Zanieczyszczenie gruntów metalami ciężkimi. Metale ciężkie - zanieczyszczenia środowiska

Zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi ma różne źródła:

1.odpady z przemysłu metalowego;

2. emisje przemysłowe;

3. produkty spalania paliw;

4. spaliny samochodowe;

5. sposoby chemizacji rolnictwa.

Przedsiębiorstwa metalurgiczne emitują rocznie na powierzchnię ziemi ponad 150 tysięcy ton miedzi, 120 tysięcy ton cynku, około 90 tysięcy ton ołowiu, 12 tysięcy ton niklu, 1,5 tysiąca ton molibdenu, około 800 ton kobaltu i około 30 ton rtęci ... Na 1 gram miedzi konwertorowej odpady z hutnictwa miedzi zawierają 2,09 ton pyłu, który zawiera do 15% miedzi, 60% tlenku żelaza i 4% arsenu, rtęci, cynku i ołowiu. Odpady z przemysłu maszynowego i chemicznego zawierają do 1000 mg/kg ołowiu, do 3000 mg/kg miedzi, do 10 000 mg/kg chromu i żelaza, do 100 g/kg fosforu i do 10 g/ kg manganu i niklu ... Na Śląsku wokół hut cynku gromadzone są hałdy o zawartości cynku od 2 do 12% i ołowiu od 0,5 do 3%, aw Stanach Zjednoczonych eksploatowane są rudy o zawartości cynku 1,8%.

Wraz ze spalinami rocznie na powierzchnię gleby trafia ponad 250 tys. ton ołowiu; jest to główne zanieczyszczenie gleby ołowiem.

Metale ciężkie dostają się do gleby wraz z nawozami, w których są zawarte jako zanieczyszczenie, a także z biocydami.

LG Bondarev (1976) obliczył możliwy napływ metali ciężkich do powierzchni pokrywy glebowej w wyniku działalności produkcyjnej człowieka przy całkowitym wyczerpaniu zasobów rudy, w spalaniu istniejących zasobów węgla i torfu i porównując je z możliwymi rezerwy metali zgromadzone do tej pory w humosferze. Powstały obraz pozwala zorientować się, jakie zmiany dana osoba jest w stanie wywołać w ciągu 500-1000 lat, dla których będzie wystarczająco dużo zbadanych minerałów.

Potencjalne wejście metali do biosfery po wyczerpaniu wiarygodnych zasobów rud, węgla, torfu, milionów ton

Stosunek tych wartości pozwala przewidzieć skalę wpływu działalności człowieka na środowisko, przede wszystkim na pokrywę glebową.

Technogenny dopływ metali do gleby, ich utrwalanie w poziomach próchniczych w profilu glebowym jako całości nie może być jednorodne. Jej nierówności i kontrast są związane przede wszystkim z gęstością zaludnienia. Jeśli zależność tę uznać za proporcjonalną, to 37,3% wszystkich metali zostanie rozproszonych na zaledwie 2% zamieszkanej ziemi.

O rozmieszczeniu metali ciężkich na powierzchni gleby ma wpływ wiele czynników. Zależy to od charakterystyki źródeł zanieczyszczeń, cech meteorologicznych regionu, czynników geochemicznych i ogólnych warunków krajobrazowych.

Źródło zanieczyszczenia ogólnie determinuje jakość i ilość emitowanego produktu. Ponadto stopień jego rozproszenia zależy od wysokości wyrzutu. Strefa maksymalnego zanieczyszczenia rozciąga się na odległość równą 10-40-krotności wysokości rury dla zrzutu wysokiego i gorącego, 5-20-krotność wysokości rury dla niskiej emisji przemysłowej. Czas przebywania emitowanych cząstek w atmosferze zależy od ich masy i właściwości fizykochemicznych. Im cięższe cząstki, tym szybciej się osadzają.

Nierównomierność technologicznego rozmieszczenia metali potęguje niejednorodność środowiska geochemicznego w naturalnych krajobrazach. W związku z tym, aby przewidzieć możliwe zanieczyszczenie produktami technogenezy i zapobiec niepożądanym skutkom działalności człowieka, konieczne jest zrozumienie praw geochemii, praw migracji pierwiastków chemicznych w różnych krajobrazach naturalnych lub środowiskach geochemicznych.

Pierwiastki chemiczne i ich związki dostające się do gruntu ulegają szeregowi przekształceń, rozpraszają się lub kumulują, w zależności od charakteru barier geochemicznych tkwiących w danym terenie. Koncepcja barier geochemicznych została sformułowana przez A.I. Perelmana (1961) jako obszary strefy hipergenezy, gdzie zmiany warunków migracji prowadzą do akumulacji pierwiastków chemicznych. Klasyfikacja barier opiera się na rodzajach migracji pierwiastków. Na tej podstawie AI Perelman wyróżnia cztery typy i kilka klas barier geochemicznych:

1.bariery - dla wszystkich pierwiastków biogeochemicznych, które są redystrybuowane i sortowane przez organizmy żywe (tlen, węgiel, wodór, wapń, potas, azot, krzem, mangan itp.);

2.bariery fizykochemiczne:

1) utlenianie - żelazo lub żelazo-mangan (żelazo, mangan), mangan (mangan), siarka (siarka);

2) redukujące - siarczki (żelazo, cynk, nikiel, miedź, kobalt, ołów, arsen itp.), glej (wanad, miedź, srebro, selen);

3) siarczan (bar, wapń, stront);

4) alkaliczne (żelazo, wapń, magnez, miedź, stront, nikiel itp.);

5) kwaśny (tlenek krzemu);

6) wyparny (wapń, sód, magnez, siarka, fluor itp.);

7) adsorpcyjne (wapń, potas, magnez, fosfor, siarka, ołów itp.);

8) termodynamiczny (wapń, siarka).

3. bariery mechaniczne (żelazo, tytan, chrom, nikiel itp.);

4. Bariery stworzone przez człowieka.

Bariery geochemiczne nie istnieją w izolacji, ale w połączeniu ze sobą, tworząc złożone kompleksy. Regulują skład pierwiastkowy przepływów substancji, od nich w dużej mierze zależy funkcjonowanie ekosystemów.

Produkty technogenezy, w zależności od ich charakteru i środowiska krajobrazowego, w którym znajdują się, mogą być przetwarzane w procesach naturalnych i nie powodować znaczących zmian w przyrodzie lub utrzymywać się i akumulować, wywierając destrukcyjny wpływ na wszystkie żywe istoty.

Oba procesy są determinowane przez szereg czynników, których analiza pozwala ocenić poziom biochemicznej stabilności krajobrazu i przewidzieć charakter ich zmian w przyrodzie pod wpływem technogenezy. Procesy samooczyszczania z zanieczyszczeń technogenicznych rozwijają się w autonomicznych krajobrazach, ponieważ produkty technogenezy są rozpraszane przez wody powierzchniowe i podpowierzchniowe. Krajobrazy akumulacyjne gromadzą i konserwują wytwory technogenezy.

* W pobliżu autostrad w zależności od natężenia ruchu i odległości od autostrady

Wciąż rosnące zainteresowanie ochroną środowiska wzbudziło szczególne zainteresowanie wpływem metali ciężkich na glebę.

Z historycznego punktu widzenia zainteresowanie tym problemem pojawiło się wraz z badaniem żyzności gleby, ponieważ pierwiastki takie jak żelazo, mangan, miedź, cynk, molibden i być może kobalt są bardzo ważne dla życia roślin, a tym samym dla zwierząt i ludzi. .

Znane są również jako pierwiastki śladowe, ponieważ są niezbędne dla roślin w niewielkich ilościach. Do grupy pierwiastków śladowych należą również metale, których zawartość w glebie jest dość wysoka, na przykład żelazo, które jest częścią większości gleb i zajmuje czwarte miejsce w składzie skorupy ziemskiej (5%) po tlenie ( 46,6%), krzem (27,7%) i aluminium (8,1%).

Wszystkie pierwiastki śladowe mogą mieć negatywny wpływ na rośliny, jeśli stężenie ich dostępnych form przekracza określone granice. Niektóre metale ciężkie, takie jak rtęć, ołów i kadm, które najwyraźniej nie mają dużego znaczenia dla roślin i zwierząt, są niebezpieczne dla zdrowia ludzkiego nawet w niskich stężeniach.

Spaliny z pojazdów, usuwanie na pola lub oczyszczalnie ścieków, nawadnianie ściekami, odpadami, pozostałościami i emisje z eksploatacji kopalń i zakładów przemysłowych, wprowadzanie fosforu i nawozów organicznych, stosowanie pestycydów itp. doprowadziło do wzrostu stężenia metali ciężkich w glebie.

Dopóki metale ciężkie są mocno związane ze składnikami gleby i są trudno dostępne, ich negatywny wpływ na glebę i środowisko będzie znikomy. Jeżeli jednak warunki glebowe pozwalają na przedostawanie się metali ciężkich do roztworu glebowego, istnieje bezpośrednie niebezpieczeństwo zanieczyszczenia gleby, istnieje możliwość ich przedostania się do roślin, a także do organizmów ludzkich i zwierzęcych, które je konsumują. Ponadto metale ciężkie mogą powodować zanieczyszczenie roślin i zbiorników wodnych w wyniku wykorzystania osadów ściekowych. Niebezpieczeństwo zanieczyszczenia gleby i roślin zależy od: rodzaju rośliny; formy związków chemicznych w glebie; obecność pierwiastków, które przeciwdziałają wpływowi metali ciężkich i substancji, które tworzą z nimi złożone związki; z procesów adsorpcji i desorpcji; ilość przyswajalnych form tych metali w warunkach glebowo-glebowo-klimatycznych. W konsekwencji negatywny wpływ metali ciężkich zależy zasadniczo od ich mobilności, tj. rozpuszczalność.

Metale ciężkie charakteryzują się przede wszystkim zmienną wartościowością, niską rozpuszczalnością ich wodorotlenków, wysoką zdolnością do tworzenia związków kompleksowych oraz, oczywiście, zdolnością kationową.

Czynnikami sprzyjającymi retencji metali ciężkich w glebie są: adsorpcja wymienna na powierzchni glin i próchnicy, tworzenie związków kompleksowych z próchnicą, adsorpcja i okluzja powierzchniowa (zdolność rozpuszczania lub pochłaniania gazów przez metale stopione lub stałe) przez uwodnione tlenki glinu, żelaza, manganu itp. oraz powstawanie związków nierozpuszczalnych, zwłaszcza podczas redukcji.

Metale ciężkie w roztworze glebowym występują zarówno w formie jonowej, jak i związanej, które znajdują się w pewnej równowadze (rys. 1).

Na rysunku L p - rozpuszczalne ligandy, które są kwasami organicznymi o niskiej masie cząsteczkowej, oraz L n - nierozpuszczalne. Reakcja metali (M) z substancjami humusowymi obejmuje częściowo wymianę jonową.

Oczywiście w glebie mogą występować inne formy metali, które nie są bezpośrednio zaangażowane w tę równowagę, na przykład metale z sieci krystalicznej minerałów pierwotnych i wtórnych, a także metale z organizmów żywych i ich martwych szczątków.

Monitorowanie zmian metali ciężkich w glebie jest niemożliwe bez znajomości czynników determinujących ich ruchliwość. Procesy ruchu retencji determinujące zachowanie metali ciężkich w glebie niewiele różnią się od procesów determinujących zachowanie innych kationów. Chociaż metale ciężkie występują czasami w glebach w niskich stężeniach, tworzą stabilne kompleksy ze związkami organicznymi i wchodzą w specyficzne reakcje adsorpcji łatwiej niż metale alkaliczne i metale ziem alkalicznych.

