A talajban található nehézfémek listája. A nehézfémek mozgékony formái a talajban

A nehézfémek (HM) több mint 40 kémiai elemet tartalmaznak a D.I. Mengyelejev-féle periódusos rendszerben, amelyek atomtömege meghaladja az 50 atomtömeg-egységet. Ezek a Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co stb.

A „nehézfémek” jelenlegi fogalma nem szigorú, mivel a nem fémes elemeket gyakran nehézfémek közé sorolják, például As, Se, sőt néha még F, Be és más elemek, amelyek atomtömege kisebb, mint 50 amu.

A HM-ek között sok olyan nyomelem található, amelyek biológiailag fontosak az élő szervezetek számára. Szükséges és nélkülözhetetlen alkotóelemei a biokatalizátoroknak és a legfontosabb élettani folyamatok bioregulátorainak. A bioszféra különböző tárgyaiban található túlzott nehézfém-tartalom azonban nyomasztó, sőt mérgező hatással van az élő szervezetekre.

A talajba kerülő nehézfémforrásokat természetes (kőzetek és ásványok időjárási viszonyai, eróziós folyamatok, vulkáni tevékenység) és technogén (ásványok bányászata és feldolgozása, tüzelőanyag elégetése, járművek hatása, mezőgazdaság stb.) mezőgazdasági területekre osztják, emellett Az atmoszférán keresztüli szennyezésekre a HM-eket kifejezetten peszticidek, ásványi és szerves trágyák, meszezés és szennyvízhasználat is szennyezi. Az utóbbi időben a tudósok különös figyelmet fordítottak a városi talajokra. Utóbbiak jelentős ember okozta nyomásnak vannak kitéve, ennek egy része a HM-szennyezés.

táblázatban A 3.14 és 3.15 bemutatja a HM eloszlását a bioszféra különböző objektumaiban és a HM környezetbe jutásának forrásait.

3.14. táblázat

Elem	Talajok	Édes vizek	tengervizek	Növények	Állatok (izomszövetben)
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
Mint	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

3.15. táblázat

A környezetszennyezés forrásai TM

A táblázat vége. 3.4

A HM-ek különféle formában jutnak el a talajfelszínre. Ezek oxidok és fémek különféle sói, vízben oldhatóak és gyakorlatilag oldhatatlanok (szulfidok, szulfátok, arzenitek stb.). Az ércfeldolgozó vállalkozások és a színesfémkohászati vállalkozások kibocsátásaiban - a nehézfémekkel történő környezetszennyezés fő forrásaként - a fémek nagy része (70-90%) oxidok formájában van jelen.

A talajfelszínre kerülve a HM-ek felhalmozódhatnak vagy eloszlanak, az adott területen rejlő geokémiai akadályok természetétől függően.

A talajfelszínre érkező HM-ek nagy része a felső humuszhorizontokban rögzül. A HM-ek a talajszemcsék felszínén szorbeálódnak, megkötik a talaj szerves anyagait, különösen elemi szerves vegyületek formájában, vas-hidroxidokban halmozódnak fel, az agyagásványok kristályrácsának részét képezik, izomorfikusan saját ásványokat termelnek. pótlása, talajnedvességben oldható és a talajlevegőben gáz halmazállapotúak, szerves részét képezik a talaj élővilágának.

A nehézfémek mobilitása a geokémiai helyzettől és a technogén hatás mértékétől függ. A nehéz szemcseméret-eloszlás és a magas szervesanyag-tartalom a HM-ek megkötéséhez vezet a talajban. A pH-értékek emelkedése növeli a kationképző fémek (réz, cink, nikkel, higany, ólom stb.) szorpcióját, és növeli az anionképző fémek (molibdén, króm, vanádium stb.) mobilitását. Az oxidatív körülmények fokozódása növeli a fémek migrációs képességét. Ennek eredményeként a talajok a legtöbb HM-t megkötő képességük szerint a következő sorozatot alkotják: szürke talaj > csernozjom > szikes-podzolos talaj.

A szennyező komponensek talajban való tartózkodási ideje jóval hosszabb, mint a bioszféra más részein, és a talajszennyeződés, különösen nehézfémekkel, szinte örök. A fémek felhalmozódnak a talajban, és lassan távoznak a kilúgozás, a növényfogyasztás, az erózió és a defláció révén (Kabata-Pendias és Pendias, 1989). A HM fél-eltávolításának (vagy a kezdeti koncentráció felének eltávolításának) időtartama nagymértékben változik a különböző elemeknél, de meglehetősen hosszú ideig tart: Zn esetében - 70-510 év; Cd esetében - 13-110 év; Cu esetében 310-1500 év, Pb-2 esetén 740-5900 év (Sadovskaya, 1994).

A talaj nehézfémekkel való szennyezettségének két negatív oldala van. Először is, a nehézfémek a táplálékláncon keresztül a talajból a növényekbe, majd az állatok és az emberek szervezetébe jutva súlyos betegségeket okoznak bennük - növelik a lakosság előfordulási gyakoriságát és csökkentik a várható élettartamot, valamint csökkennek. a mezőgazdasági növények és állati termékek betakarításának mennyiségében és minőségében.

