Težke kovine v tleh
V zadnjem času se je zaradi hitrega razvoja industrije močno povečala raven težkih kovin v okolju. Izraz "težke kovine" se uporablja za kovine bodisi z gostoto več kot 5 g/cm at. enote Med kemičnimi elementi so težke kovine najbolj strupene in so po stopnji nevarnosti na drugem mestu za pesticidi. Hkrati so strupeni naslednji kemični elementi: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.
Fitotoksičnost težkih kovin je odvisna od njihovih kemičnih lastnosti: valence, ionskega polmera in sposobnosti tvorbe kompleksov. V večini primerov so elementi glede na stopnjo strupenosti razporejeni v zaporedju: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Vendar pa se ta serija lahko nekoliko spremeni zaradi neenakomernega obarjanja elementov s prsti in prehoda v stanje, ki je nedostopno za rastline, rastne razmere ter fiziološke in genetske značilnosti samih rastlin. Preoblikovanje in migracija težkih kovin poteka pod neposrednim in posrednim vplivom reakcije tvorbe kompleksov. Pri ocenjevanju onesnaženosti okolja je treba upoštevati lastnosti tal in predvsem granulometrično sestavo, vsebnost humusa in pufernost. Zmogljivost puferja se razume kot sposobnost tal, da vzdržujejo koncentracijo kovin v raztopini tal na konstantni ravni.
V tleh so težke kovine prisotne v dveh fazah - trdni in v talni raztopini. Oblika obstoja kovin je odvisna od reakcije okolja, kemične in materialne sestave talne raztopine ter predvsem vsebnosti organskih snovi. Elementi - kompleksanti, ki onesnažujejo tla, so koncentrirani predvsem v njeni zgornji 10 cm plasti. Ko pa se tla z nizko vsebnostjo puferja zakisajo, pomemben delež kovin iz stanja absorbiranega v izmenjavi preide v talno raztopino. Kadmij, baker, nikelj, kobalt imajo močno migracijsko sposobnost v kislem okolju. Zmanjšanje pH za 1,8-2 enoti vodi do povečanja mobilnosti cinka za 3,8-5,4, kadmija - za 4-8, bakra - za 2-3 krat. .
Tabela 1 Standardi MPC (MAC), osnovne koncentracije kemičnih elementov v tleh (mg/kg)
|
Razred nevarnosti |
AEC po skupinah tal |
||||||
|
Ekstrahira se z amonijevim acetatnim pufrom (рН=4,8) |
Peščeno, peščeno |
ilovnata, ilovnata |
|||||
|
pH xl< 5,5 |
pH xl > 5,5 |
||||||
Tako težke kovine ob vstopu v tla hitro sodelujejo z organskimi ligandi in tvorijo kompleksne spojine. Tako je pri nizkih koncentracijah v tleh (20-30 mg/kg) približno 30% svinca v obliki kompleksov z organskimi snovmi. Delež svinčevih kompleksnih spojin narašča z njegovo koncentracijo do 400 mg/g, nato pa upada. Kovine se tudi sorbirajo (izmenjava ali neizmenjava) z obarjanjem železovega in manganovega hidroksida, glinenih mineralov in organske snovi v tleh. Kovine, ki so na voljo rastlinam in se lahko izpirajo, se nahajajo v talni raztopini v obliki prostih ionov, kompleksov in kelatov.
Vnos HM v tla je v večji meri odvisen od reakcije okolja in od tega, kateri anioni prevladujejo v talni raztopini. V kislem okolju se baker, svinec in cink bolj absorbirajo, v alkalnem okolju pa se intenzivno absorbirata kadmij in kobalt. Baker se prednostno veže na organske ligande in železove hidrokside.
Tabela 2 Mobilnost elementov v sledovih v različnih tleh glede na pH talne raztopine
Prstno-podnebni dejavniki pogosto določajo smer in hitrost selitve in transformacije HM v tleh. Tako razmere talnega in vodnega režima gozdno-stepskega območja prispevajo k intenzivni vertikalni migraciji HM vzdolž profila tal, vključno z možnim prenosom kovin z vodnim tokom vzdolž razpok, koreninskih tokov itd. .
Nikelj (Ni) je element VIII skupine periodnega sistema z atomsko maso 58,71. Nikelj skupaj z Mn, Fe, Co in Cu spada med tako imenovane prehodne kovine, katerih spojine so zelo biološko aktivne. Zaradi posebnosti strukture elektronskih orbital imajo zgornje kovine, vključno z nikljem, dobro izraženo sposobnost tvorbe kompleksov. Nikelj lahko tvori stabilne komplekse, na primer s cisteinom in citratom, pa tudi s številnimi organskimi in anorganskimi ligandi. Geokemična sestava matičnih kamnin v veliki meri določa vsebnost niklja v tleh. Največ niklja je v tleh, ki so nastala iz bazičnih in ultrabazičnih kamnin. Po mnenju nekaterih avtorjev se meje presežka in toksičnosti niklja za večino vrst gibljejo od 10 do 100 mg/kg. Glavna masa niklja je nepremično fiksirana v tleh, zelo šibka migracija v koloidnem stanju in v sestavi mehanskih suspenzij ne vpliva na njihovo porazdelitev vzdolž navpičnega profila in je precej enakomerna.
Svinec (Pb). Kemijo svinca v tleh določa občutljivo ravnovesje nasprotno usmerjenih procesov: sorpcija-desorpcija, raztapljanje-prehod v trdno stanje. Svinec, ki se sprošča v tla z emisijami, je vključen v cikel fizikalnih, kemičnih in fizikalno-kemijskih transformacij. Sprva prevladujeta procesa mehanskega premika (svinčevi delci se gibljejo po površini in v tleh po razpokah) in konvekcijske difuzije. Potem, ko se svinčeve spojine v trdni fazi raztopijo, pridejo v poštev kompleksnejši fizikalno-kemijski procesi (zlasti procesi ionske difuzije), ki jih spremlja pretvorba svinčevih spojin, ki prihajajo s prahom.
Ugotovljeno je bilo, da svinec migrira tako vertikalno kot horizontalno, pri čemer drugi proces prevlada nad prvim. V treh letih opazovanj na raznovrstnem travniku se je svinčev prah, ki je bil lokalno nanešen na površino tal, premaknil v vodoravni smeri za 25–35 cm, medtem ko je njegova globina prodiranja v debelino tal znašala 10–15 cm. Biološki dejavniki igrajo pomembno vlogo pri migracija svinca: korenine rastlin absorbirajo ione kovin; med rastno sezono se premikajo v debelini tal; Ko rastline odmrejo in se razgradijo, se svinec sprosti v okoliško maso tal.
Znano je, da ima tla sposobnost, da veže (sorbira) tehnogeni svinec, ki je vstopil vanjo. Sorpcija naj bi vključevala več procesov: popolno izmenjavo s kationi vpojnega kompleksa tal (nespecifična adsorpcija) in številne reakcije kompleksiranja svinca z donatorji komponent tal (specifična adsorpcija). V tleh je svinec povezan predvsem z organskimi snovmi, pa tudi z minerali gline, manganovimi oksidi, železovimi in aluminijevimi hidroksidi. Humus z vezavo svinca preprečuje njegovo selitev v sosednja okolja in omejuje njegov vstop v rastline. Od mineralov gline je za ilite značilna nagnjenost k sorpciji svinca. Povečanje pH tal pri apnenju vodi do še večje vezave svinca na tla zaradi tvorbe težko topnih spojin (hidroksidi, karbonati itd.).
Svinec, ki je v tleh prisoten v mobilnih oblikah, se s časom fiksira s komponentami tal in postane nedostopen rastlinam. Po mnenju domačih raziskovalcev je svinec najmočneje fiksiran v černozemskih in šotnih tleh.
Kadmij (Cd) Značilnost kadmija, ki ga razlikuje od drugih HM, je, da je v talni raztopini prisoten predvsem v obliki kationov (Cd 2+), čeprav v tleh z nevtralno reakcijo okolja lahko tvori težko topen kompleksi s sulfati, fosfati ali hidroksidi.
Po dostopnih podatkih se koncentracija kadmija v talnih raztopinah osnovnih tal giblje od 0,2 do 6 µg/l. V središčih onesnaženja tal se poveča na 300-400 µg/l. .
Znano je, da je kadmij v tleh zelo gibljiv; je sposoben prehajati v velikih količinah iz trdne faze v tekočo in obratno (kar otežuje napovedovanje njegovega vstopa v rastlino). Mehanizmi, ki uravnavajo koncentracijo kadmija v talni raztopini, so določeni s procesi sorpcije (s sorpcijo mislimo na adsorpcijo, obarjanje in tvorbo kompleksov). Kadmij se v tleh absorbira v manjših količinah kot drugi HM. Za karakterizacijo mobilnosti težkih kovin v tleh se uporablja razmerje med koncentracijami kovin v trdni fazi in koncentracijo v ravnotežni raztopini. Visoke vrednosti tega razmerja kažejo, da se HM zadržujejo v trdni fazi zaradi sorpcijske reakcije, nizke vrednosti - zaradi dejstva, da so kovine v raztopini, od koder lahko migrirajo v druge medije ali vstopijo v različne reakcije (geokemične ali biološke). Znano je, da je vodilni proces pri vezavi kadmija adsorpcija z glinami. Nedavne študije so pokazale tudi veliko vlogo v tem procesu hidroksilnih skupin, železovih oksidov in organskih snovi. Pri nizki stopnji onesnaženosti in nevtralni reakciji medija se kadmij adsorbira predvsem z železovimi oksidi. In v kislem okolju (pH = 5) organska snov začne delovati kot močan adsorbent. Pri nižjem pH (pH=4) adsorpcijske funkcije prehajajo skoraj izključno na organsko snov. Mineralne komponente v teh procesih prenehajo igrati vlogo.
