastnosti pôdy: znižuje sa celkový počet mikroorganizmov, znižuje sa ich druhové zloženie (diverzita), mení sa štruktúra mikrobiocenóz, znižuje sa intenzita hlavných mikrobiologických procesov a aktivita pôdnych enzýmov, znižuje sa množstvo mikroorganizmov v pôde, klesá ich druhová skladba, mení sa štruktúra mikrobiocenóz. atď. pôdy, ako je stav humusu, štruktúra, pH prostredia atď. Výsledkom je čiastočná a v niektorých prípadoch úplná strata úrodnosti pôdy.
V prírode existujú územia s nedostatočným alebo nadbytočným obsahom HM v pôdach. Abnormálny obsah HM v pôdach je spôsobený dvoma skupinami príčin: biogeochemickými charakteristikami ekosystémov a vplyvom technogénnych tokov hmoty. V prvom prípade oblasti, kde je koncentrácia chemických prvkov vyššia alebo nižšia ako optimálna úroveň pre živé organizmy, sa nazývajú prírodné geochemické anomálie alebo biogeochemické provincie. Tu je anomálny obsah prvkov spôsobený prírodnými dôvodmi - charakteristika materských hornín, pôdotvorný proces, prítomnosť rudných anomálií. V druhom prípade sa územia nazývajú technogénne geochemické anomálie. Podľa mierky sa delia na globálne, regionálne a lokálne.
Pôda na rozdiel od iných zložiek prírodného prostredia nielen geochemicky akumuluje zložky znečistenia, ale pôsobí aj ako prirodzený nárazník, ktorý riadi prenos chemických prvkov a zlúčenín do atmosféry, hydrosféry a živej hmoty.
Rôzne rastliny, zvieratá a ľudia vyžadujú pre život určité zloženie pôdy a vody. V miestach geochemických anomálií dochádza k prenosu odchýlok od normy v minerálnom zložení pozdĺž celého potravinového reťazca, čo zhoršuje.
V dôsledku porušenia minerálnej výživy, zmien v druhovom zložení fyto-, zoo- a mikrobocenóz, chorôb divo rastúcich foriem rastlín, poklesu množstva a kvality úrod poľnohospodárskych rastlín a produktov živočíšnej výroby, je pozorovaný nárast chorobnosti obyvateľstva a pokles strednej dĺžky života (tabuľka 3.15). Mechanizmus toxického účinku TM je uvedený v tabuľke. 3.16.
Tabuľka 3.15
Fyziologické poruchy v rastlinách s nadbytkom a nedostatkom obsahu HM v nich (podľa Kovalevského, Andrianova, 1970; Kabata-pendias,
pendias, 1989)
| Element | Fyziologické poruchy | |
| s nedostatkom | v prebytku | |
| Cu | Chloróza, vädnutie, melanizmus, biele pokrútené vrcholy, oslabená tvorba metlín, narušená lignifikácia, suché vrcholce stromov | Tmavo zelené listy, ako pri chloróze vyvolanej Fe; hrubé, krátke alebo ostnaté korene potlačenie tvorby výhonkov |
| Zn | Interveinálna chloróza (hlavne u jednoklíčnolistových rastlín), zakrpatený rast, ružica listov stromov, fialovo-červené bodky na listoch | Chloróza a nekróza koncov listov, interveinálna chloróza mladých listov, spomalenie rastu rastlín ako celku, poškodené korene, ktoré vyzerajú ako ostnatý drôt |
| Cd | - | Hnedé okraje listov, chloróza, červenkasté žilky a stopky, skrútené listy a hnedé nedostatočne vyvinuté korene |
| Hg | - | Určitá inhibícia výhonkov a koreňov, chloróza listov a hnedé škvrny na nich |
| Pb | - | Znížená fotosyntéza, tmavozelené listy, rolujúce staré listy, zakrpatené lístie, hnedé krátke korene |
Tabuľka 3.16
Mechanizmus účinku toxicity TM (podľa Torshin et al., 1990)
| Element | Akcia |
| Cu, Zn, Cd, Hg, Pb | Vplyv na priepustnosť membrány, reakcia s SH - skupinami cysteínu a metionínu |
| Pb | Zmena trojrozmernej štruktúry proteínov |
| Cu, Zn, Hg, Ni | Tvorba komplexov s fosfolipidmi |
| Ni | Tvorba komplexov s albumínom |
| Inhibícia enzýmov: | |
| Hg2 + | alkalická fosfatáza, gluko-6-fosfatáza, laktátdehydrogenáza |
| Cd2+ | adenozíntrifosfatáza, alkoholdehydrogenáza, amyláza, karboanhydráza, karboxypeptidáza (pentidáza), glutamatoxaloacetát transamináza |
| Pb2+ | acetylcholínesteráza, alkalická fosfatáza, ATPáza |
| Ni2+ | karboanhydráza, cytochrómoxidáza, benzopyrénhydroxyláza |
Toxický účinok HM na biologické systémy je primárne spôsobený tým, že sa ľahko viažu na sulfhydrylové skupiny proteínov (vrátane enzýmov), potláčajú ich syntézu a tým narúšajú metabolizmus v organizme.