Másodszor, a talajban nagy mennyiségben felhalmozódó HM-ek számos tulajdonságát képesek megváltoztatni. A változások elsősorban a talaj biológiai tulajdonságait érintik: csökken a mikroorganizmusok összlétszáma, szűkül fajösszetételük (diverzitásuk), megváltozik a mikrobaközösségek szerkezete, csökken az alapvető mikrobiológiai folyamatok intenzitása, a talaj enzimek aktivitása stb. A nehézfémekkel való erős szennyeződés a talaj konzervatívabb jellemzőinek megváltozásához vezet, mint például a humusz állapota, szerkezete, a környezet pH-ja stb. Ennek eredménye a talaj termékenységének részleges, esetenként teljes elvesztése.

A természetben vannak olyan területek, ahol a talajban nincs elegendő vagy túlzott mennyiségű HM. A talajok abnormális nehézfém-tartalma két okcsoportra vezethető vissza: az ökoszisztémák biogeokémiai jellemzőire és a technogén anyagáramlások hatására. Az első esetben azokat a területeket, ahol a kémiai elemek koncentrációja magasabb vagy alacsonyabb, mint az élő szervezetek számára optimális szint, természetes geokémiai anomáliáknak vagy biogeokémiai tartományoknak nevezzük. Itt a rendellenes elemtartalom természetes okokra vezethető vissza - a talajképző kőzetek jellemzőiből, a talajképző folyamatból, valamint az érces anomáliák jelenlétéből. A második esetben a területeket ember alkotta geokémiai anomáliáknak nevezzük. A léptéktől függően globális, regionális és helyi csoportokra oszthatók.

A talaj – a természeti környezet más összetevőitől eltérően – nemcsak geokémiailag halmoz fel szennyező komponenseket, hanem természetes pufferként is működik, amely szabályozza a kémiai elemek és vegyületek légkörbe, hidroszférába és élőanyagba jutását.

Különféle növények, állatok és emberek életükhöz bizonyos összetételű talajt és vizet igényelnek. A geokémiai anomáliák helyén az ásványi összetételben a normától való eltérések súlyosbodása az egész táplálékláncban előfordul.

Az ásványi táplálkozás zavarai, a fito-, zoo- és mikrobiocenózisok fajösszetételének változása, a vadon élő növényi formák betegségei, a mezőgazdasági növények és állati termékek termésmennyiségének és minőségének csökkenése, a megbetegedések növekedése következtében. a népesség növekedése és a várható élettartam csökkenése figyelhető meg (3.15. táblázat). A HM toxikus hatásának mechanizmusát a táblázat mutatja be. 3.16.

3.15. táblázat

Fiziológiai rendellenességek olyan növényekben, amelyekben túlzott és hiányos a HM-tartalom (Kovalevsky, Andrianova, 1970; Kabata-pendias,

Pendas, 1989)

Elem	Fiziológiai rendellenességek
Elem	hiány esetén	többlet esetén
Cu	Klórózis, hervadás, melanizmus, fehérre göndörödött koronák, legyengült páncélképződés, károsodott lignifikáció, száraz fák teteje	Sötétzöld levelek, mint a Fe-indukált klorózisnál; vastag, rövid vagy szögesdrótszerű gyökerek, a hajtásképződés gátlása
Zn	Interveinális klorózis (főleg egyszikűeknél), növekedési leállás, a fák rozettás levelei, lilás-piros pöttyök a leveleken	A levélvégek klorózisa és nekrózisa, a fiatal levelek interveinális klorózisa, a növény egészének visszamaradt növekedése, sérült gyökerek, amelyek úgy néznek ki, mint egy szögesdrót
CD	-	Barna levélszélek, klorózis, vöröses erek és levélnyél, fodros levelek és barna fejletlen gyökerek
Hg	-	A hajtások és a gyökerek némi gátlása, a levelek klorózisa és barna foltok rajtuk
Pb	-	Csökkent fotoszintézis sebesség, sötétzöld levelek, régi levelek felkunkorodása, satnya lombozat, barna rövid gyökerek

3.16. táblázat

A HM toxicitás hatásmechanizmusa (Torshin et al., 1990 szerint)

Elem	Akció
Cu, Zn, Cd, Hg, Pb	Hatás a membrán permeabilitására, reakció SH - cisztein és metionin csoportokkal
Pb	A fehérjék háromdimenziós szerkezetének megváltoztatása
Cu, Zn, Hg, Ni	Komplexek képződése foszfolipidekkel
Ni	Albuminnal komplexek kialakulása
	Enzimgátlás:
Hg2+	alkalikus foszfatáz, glüko-6-foszfatáz, laktát-dehidrogenáz
Cd2+	adenozin-trifoszfatázok, alkohol-dehidrogenázok, amilázok, karboanhidrázok, karboxipeptidázok (pentidázok), glutamát-oxálacetát-transzaminázok
Pb2+	acetilkolinészteráz, alkalikus foszfatáz, ATPáz
Ni2+	karboanhidráz, citokróm-oxidáz, benzopirén-hidroxiláz

A nehézfémek biológiai rendszerekre gyakorolt toxikus hatása elsősorban annak a ténynek köszönhető, hogy könnyen kötődnek a fehérjék szulfhidril-csoportjaihoz (beleértve az enzimeket is), elnyomva azok szintézisét, és ezáltal megzavarva az anyagcserét a szervezetben.