Znano je, da se kadmij ne absorbira le na površini tal, temveč tudi fiksira zaradi padavin, koagulacije in interpaketne absorpcije z minerali gline. Difundira v delce tal skozi mikropore in na druge načine.
Kadmij se v različnih vrstah tal različno fiksira. Zaenkrat je malo znanega o konkurenčnih odnosih kadmija z drugimi kovinami v procesih sorpcije v kompleksu, ki absorbira tla. Glede na raziskave strokovnjakov s Tehnične univerze v Kopenhagnu (Danska) je bila v prisotnosti niklja, kobalta in cinka absorpcija kadmija v tleh zavirana. Druge študije so pokazale, da procesi sorpcije kadmija v tleh v prisotnosti kloridnih ionov propadajo. Nasičenost tal z ioni Ca 2+ je povzročila povečanje sorpcijske sposobnosti kadmija. Številne vezi kadmija s komponentami tal se izkažejo za krhke; pod določenimi pogoji (na primer kisla reakcija okolja) se sprosti in vrne v raztopino.
Razkriva se vloga mikroorganizmov v procesu raztapljanja kadmija in njegovega prehoda v mobilno stanje. Zaradi njihove vitalne aktivnosti nastanejo bodisi vodotopni kovinski kompleksi ali pa nastanejo fizikalni in kemični pogoji, ki spodbujajo prehod kadmija iz trdne faze v tekočo.
Procesi, ki se dogajajo s kadmijem v tleh (sorpcija-desorpcija, prehod v raztopino itd.), so med seboj povezani in soodvisni, pretok te kovine v rastline je odvisen od njihove smeri, intenzivnosti in globine. Znano je, da je vrednost sorpcije kadmija v tleh odvisna od vrednosti pH: višji kot je pH tal, bolj absorbira kadmij. Tako se je po razpoložljivih podatkih v območju pH od 4 do 7,7 s povečanjem pH na enoto sorpcijska sposobnost tal glede na kadmij povečala približno trikrat.
Cink (Zn). Pomanjkanje cinka se lahko kaže tako na kislih, močno podzoliziranih lahkih tleh kot na karbonatnih, s cinkom revnih in visoko humusnih tleh. Manifestacija pomanjkanja cinka se okrepi z uporabo velikih odmerkov fosfatnih gnojil in močnim oranjem tal do njivskega obzorja.
Najvišja skupna vsebnost cinka v tleh tundre (53-76 mg/kg) in černozema (24-90 mg/kg), najnižja - v travnato-podzolskih tleh (20-67 mg/kg). Pomanjkanje cinka se najpogosteje kaže v nevtralnih in rahlo alkalnih apnenčastih tleh. V kislih tleh je cink bolj gibljiv in dostopen rastlinam.
Cink je v tleh prisoten v ionski obliki, kjer se po mehanizmu kationske izmenjave adsorbira v kislem ali kot posledica kemisorpcije v alkalnem mediju. Najbolj gibljiv je ion Zn 2+. Na mobilnost cinka v tleh vplivata predvsem pH vrednost in vsebnost glinenih mineralov. 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 .
Kemična sestava tal različnih ozemelj je heterogena in porazdelitev kemičnih elementov v tleh po ozemlju je neenakomerna. Na primer, ker so težke kovine pretežno v razpršenem stanju, so sposobne tvoriti lokalne vezi, kjer so njihove koncentracije več sto in tisočkrat višje od ravni Clarke.
Za normalno delovanje telesa so potrebni številni kemični elementi. Njihovo pomanjkanje, presežek ali neravnovesje lahko povzroči bolezni, imenovane mikroelementoze 1 , ali biogeokemične endemije, ki so lahko naravne in človeške. Pri njihovi distribuciji imajo pomembno vlogo voda, pa tudi živilski izdelki, v katere kemični elementi vstopajo iz tal po prehranjevalnih verigah.
Eksperimentalno je bilo ugotovljeno, da na odstotek HM v rastlinah vpliva odstotek HM v tleh, atmosferi in vodi (v primeru alg). Ugotovljeno je bilo tudi, da na tleh z enako vsebnostjo težkih kovin isti pridelek daje drugačen pridelek, čeprav so se podnebne razmere tudi ujemale. Nato je bila odkrita odvisnost produktivnosti od kislosti tal.
Najbolj raziskana je onesnaženost tal s kadmijem, živim srebrom, svincem, arzenom, bakrom, cinkom in manganom. Razmislite o onesnaženju tal s temi kovinami za vsako posebej. 2
kadmij (Cd)
Vsebnost kadmija v zemeljski skorji je približno 0,15 mg/kg. Kadmij je koncentriran v vulkanskih (od 0,001 do 1,8 mg/kg), metamorfnih (od 0,04 do 1,0 mg/kg) in sedimentnih kamninah (od 0,1 do 11,0 mg/kg). Tla, oblikovana na osnovi takšnih izvornih materialov, vsebujejo 0,1–0,3; 0,1 - 1,0 oziroma 3,0 - 11,0 mg/kg kadmija.
V kislih tleh je kadmij prisoten v obliki Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, v apnenčastih pa v obliki Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 +.
Vnos kadmija v rastline se znatno zmanjša, ko se kisla tla apnena. V tem primeru povečanje pH zmanjša topnost kadmija v vlagi tal, pa tudi biološko uporabnost kadmija v tleh. Tako je bila vsebnost kadmija v listih pese na apnenčastih tleh manjša od vsebnosti kadmija v istih rastlinah na neapnenih tleh. Podoben učinek se je izkazal za riž in pšenico -->.
Negativni učinek zvišanja pH na razpoložljivost kadmija je povezan z zmanjšanjem ne le topnosti kadmija v fazi talne raztopine, temveč tudi aktivnosti korenin, kar vpliva na absorpcijo.
Kadmij je v tleh precej neaktiven in če na njegovo površino dodamo material, ki vsebuje kadmij, večina ostane nedotaknjena.
Metode za odstranjevanje onesnaževal iz tal vključujejo bodisi odstranitev onesnažene plasti same, odstranitev kadmija iz plasti ali prekrivanje onesnažene plasti. Kadmij se lahko pretvori v kompleksne netopne spojine z razpoložljivimi kelatnimi sredstvi (npr. etilendiamintetraocetna kislina). .
Zaradi razmeroma hitrega privzema kadmija iz tal v rastlinah in nizkih toksičnih učinkov pogosto nastalih koncentracij se lahko kadmij kopiči v rastlinah in vstopi v prehranjevalno verigo hitreje kot svinec in cink. Zato kadmij ob vnašanju odpadkov v tla predstavlja največjo nevarnost za zdravje ljudi.
Postopek za zmanjšanje količine kadmija, ki lahko vstopi v prehranjevalno verigo ljudi iz onesnaženih tal, je gojenje neužitnih rastlin ali pridelkov v tleh, ki absorbirajo majhne količine kadmija.
Na splošno posevki na kislih tleh absorbirajo več kadmija kot pridelki na nevtralnih ali alkalnih tleh. Zato je apnenje kislih tal učinkovito sredstvo za zmanjšanje količine absorbiranega kadmija.
živo srebro (Hg)
Živo srebro najdemo v naravi v obliki kovinske pare Hg 0, ki nastane pri njenem izhlapevanju iz zemeljske skorje; v obliki anorganskih soli Hg (I) in Hg (II), ter v obliki organske spojine metil živega srebra CH 3 Hg +, monometil- in dimetil derivati CH 3 Hg + in (CH 3) 2 Hg.
Živo srebro se kopiči v zgornjem obzorju (0-40 cm) tal in se šibko seli v njene globlje plasti. Živosrebrove spojine so zelo stabilne snovi v tleh. Rastline, ki rastejo na tleh, onesnaženih z živim srebrom, absorbirajo znatno količino elementa in ga kopičijo v nevarnih koncentracijah ali pa ne rastejo.
svinec (Pb)
Po podatkih poskusov, opravljenih v pogojih peščene kulture, z vnosom mejnih koncentracij Hg (25 mg/kg) in Pb (25 mg/kg) v tleh in prekoračitvijo praga za 2–20-krat, rastejo in se razvijajo rastline ovsa. običajno do določene stopnje onesnaženosti. Z večanjem koncentracije kovin (za Pb že od doze 100 mg/kg) se videz rastlin spreminja. Pri ekstremnih odmerkih kovin rastline poginejo v treh tednih od začetka poskusov. Vsebnost kovin v komponentah biomase je razporejena v padajočem vrstnem redu: korenine - nadzemni del - zrnje.