Migracja metali ciężkich w glebach może zachodzić w postaci cieczy i zawiesiny za pomocą korzeni roślin lub mikroorganizmów glebowych. Migracja związków rozpuszczalnych następuje wraz z roztworem glebowym (dyfuzja) lub przez ruch samej cieczy. Wymywanie glin i materii organicznej prowadzi do migracji wszystkich metali towarzyszących. Migracja substancji lotnych w postaci gazowej, takich jak dimetylortęć, jest przypadkowa, a ten sposób przemieszczania się nie jest szczególnie istotny. Migracja w fazie stałej i wnikanie w sieć krystaliczną jest bardziej mechanizmem wiążącym niż ruchem.

Metale ciężkie mogą być wprowadzane lub adsorbowane przez mikroorganizmy, które z kolei mogą uczestniczyć w migracji odpowiednich metali.

Dżdżownice i inne organizmy mogą ułatwiać migrację metali ciężkich drogami mechanicznymi lub biologicznymi poprzez mieszanie gleby lub wprowadzanie metali do swoich tkanek.

Spośród wszystkich rodzajów migracji najważniejsza jest migracja w fazie ciekłej, ponieważ większość metali przedostaje się do gleby w postaci rozpuszczalnej lub w postaci zawiesiny wodnej, a praktycznie wszystkie interakcje między metalami ciężkimi a ciekłymi składnikami gleby zachodzą przy granica między fazą ciekłą i stałą.

Metale ciężkie w glebie przedostają się do roślin przez łańcuch pokarmowy, a następnie są konsumowane przez zwierzęta i ludzi. W krążeniu metali ciężkich zaangażowane są różne bariery biologiczne, w wyniku czego dochodzi do selektywnej bioakumulacji, która chroni organizmy żywe przed nadmiarem tych pierwiastków. Niemniej jednak aktywność barier biologicznych jest ograniczona i najczęściej metale ciężkie są skoncentrowane w glebie. Odporność gleb na ich zanieczyszczenia jest różna w zależności od zdolności buforowania.

Gleby o odpowiednio wysokiej zdolności adsorpcyjnej oraz wysokiej zawartości gliny i materii organicznej mogą zatrzymywać te pierwiastki, zwłaszcza w wyższych poziomach. Jest to typowe dla gleb wapiennych i obojętnych. W tych glebach ilość toksycznych związków, które mogą być wymyte do wód gruntowych i zaabsorbowane przez rośliny, jest znacznie mniejsza niż w piaszczystych glebach kwaśnych. Istnieje jednak duże ryzyko wzrostu stężenia pierwiastków do toksycznych, co powoduje zachwianie równowagi procesów fizycznych, chemicznych i biologicznych w glebie. Metale ciężkie, zatrzymywane przez organiczne i koloidalne części gleby, znacznie ograniczają aktywność biologiczną, hamują ważne dla żyzności procesy ittryfikacji.

Gleby piaszczyste, które charakteryzują się niską chłonnością, a także gleby kwaśne, bardzo słabo zatrzymują metale ciężkie, z wyjątkiem molibdenu i selenu. Dzięki temu są łatwo adsorbowane przez rośliny, a niektóre z nich, nawet w bardzo niskich stężeniach, działają toksycznie.

Zawartość cynku w glebie waha się od 10 do 800 mg/kg, choć najczęściej jest to 30-50 mg/kg. Nagromadzenie nadmiernej ilości cynku wpływa negatywnie na większość procesów glebowych: powoduje zmianę właściwości fizycznych i fizykochemicznych gleby oraz zmniejsza aktywność biologiczną. Cynk hamuje żywotną aktywność mikroorganizmów, w wyniku czego zaburza się procesy tworzenia materii organicznej w glebach. Nadmiar cynku w okrywie glebowej utrudnia fermentację, rozkład celulozy, oddychanie i działanie ureazy.

Metale ciężkie, przenoszące się z gleby do roślin, przechodzące łańcuchami pokarmowymi, mają toksyczny wpływ na rośliny, zwierzęta i ludzi.

Wśród najbardziej toksycznych pierwiastków wymienić należy przede wszystkim rtęć, która stwarza największe zagrożenie w postaci wysoce toksycznego związku – metylortęci. Rtęć jest uwalniana do atmosfery podczas spalania węgla i podczas odparowywania wody z zanieczyszczonych zbiorników wodnych. Dzięki masom powietrza może być transportowany i osadzany na glebach na niektórych obszarach. Badania wykazały, że rtęć jest dobrze wchłaniana w górnych centymetrach poziomu próchnicowo-akumulacyjnego różnych typów gleb gliniastych. Jego migracja wzdłuż profilu i wymywanie z profilu glebowego w takich glebach jest nieznaczne. Natomiast w glebach o lekkiej teksturze, kwaśnych i zubożonych w próchnicę nasila się procesy migracji rtęci. W takich glebach przejawia się również proces parowania organicznych związków rtęci, które mają właściwości lotne.

Przy zastosowaniu rtęci na glebach piaszczystych, gliniastych i torfowych w ilości 200 i 100 kg/ha plon na glebie piaszczystej całkowicie obumarł, niezależnie od stopnia wapnowania. Na glebie torfowej plon spadł. Na glebach gliniastych spadek plonu nastąpił tylko przy niewielkiej dawce wapna.

Ołów ma również zdolność przenoszenia się przez łańcuchy pokarmowe, kumulując się w tkankach roślin, zwierząt i ludzi. Dawka ołowiu 100 mg/kg suchej masy paszy jest uważana za śmiertelną dla zwierząt.

Pył ołowiu osadza się na powierzchni gleby, jest adsorbowany przez substancje organiczne, przemieszcza się wzdłuż profilu z roztworami glebowymi, ale w niewielkich ilościach jest wynoszony poza profil glebowy.

Ze względu na procesy migracji w środowisku kwaśnym w glebach o długości do 100 m powstają technogenne anomalie ołowiu. Ołów z gleb przedostaje się do roślin i gromadzi się w nich. W ziarnie pszenicy i jęczmienia jego ilość jest 5-8 razy wyższa niż zawartość tła, w blatach, ziemniakach - ponad 20 razy, w bulwach - ponad 26 razy.

Kadm, podobnie jak wanad i cynk, gromadzi się w warstwie próchnicznej gleb. Wydaje się, że charakter jego rozmieszczenia w profilu glebowym i krajobrazie ma wiele wspólnego z innymi metalami, w szczególności z charakterem rozmieszczenia ołowiu.

Jednak kadm jest słabiej osadzony w profilu glebowym niż ołów. Maksymalna adsorpcja kadmu jest charakterystyczna dla gleb obojętnych i zasadowych o dużej zawartości próchnicy i dużej chłonności. Jego zawartość w glebach bielicowych może wynosić od setnych do 1 mg / kg, w czarnoziemach - do 15-30, aw glebach czerwonych - do 60 mg / kg.

Wiele bezkręgowców żyjących w glebie gromadzi kadm w swoich organizmach. Kadm jest wchłaniany przez dżdżownice, wszy i ślimaki 10-15 razy aktywniej niż ołów i cynk. Kadm jest toksyczny dla roślin rolniczych i nawet jeśli wysokie stężenia kadmu nie mają zauważalnego wpływu na plon upraw rolnych, to jego toksyczność wpływa na jakość produktów, gdyż wzrasta zawartość kadmu w roślinach.

Arsen przedostaje się do gleby wraz z produktami spalania węgla, odpadami z przemysłu metalurgicznego oraz z zakładów produkujących nawozy. Arsen jest najsilniej zatrzymywany w glebach zawierających aktywne formy żelaza, glinu i wapnia. Wszyscy znają toksyczność arsenu w glebie. Zanieczyszczenie gleby arsenem powoduje m.in. śmierć dżdżownic. Zawartość arsenu w glebie w tle wynosi setne miligrama na kilogram gleby.

Fluor i jego związki są szeroko stosowane w przemyśle atomowym, naftowym, chemicznym i innych. Wnika do gleby z emisją z zakładów metalurgicznych, w szczególności z zakładów aluminium, a także z zanieczyszczeniem, gdy stosuje się superfosfat i niektóre inne środki owadobójcze.

Zanieczyszczając glebę fluorek powoduje spadek plonu nie tylko ze względu na bezpośrednie działanie toksyczne, ale także poprzez zmianę proporcji składników pokarmowych w glebie. Największa adsorpcja fluoru występuje w glebach z dobrze rozwiniętym kompleksem chłonnym gleby. Rozpuszczalne związki fluoru przemieszczają się wzdłuż profilu glebowego z przepływem w dół roztworów glebowych i mogą przedostawać się do wód gruntowych. Zanieczyszczenie gleby związkami fluorków niszczy strukturę gleby i zmniejsza przepuszczalność gleby.

Cynk i miedź są mniej toksyczne niż wymienione metale ciężkie, ale ich nadmierna ilość w odpadach przemysłu metalurgicznego zanieczyszcza glebę i działa hamująco na rozwój mikroorganizmów, obniża aktywność enzymatyczną gleb i zmniejsza plonowanie roślin .

Należy zauważyć, że toksyczność metali ciężkich wzrasta wraz z ich łącznym wpływem na organizmy żywe w glebie. Połączone działanie cynku i kadmu ma kilkakrotnie silniejsze działanie hamujące na mikroorganizmy niż przy tym samym stężeniu każdego pierwiastka z osobna.

Ponieważ metale ciężkie zwykle znajdują się zarówno w produktach spalania paliw, jak iw emisjach z przemysłu metalurgicznego w różnych kombinacjach, ich wpływ na przyrodę otaczającą źródła zanieczyszczeń jest silniejszy niż oczekiwano na podstawie stężenia poszczególnych pierwiastków.

W sąsiedztwie przedsiębiorstw naturalne fitocenozy przedsiębiorstw ujednolicają się pod względem składu gatunkowego, gdyż wiele gatunków nie jest w stanie wytrzymać wzrostu stężenia metali ciężkich w glebie. Liczbę gatunków można zredukować do 2-3, a czasem do powstania monocenoz.

W fitocenozach leśnych na zanieczyszczenia jako pierwsze reagują porosty i mchy. Warstwa drzewna jest najbardziej stabilna. Jednak długotrwałe lub intensywne narażenie powoduje w nim zjawiska suchoodporności.

S. Donahue — Zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimiGleby są jednym z najważniejszych elementów środowiska rolniczego i miejskiego, aw obu przypadkach należyte zarządzanie jest kluczem do jakości gleby. Ta seria notatek technicznych dotyczy działalności człowieka, która powoduje degradację gleby oraz praktyk zarządzania, które chronią gleby miejskie. Niniejsza uwaga techniczna dotyczy zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi

Metale w glebie

Wydobycie, produkcja i stosowanie substancji syntetycznych (np. pestycydów, farb, odpadów przemysłowych, wody użytkowej i przemysłowej) może prowadzić do zanieczyszczenia gruntów miejskich i rolniczych metalami ciężkimi. Metale ciężkie również występują naturalnie, ale rzadko w toksycznych ilościach. Potencjalne skażenie gleby może powstać na starych składowiskach odpadów (zwłaszcza tych wykorzystywanych dla odpadów przemysłowych), w starych ogrodach, w których jako składnik aktywny stosowano pestycydy zawierające arsen, na polach, które były wykorzystywane w przeszłości na ścieki lub osady komunalne, na obszarach lub wokół wysypisk i odpady przeróbcze, obszary przemysłowe, gdzie chemikalia mogły być zrzucane na ziemię, na obszarach po zawietrznej stronie terenów przemysłowych.