Az élő szervezetek különféle rezisztencia mechanizmusokat fejlesztettek ki a HM-ekkel szemben: a HM-ionok kevésbé toxikus vegyületekké való redukálásától az iontranszportrendszerek aktiválásáig, amelyek hatékonyan és specifikusan távolítják el a toxikus ionokat a sejtből a külső környezetbe.

A nehézfémek élő szervezetekre gyakorolt hatásának az élőanyag biogeocenotikus és bioszféra szerveződési szintjén megnyilvánuló legjelentősebb következménye a szerves anyagok oxidációs folyamatainak blokkolása. Ez az ásványosodás és az ökoszisztémákban való felhalmozódás sebességének csökkenéséhez vezet. Ugyanakkor a szerves anyag koncentrációjának növekedése a HM megkötését okozza, ami átmenetileg tehermentesíti az ökoszisztémát. A szerves anyagok bomlási sebességének csökkenése az élőlények számának, biomasszájának és a létfontosságú tevékenység intenzitásának csökkenése miatt az ökoszisztémák passzív válaszának tekinthető a HM-szennyezésre. Az élőlények aktív rezisztenciája az antropogén terhelésekkel szemben csak a fémek testekben és csontvázakban való élethosszig tartó felhalmozódása során nyilvánul meg. A legellenállóbb fajok felelősek ezért a folyamatért.

Az élő szervezetek, elsősorban a növények ellenálló képessége a megnövekedett nehézfém-koncentrációkkal és nagy koncentrációjú fémek felhalmozódása nagy veszélyt jelenthet az emberi egészségre, mivel lehetővé teszik a szennyező anyagok bejutását a táplálékláncokba. A termelés geokémiai körülményeitől függően a növényi és állati eredetű emberi élelmiszerek egyaránt kielégíthetik az emberi ásványi elemek iránti igényt, hiányosak vagy feleslegben lehetnek ezekből, mérgezőbbé válhatnak, betegségeket, sőt halált is okozhatnak (3.17. táblázat).

3.17. táblázat

A HM hatása az emberi szervezetre (Kovalsky, 1974; Concise Medical Encyclopedia, 1989; Torshin et al., 1990; Impact on the body.., 1997; Handbook of toxicology.., 1999)

Elem	Fiziológiai rendellenességek
Elem	hiány esetén	többlet esetén
Mn	A csontrendszer betegségei	Láz, tüdőgyulladás, központi idegrendszeri károsodás (mangán-parkinsonizmus), endémiás köszvény, keringési zavarok, gyomor-bélrendszeri funkciók, meddőség
Cu	Gyengeség, vérszegénység, leukémia, csontrendszeri betegségek, mozgáskoordináció károsodása	Foglalkozási betegségek, hepatitis, Wilson-kór. Befolyásolja a veséket, májat, agyat, szemet
Zn	Csökkent étvágy, csont deformáció, törpeség, sebek és égési sérülések hosszan tartó gyógyulása, rossz látás, rövidlátás	Csökkent rákkal szembeni rezisztencia, vérszegénység, oxidatív folyamatok gátlása, bőrgyulladás
Pb	-	Ólom-encephaloneuropathia, anyagcserezavarok, enzimreakciók gátlása, vitaminhiány, vérszegénység, sclerosis multiplex. A csontrendszer része a kalcium helyett
CD	-	Emésztőrendszeri betegségek, légzési rendellenességek, vérszegénység, megnövekedett vérnyomás, vesekárosodás, itai-itai betegség, proteinuria, csontritkulás, mutagén és rákkeltő hatások
Hg	-	A központi idegrendszer és a perifériás idegek elváltozásai, infantilizmus, szaporodási zavarok, szájgyulladás, betegségek Minamata, korai öregedés
Co	Endémiás golyva	-
Ni	-	Dermatitis, vérképzőszervi rendellenesség, rákkeltő hatás, embriotoxikózis, szubakut myelo-opticus neuropathia
Kr	-	Dermatitis, rákkeltő hatás
V	-	A szív- és érrendszer betegségei

A különböző HM-ek különböző mértékben veszélyeztetik az emberi egészséget. A legveszélyesebbek a Hg, Cd, Pb (3.18. táblázat).

3.18. táblázat

A szennyező anyagok osztályai veszélyességi fokuk szerint (GOST 17.4.1.02-83)

A talaj nehézfém-tartalmának szabályozása nagyon bonyolult. Megoldását a talaj multifunkcionalitásának felismerésére kell alapozni. Az arányosítás során a talajt különböző pozíciókból lehet szemlélni: mint természetes testet; növények, állatok és mikroorganizmusok élőhelyeként és szubsztrátumaként; mint a mezőgazdasági és ipari termelés tárgya és eszköze; kórokozó mikroorganizmusokat tartalmazó természetes tározóként. A talaj HM-tartalmának szabványosítását talajökológiai elvek alapján kell elvégezni, amelyek megtagadják az egységes értékek megállapításának lehetőségét minden talajra.