Skupni vnos svinca v ozračje (in posledično delno v tla) iz vozil v Rusiji je bil leta 1996 ocenjen na približno 4,0 tisoč ton, od tega 2,16 tisoč ton prispeva tovorni promet. Največja obremenitev s svincem je bila v regijah Moskve in Samare, sledijo regije Kaluga, Nižni Novgorod, Vladimir in drugi subjekti Ruske federacije, ki se nahajajo v osrednjem delu evropskega ozemlja Rusije in Severnega Kavkaza. Največje absolutne emisije svinca so opazili v regijah Ural (685 t), Volga (651 t) in Zahodna Sibira (568 t). Najbolj škodljiv vpliv emisij svinca pa so opazili v Tatarstanu, Krasnodarskem in Stavropolskem ozemlju, Rostovu, Moskvi, Leningradu, Nižnjem Novgorodu, Volgogradu, Voronežu, Saratovu in Samari (časopis Green World, posebna številka 28, 1997).
arzen (As)
Arzen se v okolju nahaja v različnih kemično stabilnih oblikah. Njeni dve glavni oksidacijski stanju sta As(III) in As(V). Petvalentni arzen je v naravi pogost v obliki različnih anorganskih spojin, čeprav se trivalentni arzen zlahka najde v vodi, zlasti v anaerobnih pogojih.
baker(cu)
Naravni bakrovi minerali v tleh vključujejo sulfate, fosfate, okside in hidrokside. Bakrovi sulfidi se lahko tvorijo v slabo izsušenih ali poplavljenih tleh, kjer se izvajajo redukcijski pogoji. Minerali bakra so običajno preveč topni, da bi ostali v prosto odcednih kmetijskih tleh. V tleh, onesnaženih s kovinami, pa lahko kemično okolje nadzorujemo z neravnovesnimi procesi, ki vodijo do kopičenja metastabilnih trdnih snovi. Domneva se, da je kovelit (CuS) ali halkopirit (CuFeS 2) mogoče najti tudi v obnovljenih, z bakrom onesnaženih tleh.
Sledovi bakra so lahko prisotni kot ločeni sulfidni vključki v silikatih in lahko izomorfno nadomestijo katione v filosilikatih. Minerali gline z neuravnoteženimi naboji nespecifično absorbirajo baker, medtem ko oksidi in hidroksidi železa in mangana kažejo zelo visoko specifično afiniteto do bakra. Organske spojine z visoko molekulsko maso so sposobne biti trdni absorbenti za baker, medtem ko organske snovi z nizko molekulsko maso ponavadi tvorijo topne komplekse.
Kompleksnost sestave tal omejuje možnost kvantitativnega ločevanja bakrovih spojin v specifične kemične oblike. kaže na --> Prisotnost velike mase bakrovih konglomeratov najdemo tako v organskih snoveh kot v oksidih Fe in Mn. Vnos bakrenih odpadkov ali anorganskih bakrovih soli poveča koncentracijo bakrovih spojin v tleh, ki jih je mogoče ekstrahirati z relativno blagimi reagenti; tako lahko baker najdemo v tleh v obliki labilnih kemičnih oblik. Toda zlahka topen in zamenljiv element - baker - tvori majhno število oblik, ki jih rastline lahko absorbirajo, običajno manj kot 5 % celotne vsebnosti bakra v tleh.
Toksičnost bakra se povečuje s povečanjem pH tal in nizko sposobnostjo izmenjave kationov v tleh. Obogatitev bakra zaradi ekstrakcije se pojavi le v površinskih plasteh tal, pridelki z globokim koreninskim sistemom pa tega ne trpijo.
Okolje in prehrana rastlin lahko vplivata na fitotoksičnost bakra. Na primer, strupenost bakra za riž v nižinah je bila jasno opažena, ko so rastline zalivali s hladno in ne toplo vodo. Dejstvo je, da se mikrobiološka aktivnost v mrzli zemlji zavira in ustvarja tiste redukcijske razmere v tleh, ki bi prispevale k obarjanju bakra iz raztopine.
Fitotoksičnost za baker se najprej pojavi zaradi presežka razpoložljivega bakra v tleh in se poveča zaradi kislosti tal. Ker je baker v tleh relativno neaktiven, skoraj ves baker, ki vstopi v tla, ostane v zgornjih plasteh. Vnos organskih snovi v tla, onesnažena z bakrom, lahko zmanjša toksičnost zaradi adsorpcije topne kovine z organskim substratom (v tem primeru se ioni Cu 2+ pretvorijo v kompleksne spojine, ki so rastlini manj dostopne) ali zaradi povečanja mobilnosti Cu 2+ ione in jih izpiranje iz tal v obliki topnih organokokrevih kompleksov.
cink (Zn)
Cink lahko najdemo v tleh v obliki oksosulfatov, karbonatov, fosfatov, silikatov, oksidov in hidroksidov. Te anorganske spojine so metastabilne na dobro izsušenih kmetijskih zemljiščih. Očitno je sfalerit ZnS termodinamično prevladujoča oblika tako v reduciranih kot v oksidiranih tleh. Določena povezanost cinka s fosforjem in klorom je očitna v zmanjšanih usedlinah, onesnaženih s težkimi kovinami. Zato je treba v tleh, bogatih s kovinami, najti relativno topne cinkove soli.
Cink je v silikatnih mineralih izomorfno nadomeščen z drugimi kationi in ga je mogoče okludirati ali sooboriti z manganovimi in železovimi hidroksidi. Filosilikati, karbonati, hidratirani kovinski oksidi in organske spojine dobro absorbirajo cink, pri čemer uporabljajo tako specifična kot nespecifična vezavna mesta.
Topnost cinka se poveča v kislih tleh, pa tudi pri tvorbi kompleksov z nizkomolekularnimi organskimi ligandi. Redukcijski pogoji lahko zmanjšajo topnost cinka zaradi tvorbe netopnega ZnS.
Fitotoksičnost cinka se običajno pokaže, ko pridejo korenine rastlin v stik s presežkom raztopine cinka v tleh. Prenos cinka skozi tla poteka z izmenjavo in difuzijo, pri čemer je slednji proces prevladujoč v tleh z nizko vsebnostjo cinka. Presnovni transport je pomembnejši v visoko cinkovitih tleh, v katerih so koncentracije topnega cinka relativno stabilne.
Mobilnost cinka v tleh se poveča v prisotnosti kelatnih sredstev (naravnih ali sintetičnih). Povečanje koncentracije topnega cinka zaradi tvorbe topnih kelatov kompenzira zmanjšanje mobilnosti zaradi povečanja velikosti molekul. Koncentracije cinka v rastlinskih tkivih, skupni vnos in simptomi toksičnosti so pozitivno povezani s koncentracijo cinka v raztopini za izpiranje korenin.
Prosti ion Zn 2+ pretežno absorbira koreninski sistem rastlin, zato tvorba topnih kelatov prispeva k topnosti te kovine v tleh, ta reakcija pa kompenzira zmanjšano razpoložljivost cinka v kelirani obliki.
Začetna oblika onesnaženja s kovino vpliva na potencial toksičnosti cinka: razpoložljivost cinka za rastlino v pognojenih tleh z enakovredno skupno vsebnostjo te kovine se zmanjša v nizu ZnSO 4 >mulj > kompost za smeti.
Večina poskusov kontaminacije tal z blatom, ki vsebuje Zn, ni pokazala padca pridelka ali njihove očitne fitotoksičnosti; vendar lahko njihova dolgotrajna uporaba pri visoki stopnji poškoduje rastline. Enostavna uporaba cinka v obliki ZnSO 4 povzroči zmanjšanje rasti pridelka v kislih tleh, medtem ko dolgotrajna uporaba cinka v skoraj nevtralnih tleh ostane neopažena.
Stopnje strupenosti v kmetijskih tleh, ki jih cink doseže, so običajno posledica površinskega cinka; navadno ne prodre globlje od 15-30 cm Globoke korenine nekaterih poljščin se lahko izognejo stiku s presežkom cinka zaradi njihove lege v nekontaminiranem podtalju.
Apnjenje tal, onesnaženih s cinkom, zmanjša koncentracijo slednjega v poljskih posevkih. Dodatki NaOH ali Ca(OH) 2 zmanjšujejo toksičnost cinka v zelenjavi, ki raste na šoti z visoko vsebnostjo cinka, čeprav je v teh tleh vnos cinka v rastline zelo omejen. Pomanjkanje železa, ki ga povzroča cink, lahko odpravimo z vnosom železovih kelatov ali FeSO 4 v tla ali neposredno na liste. S fizičnim odstranjevanjem ali odstranjevanjem zgornje plasti, onesnažene s cinkom, se lahko v celoti izognemo strupenim učinkom kovine na rastline.
mangan
V tleh se mangan nahaja v treh oksidacijskih stanjih: +2, +3, +4. Večinoma je ta kovina povezana s primarnimi minerali ali s sekundarnimi kovinskimi oksidi. V tleh skupna količina mangana niha na ravni 500 - 900 mg/kg.
Topnost Mn 4+ je izjemno nizka; trivalentni mangan je v tleh zelo nestabilen. Večina mangana v tleh je prisotnega kot Mn 2+ , v dobro prezračenih tleh pa ga je večina v trdni fazi v obliki oksida, v katerem je kovina v oksidacijskem stanju IV; v slabo prezračenih tleh se mangan v mikrobnem okolju počasi reducira in prehaja v talno raztopino ter tako postane zelo gibljiv.