Nadmierna kumulacja metali ciężkich w glebie jest toksyczna dla ludzi i zwierząt. Akumulacja metali ciężkich jest zwykle przewlekła (narażenie przez długi czas) wraz z pożywieniem. Ostre (natychmiastowe) zatrucie metalami ciężkimi następuje poprzez spożycie lub kontakt ze skórą. Przewlekłe problemy związane z długotrwałym narażeniem na metale ciężkie to:

1. Ołów to zaburzenie psychiczne.
2. Kadm - wpływa na nerki, wątrobę i przewód pokarmowy.
3. Arszenik to choroba skóry, która atakuje nerki i ośrodkowy układ nerwowy.

Najczęstszymi pierwiastkami kationowymi są rtęć, kadm, ołów, nikiel, miedź, cynk, chrom i mangan. Najczęstszymi pierwiastkami anionowymi są arsen, molibden, selen, bor.

Tradycyjne metody rekultywacji skażonych gleb

Techniki rekultywacji gleby i upraw mogą pomóc w zapobieganiu przedostawaniu się zanieczyszczeń do roślin, pozostawiając je w glebie. Te metody rekultywacji nie doprowadzą do usunięcia zanieczyszczeń metalami ciężkimi, ale pomogą unieruchomić je w glebie i zmniejszyć prawdopodobieństwo negatywnych skutków działania metali. Należy pamiętać, że należy wziąć pod uwagę rodzaj metalu (kation lub anion):

1. Zwiększ pH gleby do 6,5 lub więcej. Metale kationowe są lepiej rozpuszczalne przy niższych poziomach pH, ​​więc wzrost pH sprawia, że ​​są one mniej dostępne dla roślin, a zatem mniej prawdopodobne jest, że zostaną włączone do tkanek roślinnych i ludzi. Podniesienie pH ma odwrotny wpływ na pierwiastki anionowe.
2. Odwadnianie w wilgotnych glebach. Drenaż poprawia napowietrzanie gleby i umożliwia utlenianie metali, co czyni je mniej rozpuszczalnymi i dostępnymi. Odwrotną właściwość można zaobserwować w przypadku chromu, który jest łatwiej dostępny w postaci utlenionej. Aktywność materii organicznej skutecznie zmniejsza dostępność chromu.
3. ... Stosowanie fosforanów. Zastosowanie fosforanów może zmniejszyć dostępność metali kationowych, ale ma odwrotny wpływ na związki anionowe, takie jak arsen. Fosforany należy stosować z rozwagą, ponieważ wysoki poziom fosforu w glebie może prowadzić do zanieczyszczenia wody.
4. Staranny dobór roślin do stosowania na glebach metalicznych Rośliny przenoszą więcej metali w liściach niż owoce lub nasiona. Największym ryzykiem zanieczyszczenia żywności w łańcuchu są warzywa liściaste (sałata lub szpinak). Innym zagrożeniem jest zjadanie tych roślin przez zwierzęta gospodarskie.

Rośliny do ekologicznego czyszczenia

Badania wykazały, że rośliny skutecznie oczyszczają skażoną glebę (Wenzel et al., 1999). Fitoremediacja to ogólne określenie wykorzystania roślin do usuwania metali ciężkich lub utrzymywania gleby w czystości, wolnej od zanieczyszczeń, takich jak metale ciężkie, pestycydy, rozpuszczalniki, ropa naftowa, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne. Na przykład trawy stepowe mogą stymulować rozkład produktów naftowych. Polne kwiaty zostały ostatnio wykorzystane do degradacji węglowodorów z wycieku ropy w Kuwejcie. Hybrydowe gatunki topoli mogą usuwać związki chemiczne, takie jak TNT, a także wysoki poziom azotanów i pestycydów (Brady i Weil, 1999).

Instalacje do przetwarzania gleb zanieczyszczonych metalami

Rośliny zostały wykorzystane do stabilizacji i usuwania metali z gleby i wody. Stosowane są trzy mechanizmy: fitoekstrakcja, ryzofiltracja i fitostabilizacja.

Ten artykuł mówi o ryzofiltracji i fitostabilizacji, ale skupia się na fitoekstrakcji.

Rhizofiltracja to adsorpcja na korzeniach roślin lub absorpcja przez korzenie roślin zanieczyszczeń znajdujących się w roztworach otaczających strefę korzeniową (ryzosferę).

Rhizofiltracja służy do dezynfekcji wód gruntowych. Rośliny uprawiane w szklarniach. Zanieczyszczona woda służy do aklimatyzacji roślin do środowiska. Następnie rośliny te sadzi się w miejscu skażonych wód gruntowych, gdzie korzenie filtrują wodę i zanieczyszczenia. Gdy tylko korzenie zostaną nasycone skażonymi substancjami, rośliny są zbierane. W Czarnobylu słonecznik był zatem używany do usuwania substancji radioaktywnych z wód gruntowych (EPA, 1998)

Fitostabilizacja to wykorzystanie bylin do stabilizacji lub unieruchomienia szkodliwych substancji w glebie i wodach gruntowych. Metale są absorbowane i gromadzone w korzeniach, adsorbowane na korzeniach lub osadzane w ryzosferze. Rośliny te mogą być również wykorzystywane do przywracania wegetacji w miejscach, w których brakuje naturalnej roślinności, zmniejszając w ten sposób ryzyko erozji wodnej i wietrznej oraz wymywania. Fitostabilizacja zmniejsza mobilność zanieczyszczeń i zapobiega dalszemu przemieszczaniu się skażonych substancji do wód gruntowych lub powietrza oraz ogranicza ich przenikanie do łańcuchów pokarmowych.

Fitoekstrakcja

Fitoekstrakcja to proces uprawy roślin w glebie skażonej metalami. Korzenie przenoszą metale do nadziemnych części roślin, po czym rośliny te są zbierane i spalane lub kompostowane w celu recyklingu metali. Aby utrzymać poziom zanieczyszczenia w dopuszczalnych granicach, może być potrzebnych wiele cykli wzrostu upraw. Jeśli rośliny zostaną spalone, popiół należy wyrzucić na wysypiska.

Rośliny uprawiane w celu fitoekstrakcji nazywane są hiperakumulatorami. Pochłaniają niezwykle dużą ilość metalu w porównaniu z innymi roślinami. Hiperakumulatory mogą zawierać około 1000 miligramów na kilogram kobaltu, miedzi, chromu, ołowiu, niklu, a nawet 10 000 miligramów na kilogram (1%) manganu i cynku w suchej masie (Baker i Brooks, 1989).

Fitoekstrakcja jest łatwiejsza w przypadku metali takich jak nikiel, cynk, miedź, ponieważ te metale są preferowane przez większość z 400 zakładów hiperakumulatorów. Wiadomo, że niektóre rośliny z rodzaju Thlaspi (pennycress) zawierają w swoich tkankach około 3% cynku. Rośliny te mogą być wykorzystywane jako rudy ze względu na wysokie stężenie metali (Brady i Weil, 1999).

Spośród wszystkich metali ołów jest najczęstszym zanieczyszczeniem gleby (EPA, 1993). Niestety rośliny nie gromadzą naturalnie ołowiu. Do gleby należy dodać chelatory, takie jak EDTA (kwas etylenodiaminotetraoctowy). EDTA pozwala roślinom na ekstrakcję ołowiu. Najczęściej stosowaną rośliną do pozyskiwania ołowiu jest gorczyca indyjska (Brassisa juncea). Phytotech (prywatna firma badawcza) poinformowała, że ​​zgodnie ze standardami branżowymi od 1 do 2 wycinała plantacje gorczycy indyjskiej w New Jersey (Wantanabe, 1997).

Rośliny mogą usuwać cynk, kadm, ołów, selen i nikiel z gleby w projektach średnio- i długoterminowych.

Tradycyjne czyszczenie na miejscu może kosztować od 10,00 do 100,00 USD za metr sześcienny (m3), podczas gdy usuwanie zanieczyszczonych materiałów może kosztować od 30,00 do 300 USD / m3. Dla porównania, fitoekstrakcja może kosztować 0,05 USD / m3 (Watanabe, 1997 ).

Perspektywy na przyszłość

Fitoremediacja była badana w procesie badania zastosowań na małą i dużą skalę. Fitoremediacja może przenieść się w sferę komercjalizacji (Watanabe, 1997). Przewiduje się, że do 2005 r. rynek fitoremediacji osiągnie poziom od 214 do 370 mln USD (Environmental Science & Technology, 1998). Biorąc pod uwagę obecną skuteczność fitoremediacji, najlepiej nadaje się do czyszczenia szerszych obszarów, w których zanieczyszczenia występują w niskich i średnich stężeniach. Przed pełną komercjalizacją fitoremediacji potrzebne są dalsze badania, aby zapewnić, że tkanki roślinne wykorzystywane do fitoremediacji nie mają negatywnego wpływu na środowisko, przyrodę lub ludzi (EPA, 1998). Potrzebne są również badania, aby znaleźć wydajniejsze bioakumulatory, które produkują więcej biomasy. Istnieje potrzeba komercyjnego odzyskiwania metali z biomasy roślinnej, aby można je było poddać recyklingowi. Fitoremediacja jest wolniejsza niż tradycyjne metody usuwania metali ciężkich z gleby, ale znacznie tańsza. Zapobieganie zanieczyszczeniu gleby jest znacznie tańsze niż korygowanie katastrofalnych konsekwencji.

Lista wykorzystanej literatury

1. Baker, A.J.M. i R.R. Brooks. 1989. Rośliny lądowe hiperakumulujące pierwiastki metaliczne - przegląd ich rozmieszczenia, ekologii i fitochemii. Bioodzyskiwanie 1: 81: 126.
2. Brady, NC i R.R. Weil. 1999. Natura i właściwości gleb. 12 wyd. Sala Prezydencka. Upper Saddle River, NJ.
3. Nauka o środowisku i technologia. 1998. Fitoremediacja; prognozowanie. Nauka o środowisku i technologia. Tom. 32, z. 17, s. 399A.
4. McGrath, S.P. 1998. Fitoekstrakcja do rekultywacji gleby. P. 261-287. W R. Brooks (red.) Rośliny, które hiperakumulują metale ciężkie, ich rola w fitoremediacji, mikrobiologii, archeologii, eksploracji minerałów i fitominacji. CAB International, Nowy Jork, NY.
5. Fitotechnika. 2000. Technologia fitoremediacji.

Jednym z najsilniejszych i najczęstszych zanieczyszczeń chemicznych jest zanieczyszczenie metalami ciężkimi. Metale ciężkie zawierają ponad 40 pierwiastków chemicznych D.I. Mendelejewa, którego masa atomowa wynosi ponad 50 jednostek atomowych.

Ta grupa pierwiastków aktywnie uczestniczy w procesach biologicznych, będąc częścią wielu enzymów. Grupa „metali ciężkich” w dużej mierze pokrywa się z pojęciem „pierwiastków śladowych”. Stąd ołów, cynk, kadm, rtęć, molibden, chrom, mangan, nikiel, cyna, kobalt, tytan, miedź, wanad to metale ciężkie.