A nehézfémekkel szennyezett talajok kármentesítésének két fő megközelítése van. Az első célja a talaj megtisztítása a HM-től. A tisztítás történhet kilúgozással, HM-ek kivonásával a talajból növények segítségével, a talaj felső szennyezett rétegének eltávolításával stb. A második megközelítés a HM-ek talajban történő rögzítésén, oldhatatlan formákká alakításán alapul. vízben és az élő szervezetek számára elérhetetlen. Ebből a célból javasolt szerves anyagok, foszfor ásványi műtrágyák, ioncserélő gyanták, természetes zeolitok, barnaszén, talaj meszezése stb. bevezetése a talajba érvényességi ideje. Előbb-utóbb a HM egy része ismét elkezd bejutni a talajoldatba, onnan pedig az élő szervezetekbe.

Így a nehézfémek több mint 40 kémiai elemet tartalmaznak, amelyek atomtömege meghaladja az 50 atomot. e.m. Ezek a Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co stb. A HM-ek között számos nyomelem található, amelyek a biokatalizátorok szükséges és pótolhatatlan összetevői és a legfontosabb élettani folyamatok bioregulátorai. A bioszféra különböző tárgyaiban található túlzott nehézfém-tartalom azonban nyomasztó, sőt mérgező hatással van az élő szervezetekre.

A HM-ek különféle formában jutnak el a talajfelszínre. Ezek oxidok és fémek különféle sói, amelyek vízben oldódnak és gyakorlatilag nem oldódnak.

A talaj nehézfémekkel való szennyezettségének környezeti következményei a szennyezési paraméterektől, a geokémiai viszonyoktól és a talaj stabilitásától függenek. A szennyezési paraméterek közé tartozik a fém jellege, azaz kémiai és toxikus tulajdonságai, a talaj fémtartalma, a kémiai vegyület formája, a szennyezés pillanatától eltelt időszak stb. A talaj szennyezéssel szembeni ellenállása a szemcseméret-eloszlás, szervesanyag-tartalom, savasság lúgos és redox viszonyok, mikrobiológiai és biokémiai folyamatok aktivitása stb.

A talaj nehézfém-tartalmának szabályozásánál figyelembe kell venni a talaj multifunkcionalitását. A talaj tekinthető természetes testnek, a növények, állatok és mikroorganizmusok élőhelyének és szubsztrátumának, a mezőgazdasági és ipari termelés tárgyának és eszközének, kórokozó mikroorganizmusokat tartalmazó természetes tározónak, a szárazföldi biogeocenózis részének és a bioszférának mint pl. egy egész.

A környezet szennyezéstől való védelme sürgető feladattá vált a társadalom számára. Számos szennyező anyag között a nehézfémek különleges helyet foglalnak el. Ide tartoznak hagyományosan az 50-nél nagyobb atomtömegű kémiai elemek, amelyek fémek tulajdonságaival rendelkeznek. A kémiai elemek közül a nehézfémeket tartják a legmérgezőbbnek.

A talaj a fő közeg, amelybe a nehézfémek bejutnak, beleértve a légkört és a vízi környezetet is. A felszíni levegő és a belőle a Világóceánba áramló vizek másodlagos szennyezésének forrásaként is szolgál.

A nehézfémek azért veszélyesek, mert képesek felhalmozódni az élő szervezetekben, bejutnak az anyagcsere körforgásába, erősen mérgező fémorganikus vegyületeket képeznek, és az egyik természetes környezetből a másikba kerülve megváltoztatják formájukat anélkül, hogy biológiai lebomláson mennének keresztül. A nehézfémek súlyos fiziológiai rendellenességeket okoznak az emberben, toxikózist, allergiát, rákot, valamint negatívan befolyásolják az embriót és a genetikai öröklődést.

A nehézfémek közül az ólom, a kadmium és a cink számít kiemelt szennyezőanyagnak, főként azért, mert technogén felhalmozódásuk a környezetben nagy arányban történik. Ez az anyagcsoport nagy affinitással rendelkezik a fiziológiailag fontos szerves vegyületekhez.

A nehézfémek mozgékony formáival való talajszennyezés a legsürgetőbb, mivel az elmúlt években a környezetszennyezés problémája fenyegetővé vált. A jelenlegi helyzetben nem csak a bioszférában előforduló nehézfémek problémájának minden aspektusát érintő kutatások megerősítésére van szükség, hanem időszakonként számba kell venni a különböző, gyakran egymással gyengén összefüggő tudományágakban elért eredményeket.

A tanulmány tárgya Uljanovszk Zheleznodorozhny kerületének antropogén talajai (a Transportnaya utca példáján).

A vizsgálat fő célja a városi talajok nehézfémekkel való szennyezettségének mértékének meghatározása.

A vizsgálat céljai: a pH-érték meghatározása kiválasztott talajmintákban; a réz, cink, kadmium, ólom mozgékony formáinak koncentrációjának meghatározása; a kapott adatok elemzése és javaslatok megfogalmazása a városi talajok nehézfém-tartalmának csökkentésére.

2005-ben az autópálya mentén, a Transportnaya utcában, 2006-ban pedig a vasúti sínek közelében elhelyezkedő személyes telkeken (ugyanazon az utca mentén) vettek mintát. A mintákat 0-5 cm és 5-10 cm mélységig vettük Összesen 20 db 500 g tömegű mintát vettünk.