Topnost Mn 2+ se znatno poveča pri nizkem pH, vendar se absorpcija mangana v rastlinah zmanjša.
Toksičnost mangana se pogosto pojavi, kadar so skupne ravni mangana srednje do visoke, pH tal je precej nizek in je tudi razpoložljivost kisika v tleh nizka (tj. prisotni so pogoji za zmanjšanje). Da bi odpravili učinek teh pogojev, je treba pH tal povečati z apnenjem, si prizadevati za izboljšanje drenaže tal, zmanjšanje dotoka vode, t.j. na splošno izboljšajo strukturo tal.
Celotna kontaminacija tal je značilna za bruto količino težkih kovin. Razpoložljivost elementov za rastline je odvisna od njihovih mobilnih oblik. Zato je vsebnost mobilnih oblik težkih kovin v tleh najpomembnejši kazalnik, ki označuje sanitarno-higiensko stanje in določa potrebo po melioracijskih ukrepih razstrupljanja.
Odvisno od uporabljenega ekstraktanta se ekstrahira različna količina mobilne oblike težke kovine, ki se po določenem dogovoru lahko šteje za dostopno rastlinam. Za pridobivanje mobilnih oblik težkih kovin se uporabljajo različne kemične spojine, ki imajo neenake ekstrakcijske moči: kisline, soli, puferske raztopine in voda. Najpogostejša ekstragenta sta 1N HCl in amonijev acetatni pufer pH 4,8. Trenutno se ni nabralo dovolj eksperimentalnega materiala, da bi označili odvisnost vsebnosti težkih kovin v rastlinah, ki se pridobivajo z različnimi kemičnimi raztopinami, od njihove koncentracije v tleh. Kompleksnost te situacije je tudi posledica dejstva, da je razpoložljivost mobilne oblike težke kovine za rastline v veliki meri odvisna od lastnosti tal in posebnih značilnosti rastlin. Hkrati ima vedenje vsakega elementa v tleh svoje posebne vzorce, ki so neločljivi.
Za preučevanje vpliva lastnosti tal na transformacijo spojin težkih kovin so bili izvedeni modelni poskusi s tlemi z močno različnimi lastnostmi (tabela 8). Uporabljeni ekstraktanti so bili močna kislina, 1N HNO3, nevtralna sol Ca(NO3)2, raztopina amonijevega acetata pufra in voda.
Na to kažejo analitični podatki v tabelah 9-12. da je vsebnost kislinsko topnih spojin cinka, svinca in kadmija, ki prehajajo v ekstrakt 1n HNO3, blizu njihovi količini, ki jo vnesemo v tla.Ta ekstragent je ekstrahirala 78-90% Pb, 88-100% Cd in 78- 96 % Zn, ki je vstopil v tla. Število trdno fiksiranih spojin teh elementov je bilo odvisno od stopnje rodovitnosti tal. Njihova vsebnost v slabo obdelanih travnato-podzolskih tleh je bila nižja kot v travnato-podzolski gojenem in tipičnem černozemu.
Količina izmenljivih spojin Cd, Pb in Zn, ekstrahiranih z 1-n raztopino nevtralne soli Ca(NO3)2, je bila nekajkrat manjša od njihove mase, vnesene v tla, in je bila odvisna tudi od stopnje rodovitnosti tal. Najnižja vsebnost elementov, ekstrahiranih z raztopino Ca(NO3)2, je bila dosežena na černozemu. S povečanjem obdelovanja travnato-podzolskih tal se je zmanjšala tudi mobilnost težkih kovin. Sodeč po izvlečku soli so kadmijeve spojine najbolj mobilne, cinkove pa nekoliko manj mobilne. Za svinčeve spojine, ekstrahirane z nevtralno soljo, je bila značilna najmanjša mobilnost.
Vsebnost mobilnih oblik kovin, ekstrahiranih z pufrsko raztopino amonijevega acetata s pH 4,8, je bila odvisna predvsem od vrste tal, njene sestave in fizikalno-kemijskih lastnosti.
Pri izmenljivih (izločljivih 1 N Ca(NO3)2) oblikah teh elementov je ohranjena pravilnost, ki se izraža v povečanju količine mobilnih spojin Cd, Pb in Zn v kislih tleh ter mobilnosti Cd in Zn je višji kot pri Pb. Količina kadmija, ekstrahirana s tem izvlečkom, je bila 90-96 % uporabljenega odmerka za slabo obdelana tla, 70-76 % za travnato podzolsko srednje obdelana tla in 44-48 % za černozem. Količina cinka in svinca, ki prehajata v pufersko raztopino CH3COONH4, je enaka: 57-71 in 42-67% za travnato-podzolsko slabo obdelana tla, 49-70 in 37-48% za zmerno obdelana tla; 46-65 in 20-42% za černozem. Zmanjšanje ekstrakcijske zmogljivosti CH3COONH4 za svinec na černozemu je mogoče razložiti s tvorbo njegovih stabilnejših kompleksov in spojin s stabilnimi huminskimi spojinami.
Tla, uporabljena v modelnem poskusu, so se razlikovala po številnih parametrih rodovitnosti tal, predvsem pa po kislih lastnostih in številu izmenljivih baz. Eksperimentalni podatki, ki so na voljo v literaturi in smo jih pridobili, kažejo, da reakcija medija v tleh močno vpliva na gibljivost elementov.
Povečanje koncentracije vodikovih ionov v talni raztopini je povzročilo prehod slabo topnih svinčevih soli v bolj topne soli (posebej značilen je prehod PbCO3 v Pb (HCO3) 2 (BV Nekrasov, 1974).) Poleg tega je zakisanje zmanjša stabilnost svinčevo-humusnih kompleksov.Vrednost pH talne raztopine je eden najpomembnejših parametrov, ki določajo količino sorpcije ionov težkih kovin v tleh.Ko se pH zniža, se topnost večine težkih kovin poveča in , posledično njihova mobilnost v sistemu tla trdna faza - raztopina J. Esser, N. Bassam (1981 ), so preučevali mobilnost kadmija v aerobnih razmerah tal, ugotovili, da je v območju pH 4-6 mobilnost kadmija je določena z ionsko močjo raztopine, pri pH več kot 6 pridobi vodilni pomen sorpcija z manganovimi oksidi.Topne organske spojine po mnenju avtorjev tvorijo le šibke komplekse s kadmijem in vplivajo na njegovo sorpcijo šele pri pH 8.
Najbolj gibljiv in rastlinam dostopen del spojin težkih kovin v tleh je njihova vsebnost v talni raztopini. Količina kovinskih ionov, ki vstopajo v raztopino tal, določa toksičnost določenega elementa v tleh. Stanje ravnotežja v sistemu trdna faza-raztopina določa sorpcijske procese, katerih narava in smer sta odvisna od lastnosti in sestave tal. Vpliv lastnosti tal na mobilnost težkih kovin in njihov prenos v vodni ekstrakt potrjujejo podatki o različnih količinah vodotopnih spojin Zn, Pb in Cd, prenesenih iz tal z različno rodovitnostjo pri enakih odmerkih kovine (tabela 13). V primerjavi s černozemom je bilo več vodotopnih kovinskih spojin vsebovanih v travnato-podzolski srednje obdelani zemlji. Najvišja vsebnost vodotopnih spojin Zn, Pb in Cd je bila v slabo obdelanih tleh. Obdelava tal je zmanjšala mobilnost težkih kovin. V travnato-podzolski slabo obdelani zemlji je vsebnost vodotopnih oblik Zn. Pb in Cd sta bila za 20-35 % višja kot v povprečno obdelani zemlji in 1,5-2,0-krat večja kot v tipičnem černozemu. Povečanje rodovitnosti tal, ki ga spremlja povečanje vsebnosti humusa, fosfatov, nevtralizacija presežne kislosti in povečanje puferskih lastnosti, vodi do zmanjšanja vsebnosti najbolj agresivne vodotopne oblike težkih kovin.
Odločilno vlogo pri porazdelitvi težkih kovin v sistemu zemlja-raztopina imajo procesi sorpcije-desorpcije na trdni fazi tal, ki so določeni z lastnostmi tal in niso odvisni od oblike tal. uvedena spojina. Nastale spojine težkih kovin s trdno fazo tal so termodinamično stabilnejše od vnesenih spojin in določajo koncentracijo elementov v talni raztopini (R.I. Pervunina, 1983).
Tla so močan in aktiven absorber težkih kovin, sposobna se trdno vezati in s tem zmanjšati pretok strupenih snovi v rastline. Mineralne in organske komponente tal aktivno inaktivirajo kovinske spojine, vendar so kvantitativni izrazi njihovega delovanja odvisni od vrste tal (B A. Bolshakov et al., 1978, V. B. Ilyin, 1987).