Źródła metali ciężkich dzielą się na naturalne (wietrzenie skał i minerałów, procesy erozyjne, aktywność wulkaniczna) oraz wytworzone przez człowieka (wydobycie i przeróbka minerałów, spalanie paliw, ruch drogowy, działalność rolnicza). Część emisji antropogenicznych dostających się do środowiska naturalnego w postaci drobnych aerozoli transportowana jest na znaczne odległości i powoduje globalne zanieczyszczenie.

Pozostała część wchodzi do zamkniętych zbiorników wodnych, gdzie gromadzą się metale ciężkie i stają się źródłem wtórnego zanieczyszczenia tj. powstawanie niebezpiecznych zanieczyszczeń w trakcie procesów fizykochemicznych zachodzących bezpośrednio w środowisku (np. powstawanie trującego gazu fosgenowego z substancji nietoksycznych). Metale ciężkie gromadzą się w glebie, zwłaszcza w górnych warstwach próchniczych, i są powoli usuwane podczas wymywania, konsumpcji przez rośliny, erozji i deflacji - wdmuchiwania gleby.

Okres połowicznego usunięcia lub usunięcia połowy ze stężenia początkowego jest długi: dla cynku - od 70 do 510 lat, dla kadmu - od 13 do 110 lat, dla miedzi - od 310 do 1500 lat, a dla ołowiu - od 740 do 5900 lat. W próchnicznej części gleby następuje pierwotna przemiana związków, które się do niej dostały.

Metale ciężkie są bardzo zdolne do różnych reakcji chemicznych, fizykochemicznych i biologicznych. Wiele z nich ma zmienną wartościowość i jest zaangażowanych w procesy redoks. Metale ciężkie i ich związki, podobnie jak inne związki chemiczne, są zdolne do przemieszczania się i redystrybucji w środowiskach życia, tj. migrować.

Migracja związków metali ciężkich następuje głównie w postaci składnika organiczno-mineralnego. Niektóre ze związków organicznych, z którymi związane są metale, są reprezentowane przez produkty aktywności mikrobiologicznej. Rtęć charakteryzuje się zdolnością do gromadzenia się w ogniwach „łańcucha pokarmowego” (o czym wspomniano wcześniej). Mikroorganizmy glebowe mogą wytwarzać populacje odporne na rtęć, które przekształcają rtęć metaliczną w substancje toksyczne dla organizmów wyższych. Niektóre glony, grzyby i bakterie mogą gromadzić rtęć w komórkach.

Rtęć, ołów, kadm znajdują się na ogólnej liście najważniejszych zanieczyszczeń środowiska, uzgodnionej przez państwa członkowskie ONZ. Przyjrzyjmy się tym substancjom bardziej szczegółowo.

Metale ciężkie- grupa pierwiastków chemicznych o właściwościach metali (w tym półmetali) i znacznej masie atomowej lub gęstości. Istnieje około czterdziestu różnych definicji terminu metale ciężkie i nie sposób wskazać na jedną z nich jako najbardziej akceptowaną. W związku z tym lista metali ciężkich według różnych definicji będzie zawierać różne pierwiastki. Stosowanym kryterium może być masa atomowa powyżej 50, a następnie wszystkie metale, począwszy od wanadu, są umieszczane na liście, niezależnie od gęstości. Innym powszechnie stosowanym kryterium jest gęstość, która jest w przybliżeniu równa lub większa niż żelaza (8 g/cm3), wówczas na liście znajdują się takie pierwiastki jak ołów, rtęć, miedź, kadm, kobalt i np. lżejsze cyna wypada z listy. Istnieją klasyfikacje oparte na innych wartościach gęstości progowej lub masy atomowej. Niektóre klasyfikacje czynią wyjątki dla metali szlachetnych i rzadkich, nie klasyfikując ich jako ciężkie, niektóre wykluczają metale niebarwione (żelazo, mangan).

Semestr metale ciężkie najczęściej jest rozpatrywany nie z chemicznego, ale z medycznego i środowiskowego punktu widzenia, a zatem, gdy jest uwzględniony w tej kategorii, brane są pod uwagę nie tylko właściwości chemiczne i fizyczne pierwiastka, ale także jego aktywność biologiczna i toksyczność, a także wielkość użycia w działalności gospodarczej.

Oprócz ołowiu najdokładniej zbadano rtęć w porównaniu z innymi pierwiastkami śladowymi.

Rtęć jest bardzo słabo rozmieszczona w skorupie ziemskiej (-0,1 x 10-4%), ale jest dogodna do wydobycia, ponieważ jest skoncentrowana w pozostałościach siarczkowych, na przykład w postaci cynobru (HgS). W tej postaci rtęć jest stosunkowo nieszkodliwa, ale procesy atmosferyczne, działalność wulkaniczna i ludzka doprowadziły do ​​nagromadzenia około 50 milionów ton tego metalu w oceanach świata. Naturalne usuwanie rtęci do oceanu w wyniku erozji wynosi 5000 ton/rok, kolejne 5000 ton/rok rtęci odbywa się w wyniku działalności człowieka.

Początkowo rtęć wchodzi do oceanu w postaci Нg2 +, następnie wchodzi w interakcje z substancjami organicznymi i za pomocą organizmów beztlenowych zamienia się w substancje toksyczne metylortęć (СН3Нg) + i dimetylortęć (СН3-Нg-СН3) Obecna jest rtęć nie tylko w hydrosferze, ale także w atmosferze, ponieważ ma stosunkowo wysoką prężność par. Naturalna zawartość rtęci wynosi ~0,003-0,09 μg/m3.

Rtęć charakteryzuje się krótkim czasem przebywania w wodzie i szybko przekształca się w osady w postaci związków zawierających w nich substancje organiczne. Ponieważ rtęć jest adsorbowana przez osad, może powoli uwalniać się i rozpuszczać w wodzie, powodując chroniczne źródło skażenia, które trwa długo po zniknięciu pierwotnego źródła skażenia.

Światowa produkcja rtęci wynosi obecnie ponad 10 000 ton rocznie, z czego większość wykorzystywana jest do produkcji chloru. Rtęć jest uwalniana do powietrza poprzez spalanie paliw kopalnych. Analiza lodowej kopuły Grenlandii wykazała to, począwszy od 800 r. n.e. do lat pięćdziesiątych zawartość rtęci utrzymywała się na stałym poziomie, ale już od lat pięćdziesiątych. w tym stuleciu ilość rtęci podwoiła się. Rysunek 1 przedstawia ścieżki cyklicznej migracji rtęci. Rtęć i jej związki zagrażają życiu. Metylortęć jest szczególnie niebezpieczna dla zwierząt i ludzi, ponieważ szybko przenika z krwi do tkanki mózgowej, niszcząc móżdżek i korę mózgową. Objawy kliniczne takiej zmiany to drętwienie, utrata orientacji w przestrzeni, utrata wzroku. Objawy zatrucia rtęcią nie pojawiają się od razu. Inną nieprzyjemną konsekwencją zatrucia metylortęcią jest przenikanie rtęci do łożyska i jej nagromadzenie u płodu, a matka nie odczuwa bolesnych wrażeń. Metylortęć ma działanie teratogenne na ludzi. Rtęć należy do I klasy zagrożenia.

Rtęć metaliczna jest niebezpieczna w przypadku połknięcia i wdychania. W tym przypadku osoba rozwija metaliczny posmak w ustach, nudności, wymioty, skurcze żołądka, zęby stają się czarne i zaczynają się kruszyć. Rozlana rtęć rozsypuje się w kropelki, a jeśli tak się stanie, rtęć musi być starannie zebrana.

Nieorganiczne związki rtęci są praktycznie nielotne, więc niebezpieczeństwo stwarza połykanie rtęci do organizmu przez usta i skórę. Sole rtęci działają żrąco na skórę i błony śluzowe organizmu. Spożycie soli rtęci w organizmie powoduje zapalenie gardła, trudności w połykaniu, drętwienie, wymioty i ból brzucha.

U osoby dorosłej spożycie około 350 mg rtęci może być śmiertelne.

Zanieczyszczenie rtęcią można zmniejszyć, zakazując produkcji i używania szeregu produktów. Nie ma wątpliwości, że zanieczyszczenie rtęcią zawsze będzie poważnym problemem. Jednak wraz z wprowadzeniem ścisłej kontroli nad odpadami przemysłowymi zawierającymi rtęć, a także nad żywnością, można zmniejszyć ryzyko zatrucia rtęcią.

Około 180 tys. ton ołowiu rocznie migruje na świecie w wyniku procesów atmosferycznych. Podczas wydobycia i przetwarzania rud ołowiu traci się ponad 20% ołowiu. Nawet na tych etapach uwalnianie ołowiu do siedliska jest równe jego ilości przedostającej się do środowiska w wyniku procesów atmosferycznych oddziałujących na skały magmowe.

Najpoważniejszym źródłem zanieczyszczenia ołowiem w środowisku organizmów są spaliny z silników samochodowych. Od 1923 do większości benzyn dodawany jest środek przeciwstukowy, tetrametylo - lub tetraetylowinep - w ilości około 80 mg/l. Gdy pojazd jest w ruchu, od 25 do 75% tego ołowiu jest uwalniane do atmosfery, w zależności od warunków jazdy. Jego główna masa osadza się na ziemi, ale zauważalna jej część pozostaje w powietrzu.

Pył ołowiu pokrywa nie tylko pobocza dróg i glebę w miastach przemysłowych i wokół nich, znajduje się również w lodzie północnej Grenlandii, a w 1756 r. zawartość ołowiu w lodzie wynosiła 20 μg/t, w 1860 r. już 50 μg/t, aw 1965 – 210 mcg/t.

Elektrownie i domowe piece węglowe są aktywnymi źródłami zanieczyszczenia ołowiem.

Źródłem zanieczyszczenia ołowiem w domu może być glazurowana ceramika; ołów zawarty w pigmentach barwiących.

Ołów nie jest istotnym elementem. Jest toksyczny i należy do I klasy zagrożenia. Jego związki nieorganiczne zaburzają metabolizm i są inhibitorami enzymów (jak większość metali ciężkich). Jedną z najbardziej podstępnych konsekwencji działania nieorganicznych związków ołowiu jest ich zdolność do zastępowania wapnia w kościach i bycia stałym źródłem zatruć przez długi czas. Biologiczny okres półtrwania ołowiu w kościach wynosi około 10 lat. Ilość ołowiu nagromadzonego w kościach wzrasta wraz z wiekiem iw wieku 30-40 lat u osób nie związanych z zawodem związanym z zanieczyszczeniem ołowiem wynosi 80-200 mg.

Organiczne związki ołowiu są uważane za jeszcze bardziej toksyczne niż nieorganiczne.

Kadm, cynk i miedź są najważniejszymi metalami w badaniach zanieczyszczeń, ponieważ są szeroko rozpowszechnione i toksyczne na całym świecie. Kadm i cynk (a także ołów i rtęć) znajdują się głównie w osadach siarczkowych. W wyniku procesów atmosferycznych pierwiastki te łatwo trafiają do oceanów.

W wyniku działalności fabryk do jego wytapiania do atmosfery uwalnia się rocznie ok. 1 mln kg kadmu, co stanowi ok. 45% całkowitego zanieczyszczenia tym pierwiastkiem. 52% zanieczyszczeń pochodzi ze spalania lub przetwarzania produktów zawierających kadm. Kadm ma stosunkowo dużą lotność, dzięki czemu łatwo przenika do atmosfery. Źródła zanieczyszczenia atmosfery cynkiem są takie same jak kadmu.