A 2005-ös és 2006-os vizsgált minták semleges talajhoz tartoznak. A semleges talajok nagyobb mértékben szívják fel a nehézfémeket az oldatokból, mint a savas talajok. Fennáll azonban annak a veszélye, hogy a savas esők során megnő a nehézfémek mobilitása és behatolása a talajvízbe és a közeli tározóba (a vizsgált terület a Sviyaga folyó árterében található), ami azonnal hatással lesz a táplálékláncokra. Ezek a minták alacsony humusztartalmúak (2-4%). Ennek megfelelően a talaj nem képes szerves-fém komplexeket képezni.

A talajok Cu, Cd, Zn, Pb tartalomra vonatkozó laboratóriumi vizsgálatai alapján következtetéseket vontunk le a vizsgált terület talajaiban lévő koncentrációjukra vonatkozóan. A 2005. évi mintákból kiderült, hogy a réz maximális koncentrációja 1-1,2-szeres, a Cd 6-9-szerese, a Zn és Pb tartalma pedig nem haladja meg a maximális koncentrációhatárt. A 2006-os háztartási parcellákról vett mintákban a rézkoncentráció nem haladta meg az MPC-t, a Cd-tartalom kisebb, mint az út mentén vett mintákban, de így is meghaladja az MPC-t különböző pontokon 0,3-4,6-szoros között. A Zn-tartalom csak az 5. pontnál emelkedik és 0-5 cm mélységben 23,3 mg/kg talaj (MPC 23 mg/kg), 5-10 cm mélységben 24,8 mg/kg.

A vizsgálat eredményei alapján a következő következtetéseket vontuk le: a talajokra a talajoldat semleges reakciója jellemző; a talajminták alacsony humusztartalmúak; Uljanovszk Zheleznodorozhny kerületének területén a talaj különböző intenzitású nehézfémekkel való szennyeződése figyelhető meg; Megállapítást nyert, hogy egyes mintákban az MPC jelentős feleslege van, ez különösen a kadmiumkoncentrációra vonatkozó talajvizsgálatoknál figyelhető meg; ezen a területen a talaj ökológiai és földrajzi állapotának javítása érdekében nehézfém-akkumulátoros növények termesztése és magának a talajnak a környezeti tulajdonságainak mesterséges kialakítása révén történő kezelése javasolt; Szisztematikus ellenőrzést kell végezni, és azonosítani kell a közegészségügyre leginkább szennyezett és veszélyes területeket.

Bibliográfiai link

Antonova Yu.A., Safonova M.A. NEHÉZFÉMEK VÁROSI TALAJBAN // Fundamental Research. – 2007. – 11. sz. – P. 43-44;
URL: http://fundamental-research.ru/ru/article/view?id=3676 (Hozzáférés dátuma: 2019.03.31.). Figyelmébe ajánljuk a Természettudományi Akadémia kiadója által kiadott folyóiratokat

nehézfém növényi talaj

A talajok HM-tartalma – amint azt számos kutató megállapította – az eredeti kőzetek összetételétől függ, amelyek jelentős változatossága a területek bonyolult geológiai fejlődéstörténetével függ össze (Kovda, 1973). Az anyakőzetek kémiai összetételét, amelyet a kőzetmállási termékek képviselnek, az eredeti kőzetek kémiai összetétele előre meghatározza, és a szupergén átalakulás körülményeitől függ.

Az elmúlt évtizedekben az antropogén emberi tevékenység intenzíven részt vett a nehézfémek természetes környezetben történő migrációs folyamataiban. A technogenezis következtében a környezetbe kerülő kémiai elemek mennyisége esetenként jelentősen meghaladja a természetes bevitel mértékét. Például a természetes forrásokból származó Pb globális kibocsátása évente 12 ezer tonna. az antropogén kibocsátás pedig 332 ezer tonna. (Nriagu, 1989). Mivel a természetes vándorlási ciklusokba beletartoznak, az antropogén áramlások a szennyező anyagok gyors terjedéséhez vezetnek a városi táj természetes összetevőiben, ahol elkerülhetetlen az emberrel való kölcsönhatásuk. A nehézfémeket tartalmazó szennyező anyagok mennyisége évről évre növekszik és károsítja a természeti környezetet, aláássa a meglévő ökológiai egyensúlyt és negatívan hat az emberi egészségre.

A nehézfémek antropogén eredetű környezetbe jutásának fő forrásai a hőerőművek, a kohászati vállalkozások, a polifémes ércek kitermelésére szolgáló kőbányák és bányák, a szállítás, a növények betegségektől és kártevőktől való védelmének vegyi eszközei, az olaj és a különféle hulladékok égetése, üveg, műtrágyák, cement stb. A legerősebb HM fényudvarok a vas- és különösen a színesfémkohászati vállalkozások körül keletkeznek a légköri kibocsátás következtében (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Izrael, 1984; Geokhimiya..., 1986; Sayet Panin, 2000; Kabala, Singh, 2001). A szennyező anyagok hatása több tíz kilométerre terjed ki a légkörbe kerülő elemek forrásától. Így a teljes légkörbe kibocsátott fémek 10-30%-a 10 km-es vagy annál nagyobb távolságra oszlik el egy ipari vállalkozástól. Ebben az esetben a növények kombinált szennyeződése figyelhető meg, amely az aeroszolok és a por közvetlen lerakódását jelenti a levelek felületén, valamint a talajban felhalmozódott nehézfémek gyökeres felszívódását a légkörből származó szennyezés beérkezésének hosszú ideje alatt ( Iljin, Syso, 2001).