Zbrani eksperimentalni material to kaže. da se največ težkih kovin iz tal izloči z 1 n kislinskim izvlečkom. Hkrati so podatki blizu skupni vsebnosti elementov v tleh. To obliko elementov je mogoče obravnavati kot skupno rezervno količino, ki se lahko premakne v mobilno mobilno obliko. Vsebnost težke kovine pri ekstrahiranju iz tal z acetatno-amonijevim pufrom je značilna za bolj gibljiv del. Še bolj mobilna je menjalna oblika težke kovine. ekstrahirati z nevtralno fiziološko raztopino. V.S. Gorbatov in N.G. Zyrin (1987) meni, da je za rastline najbolj dostopna menjalna oblika težkih kovin, selektivno ekstrahirana s solnimi raztopinami, katerih anion ne tvori kompleksov s težkimi kovinami, kation pa ima visoko silo premika. Te lastnosti ima Ca(NO3)2, uporabljen v našem poskusu. Najbolj agresivna topila - kisline, najpogosteje uporabljena 1N HCl in 1N HNO3, izvlečejo iz tal ne le oblike, ki jih asimilirajo rastline, temveč tudi del bruto elementa, ki je najbližja rezerva za prehod v mobilne spojine.
Koncentracija težkih kovin, ekstrahiranih z vodnim ekstraktom v talni raztopini, je značilna za najbolj aktiven del njihovih spojin. To je najbolj agresivna in dinamična frakcija težkih kovin, ki označuje stopnjo mobilnosti elementov v tleh. Visoka vsebnost vodotopnih oblik TM lahko privede ne le do kontaminacije rastlinskih proizvodov, temveč tudi do močnega zmanjšanja pridelka do njegove smrti. Z zelo visoko vsebnostjo vodotopne oblike težke kovine v tleh postane neodvisen dejavnik, ki določa velikost pridelka in stopnjo njegove kontaminacije.
Pri nas so se nabrali podatki o vsebnosti mobilne oblike TM v nekontaminiranih tleh, predvsem tistih, ki jih poznamo kot elementi v sledovih - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (tabela 14). Za določitev mobilne oblike so bili najpogosteje uporabljeni posamezni ekstraktanti (po Peive Ya.V. in Rinkis G.Ya.). Kot je razvidno iz tabele 14, so se tla posameznih regij bistveno razlikovala po količini gibljive oblike iste kovine.
Razlog bi lahko bil po mnenju V.B. Ilyin (1991), genetske značilnosti tal, predvsem specifičnost granulometrične in mineraloške sestave, stopnja vsebnosti humusa, reakcija okolja. Zaradi tega se lahko tla ene naravne regije zelo razlikujejo, poleg tega pa so znotraj tega območja celo iste genetske vrste.
Razlika med najmanjšo in največjo količino premične oblike je lahko v matematičnem vrstnem redu. O vsebnosti mobilnih oblik Pb, Cd, Cr, Hg in drugih najbolj strupenih elementov v tleh je absolutno premalo informacij. Pravilna ocena mobilnosti TM v tleh otežuje uporabo kemikalij, ki se močno razlikujejo po svoji raztapljajoči moči kot ekstraktanti. Tako je na primer 1 N HCl izločil mobilne oblike iz plužnega horizonta v mg/kg: Mn - 414, Zn - 7,8 Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (tla Zahodne Sibirije), medtem ko je 2,5 % CH3COOH ekstrahiran 76; 0,8; 1.2; 1.3; 0,3; 0,7 (tla regije Tomsk Ob, podatki Ilyin, 1991). Ti materiali kažejo, da 1 N HCl ekstrahira iz tal, z izjemo cinka, približno 30% kovin celotne količine in 2,5% CH3COOH - manj kot 10%. Zato ima ekstrakant 1N HCl, ki se pogosto uporablja v agrokemičnih raziskavah in karakterizaciji tal, visoko mobilizacijsko sposobnost za rezerve težkih kovin.
Glavni del mobilnih spojin težkih kovin je omejen na humusna ali koreninsko naseljena obzorja tal, v katerih aktivno potekajo biokemični procesi in vsebujejo veliko organskih snovi. Težke kovine. ki so del organskih kompleksov, imajo visoko mobilnost. V.B. Ilyin (1991) nakazuje možnost kopičenja težkih kovin v iluvialnih in karbonatnih obzorjih, v katere se iz zgornje plasti in vodotopnih oblik elementov selijo drobni delci, nasičeni s težkimi kovinami. V iluvialnih in karbonatnih obzorjih se oborijo spojine, ki vsebujejo kovine. To najbolj olajša močno povečanje pH medija v tleh teh horizontov zaradi prisotnosti karbonatov.
Sposobnost težkih kovin, da se kopičijo v nižjih obzorjih tal, dobro ponazarjajo podatki o profilih tal v Sibiriji (tabela 15). V humusnem horizontu je opaziti povečano vsebnost številnih elementov (Sr, Mn, Zn, Ni itd.), ne glede na njihovo genezo. V mnogih primerih je jasno vidno povečanje vsebnosti mobilnega Sr v karbonatnem horizontu. Skupna vsebnost mobilnih oblik v manjši količini je značilna za peščena tla in veliko več - za ilovnata. To pomeni, da obstaja tesna povezava med vsebnostjo mobilnih oblik elementov in granulometrijsko sestavo tal. Podobno pozitivno razmerje je mogoče zaslediti med vsebnostjo mobilnih oblik težkih kovin in vsebnostjo humusa.
Vsebnost mobilnih oblik težkih kovin je podvržena močnim nihanjem, kar je povezano s spreminjajočo se biološko aktivnostjo tal in vplivom rastlin. Torej, glede na raziskavo, ki jo je izvedel V.B. Ilyin, vsebnost mobilnega molibdena v travnato-podzolskih tleh in južnem černozemu se je med rastno dobo spremenila 5-krat.
Nekatere raziskovalne ustanove v zadnjih letih preučujejo vpliv dolgotrajne uporabe mineralnih, organskih in apnenih gnojil na vsebnost mobilnih oblik težkih kovin v tleh.
Na agrokemični poskusni postaji Dolgoprudnaya (DAOS, Moskovska regija) je bila opravljena študija kopičenja težkih kovin, strupenih elementov v tleh in njihove mobilnosti v pogojih dolgotrajne uporabe fosfatnih gnojil na apnenčastih travnato-podzolskih težkih ilovnatih tleh. (Yu.A. Potatueva et al., 1994.). Sistematična uporaba balastnih in koncentriranih gnojil 60 let, različnih oblik fosfatov 20 let in fosfatnih kamnin iz različnih nahajališč 8 let ni pomembno vplivala na skupno vsebnost težkih kovin in strupenih elementov (TE) v prsti, vendar je privedla do povečanja mobilnosti vsebuje nekaj TM in TE. Vsebnost mobilnih in vodotopnih oblik v tleh se je s sistematično uporabo vseh raziskanih oblik fosfornih gnojil povečala za približno 2-krat, vendar je znašala le 1/3 MPC. Količina mobilnega stroncija se je v tleh, ki je prejela preprost superfosfat, povečala za 4,5-krat. Vnos surovih fosforitov iz nahajališča Kingisep je povzročil povečanje vsebnosti mobilnih oblik v tleh (AAB pH 4,8): svinca za 2-krat, niklja za 20 % in kroma za 17 %, kar je znašalo 1/4 in 1/10 MPC oz. V tleh, ki so prejemala surove fosforite iz nahajališča Chilisai, smo opazili povečanje vsebnosti mobilnega kroma za 17 % (tabela 16).
Primerjava eksperimentalnih podatkov dolgoletnih terenskih poskusov z DAOS s sanitarno-higienskimi standardi za vsebnost mobilnih oblik težkih kovin v tleh in v njihovi odsotnosti s priporočili, predlaganimi v literaturi, kaže, da je vsebnost mobilnih oblik teh elementov v tleh pod dovoljenimi ravnmi. Ti eksperimentalni podatki kažejo, da tudi zelo dolgotrajna 60-letna uporaba fosfatnih gnojil ni povzročila presežka MPC v tleh, ne glede na bruto ali mobilne oblike težkih kovin. Hkrati ti podatki kažejo, da razporejanje težkih kovin v tleh samo po bruto oblikah ni dovolj utemeljeno in bi ga bilo treba dopolniti z vsebino premične oblike, ki odraža tako kemijske lastnosti kovin samih kot lastnosti zemlje, na kateri rastejo rastline.
Na podlagi dolgoletnih terenskih izkušenj, zastavljenih pod vodstvom akademika N.S. Avdonin na eksperimentalni bazi Moskovske državne univerze "Čašnjikovo" je bila narejena študija o vplivu dolgotrajne uporabe mineralnih, organskih, apnenih gnojil in njihove kombinacije na vsebnost mobilnih oblik težkih kovin v tleh 41 let. (VG Mineev et al., 1994). Rezultati študij v tabeli 17 so pokazali, da je ustvarjanje optimalnih pogojev za rast in razvoj rastlin bistveno zmanjšalo vsebnost mobilnih oblik svinca in kadmija v tleh. Sistematična uporaba dušikovo-kalijevih gnojil, ki so zakisala raztopino tal in zmanjšala vsebnost mobilnega fosforja, je podvojila koncentracijo mobilnih spojin svinca in niklja ter povečala vsebnost kadmija v tleh za 1,5-krat.