Wnikanie kadmu do wód naturalnych następuje w wyniku jego wykorzystania w procesach i technologii galwanicznej. Najpoważniejszymi źródłami zanieczyszczenia wody cynkiem są huty cynku i zakłady galwaniczne.

Nawozy są potencjalnym źródłem zanieczyszczenia kadmem. W tym przypadku kadm jest wprowadzany do roślin, które są spożywane przez ludzi jako żywność, a na końcu łańcucha przechodzi do organizmu człowieka. Kadm i cynk łatwo przenikają do wód morskich i oceanicznych przez sieć wód powierzchniowych i gruntowych.

Kadm i cynk kumulują się w niektórych narządach zwierząt (zwłaszcza w wątrobie i nerkach).

Cynk jest najmniej toksycznym spośród wszystkich wymienionych powyżej metali ciężkich. Niemniej jednak wszystkie pierwiastki stają się toksyczne, jeśli zostaną znalezione w nadmiarze; cynk nie jest wyjątkiem. Fizjologiczne działanie cynku polega na jego działaniu jako aktywatorze enzymów. W dużych ilościach wywołuje wymioty, dawka ta wynosi około 150 mg dla osoby dorosłej.

Kadm jest znacznie bardziej toksyczny niż cynk. On i jego związki są sklasyfikowane jako I klasa zagrożenia. Wnika do organizmu człowieka przez dłuższy czas. Wdychanie powietrza przez 8 godzin przy stężeniu kadmu 5 mg/m3 może być śmiertelne.

W przewlekłym zatruciu kadmem w moczu pojawia się białko i wzrasta ciśnienie krwi.

Podczas badania obecności kadmu w żywności stwierdzono, że ludzkie odchody rzadko zawierają tyle kadmu, ile zostało wchłonięte. Obecnie na świecie nie ma zgody co do dopuszczalnej, bezpiecznej zawartości kadmu w żywności.

Jednym ze skutecznych sposobów zapobiegania przedostawaniu się kadmu i cynku w postaci zanieczyszczeń jest kontrolowanie zawartości tych metali w emisjach z hut i innych przedsiębiorstw przemysłowych.

Oprócz metali omówionych wcześniej (rtęć, ołów, kadm, cynk) istnieją inne pierwiastki toksyczne, których przedostanie się do siedliska organizmów w wyniku działalności człowieka budzi poważne obawy.

Antymon jest obecny wraz z arsenem w rudach zawierających siarczki metali. Światowa produkcja antymonu wynosi około 70 ton rocznie. Antymon jest składnikiem stopów, używany jest do produkcji zapałek, w czystej postaci wykorzystywany jest w półprzewodnikach.

Toksyczny efekt antymonu jest podobny do arsenu. Duże ilości antymonu powodują wymioty, w przypadku przewlekłego zatrucia antymonem dochodzi do zaburzenia przewodu pokarmowego, któremu towarzyszą wymioty i spadek temperatury. Arsen występuje naturalnie w postaci siarczanów. Jego zawartość w koncentratach ołowiowo-cynkowych wynosi około 1%. Ze względu na swoją zmienność łatwo przenika do atmosfery.

Najsilniejszymi źródłami zanieczyszczenia tym metalem są herbicydy (chemikalia do zwalczania chwastów), fungicydy (chemikalia do zwalczania grzybiczych chorób roślin) i insektycydy (chemikalia do zwalczania szkodliwych owadów).

Ze względu na swoje właściwości toksyczne arszenik należy do gromadzących się trucizn. W zależności od stopnia toksyczności należy odróżnić arsen pierwiastkowy od jego związków. Arsen elementarny jest stosunkowo mało toksyczny, ale teratogenny. Szkodliwy wpływ na materiał dziedziczny (mutagenność) jest kwestionowany.

Związki arsenu są powoli wchłaniane przez skórę, szybko przez płuca i przewód pokarmowy. Dawka śmiertelna dla człowieka wynosi 0,15-0,3 g. Przewlekłe zatrucie powoduje choroby nerwowe, osłabienie, drętwienie kończyn, swędzenie, ciemnienie skóry, zanik szpiku kostnego, zmiany w wątrobie. Związki arsenu są rakotwórcze dla ludzi. Arsen i jego związki zaliczane są do II klasy zagrożenia.

Kobalt nie jest szeroko stosowany. Na przykład jest używany w przemyśle stalowym, do produkcji polimerów. W przypadku spożycia dużych ilości kobalt negatywnie wpływa na zawartość hemoglobiny w ludzkiej krwi i może powodować choroby krwi. Uważa się, że kobalt powoduje chorobę Gravesa. Pierwiastek ten jest niebezpieczny dla życia organizmów ze względu na niezwykle wysoką reaktywność i należy do I klasy zagrożenia.

Miedź znajduje się w osadach siarczkowych wraz z ołowiem, kamdem i cynkiem. Jest obecny w niewielkich ilościach w koncentratach cynku i może być transportowany na duże odległości w powietrzu i wodzie. Nieprawidłowa zawartość miedzi występuje w roślinach z powietrzem i wodą. Nieprawidłowa zawartość miedzi występuje w roślinach i glebach oddalonych o ponad 8 km od huty. Sole miedzi zaliczane są do II klasy zagrożenia. Toksyczne właściwości miedzi zostały zbadane znacznie mniej niż te same właściwości innych pierwiastków. Wchłanianie dużych ilości miedzi przez człowieka prowadzi do choroby Wilsona, podczas gdy nadmiar miedzi odkłada się w tkance mózgowej, skórze, wątrobie i trzustce.

Naturalna zawartość manganu w roślinach, zwierzętach i glebach jest bardzo wysoka. Główne obszary produkcji manganu to produkcja stali stopowych, stopów, baterii elektrycznych i innych chemicznych źródeł prądu. Obecność manganu w powietrzu przekraczająca normę (średni dobowy PCD manganu w atmosferze - powietrze obszarów zaludnionych - wynosi 0,01 mg/m3) niekorzystnie wpływa na organizm człowieka, co znajduje odzwierciedlenie w postępującym niszczeniu ośrodkowy układ nerwowy. Mangan należy do II klasy zagrożenia.

Jony metali są niezbędnymi składnikami naturalnych zbiorników. W zależności od warunków środowiskowych (pH, potencjał redoks, obecność ligandów) występują na różnych stopniach utlenienia i wchodzą w skład różnych związków nieorganicznych i metaloorganicznych, które mogą być rzeczywiście rozpuszczone, zdyspergowane koloidalnie lub wchodzić w skład minerałów i zawiesiny organiczne. Z kolei prawdziwie rozpuszczone formy metali są bardzo zróżnicowane, co wiąże się z procesami hydrolizy, polimeryzacji hydrolitycznej (tworzenie wielopierścieniowych kompleksów hydroksylowych) i kompleksowania różnymi ligandami. W związku z tym zarówno właściwości katalityczne metali, jak i ich dostępność dla mikroorganizmów wodnych zależą od form ich istnienia w ekosystemie wodnym. Wiele metali tworzy dość silne kompleksy z substancjami organicznymi; kompleksy te są jedną z najważniejszych form migracji pierwiastków w wodach naturalnych. Większość kompleksów organicznych powstaje w cyklu chelatowym i jest stabilna. Kompleksy utworzone przez kwasy glebowe z solami żelaza, glinu, tytanu, uranu, wanadu, miedzi, molibdenu i innych metali ciężkich są stosunkowo dobrze rozpuszczalne w środowiskach obojętnych, słabo kwaśnych i słabo zasadowych. Dlatego kompleksy metaloorganiczne mogą migrować w naturalnych wodach na bardzo duże odległości. Jest to szczególnie ważne w przypadku wód niskozmineralizowanych, a przede wszystkim powierzchniowych, w których niemożliwe jest tworzenie się innych kompleksów.

Metale ciężkie i ich sole są szeroko rozpowszechnionymi zanieczyszczeniami przemysłowymi. Dostają się do zbiorników wodnych ze źródeł naturalnych (skały, powierzchniowe warstwy gleby i wód gruntowych), ze ściekami z wielu przedsiębiorstw przemysłowych i opadami atmosferycznymi, które są zanieczyszczone emisją dymu.

Metale ciężkie jako pierwiastki śladowe stale znajdują się w naturalnych zbiornikach i organach organizmów wodnych (patrz tabela). W zależności od warunków geochemicznych występują duże wahania ich poziomu.

Naturalnymi źródłami ołowiu przedostającego się do wód powierzchniowych są procesy rozpuszczania minerałów endogennych (galena) i egzogennych (anglesyt, cerusyt itp.). Znaczący wzrost zawartości ołowiu w środowisku (w tym w wodach powierzchniowych) związany jest ze spalaniem węgla, stosowaniem tetraetyloołowiu jako środka przeciwstukowego w paliwie silnikowym, jego usuwaniem do zbiorników wodnych ze ściekami z zakładów przeróbczych rud , niektóre zakłady metalurgiczne, przemysł chemiczny, kopalnie itp.

Obecność niklu w wodach naturalnych wynika ze składu skał, przez które przepływa woda: znajduje się on w miejscach złóż siarczkowych rud miedziowo-niklowych i rud żelazowo-niklowych. Do wody przedostaje się z gleb oraz z organizmów roślinnych i zwierzęcych podczas ich rozkładu. W sinicach stwierdzono podwyższoną zawartość niklu w porównaniu z innymi rodzajami alg. Związki niklu dostają się również do zbiorników wodnych ze ściekami ze sklepów niklowania, fabryk kauczuku syntetycznego i zakładów obróbki niklu. Spalaniu paliw kopalnych towarzyszą ogromne emisje niklu. Jego stężenie może spadać w wyniku wytrącania się związków takich jak cyjanki, siarczki, węglany czy wodorotlenki (przy wzrastających wartościach pH), w wyniku jego zużycia przez organizmy wodne oraz procesów adsorpcji. W wodach powierzchniowych związki niklu występują w stanie rozpuszczonym, zawieszonym i koloidalnym, których stosunek ilościowy zależy od składu wody, temperatury i wartości pH. Sorbentami związków niklu mogą być wodorotlenek żelaza, substancje organiczne, silnie zdyspergowany węglan wapnia oraz glinki.

Związki kobaltu przedostają się do wód naturalnych w wyniku ich wymywania z pirytu miedzi i innych rud, z gleb podczas rozkładu organizmów i roślin, a także ze ściekami z zakładów hutniczych, metalurgicznych i chemicznych. Pewne ilości kobaltu pochodzą z gleby w wyniku rozkładu organizmów roślinnych i zwierzęcych. Związki kobaltu w wodach naturalnych są w stanie rozpuszczonym i zawieszonym, których stosunek ilościowy zależy od składu chemicznego wody, temperatury i wartości pH.