Živé organizmy si vyvinuli rôzne mechanizmy rezistencie voči HM: od redukcie HM iónov na menej toxické zlúčeniny až po aktiváciu iónových transportných systémov, ktoré efektívne a špecificky odstraňujú toxické ióny z bunky do vonkajšieho prostredia.
Najvýznamnejším dôsledkom vplyvu HM na živé organizmy, ktorý sa prejavuje na biogeocenotickej a biosférickej úrovni organizácie živej hmoty, je blokovanie oxidácie organickej hmoty. To vedie k zníženiu rýchlosti jeho mineralizácie a akumulácie v ekosystémoch. Zároveň zvýšenie koncentrácie organickej hmoty spôsobuje naviazanie HM na ňu, čím sa dočasne odbremení ekosystém. Pokles rýchlosti rozkladu organickej hmoty v dôsledku poklesu počtu organizmov, ich biomasy a intenzity vitálnej činnosti sa považuje za pasívnu odpoveď ekosystémov na znečistenie HM. Aktívna opozícia organizmov voči antropogénnej záťaži sa prejavuje až v priebehu celoživotného hromadenia kovov v telách a kostrách. Za tento proces sú zodpovedné najodolnejšie druhy.
Odolnosť živých organizmov, najmä rastlín, voči vysokým koncentráciám HM a ich schopnosť akumulovať vysoké koncentrácie kovov môže predstavovať veľké nebezpečenstvo pre ľudské zdravie, pretože umožňujú prenikanie škodlivín do potravinového reťazca. V závislosti od geochemických podmienok výroby môže ľudská potrava rastlinného aj živočíšneho pôvodu uspokojovať ľudskú potrebu minerálnych prvkov, môže mať ich nedostatok alebo ich obsahovať nadbytok, stáva sa toxickejšou, spôsobuje choroby až smrť (tabuľka 3.17).
Tabuľka 3.17
Vplyv HM na ľudský organizmus (Kovalsky, 1974; Brief Medical Encyclopedia, 1989; Torshin a kol., 1990; Účinky na telo.., 1997; Príručka toxikológie.., 1999)
| Element | Fyziologické abnormality | |
| s nedostatkom | v prebytku | |
| Mn | Choroby kostrového systému | Horúčka, zápal pľúc, poškodenie centrálneho nervového systému (mangánový parkinsonizmus), endemická dna, porucha krvného obehu, gastrointestinálne funkcie, neplodnosť |
| Cu | Slabosť, anémia, leukémia, ochorenia kostrového systému, zhoršená koordinácia pohybov | Choroby z povolania, hepatitída, Wilsonova choroba. Ovplyvňuje obličky, pečeň, mozog, oči |
| Zn | Znížená chuť do jedla, deformácia kostí, trpasličí rast, dlhé hojenie rán a popálenín, slabý zrak, krátkozrakosť | Zníženie karcinogenézy, anémia, inhibícia oxidačných procesov, dermatitída |
| Pb | - | Olovo encefaloneuropatia, metabolické poruchy, inhibícia enzymatických reakcií, nedostatok vitamínov, anémia, roztrúsená skleróza. Je súčasťou kostrového systému namiesto vápnika |
| Cd | - | Gastrointestinálne poruchy, poruchy dýchania, anémia, vysoký krvný tlak, poškodenie obličiek, choroba itai-itai, proteinúria, osteoporóza, mutagénne a karcinogénne účinky |
| Hg | - | Lézie centrálneho nervového systému a periférnych nervov, infantilizmus, poruchy reprodukcie, stomatitída, choroby Minamata, predčasné starnutie |
| spol | Endemická struma | - |
| Ni | - | Dermatitída, porucha krvotvorby, karcinogenita, embryotoxikóza, subakútna myelooptická neuropatia |
| Cr | - | Dermatitída, karcinogenita |
| V | - | Choroby kardiovaskulárneho systému |
Rôzne HM predstavujú hrozbu pre ľudské zdravie v rôznej miere. Najnebezpečnejšie sú Hg, Cd, Pb (tab. 3.18).