Az alábbi adatok alapján meg lehet ítélni az emberiség antropogén tevékenységének nagyságát: a technogén ólom 94-97% (a többi természetes forrás), a kadmium - 84-89%, a réz - 56-87%, a nikkel - 66-75%, higany - 58% stb. Ugyanakkor ezen elemek globális antropogén áramlásának 26-44%-a Európában történik, és a volt Szovjetunió európai területe az összes európai kibocsátás 28-42%-át teszi ki (Vronsky, 1996). A nehézfémek légkörből történő technogén kicsapódásának szintje a világ különböző régióiban nem azonos, és a fejlett lelőhelyek jelenlététől, a bányászat és feldolgozóipar, valamint az ipari ipar fejlettségi fokától, a közlekedéstől, a területek urbanizációjától stb. .

A különböző iparágaknak a HM-kibocsátás globális áramlásában való részesedését vizsgáló tanulmány azt mutatja, hogy a réz 73%-a és a kadmium 55%-a kapcsolódik a réz- és nikkelgyártó vállalkozások kibocsátásához; A higanykibocsátás 54%-a szénégetésből származik; 46% nikkel - kőolajtermékek elégetéséhez; Az ólom 86%-a járművekből kerül a légkörbe (Vronsky, 1996). A mezőgazdaság bizonyos mennyiségű nehézfémet is juttat a környezetbe, ahol elsősorban növényvédő szereket és ásványi műtrágyákat használnak, a szuperfoszfátok jelentős mennyiségben tartalmaznak krómot, kadmiumot, kobaltot, rezet, nikkelt, vanádiumot, cinket stb.

A vegyipar, a nehézipar és a nukleáris ipar csövein keresztül a légkörbe kibocsátott elemek érezhető hatást gyakorolnak a környezetre. A hő- és egyéb erőművek aránya a légköri szennyezésben 27%, a vaskohászati vállalkozások - 24,3%, az építőanyag-kitermeléssel és -gyártással foglalkozó vállalkozások - 8,1% (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991). A HM (a higany kivételével) főként aeroszolok részeként kerül a légkörbe. Az aeroszolokban lévő fémek halmazát és azok tartalmát az ipari és energetikai tevékenységek specializációja határozza meg. A szén, az olaj és az agyagpala elégetésekor az ilyen típusú tüzelőanyagokban lévő elemek füsttel együtt kerülnek a légkörbe. Így a szén cériumot, krómot, ólmot, higanyt, ezüstöt, ónt, titánt, valamint uránt, rádiumot és más fémeket tartalmaz.

A legjelentősebb környezetszennyezést az erős hőerőművek okozzák (Maistrenko et al., 1996). Minden évben, csak szén égetésekor, 8700-szor több higany kerül a légkörbe, mint amennyi a természetes biogeokémiai körforgásba beépíthető, urán - 60-szor, kadmium - 40-szer, ittrium és cirkónium - 10-szer, ón - 3-4-szer . A légkört szennyező kadmium, higany, ón, titán és cink 90%-a szénégetéskor kerül belé. Ez jelentősen érinti a Burját Köztársaságot, ahol a szenet használó energiavállalkozások a légkör legnagyobb szennyezői. Közülük (az összkibocsátáshoz való hozzájárulás tekintetében) kiemelkedik a Gusinoozerskaya Állami Kerületi Erőmű (30%) és az Ulan-Ude-i Hőerőmű-1 (10%).

A légköri levegő és a talaj jelentős szennyeződése a közlekedés miatt következik be. Az ipari vállalatok por- és gázkibocsátásában található nehézfémek többsége általában jobban oldódik, mint a természetes vegyületek (Bolshakov et al., 1993). A nagy iparosodott városok kiemelkednek a nehézfémek legaktívabb forrásai közül. A fémek viszonylag gyorsan felhalmozódnak a városi talajokban, és rendkívül lassan távolítják el őket: a cink felezési ideje akár 500 év, a kadmium - akár 1100 év, a réz - akár 1500 év, az ólom - akár több ezer év (Maistrenko). et al., 1996). A világ számos városában a magas HM-szennyezés a talajok alapvető agroökológiai funkcióinak megzavarásához vezetett (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Az élelmiszerként használt mezőgazdasági növények termesztése ezeknek a területeknek a közelében potenciálisan veszélyes, mivel a haszonnövények túl sok HM-t halmoznak fel, ami különféle betegségekhez vezethet emberekben és állatokban.

Számos szerző szerint (Iljin, Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov, Zyrin, 1987 stb.) a talaj HM-ekkel való szennyezettségének mértékét a leginkább biológiailag hozzáférhető mobil formáik tartalma alapján lehet helyesebben felmérni. A legtöbb nehézfém mozgékony formájának maximális megengedett koncentrációját (MPC) azonban jelenleg nem dolgozták ki. Összehasonlítási kritériumként szolgálhatnak tehát a szakirodalmi adatok a káros környezeti következményekhez vezető tartalmuk szintjéről.

Az alábbiakban röviden ismertetjük a fémek tulajdonságait, tekintettel a talajban való viselkedésükre.