Obecnie istnieją dwie główne grupy metod analitycznych do oznaczania metali ciężkich: metody elektrochemiczne i spektrometryczne. Ostatnio, wraz z rozwojem mikroelektroniki, metody elektrochemiczne otrzymały nowy rozwój, podczas gdy wcześniej były stopniowo zastępowane metodami spektrometrycznymi. Wśród spektrometrycznych metod oznaczania metali ciężkich pierwsze miejsce zajmuje atomowa spektrometria absorpcyjna z różną atomizacją próbek: atomowa spektrometria absorpcyjna z atomizacją płomieniową (FAAS) oraz atomowa spektrometria absorpcyjna z atomizacją elektrotermiczną w ogniwie grafitowym (GF AAS) . Główne metody oznaczania kilku pierwiastków jednocześnie to atomowa spektrometria emisyjna z plazmą sprzężoną indukcyjnie (ICP-AES) oraz spektrometria mas z plazmą sprzężoną indukcyjnie (ICP-MS). Z wyjątkiem ICP-MS, inne metody spektrometryczne mają zbyt wysoką granicę wykrywalności do oznaczania metali ciężkich w wodzie.

Oznaczanie zawartości metali ciężkich w próbce odbywa się poprzez przeniesienie próbki do roztworu - w wyniku chemicznego rozpuszczenia w odpowiednim rozpuszczalniku (woda, wodne roztwory kwasów, rzadziej zasad) lub fuzji z odpowiednim topnikiem spośród zasad , tlenki, sole, a następnie ługowanie wodą. Następnie związek pożądanego metalu wytrąca się przez dodanie roztworu odpowiedniego odczynnika - soli lub zasady, osad oddziela się, suszy lub kalcynuje do stałej masy, a zawartość metali ciężkich określa się przez ważenie na wadze analitycznej i przeliczone na początkową zawartość próbki. Przy kwalifikowanym użyciu metoda daje najdokładniejsze wartości zawartości metali ciężkich, ale jest czasochłonna.

Aby określić zawartość metali ciężkich metodami elektrochemicznymi, próbkę należy również przenieść do roztworu wodnego. Następnie zawartość metali ciężkich określa się różnymi metodami elektrochemicznymi - polarograficzną (woltometryczną), potencjometryczną, kulometryczną, konduktometryczną i innymi, a także kombinacją niektórych wymienionych metod z miareczkowaniem. Oznaczanie zawartości metali ciężkich tymi metodami opiera się na analizie charakterystyk prądowo-napięciowych, potencjałów elektrod jonoselektywnych, całkowitego ładunku wymaganego do osadzenia pożądanego metalu na elektrodzie ogniwa elektrochemicznego ( katody), przewodność elektryczną roztworu itp., a także elektrochemiczną kontrolę reakcji neutralizacji i innych w roztworach. Za pomocą tych metod możliwe jest oznaczenie metali ciężkich do 10-9 mol/l.

Gleba jest głównym medium, do którego przedostają się metale ciężkie, w tym z atmosfery i środowiska wodnego. Służy również jako źródło wtórnego zanieczyszczenia powietrza powierzchniowego i wód, które dostają się z niego do Oceanu Światowego. Z gleby metale ciężkie są przyswajane przez rośliny, które następnie dostają się do pokarmu lepiej zorganizowanych zwierząt.

Czas przebywania składników zanieczyszczających w glebie jest znacznie dłuższy niż w innych częściach biosfery, co prowadzi do zmiany składu i właściwości gleby jako układu dynamicznego i ostatecznie powoduje zachwianie równowagi w procesach ekologicznych.

W naturalnych warunkach normalnych wszystkie procesy zachodzące w glebach są w równowadze. Zmiany w składzie i właściwościach gleby mogą być spowodowane zjawiskami naturalnymi, ale najczęściej osoba jest winna zakłócenia stanu równowagi gleby:

1. transport atmosferyczny zanieczyszczeń w postaci aerozoli i pyłów (metale ciężkie, fluor, arsen, tlenki siarki, azotu itp.)
2. zanieczyszczenia rolnicze (nawozy, pestycydy)
3. zanieczyszczenia nieziemskie – hałdy wielkoskalowej produkcji i emisji z kompleksów paliwowo-energetycznych
4. zanieczyszczenie olejami i produktami ropopochodnymi
5. ściółka roślinna. Pierwiastki toksyczne w każdych warunkach są wchłaniane przez liście lub osadzane na powierzchni liścia. Następnie, gdy liście opadają, związki te przedostają się do gleby.

Oznaczanie metali ciężkich prowadzi się przede wszystkim na glebach położonych na obszarach klęski ekologicznej, na gruntach rolnych przylegających do zanieczyszczeń gleb metalami ciężkimi oraz na polach przeznaczonych pod uprawę produktów przyjaznych środowisku.

W próbkach gleby określa się „ruchome” formy metali ciężkich lub ich całkowitą zawartość. Z reguły, jeśli konieczne jest kontrolowanie technogenicznego zanieczyszczenia gleb metalami ciężkimi, zwyczajowo określa się ich całkowitą zawartość. Jednak zawartość brutto nie zawsze może charakteryzować stopień zagrożenia zanieczyszczenia gleby, ponieważ gleba jest w stanie wiązać związki metali, przekształcając je w związki niedostępne dla roślin. Bardziej słusznie jest mówić o roli form „mobilnych” i „dostępnych” dla roślin. Wskazane jest określenie zawartości mobilnych form metali w przypadku ich dużych ilości brutto w glebie, a także w przypadku konieczności scharakteryzowania migracji metali zanieczyszczających z gleby do roślin.

Jeśli gleba jest zanieczyszczona metalami ciężkimi i radionuklidami, ich oczyszczenie jest praktycznie niemożliwe. Jak dotąd znany jest jedyny sposób: zasiać takie gleby szybko rosnącymi roślinami, które dostarczają dużej fitomasy. Takie uprawy, które wydobywają metale ciężkie, muszą zostać zniszczone po dojrzeniu. Odtworzenie skażonej gleby zajmuje dekady.

Do metali ciężkich, które są wysoce toksyczne, należą ołów, rtęć, nikiel, miedź, kadm, cynk, cyna, mangan, chrom, arsen, aluminium i żelazo. Substancje te są szeroko stosowane w produkcji, w wyniku czego kumulują się w ogromnych ilościach w środowisku i łatwo przedostają się do organizmu człowieka zarówno z pożywieniem i wodą, jak i poprzez wdychanie powietrza.

Gdy zawartość metali ciężkich w organizmie przekracza maksymalne dopuszczalne stężenie, zaczyna się ich negatywny wpływ na człowieka. Oprócz bezpośrednich następstw w postaci zatruć zdarzają się również pośrednie – jony metali ciężkich zatykają kanały nerek i wątroby, zmniejszając tym samym zdolność tych narządów do filtrowania. W efekcie w organizmie gromadzą się toksyny i produkty przemiany materii komórek, co prowadzi do ogólnego pogorszenia stanu zdrowia człowieka.

Całe niebezpieczeństwo narażenia na metale ciężkie polega na tym, że pozostają w ludzkim ciele na zawsze. Można je usunąć tylko poprzez spożywanie białek zawartych w mleku i borowikach, a także pektyn, które można znaleźć w marmoladach i galarecie owocowo-jagodowej. Bardzo ważne jest, aby wszystkie produkty pozyskiwane były na ekologicznie czystych terenach i nie zawierały szkodliwych substancji.

W zależności od wielkości stref zanieczyszczenie gleby dzieli się na tło, lokalne, regionalne i globalne.Zanieczyszczenie tła jest zbliżone do naturalnego składu. Za zanieczyszczenie lokalne uważa się zanieczyszczenie gleby w pobliżu jednego lub więcej źródeł zanieczyszczenia. Zanieczyszczenie regionalne jest brane pod uwagę, gdy zanieczyszczenia są transportowane do 40 km od źródła zanieczyszczenia, a globalne - gdy gleba jest skażona w kilku regionach.

W zależności od stopnia zanieczyszczenia gleby dzieli się na silnie zanieczyszczone, średnio zanieczyszczone i słabo zanieczyszczone.

W glebach silnie zanieczyszczonych ilość zanieczyszczeń jest kilkakrotnie wyższa niż MPC. Charakteryzują się szeregiem produktywności biologicznej i znacznymi zmianami właściwości fizykochemicznych, chemicznych i biologicznych, w wyniku których zawartość chemikaliów w uprawianych roślinach przekracza normę. W glebach umiarkowanie zanieczyszczonych nadmiar MPC jest nieznaczny, co nie prowadzi do zauważalnych zmian jego właściwości.

W glebach lekko zanieczyszczonych zawartość substancji chemicznych nie przekracza MPC, ale przekracza tło.

Zanieczyszczenie gleby zależy głównie od klasy substancji niebezpiecznych, które dostają się do gleby:

Klasa 1 - substancje wysoce niebezpieczne;

Klasa 2 - substancje umiarkowanie niebezpieczne;

Klasa 3 - substancje o niskim stopniu zagrożenia.

Klasę zagrożenia substancji określają wskaźniki.

Tabela 1 - Wskaźniki i klasy substancji niebezpiecznych

Skażenie gleby substancjami promieniotwórczymi wynika głównie z testowania w atmosferze broni atomowej i jądrowej, których do dziś nie powstrzymały poszczególne państwa. Opadający z opadem radioaktywnym, 90 Sr, 137 Cs i inne nuklidy, dostając się do roślin, a następnie do żywności i organizmu ludzkiego, powodują skażenie radioaktywne z powodu wewnętrznego napromieniowania.

Radionuklidy to pierwiastki chemiczne zdolne do samorzutnego rozpadu z tworzeniem nowych pierwiastków, a także utworzone izotopy dowolnych pierwiastków chemicznych. Pierwiastki chemiczne zdolne do spontanicznego rozpadu nazywane są radioaktywnymi. Najczęściej używanym synonimem promieniowania jonizującego jest promieniowanie radioaktywne.

Promieniowanie radioaktywne jest naturalnym czynnikiem w biosferze dla wszystkich żywych organizmów, a same organizmy żywe mają pewną radioaktywność. Spośród obiektów biosfery gleby charakteryzują się najwyższym naturalnym stopniem promieniotwórczości.

Jednak w XX wieku ludzkość stanęła w obliczu radioaktywności zaporowo przekraczającej naturalną, a zatem biologicznie anomalną. Pierwszymi ofiarami nadmiernych dawek promieniowania byli wielcy naukowcy, którzy odkryli pierwiastki promieniotwórcze (rad, polon), żona Marii Skłodowskiej-Curie i Piotra Curie. A potem: Hiroszima i Nagasaki, testy broni atomowej i nuklearnej, wiele katastrof, w tym ta w Czarnobylu itp. Ogromne przestrzenie zostały skażone długożyciowymi radionuklidami - 137 Cs i 90 Sr. Zgodnie z obowiązującym prawodawstwem jednym z kryteriów przypisania terytoriów do strefy skażenia radioaktywnego jest przekroczenie gęstości skażenia 137 Cs wynoszącej 37 kBq/m2. Nadwyżka ta została ustalona na 46,5 tys. km 2 we wszystkich regionach Białorusi.

Poziomy skażenia 90 Sr terytorium powyżej 5,5 kBq/m2 (kryterium ustawowe) wykryto na obszarze 21,1 tys. km2 w obwodach homelskim i mohylewskim, co stanowiło 10% terytorium kraju. Zanieczyszczenie izotopami 238,239 + 240 Pu o gęstości powyżej 0,37 kBq/m2 (kryterium ustawowe) objęło ok. 4,0 tys. , rejony Dobrush i Loev) oraz rejon Czerikowski w obwodzie mohylewskim.