Vsebnost bruto in mobilnih oblik TM v travnato-podzolskih lahkih ilovnatih tleh Belorusije je bila raziskana med dolgotrajno uporabo komunalnega blata: termofilno fermentiranega iz muljnih polj (TIP) in termofilno fermentiranega z naknadno mehansko dehidracijo (TMD).
V 8 letih raziskav je bila zasičenost kolobarja z OCB 6,25 t/ha (enkratni odmerek) in 12,5 t/ha (dvojni odmerek), kar je približno 2-3 krat višje od priporočenih odmerkov.
Kot je razvidno iz tabele 18, je jasen vzorec povečanja vsebnosti bruto in mobilnih oblik TM kot posledica trikratne uporabe WWS. Poleg tega je za cink značilna največja mobilnost, katere količina se je v mobilni obliki povečala za 3-4 krat v primerjavi s kontrolnimi tlemi (N.P. Reshetsky, 1994). Hkrati se vsebnost mobilnih spojin kadmija, bakra, svinca in kroma ni bistveno spremenila.
Raziskave znanstvenikov beloruske strani - x. akademije so pokazale, da se je ob uvajanju čistilnega blata (mokro blato z muljnih polj, SIP, TMF) opazno povečala vsebnost mobilnih oblik elementov v tleh, najbolj pa kadmija, cinka in bakra (tabela 19) . Apnjenje praktično ni vplivalo na mobilnost kovin. Po mnenju avtorjev. uporaba ekstrakta v 1 N HNO3 za karakterizacijo stopnje mobilnosti kovin ni uspešna, saj vanj prehaja več kot 80% celotne vsebnosti elementa (A.I. Gorbyleva et al., 1994).
V mikropoljskih poskusih na izluženih černozemih osrednjega černozema Ruske federacije smo ugotovili določene odvisnosti sprememb mobilnosti TM v tleh od stopnje kislosti. Hkrati smo določili kadmij, cink in svinec v naslednjih ekstraktih: klorovodikova, dušikova, žveplova kislina, amonijev acetatni pufer pri pH 4,8 in pH 3,5, amonijev nitrat, destilirana voda. Ugotovljena je bila tesna povezava med celotno vsebnostjo cinka in njegovih mobilnih oblik, ekstrahiranih s kislinami R=0,924-0,948. Pri uporabi AAB pH 4,8 R=0,784, AAB pH 3,5=0,721. Svinec, pridobljen s klorovodikovo in dušikovo kislino, je manj koreliran z bruto vsebnostjo: R=0,64-0,66. Drugi izvlečki so imeli veliko nižje vrednosti korelacijskih koeficientov. Korelacija med kislinsko ekstrahiranimi kadmijevimi spojinami in bruto zalogami je bila zelo visoka (R=0,98-0,99). pri ekstrakciji AAB pH 4,8-R=0,92. Uporaba drugih izvlečkov je dala rezultate, ki kažejo na šibko razmerje med bruto in mobilno obliko težkih kovin v tleh (N.P. Bogomazova, P.G. Akulov, 1994).
V dolgotrajnem terenskem poskusu (Vseruski raziskovalni inštitut za lan, Tverska regija) se je ob dolgotrajni uporabi gnojil na travnato-podzolskih tleh delež mobilnih kovinskih spojin iz vsebnosti njihovih potencialno razpoložljivih oblik še posebej opazno zmanjšal v 3. leto poučinka apna v odmerku 2 g q (tabela . dvajset). V 13. letu po učinku je apno v enakem odmerku zmanjšalo le vsebnost gibljivega železa in aluminija v tleh. za 15. letnik - železo, aluminij in mangan (L.I. Petrova. 1994).
Zato je za zmanjšanje vsebnosti mobilnih oblik svinca in bakra v tleh potrebno večkratno apnenje tal.
Študija mobilnosti težkih kovin v černozemih Rostovske regije je pokazala, da se je v metrski plasti navadnih černozemov količina cinka, ekstrahiranega z amonijevim acetatnim puferskim ekstraktom s pH 4,8, gibala v mejah 0,26-0,54 mg/kg. mangan 23,1-35,7 mg/kg, baker 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994) Primerjava teh številk z bruto zalogami mikroelementov v tleh istih parcel je pokazala, da se mobilnost različnih elementov bistveno razlikuje. Cink na karbonatnem černozemu je rastlinam 2,5-4,0-krat manj dostopen kot baker in 5-8-krat manj kot mangan (tabela 21).
Tako kažejo rezultati opravljene raziskave. da je problem mobilnosti težkih kovin v tleh kompleksen in večfaktorski. Vsebnost mobilnih oblik težkih kovin v tleh je odvisna od številnih pogojev. Glavna tehnika, ki vodi do zmanjšanja vsebnosti te oblike težkih kovin, je povečanje rodovitnosti tal (apnjenje, povečanje vsebnosti humusa in fosforja itd.). Hkrati pa ni splošno sprejete formulacije za mobilne kovine. V tem razdelku smo predlagali naše razumevanje različnih frakcij mobilnih kovin v tleh:
1) skupna zaloga mobilnih oblik (ekstrahiranih s kislinami);
2) mobilna mobilna oblika (ponovljiva z vmesnimi rešitvami):
3) zamenljivi (ekstrahirani z nevtralnimi solmi);
4) topen v vodi.
Ni skrivnost, da vsi želijo imeti dacha na ekološko čistem območju, kjer ni urbanega onesnaženja. Okolje vsebuje težke kovine (arzen, svinec, baker, živo srebro, kadmij, mangan in druge), ki prihajajo celo iz avtomobilskih izpušnih plinov. Hkrati je treba razumeti, da je zemlja naravni čistilec ozračja in podzemne vode, ne kopiči le težkih kovin, ampak tudi škodljive pesticide z ogljikovodiki. Rastline pa vzamejo vse, kar jim daje tla. Kovina, ki se usede v tla, škoduje ne samo zemlji, temveč tudi rastlinam in posledično ljudem.
V bližini glavne ceste je veliko saj, ki prodrejo v površinske plasti tal in se usedejo na listje rastlin. Na takšnem rastišču ni mogoče gojiti korenin, sadja, jagodičevja in drugih rodovitnih poljščin. Najmanjša oddaljenost od ceste je 50 m.
Tla, napolnjena s težkimi kovinami, so slaba tla, težke kovine so strupene. Na njem ne boste nikoli videli mravelj, hroščev in deževnikov, bo pa veliko kopičenje sesajočih žuželk. Rastline pogosto trpijo zaradi glivičnih bolezni, suhe in so nestabilne proti škodljivcem.
Najbolj nevarne so mobilne spojine težkih kovin, ki jih zlahka pridobimo v kislih tleh. Dokazano je, da rastline, gojene v kislih ali lahkih peščenih tleh, vsebujejo več kovin kot v nevtralnih ali apnenčastih tleh. Še več, peščena tla s kislo reakcijo so še posebej nevarna, zlahka se kopičijo in se prav tako zlahka izperejo in padejo v podtalnico. Tudi vrtna parcela, kjer je levji delež gline, je zlahka nagnjena k kopičenju težkih kovin, medtem ko samočiščenje traja dolgo in počasi. Najbolj varna in stabilna tla je črna zemlja, obogatena z apnom in humusom.
Kaj storiti, če so v tleh težke kovine? Obstaja več načinov za rešitev težave.
1. Neuspešno spletno mesto je mogoče prodati.
2. Apnjenje je dober način za zmanjšanje koncentracije težkih kovin v tleh. Obstajajo različni. Najpreprostejši: vrzite pest zemlje v posodo s kisom, če se pojavi pena, je zemlja alkalna. Ali pa kopajte malo zemlje, če v njej najdete belo plast, potem je prisotna kislost. Vprašanje je koliko. Po apnenjenju redno preverjajte kislost, morda bo treba postopek ponoviti. Apnjeno z dolomitno moko, plavžno žlindro, šotni pepel, apnenec.
Če se je v tleh že nabralo veliko težkih kovin, bo koristno odstraniti zgornjo plast zemlje (20-30 cm) in jo nadomestiti s črno zemljo.
3. Stalno gnojenje z organskimi gnojili (gnoj, kompost). Več kot je humusa v tleh, manj težkih kovin vsebuje in toksičnost se zmanjša. Revna, neplodna zemlja ni sposobna zaščititi rastlin. Ne prenasičite z mineralnimi gnojili, zlasti z dušikom. Mineralna gnojila hitro razgradijo organsko snov.
4. Površinsko rahljanje. Po zrahljanju obvezno opravite s šoto ali kompostom. Pri rahljanju je koristno dodati vermikulit, ki bo postal pregrada med rastlinami in strupenimi snovmi v tleh.
5. Pranje zemlje samo z dobro drenažo. V nasprotnem primeru se bodo z vodo težke kovine razširile po celotnem območju. Prelijemo ga s čisto vodo, tako da se spere plast zemlje 30-50 cm za zelenjavne pridelke in do 120 cm za sadne grmovje in drevesa. Splakovanje se izvaja spomladi, ko je po zimi v tleh dovolj vlage.
6. Odstranite zgornjo plast zemlje, naredite dobro drenažo iz ekspandirane gline ali kamenčkov in na vrhu prekrijte s črno zemljo.
7. Rastline je treba gojiti v posodah ali rastlinjaku, kjer je mogoče enostavno zamenjati zemljo. Upoštevajte, ne gojite rastline na enem mestu dolgo časa.