Tabuľka 3.18
Triedy znečisťujúcich látok podľa ich nebezpečnosti (GOST 17.4.1.02-83)
Otázka prideľovania obsahu HM v pôde je veľmi zložitá. Jeho riešenie by malo vychádzať z uznania multifunkčnosti pôdy. V procese prideľovania je možné pôdu posudzovať z rôznych pozícií: ako prirodzené teleso; ako biotop a substrát pre rastliny, zvieratá a mikroorganizmy; ako predmet a prostriedok poľnohospodárskej a priemyselnej výroby; ako prírodný rezervoár obsahujúci patogénne mikroorganizmy. Regulácia obsahu HM v pôde musí prebiehať na základe pôdno-ekologických princípov, ktoré popierajú možnosť nájsť jednotné hodnoty pre všetky pôdy.
Existujú dva hlavné prístupy k problematike sanácie pôd kontaminovaných HM. Prvý je zameraný na čistenie pôdy od HM. Čistenie môže byť uskutočnené vylúhovaním, extrakciou HM z pôdy pomocou rastlín, odstránením vrchnej kontaminovanej vrstvy pôdy atď. Druhý prístup je založený na fixácii HM v pôde, premene ich na vo vode nerozpustné formy nedostupné pre živé organizmy. . Na tento účel sa navrhuje zaviesť do pôdy organickú hmotu, fosforečné minerálne hnojivá, ionomeničové živice, prírodné zeolity, hnedé uhlie, vápnenie pôdy atď.. Každý spôsob fixácie HM v pôde má však svoju dobu trvania. . Skôr či neskôr sa časť HM opäť začne dostávať do pôdneho roztoku a odtiaľ do živých organizmov.
Viac ako 40 chemických prvkov je teda klasifikovaných ako ťažké kovy, ktorých atómová hmotnosť je nad 50 amu. jesť. Ide o Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co atď. Medzi HM je množstvo mikroprvkov, ktoré sú nevyhnutnými a nenahraditeľnými zložkami biokatalyzátorov a bioregulátorov najdôležitejších fyziologických procesov. Nadmerný obsah HM v rôznych objektoch biosféry však pôsobí na živé organizmy depresívne až toxicky.
Zdroje HM vstupujúce do pôdy sa delia na prírodné (zvetrávanie hornín a nerastov, erózne procesy, sopečná činnosť) a umelé (ťažba a spracovanie nerastov, spaľovanie palív, vplyv dopravných prostriedkov, poľnohospodárstvo a pod.).
HM sa dostávajú na povrch pôdy v rôznych formách. Sú to oxidy a rôzne soli kovov, rozpustné aj prakticky nerozpustné vo vode.
Ekologické dôsledky znečistenia pôdy HM závisia od parametrov znečistenia, geochemických podmienok a stability pôdy. Parametre znečistenia zahŕňajú charakter kovu, t.j. jeho chemické a toxické vlastnosti, obsah kovu v pôde, formu chemickej zlúčeniny, obdobie od okamihu znečistenia atď., alkalické a redoxné podmienky, aktivitu mikrobiologických a biochemické procesy atď.
Odolnosť živých organizmov, najmä rastlín, voči vysokým koncentráciám HM a ich schopnosť akumulovať vysoké koncentrácie kovov môže predstavovať veľké nebezpečenstvo pre ľudské zdravie, pretože umožňujú prenikanie škodlivín do potravinového reťazca.
Pri štandardizácii obsahu HM v pôde treba brať do úvahy polyfunkčnosť pôdy. Pôdu možno považovať za prirodzené teleso, za biotop a substrát pre rastliny, živočíchy a mikroorganizmy, za objekt a prostriedok poľnohospodárskej a priemyselnej výroby, za prirodzenú nádrž s patogénnymi mikroorganizmami, za súčasť terestrickej biogeocenózy a biosféry. ako celok.