Naturalne procesy rozpadu radionuklidów na przestrzeni 25 lat od katastrofy w Czarnobylu spowodowały korektę struktury ich rozmieszczenia w regionach Białorusi. W tym okresie zmniejszyły się poziomy i obszary zanieczyszczenia. W latach 1986-2010 powierzchnia terytorium skażonego Cs-137 o gęstości powyżej 37 kBq/m2 (powyżej 1 Ci/km2) zmniejszyła się z 46,5 do 30,1 tys. km2 (z 23% do 14,5%). Dla zanieczyszczenia 90 Sr o gęstości 5,5 kBq/m 2 (0,15 Ci/km 2) wskaźnik ten spadł – z 21,1 do 11,8 tys. km 2 (z 10% do 5,6%) (tab. 2).

zanieczyszczenie radionuklidem ziemi technogenicznej

Tabela 2 - Zanieczyszczenie terytorium Republiki Białorusi Cs-137 w wyniku katastrofy w elektrowni jądrowej w Czarnobylu (stan na 01.01.2012)

Najważniejszymi obiektami biosfery, które determinują biologiczne funkcje wszystkich żywych istot, są gleby.

Radioaktywność gleb wynika z zawartości w nich radionuklidów. Rozróżnij radioaktywność naturalną i sztuczną.

Promieniotwórczość naturalna gleb jest spowodowana przez naturalne izotopy promieniotwórcze, które zawsze występują w określonych ilościach w glebie i skałach macierzystych.

Naturalne radionuklidy dzielą się na 3 grupy. Pierwsza grupa obejmuje pierwiastki promieniotwórcze - pierwiastki, których wszystkie izotopy są radioaktywne: uran (238 U, 235 U), tor (232 Th), rad (226 Ra) i radon (222 Rn, 220 Rn). Druga grupa obejmuje izotopy „zwykłych” pierwiastków o właściwościach promieniotwórczych: potas (40 K), rubid (87 Rb), wapń (48 Ca), cyrkon (96 Zr) itp. Trzecia grupa składa się z utworzonych izotopów promieniotwórczych w atmosferze pod działaniem promieni kosmicznych: tryt (3 H), beryl (7 Be, 10 Be) i węgiel (14 C).

Zgodnie z metodą i czasem powstawania, radionuklidy dzielą się na: pierwotne - powstające jednocześnie z formowaniem się planety (40 K, 48 Ca, 238 U); wtórne produkty rozpadu pierwotnych radionuklidów (ogółem 45-232 Th, 235 U, 220 Rn, 222 Rn, 226 Ra itd.); indukowane - powstające pod wpływem promieni kosmicznych i neutronów wtórnych (14 C, 3 H, 24 Na). W sumie istnieje ponad 300 naturalnych radionuklidów. Całkowita zawartość naturalnych izotopów promieniotwórczych zależy głównie od skał macierzystych. Gleby powstałe w wyniku wietrzenia skał kwaśnych zawierają więcej izotopów promieniotwórczych 24 niż te powstałe na skałach zasadowych i ultrazasadowych; Gleby ciężkie zawierają ich więcej niż gleby lekkie.

Naturalne pierwiastki promieniotwórcze są zwykle rozmieszczone stosunkowo równomiernie wzdłuż profilu glebowego, ale w niektórych przypadkach gromadzą się w poziomach iluwialnych i glejowych. W glebach i skałach występują głównie w formie ściśle związanej.

Sztuczna radioaktywność gleb wynika z przedostawania się do gleby izotopów promieniotwórczych powstałych w wyniku wybuchów atomowych i termojądrowych, w postaci odpadów przemysłu jądrowego lub w wyniku wypadków w przedsiębiorstwach jądrowych. Powstawanie izotopów w glebach może nastąpić w wyniku indukowanego promieniowania. Najczęściej sztuczne skażenie radioaktywne gleb powodują izotopy 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs itd.

Ekologiczne konsekwencje skażenia radioaktywnego gleb są następujące. Będąc częścią cyklu biologicznego, radionuklidy poprzez żywność roślinną i zwierzęcą dostają się do ludzkiego ciała i kumulując się w nim, powodują narażenie na promieniowanie. Radionuklidy, podobnie jak wiele innych zanieczyszczeń, stopniowo koncentrują się w sieciach pokarmowych.

Ekologicznie najbardziej niebezpieczne są 90 Sr i 137 Cs. Wynika to z długiego okresu półtrwania (28 lat 90 Sr i 33 lat 137 Cs), wysokiej energii promieniowania i możliwości łatwego wejścia w cykl biologiczny w łańcuchu pokarmowym. Stront jest zbliżony właściwościami chemicznymi do wapnia i wchodzi w skład tkanki kostnej, natomiast cez jest zbliżony do potasu i bierze udział w wielu reakcjach organizmów żywych.

Sztuczne radionuklidy są utrwalane głównie (do 80-90%) w górnej warstwie gleby: na glebie dziewiczej - warstwa 0-10 cm, na gruntach ornych - w horyzoncie uprawnym. Największą sorpcję obserwuje się na glebach o dużej zawartości próchnicy, ciężkim składzie granulometrycznym, bogatych w montmorylonit i hydromikę, o ustroju wodnym niepłukującym. W takich glebach radionuklidy są zdolne do migracji w nieznacznym stopniu. W zależności od stopnia ruchliwości w glebach radionuklidy tworzą szereg 90 Sr> 106 Ru> 137 Ce> 129 J> 239 Pu. Tempo naturalnego samooczyszczania gleb z radioizotopów zależy od tempa ich rozpadu promieniotwórczego, migracji pionowej i poziomej. Okres półtrwania radioaktywnego izotopu to czas potrzebny do rozpadu połowy jego atomów.

Tabela 3 - Charakterystyka substancji promieniotwórczych

Radioaktywność w żywych organizmach ma efekt kumulacyjny. Dla człowieka wartość LD50 (dawka śmiertelna, promieniowanie powodujące śmierć 50% obiektów biologicznych) wynosi 2,5-3,5 Gy.

Dawkę 0,25 Gy uważa się za warunkowo normalną przy ekspozycji zewnętrznej. 0,75 Gy napromieniowanie całego ciała ludzkiego lub 2,5 Gy napromieniowanie tarczycy radioaktywnym jodem 131 I wymagają działań w zakresie ochrony radiologicznej ludności.

Osobliwością skażenia radioaktywnego pokrywy glebowej jest to, że ilość zanieczyszczeń radioaktywnych jest bardzo mała i nie powodują zmian w podstawowych właściwościach gleby - pH, stosunku pierwiastków mineralnych, poziomie żyzności.

Dlatego przede wszystkim konieczne jest ograniczenie (normalizacja) stężenia substancji promieniotwórczych pochodzących z gleby do produkcji roślinnej. Ponieważ radionuklidy to głównie metale ciężkie, główne problemy i sposoby racjonowania, remediacji i ochrony gleb przed skażeniem radionuklidami i metalami ciężkimi są bardziej podobne i często można je rozpatrywać łącznie.

Tak więc radioaktywność gleb wynika z zawartości w nich radionuklidów. Promieniotwórczość naturalna w glebie jest powodowana przez naturalne izotopy promieniotwórcze, które zawsze są obecne w pewnych ilościach w glebie i skałach macierzystych. Sztuczna radioaktywność gleb wynika z przedostawania się do gleby izotopów promieniotwórczych powstałych w wyniku wybuchów atomowych i termojądrowych, w postaci odpadów przemysłu jądrowego lub w wyniku wypadków w przedsiębiorstwach jądrowych.

Najczęściej sztuczne skażenie promieniotwórcze gleb wywoływane jest przez izotopy 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs itp. Intensywność skażenia promieniotwórczego w o konkretnym obszarze decydują dwa czynniki:

a) stężenie pierwiastków promieniotwórczych i izotopów w glebach;

b) charakter samych pierwiastków i izotopów, który jest przede wszystkim determinowany przez okres półtrwania.

Ekologicznie najbardziej niebezpieczne są 90 Sr i 137 Cs. Są mocno osadzone w glebie, charakteryzują się długim okresem półtrwania (90 Sr - 28 lat i 137 Cs - 33 lata) i łatwo włączają się do cyklu biologicznego jako pierwiastki zbliżone do Ca i K. Kumulując się w organizmie, są stałymi źródłami promieniowania wewnętrznego.

Zgodnie z GOST toksyczne pierwiastki chemiczne dzielą się na klasy zagrożenia higienicznego. W przypadku gleb są to:

a) Klasa I: arsen (As), beryl (Be), rtęć (Hg), selen (Sn), kadm (Cd), ołów (Pb), cynk (Zn), fluor (F);

b) klasa II: chrom (Cr), kobalt (Co), bor (B), molibden (Mn), nikiel (Ni), miedź (Cu), antymon (Sb);

c) Klasa III: bar (Ba), wanad (V), wolfram (W), mangan (Mn), stront (Sr).

Metale ciężkie już teraz zajmują drugie miejsce pod względem zagrożeń, za pestycydami i daleko przed dobrze znanymi zanieczyszczeniami, takimi jak dwutlenek węgla i siarka. W przyszłości mogą stać się bardziej niebezpieczne niż odpady z elektrowni jądrowych i odpady stałe. Zanieczyszczenie metalami ciężkimi wiąże się z ich powszechnym stosowaniem w produkcji przemysłowej. W związku z niedoskonałymi systemami czyszczenia metale ciężkie przedostają się do środowiska, w tym do gleby, zanieczyszczając je i zatruwając. Metale ciężkie to specjalne zanieczyszczenia, które muszą być monitorowane we wszystkich środowiskach.

Gleba jest głównym medium, do którego przedostają się metale ciężkie, w tym z atmosfery i środowiska wodnego. Służy również jako źródło wtórnego zanieczyszczenia powietrza powierzchniowego i wód, które dostają się z niego do Oceanu Światowego. Metale ciężkie są pobierane z gleby przez rośliny, które następnie trafiają do żywności.

Termin „metale ciężkie”, charakteryzujący szeroką grupę zanieczyszczeń, w ostatnim czasie upowszechnił się. W różnych pracach naukowych i stosowanych autorzy różnie interpretują znaczenie tego pojęcia. W związku z tym liczba pierwiastków przypisanych do grupy metali ciężkich waha się w szerokich granicach. Jako kryteria przynależności stosuje się liczne cechy: masa atomowa, gęstość, toksyczność, występowanie w środowisku naturalnym, stopień zaangażowania w cykle naturalne i wywołane przez człowieka.

W pracach poświęconych problematyce zanieczyszczenia gleb i monitoringu środowiska metale ciężkie obejmują dziś ponad 40 elementów układu okresowego D.I. Mendelejew o masie atomowej ponad 40 jednostek atomowych: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi itd. Według klasyfikacji N. Reimersa metale o gęstości większej niż 8 g / cm 3. Jednocześnie ważną rolę w kategoryzacji metali ciężkich odgrywają następujące warunki: ich wysoka toksyczność dla organizmów żywych w stosunkowo niskich stężeniach, a także zdolność do bioakumulacji i biomagnifikacji. Niemal wszystkie metale objęte tą definicją (z wyjątkiem ołowiu, rtęci, kadmu i bizmutu, których rola biologiczna nie jest obecnie jasna) aktywnie uczestniczą w procesach biologicznych, wchodzą w skład wielu enzymów.