8. Če je vrtna parcela blizu ceste, potem obstaja velika verjetnost, da je v tleh svinec, ki prihaja ven z izpušnimi plini avtomobilov. Ekstrahirajte svinec s sajenjem graha med rastlinami, ne pobirajte. Jeseni izkopljemo grah in ga skupaj s plodovi zažgemo. Rastline z močnim globokim koreninskim sistemom bodo izboljšale zemljo, ki bo prenesla fosfor, kalij in kalcij iz globoke plasti v zgornjo plast.
9. Zelenjavo in sadje, pridelano na težkih tleh, je treba vedno toplotno obdelati ali vsaj oprati pod tekočo vodo in tako odstraniti prah iz zraka.
10. Na onesnaženih območjih ali odseku ob cesti je nameščena trdna ograja, verižna mreža ne bo postala ovira pred cestnim prahom. Za ograjo obvezno posadite listavce (). Kot možnost bodo odlična zaščita postali večstopenjski pristanki, ki bodo igrali vlogo branilcev pred atmosferskim prahom in sajami.
Prisotnost težkih kovin v tleh ni stavek, glavna stvar je, da jih pravočasno prepoznamo in nevtraliziramo.
Težke kovine (HM) vključujejo več kot 40 kemičnih elementov periodnega sistema D. I. Mendelejeva, katerih masa atomov je več kot 50 atomskih masnih enot (amu). To so Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co itd.
Trenutni koncept "težkih kovin" ni strog, saj se nekovinski elementi, kot so As, Se in včasih celo F, Be in drugi elementi, katerih atomska masa je manjša od 50 a.m.u., pogosto imenujejo HM.
Med HM je veliko elementov v sledovih, ki so biološko pomembni za žive organizme. So bistvene in nenadomestljive sestavine biokatalizatorjev in bioregulatorjev najpomembnejših fizioloških procesov. Vendar pa ima prekomerna vsebnost HM v različnih predmetih biosfere depresiven in celo strupen učinek na žive organizme.
Vire vstopa HM v tla delimo na naravne (preperevanje kamnin in mineralov, erozijski procesi, vulkanska aktivnost) in tehnogene (pridobivanje in predelava mineralov, zgorevanje goriva, vplivi vozil, kmetijstvo itd.) Kmetijska zemljišča, poleg tega do onesnaževanja skozi ozračje, so onesnažene s HM tudi posebej, pri uporabi pesticidov, mineralnih in organskih gnojil, apnenje in odpadne vode. V zadnjem času so znanstveniki posebno pozornost namenili urbanim tlom. Slednji doživljajo velik tehnogeni pritisk, katerega sestavni del je onesnaževanje s HM.
V tabeli. Sliki 3.14 in 3.15 prikazujeta porazdelitev TM v različnih objektih biosfere in vire TV, ki vstopajo v okolje.
Tabela 3.14
| Element | Tla | sladko vodo | morske vode | Rastline | Živali (v mišičnem tkivu) |
| 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 |
| Kot | 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 |
| Kr | 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 |
Tabela 3.15
Viri onesnaževanja okolja HM
Konec mize. 3.4
HM dosežejo površino tal v različnih oblikah. To so oksidi in različne kovinske soli, tako topni kot praktično netopni v vodi (sulfidi, sulfati, arzeniti itd.). V sestavi emisij iz podjetij za predelavo rude in podjetij barvne metalurgije - glavnega vira onesnaževanja okolja s HM - je večina kovin (70-90%) v obliki oksidov.
Ko pridejo na površino tal, se lahko HM kopičijo ali razpršijo, odvisno od narave geokemičnih ovir, ki so značilne za dano ozemlje.
Večina HM, ki so prišle na površino tal, je fiksiranih v zgornjih obzorjih humusa. HM se absorbirajo na površini delcev tal, se vežejo na organsko snov tal, zlasti v obliki elementarnih organskih spojin, se kopičijo v železovih hidroksidih, so del kristalnih mrež glinenih mineralov, dajejo lastne minerale kot posledica izomorfnih substitucije in so v topnem stanju v talni vlagi in plinastem stanju v talnem zraku, so sestavni del talne biote.
Stopnja mobilnosti HM je odvisna od geokemičnega okolja in stopnje tehnogenega vpliva. Velika porazdelitev velikosti delcev in visoka vsebnost organskih snovi vodita do vezave HM s prsti. Povečanje pH vrednosti poveča sorpcijo kovin, ki tvorijo katione (baker, cink, nikelj, živo srebro, svinec itd.) in poveča mobilnost kovin, ki tvorijo anion (molibden, krom, vanadij itd.). Krepitev oksidacijskih pogojev poveča migracijsko sposobnost kovin. Kot rezultat, glede na sposobnost vezave večine HM tvorijo prsti naslednjo serijo: siva tla > černozem > travnato-podzolska tla.
Čas zadrževanja onesnaževalnih komponent v tleh je veliko daljši kot v drugih delih biosfere, onesnaževanje tal, zlasti s HM, pa je tako rekoč večno. Kovine, ki se kopičijo v tleh, se počasi odstranijo z izpiranjem, porabo rastlin, erozijo in deflacijo (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Obdobje polovične odstranitve (ali odstranitve polovice začetne koncentracije) HM se zelo razlikuje za različne elemente, vendar je precej dolga obdobja: za Zn - od 70 do 510 let; za Cd - od 13 do 110 let; za Cu - od 310 do 1500 let in za Pb - 2 - od 740 do 5900 let (Sadovskaya, 1994).
Onesnaževanje tal s HM ima dve negativni strani hkrati. Prvič, HM vstopijo v prehranjevalne verige od tal do rastlin, od tam pa do telesa živali in ljudi ter pri njih povzročijo resne bolezni - povečanje incidence populacije in skrajšanje pričakovane življenjske dobe ter zmanjšanje v količini in kakovosti pridelkov kmetijskih rastlin in živinorejskih proizvodov.
Drugič, s kopičenjem v tleh v velikih količinah lahko HM spremenijo številne svoje lastnosti. Spremembe najprej vplivajo na biološke lastnosti tal: zmanjša se skupno število mikroorganizmov, zoži se njihova vrstna sestava (raznolikost), spremeni se struktura mikrobnih združb, zmanjša se intenzivnost glavnih mikrobioloških procesov in aktivnost encimov v tleh. , itd. Močno onesnaženje s HM vodi do spremembe bolj konzervativnih znakov tal, kot so humusno stanje, struktura, pH medija itd. Posledica tega je delna, v nekaterih primerih pa tudi popolna izguba rodovitnosti tal. .
V naravi obstajajo ozemlja z nezadostno ali prekomerno vsebnostjo HM v tleh. Anomalna vsebnost TM v tleh je posledica dveh skupin razlogov: biogeokemijskih značilnosti ekosistemov in vpliva tehnogenih tokov snovi. V prvem primeru se območja, kjer je koncentracija kemičnih elementov nad ali pod optimalno ravnjo za žive organizme, imenujejo naravne geokemične anomalije ali biogeokemične province. Tu je nenormalna vsebnost elementov posledica naravnih vzrokov - značilnosti kamnin, ki tvorijo tla, procesa tvorbe tal, prisotnosti anomalij rude. V drugem primeru se ozemlja imenujejo tehnogene geokemične anomalije. Glede na obseg jih delimo na globalne, regionalne in lokalne.
Tla, za razliko od drugih sestavin naravnega okolja, ne le geokemično kopičijo sestavine onesnaženja, ampak delujejo tudi kot naravni pufer, ki nadzoruje prenos kemičnih elementov in spojin v ozračje, hidrosfero in živo snov.
Različne rastline, živali in ljudje potrebujejo določeno sestavo zemlje in vode za življenje. Na mestih geokemičnih anomalij se v celotni prehranjevalni verigi poslabšajo odstopanja od norme mineralne sestave.
Zaradi kršitve mineralne prehrane, sprememb vrstne sestave fito-, živalskih in mikrobnih združb, bolezni divje rastočih oblik rastlin, zmanjšanja količine in kakovosti pridelkov kmetijskih rastlin in živinorejskih proizvodov, opazimo povečanje incidence prebivalstva in zmanjšanje pričakovane življenjske dobe (tabela 3.15). Mehanizem toksičnega delovanja HM je predstavljen v tabeli. 3.16.