Ólom (Pb). Atomtömeg 207,2. Az elsődleges elem egy mérgező anyag. Minden oldható ólomvegyület mérgező. Természetes körülmények között főleg PbS formájában létezik. A Clark Pb a földkéregben 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). A többi HM-hez képest ez a legkevésbé mozgékony, talajok meszezése esetén az elem mobilitásának mértéke nagymértékben csökken. A mobil Pb szerves anyaggal komplexek formájában van jelen (60-80% mobil Pb). Magas pH-értékeknél az ólom kémiai úton kötődik meg a talajban hidroxid, foszfát, karbonát és Pb-szerves komplexek formájában (Cink és kadmium..., 1992; Heavy..., 1997).

A talaj természetes ólomtartalma az anyakőzetekből öröklődik, és szorosan összefügg azok ásványtani és kémiai összetételével (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias és Pendias, 1989). Ennek az elemnek az átlagos koncentrációja a világ talajában különböző becslések szerint eléri a 10 (Saet et al., 1990) és a 35 mg/kg (Bowen, 1979) közötti értéket. Az ólom megengedett legnagyobb koncentrációja a talajban Oroszországban 30 mg/kg (Instrukció..., 1990), Németországban - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

A talajban lévő magas ólomkoncentráció természetes geokémiai anomáliákkal és antropogén hatásokkal is összefüggésbe hozható. Technogén szennyezés esetén az elem legnagyobb koncentrációja általában a talaj felső rétegében található. Egyes ipari területeken eléri az 1000 mg/kg-ot (Dobrovolsky, 1983), a nyugat-európai színesfémkohászat körüli talajok felszíni rétegében pedig az 545 mg/kg-ot (Reutse, Kirstea, 1986).

Az oroszországi talajok ólomtartalma jelentősen változik a talaj típusától, az ipari vállalkozások közelségétől és a természetes geokémiai anomáliáktól függően. A lakott területek talajában, különösen az ólomtartalmú termékek felhasználásával és előállításával kapcsolatos talajokban, ennek az elemnek a tartalma gyakran tízszer vagy többszöröse meghaladja a megengedett legnagyobb koncentrációt (1.4. táblázat). Előzetes becslések szerint az ország területének legfeljebb 28%-án van Pb-tartalom a talajban, átlagosan a háttérszint alatt, és 11%-a sorolható kockázati zónába. Ugyanakkor az Orosz Föderációban a talaj ólommal való szennyezettsége elsősorban a lakóterületeken jelent problémát (Snakin et al., 1998).

Kadmium (Cd). Atomtömeg 112,4. A kadmium kémiai tulajdonságaiban közel áll a cinkhez, de különbözik tőle a savas környezetben való nagyobb mobilitás és a növények számára jobb hozzáférhetőség révén. A talajoldatban a fém Cd2+ formájában van jelen, és komplex ionokat és szerves kelátokat képez. A talaj elemtartalmát antropogén hatás hiányában meghatározó fő tényező az anyakőzetek (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Ilyin, 1991; cink és kadmium..., 1992; Kadmium: ökológiai..., 1994) . Clarke kadmium a litoszférában 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Talajképző kőzetekben az átlagos fémtartalom: agyagban és palában - 0,15 mg/kg, löszben és löszszerű vályogban - 0,08, homokban és homokos vályogban - 0,03 mg/kg (Cink és kadmium..., 1992) . Nyugat-Szibéria negyedidőszaki üledékeiben a kadmium koncentrációja 0,01-0,08 mg/kg tartományban változik.

A kadmium talajban való mobilitása a környezettől és a redoxpotenciáltól függ (Heavy..., 1997).

A világ talajainak átlagos kadmiumtartalma 0,5 mg/kg (Sayet et al., 1990). Koncentrációja Oroszország európai részének talajtakarójában 0,14 mg/kg - szikes-podzolos talajban, 0,24 mg/kg - csernozjomban (Cink és kadmium..., 1992), 0,07 mg/kg - főben. típusú nyugat-szibériai talajok (Iljin, 1991). Oroszországban a homokos és homokos vályogtalajok megközelítőleg megengedett kadmiumtartalma (ATC) 0,5 mg/kg, Németországban a kadmium MPC értéke 3 mg/kg (Kloke, 1980).

A talaj kadmiummal való szennyeződése az egyik legveszélyesebb környezeti jelenségnek számít, mivel gyenge talajszennyezettség esetén is a norma felett halmozódik fel a növényekben (Cadmium..., 1994; Ovcharenko, 1998). A legmagasabb kadmium koncentráció a talaj felső rétegében a bányászati területeken - akár 469 mg/kg-ig (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), a cinkkohók környékén eléri az 1700 mg/kg-ot (Reutse, Cirstea, 1986).

Cink (Zn). Atomtömeg 65,4. Klárkája a földkéregben 83 mg/kg. A cink agyagos üledékekben és agyagpalákban 80-120 mg/kg mennyiségben (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), az Urál deluviális, löszszerű és karbonátos agyagos lerakódásaiban, Nyugat-Szibéria vályogjaiban - 60-tól 80 mg/kg.