Metale ciężkie trafiają na powierzchnię gleby w różnych postaciach. Są to tlenki i różne sole metali, zarówno rozpuszczalne, jak i praktycznie nierozpuszczalne w wodzie (siarczki, siarczany, arseniny itp.). W skład emisji z zakładów przetwórstwa rud i zakładów metalurgii metali nieżelaznych - głównego źródła zanieczyszczenia środowiska, metali ciężkich - większość metali (70-90%) występuje w postaci tlenków. Gdy znajdą się na powierzchni gleby, mogą albo gromadzić się, albo rozpraszać, w zależności od charakteru barier geochemicznych właściwych dla danego obszaru. Rozmieszczenie metali ciężkich w różnych obiektach biosfery i źródła ich przedostawania się do środowiska (tab. 4).

Tabela 4 - Źródła przedostawania się metali ciężkich do środowiska

Najpotężniejszymi dostawcami odpadów wzbogaconych w metale są przedsiębiorstwa zajmujące się wytopem metali nieżelaznych (aluminium, tlenek glinu, miedź-cynk, wytop ołowiu, nikiel, tytan-magnez, rtęć), a także przetwórstwo nie- metale żelazne (radiotechnika, elektrotechnika, przyrządy, galwanizacja itp.). W pyle hutniczym, przeróbczym rudy stężenie Pb, Zn, Bi, Sn można zwiększyć w porównaniu z litosferą o kilka rzędów wielkości (do 10-12), stężenie Cd, V, Sb - dziesiątki tysięcy razy, Cd, Mo, Pb, Sn, Zn, Bi, Ag - setki razy. Odpady z zakładów metalurgii metali nieżelaznych, fabryk farb i lakierów oraz konstrukcji żelbetowych są wzbogacane w rtęć. W pyle zakładów maszynowych wzrasta koncentracja W, Cd, Pb (tab. 5).

Tabela 5 - Główne technogenne źródła metali ciężkich

Pod wpływem emisji wzbogaconych w metale powstają obszary zanieczyszczenia krajobrazu głównie na poziomie regionalnym i lokalnym. Wraz ze spalinami samochodów do środowiska emitowana jest znaczna ilość Pb, która przewyższa jego wkład z odpadami z zakładów hutniczych.

Gleby świata są często wzbogacane nie tylko ciężkimi, ale także innymi substancjami pochodzenia naturalnego i antropogenicznego. Ujawnienie „nasycenia” gleb metalami i pierwiastkami E.A. Novikov wyjaśnił konsekwencją interakcji człowieka i natury (tabela 6).

Ołów jest głównym zanieczyszczeniem gleb podmiejskich Białorusi. Jego zwiększoną zawartość obserwuje się w podmiejskich obszarach Mińska, Homela, Mohylewa. Zanieczyszczenie gleby ołowiem na poziomie MPC (32 mg/kg) i wyższym notowano lokalnie, na niewielkich obszarach, w kierunku dominujących wiatrów.

Tabela 6 - Kombinacja interakcji między człowiekiem a naturą

Jak widać z tabeli, większość metali, w tym ciężkie, jest rozrzucana przez człowieka. Prawidłowości rozmieszczenia pierwiastków rozproszonych przez człowieka w pedosferze stanowią ważny i niezależny kierunek w badaniach gleb. A.P. Vinogradov, R. Mitchell, D. Swine, H. Bowen, R. Brooks, V.V. Dobrovolsky. Efektem ich badań była identyfikacja średnich wartości stężeń pierwiastków w glebach poszczególnych kontynentów krajów, regionów i świata jako całości (tabela 7).

Na niektórych polach Mińskiej Fabryki Warzyw, gdzie stałe odpady z gospodarstw domowych były od wielu lat wykorzystywane jako nawóz, zawartość ołowiu sięga 40-57 mg/kg gleby. Na tych samych polach zawartość mobilnych form cynku i miedzi w glebie wynosi odpowiednio 65 i 15 mg/kg, przy maksymalnym poziomie dla cynku 23 mg/kg i miedzi 5 mg/kg.

Wzdłuż autostrad gleba jest silnie zanieczyszczona ołowiem iw mniejszym stopniu kadmem. Zanieczyszczenie gleb przydrożnych pasów autostrad międzypaństwowych (Brześć - Moskwa, Sankt Petersburg - Odessa), republikańskich (Mińsk - Słuck, Mińsk - Logoisk) i lokalnych (Zasław - Dzierżyńsk, Żabinka - B. Motykaly) obserwuje się na poziomie odległość do 25-50 m od koryta drogi, w zależności od ukształtowania terenu i występowania pasów schronów leśnych. Maksymalną zawartość ołowiu w glebie odnotowano w odległości 5-10 m od autostrady. Jest średnio 2,3 razy wyższy od wartości tła, ale nieco niższy lub zbliżony do RPP. Zawartość kadmu w glebach Białorusi jest na poziomie tła (do 0,5 mg / kg). Nadmiar tła do 2,5 razy notowany był lokalnie w odległości do 3-5 km od dużych miast i sięga 1,0-1,2 mg gleby przy MPC 3 mg/kg dla krajów Europy Zachodniej (MPC dla kadmu ma nie został opracowany dla gleb na Białorusi). Powierzchnia gleb na Białorusi skażonych z różnych źródeł ołowiem wynosi obecnie ok. 100 tys. ha, kadm - 45 tys. ha.

Tabela 7 - Kombinacja interakcji między człowiekiem a naturą

Obecnie prowadzi się mapowanie agrochemiczne zawartości miedzi w glebach Białorusi i ustalono już, że w republice 260,3 tys. ha gruntów rolnych jest zanieczyszczonych miedzią (tab. 8).

Tabela 8 - Grunty rolne na Białorusi zanieczyszczone miedzią (tys. ha)

Przeciętna zawartość miedzi mobilnej w glebach gruntów ornych jest niewielka i wynosi 2,1 mg/kg, grunty ulepszone kośno-pastwiskowe – 2,4 mg/kg. Ogólnie rzecz biorąc, 34% gruntów ornych i 36% siana i pastwisk w republice ma bardzo niską podaż miedzi (poniżej 1,5 mg / kg) i pilnie potrzebuje stosowania nawozów zawierających miedź. Na glebach z nadmierną zawartością miedzi (3,3% gruntów rolnych) należy wykluczyć stosowanie jakiejkolwiek formy nawozu zawierającego miedź.

Metale ciężkie to biochemicznie aktywne pierwiastki, które wchodzą w cykl substancji organicznych i wpływają głównie na organizmy żywe. Do metali ciężkich należą pierwiastki takie jak ołów, miedź, cynk, kadm, nikiel, kobalt i wiele innych.

Migracja metali ciężkich w glebach zależy przede wszystkim od warunków alkaliczno-kwasowych i redoks, które determinują zróżnicowanie środowisk glebowo-geochemicznych. Ważną rolę w migracji metali ciężkich w profilu glebowym odgrywają bariery geochemiczne, które w niektórych przypadkach wzmacniają, a w innych osłabiają (dzięki zdolności do konserwacji) odporność gleb na zanieczyszczenia metalami ciężkimi. Na każdej z barier geochemicznych zatrzymywana jest pewna grupa pierwiastków chemicznych o podobnych właściwościach geochemicznych.

Specyfika głównych procesów glebotwórczych oraz rodzaj reżimu wodnego determinują charakter rozmieszczenia metali ciężkich w glebach: akumulację, konserwację lub usuwanie. Zidentyfikowano grupy gleb z akumulacją metali ciężkich w różnych częściach profilu glebowego: na powierzchni, w górnej, w środkowej, z dwoma maksimami. Ponadto w strefie zidentyfikowano gleby, które ze względu na wewnątrzprofilową konserwację kriogeniczną charakteryzują się koncentracją metali ciężkich. Szczególną grupę tworzą gleby, w których metale ciężkie są usuwane z profilu w warunkach reżimów wymywania i okresowego wymywania. Wewnątrzprofilowe rozmieszczenie metali ciężkich ma duże znaczenie dla oceny zanieczyszczenia gleb i prognozowania intensywności akumulacji w nich zanieczyszczeń. Charakterystykę wewnątrzprofilowego rozmieszczenia metali ciężkich uzupełnia grupowanie gleb według intensywności ich udziału w cyklu biologicznym. W sumie są trzy stopnie: wysoka, umiarkowana i słaba.

Specyficzne jest geochemiczne środowisko migracji metali ciężkich w glebach zalewowych rzek, gdzie mobilność pierwiastków i związków chemicznych znacznie wzrasta wraz ze wzrostem zawartości wody. Specyfika zachodzących tu procesów geochemicznych wynika przede wszystkim z ostro wyrażonej sezonowości zmiany warunków redoks. Wynika to ze specyfiki reżimu hydrologicznego rzek: czasu trwania wiosny, obecności lub braku powodzi jesiennych, charakteru okresu niżówki. Czas trwania zalewania teras zalewowych przez wody powodziowe determinuje dominację warunków utleniających (krótkotrwałe zalewanie terasy zalewowej) lub redoks (reżim długotrwałego zalewania).

Gleby orne narażone są na największe oddziaływania antropogeniczne o charakterze obszarowym. Głównym źródłem zanieczyszczeń, z którym do gleb uprawnych przedostaje się do 50% całkowitej ilości metali ciężkich, są nawozy fosforowe. W celu określenia stopnia potencjalnego zanieczyszczenia gleb ornych przeprowadzono sprzężoną analizę właściwości gleb i właściwości zanieczyszczenia: zawartości, składu próchnicy i uziarnienia gleb oraz warunków zasadowo-kwasowych, zostały wzięte pod uwagę. Dane o zawartości metali ciężkich w fosforytach osadów o różnej genezie pozwoliły na obliczenie ich średniej zawartości, z uwzględnieniem przybliżonych dawek nawożenia w glebach ornych różnych regionów. Ocena właściwości gleby jest skorelowana z wartościami ładunku agrogenicznego. Łączna ocena całkowa stanowiła podstawę do określenia stopnia potencjalnego zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi.

Najniebezpieczniejsze pod względem stopnia zanieczyszczenia metalami ciężkimi są gleby polihumusowe, gliniasto-gliniaste o zasadowym odczynie środowiska: ciemnoszare gleby leśne, ciemne kasztanowce o dużej zdolności akumulacyjnej. Regiony moskiewski i briański charakteryzują się również zwiększonym ryzykiem zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi. sytuacja z glebami bagienno-bielicowymi nie przyczynia się tu do akumulacji metali ciężkich, jednak na tych terenach ładunek technogeniczny jest duży i gleby nie mają czasu na „samoczyszczenie”.

Ocena ekologiczno-toksykologiczna gleb pod kątem zawartości metali ciężkich wykazała, że ​​1,7% gruntów rolnych jest zanieczyszczonych substancjami I klasy zagrożenia (wysoce niebezpieczne) i 3,8% - II klasy zagrożenia (umiarkowanie niebezpieczne). Zanieczyszczenie gleb o zawartości metali ciężkich i arsenu powyżej ustalonych norm wykryto w Republice Buriacji, Republice Dagestanu, Republice, Republice Mordowii, Republice Tyvy, na Terytoriach Krasnojarskim i Nadmorskim, na Obwody Iwanowo, Irkuck, Kemerowo, Kostroma, Murmańsk, Nowogród, Orenburg, Sachalin, Czyta.

Lokalne zanieczyszczenie gleb metalami ciężkimi kojarzy się przede wszystkim z dużymi miastami. Ocenę zagrożenia zanieczyszczenia gleby kompleksem metali ciężkich przeprowadzono według wskaźnika całkowitego Zc.