Tabela 3.15
Fiziološke motnje v rastlinah s presežkom in pomanjkanjem vsebnosti HM v njih (po Kovalevsky in Andrianova, 1970; Kabata-pendias,
pendias, 1989)
| Element | Fiziološke motnje | |
| s pomanjkanjem | v presežku | |
| Cu | Kloroza, venenje, melanizem, beli zviti vrhovi, zmanjšana tvorba mehurčkov, oslabljena lignifikacija, odmrle krošnje dreves | Temno zeleni listi, kot pri klorozi, ki jo povzroča Fe; debele, kratke ali bodeče žice podobne korenine, zaviranje tvorbe poganjkov |
| Zn | medžilna kloroza (predvsem pri enokasnicah), upočasnjena rast, rozeta drevesnih listov, vijolično rdeče pike na listih | Kloroza in nekroza koncev listov, medžilna kloroza mladih listov, zaostajanje rastline kot celote, poškodovane korenine, ki izgledajo kot bodeča žica |
| CD | - | Rjavi robovi listov, kloroza, rdečkaste žile in peclji, zviti listi in nerazvite rjave korenine |
| hg | - | Nekaj zaviranja kalčkov in korenin, kloroze listov in rjavih madežev na njih |
| Pb | - | Zmanjšana stopnja fotosinteze, temno zeleni listi, zvijanje starih listov, zakrnelo listje, kratke rjave korenine |
Tabela 3.16
Mehanizem delovanja toksičnosti HM (po Torshin et al., 1990)
| Element | Ukrep |
| Cu, Zn, Cd, Hg, Pb | Vpliv na prepustnost membrane, reakcija s SH - skupinami cisteina in metionina |
| Pb | Sprememba tridimenzionalne strukture beljakovin |
| Cu, Zn, Hg, Ni | Tvorba kompleksov s fosfolipidi |
| Ni | Tvorba kompleksov z albumini |
| Zaviranje encimov: | |
| Hg2+ | alkalna fosfataza, gluko-6-fosfataza, laktat dehidrogenaza |
| CD2+ | adenozin trifosfataza, alkoholna dehidrogenaza, amilaza, karboanhidraza, karboksipeptidaze (pentidaze), glutamatoksaloacetat transaminaza |
| Pb2+ | acetilholinesteraza, alkalna fosfataza, ATPaza |
| Ni2+ | karboanhidraza, citokrom oksidaza, benzopiren hidroksilaza |
Toksičen učinek HM na biološke sisteme je predvsem posledica dejstva, da se zlahka vežejo na sulfhidrilne skupine beljakovin (vključno z encimi), zavirajo njihovo sintezo in s tem motijo presnovo v telesu.
Živi organizmi so razvili različne mehanizme odpornosti na HM: od redukcije ionov HM v manj strupene spojine do aktivacije ionskih transportnih sistemov, ki učinkovito in specifično odstranijo strupene ione iz celice v zunanje okolje.
Najpomembnejša posledica vpliva HM na žive organizme, ki se kaže na biogeocenotski in biosferski ravni organiziranosti žive snovi, je blokiranje procesov oksidacije organske snovi. To vodi do zmanjšanja stopnje njegove mineralizacije in kopičenja v ekosistemih. Hkrati povečanje koncentracije organske snovi povzroči vezavo HM, kar začasno odstrani obremenitev ekosistema. Zmanjšanje hitrosti razgradnje organske snovi zaradi zmanjšanja števila organizmov, njihove biomase in intenzivnosti vitalne aktivnosti velja za pasivno reakcijo ekosistemov na onesnaženje s HM. Aktivno nasprotovanje organizmov antropogenim obremenitvam se kaže le med življenjskim kopičenjem kovin v telesih in okostjih. Za ta proces so odgovorne najbolj odporne vrste.
Odpornost živih organizmov, predvsem rastlin, na povišane koncentracije HM in njihova sposobnost kopičenja visokih koncentracij kovin lahko predstavljata veliko nevarnost za zdravje ljudi, saj omogočata prodiranje onesnaževal v prehranjevalne verige. Človeška hrana rastlinskega in živalskega izvora lahko glede na geokemične pogoje pridelave zadosti človeškim potrebam po mineralnih elementih, jih primanjkuje ali vsebuje presežek, postane bolj strupena, povzroči bolezni in celo smrt (tabela 3.17).
Tabela 3.17
Učinek HM na človeško telo (Kowalsky, 1974; Kratka medicinska enciklopedija, 1989; Torshin et al., 1990; Učinki na telo.., 1997; Priročnik za toksikologijo.., 1999)
| Element | Fiziološke nepravilnosti | |
| s pomanjkanjem | v presežku | |
| Mn | Bolezni skeletnega sistema | Zvišana telesna temperatura, pljučnica, poškodbe centralnega živčnega sistema (manganov parkinsonizem), endemični protin, motnje cirkulacije, gastrointestinalne funkcije, neplodnost |
| Cu | Slabost, anemija, levkemija, bolezni skeletnega sistema, motena koordinacija gibov | Poklicne bolezni, hepatitis, Wilsonova bolezen. Vpliva na ledvice, jetra, možgane, oči |
| Zn | Zmanjšan apetit, deformacija kosti, pritlikava rast, dolgo celjenje ran in opeklin, slab vid, kratkovidnost | Zmanjšana odpornost proti raku, anemija, zaviranje oksidativnih procesov, dermatitis |
| Pb | - | Svinčeva encefalonevropatija, presnovne motnje, zaviranje encimskih reakcij, beriberi, anemija, multipla skleroza. Vključen v skeletni sistem namesto kalcija |
| CD | - | Bolezni prebavil, dihalne motnje, anemija, visok krvni tlak, okvara ledvic, itai-itai bolezen, proteinurija, osteoporoza, mutageni in karcinogeni učinki |
| hg | - | Poškodbe centralnega živčnega sistema in perifernih živcev, infantilizem, motnje reproduktivnih funkcij, stomatitis, bolezni Minamata, prezgodnje staranje |
| co | endemična golša | - |
| Ni | - | Dermatitis, hematopoetske motnje, karcinogenost, embriotoksikoza, subakutna mielooptična nevropatija |
| Kr | - | Dermatitis, rakotvornost |
| V | - | Bolezni srčno-žilnega sistema |
Različni HM predstavljajo nevarnost za zdravje ljudi v različni meri. Najbolj nevarni so Hg, Cd, Pb (tabela 3.18).
Tabela 3.18
Razredi onesnaževal glede na stopnjo nevarnosti (GOST 17.4.1.02-83)
Vprašanje normiranja vsebnosti HM v tleh je zelo zapleteno. Osnova njegove odločitve bi moralo biti priznanje multifunkcionalnosti tal. V procesu racionalizacije je mogoče tla obravnavati z različnih stališč: kot naravno telo; kot habitat in substrat za rastline, živali in mikroorganizme; kot predmet in sredstvo kmetijske in industrijske proizvodnje; kot naravni rezervoar, ki vsebuje patogene mikroorganizme. Razmerjanje vsebnosti HM v tleh je treba izvesti na podlagi talno-ekoloških načel, ki zanikajo možnost iskanja enotnih vrednosti za vsa tla.
Obstajata dva glavna pristopa k vprašanju sanacije tal, onesnaženih s HM. Prvi je namenjen čiščenju tal pred HM. Čiščenje lahko izvedemo s pranjem, z ekstrakcijo HM iz zemlje s pomočjo rastlin, z odstranitvijo zgornjega onesnaženega sloja tal itd. Drugi pristop temelji na fiksiranju HM v tleh, ki jih pretvori v oblike, netopne v vodi in nedostopna živim organizmom. Za to se predlaga vnos organskih snovi, fosfatnih mineralnih gnojil, ionsko izmenjevalnih smol, naravnih zeolitov, rjavega premoga, apnenje tal itd. Vendar ima vsaka metoda fiksiranja HM v tleh svoje veljavnost. Prej ali slej bo del HM spet začel vstopati v raztopino tal in od tam v žive organizme.
Tako je več kot 40 kemičnih elementov razvrščenih med težke kovine, katerih masa atomov je več kot 50 amu. jesti. To so Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co itd. Med HM je veliko elementov v sledovih, ki so bistvene in nenadomestljive sestavine biokatalizatorjev in bioregulatorjev najpomembnejših fizioloških procesov. Vendar pa ima prekomerna vsebnost HM v različnih predmetih biosfere depresiven in celo strupen učinek na žive organizme.
Vire vstopa TM v tla delimo na naravne (preperevanje kamnin in mineralov, erozijski procesi, vulkanska aktivnost) in tehnogene (pridobivanje in predelava mineralov, zgorevanje goriva, vplivi vozil, kmetijstvo itd.).
HM dosežejo površino tal v različnih oblikah. To so oksidi in različne kovinske soli, tako topne kot praktično netopne v vodi.
Ekološke posledice onesnaženja tal s HM so odvisne od parametrov onesnaženja, geokemijskih razmer in stabilnosti tal. Parametri onesnaženja vključujejo naravo kovine, to so njene kemične in strupene lastnosti, vsebnost kovine v tleh, obliko kemične spojine, čas od trenutka onesnaženja itd. Odpornost tal proti onesnaženju je odvisna od velikosti delcev. porazdelitev, vsebnost organskih snovi, kislinsko-alkalni in redoks pogoji, aktivnost mikrobioloških in biokemičnih procesov itd.
Odpornost živih organizmov, predvsem rastlin, na povišane koncentracije HM in njihova sposobnost kopičenja visokih koncentracij kovin lahko predstavljata veliko nevarnost za zdravje ljudi, saj omogočata prodiranje onesnaževal v prehranjevalne verige.
Pri normalizaciji vsebnosti HM v tleh je treba upoštevati večnamenskost tal. Tla lahko obravnavamo kot naravno telo, kot habitat in substrat za rastline, živali in mikroorganizme, kot predmet in sredstvo kmetijske in industrijske proizvodnje, kot naravni rezervoar, ki vsebuje patogene mikroorganizme, kot del kopenske biogeocenoze in biosfere. kot celota.