A Zn talajban való mobilitását befolyásoló fontos tényező az agyagásvány-tartalom és a pH. Amikor a pH emelkedik, az elem szerves komplexekké alakul, és megköti a talajt. A cinkionok is elveszítik mobilitásukat, bejutva a montmorillonit kristályrács csomagközi tereibe. A Zn a szerves anyagokkal stabil formákat képez, így a legtöbb esetben a magas humusztartalmú talajhorizontokban és a tőzegben halmozódik fel.

A talajok megnövekedett cinktartalmának oka lehet természetes geokémiai anomáliák és technogén szennyezés is. Bevételének fő antropogén forrásai elsősorban a színesfémkohászati vállalkozások. A talaj ezzel a fémmel való szennyezettsége egyes területeken rendkívül magas felhalmozódásához vezetett a felső talajrétegben – akár 66 400 mg/kg-ig. A kerti talajokban akár 250 vagy több mg/kg cink halmozódik fel (Kabata-Pendias és Pendias, 1989). A cink MPC homokos és homokos vályog talaj esetén 55 mg/kg német tudósok 100 mg/kg MPC-t javasolnak (Kloke, 1980).

Réz (Cu). Atomtömeg 63,5. Clark a földkéregben 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Kémiailag a réz alacsony aktivitású fém. A réztartalom értékét alapvetően befolyásoló tényező a talajképző kőzetekben való koncentrációja (Goryunova et al., 2001). A magmás kőzetek közül az elem legnagyobb mennyiségben bázikus kőzetekben - bazaltokban (100-140 mg/kg) és andezitekben (20-30 mg/kg) halmozódik fel. A takaró és löszszerű vályogok (20-40 mg/kg) rézben kevésbé gazdagok. A legalacsonyabb tartalma homokkőben, mészkőben és gránitban (5-15 mg/kg) figyelhető meg (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). A volt Szovjetunió európai részének agyagjaiban a fémkoncentráció eléri a 25 mg/kg-ot (Malgin, 1978; Kovda, 1989), a löszszerű vályogokban a 18 mg/kg-ot (Kovda, 1989). Az Altáj-hegység homokos vályog és homokos talajképző kőzetei átlagosan 31 mg/kg rezet halmoznak fel (Malgin, 1978), Nyugat-Szibéria déli részén - 19 mg/kg (Iljin, 1973).

A talajban a réz gyengén vándorló elem, bár a mozgékony forma tartalma meglehetősen magas lehet. A mozgékony réz mennyisége számos tényezőtől függ: az alapkőzet kémiai és ásványi összetételétől, a talajoldat pH-értékétől, a szervesanyag-tartalomtól stb. (Vinogradov, 1957; Peive, 1961; Kovalsky, Andriyanova, 1970; Alekseev, 1987 stb.). A talajban a legnagyobb mennyiségű réz a vas-oxidokhoz, a mangánhoz, a vas- és alumínium-hidroxidokhoz, és különösen a montmorillonithoz és a vermikulithoz kapcsolódik. A huminsav és a fulvosavak képesek stabil komplexeket képezni a rézzel. 7-8 pH-n a réz oldhatósága a legalacsonyabb.

A világ talajainak átlagos réztartalma 30 mg/kg (Bowen, 1979). Ipari szennyezőforrások közelében esetenként akár 3500 mg/kg-os talaj rézszennyeződés is megfigyelhető (Kabata-Pendias és Pendias, 1989). Az átlagos fémtartalom a volt Szovjetunió középső és déli régióiban 4,5-10,0 mg/kg, Nyugat-Szibéria déli részén - 30,6 mg/kg (Iljin, 1973), Szibériában és a Távol-Keleten - 27,8 mg/kg. kg (Makeev, 1973). A réz megengedett legnagyobb koncentrációja Oroszországban 55 mg/kg (Tanulmány..., 1990), homokos és homokos vályogtalajokon 33 mg/kg (Control..., 1998), Németországban - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Nikkel (Ni). Atomtömeg 58,7. A kontinentális üledékekben főleg szulfidok és arzenitek formájában van jelen, valamint karbonátokkal, foszfátokkal és szilikátokkal is társul. Az elem Clarke értéke a földkéregben 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Az ultrabázikus (1400-2000 mg/kg) és a bázikus (200-1000 mg/kg) kőzetek akkumulálják a legtöbb fémet, míg az üledékes és savas kőzetek sokkal kisebb koncentrációban - 5-90 és 5-15 mg/kg-ban, illetve (Reutse, Cîrstea, 1986; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Granulometrikus összetételük nagy szerepet játszik a nikkel talajképző kőzetekben történő felhalmozódásában. A nyugat-szibériai talajképző kőzetek példáján jól látható, hogy a könnyebb kőzetekben a legalacsonyabb, a nehéz kőzetekben a legmagasabb: homokokban - 17, homokos vályogokban és könnyű vályogokban - 22, közepes vályogokban - 36, nehéz vályog és agyag - 46 (Iljin, 2002) .

A talajok nikkeltartalma nagymértékben függ a talajképző kőzetek ezen elemmel való ellátásától (Kabata-Pendias és Pendias, 1989). A legmagasabb nikkelkoncentráció általában agyagos és agyagos talajokban, bázikus és vulkanikus kőzeteken kialakult, szervesanyagban gazdag talajokban figyelhető meg. A Ni megoszlását a talajszelvényben a szervesanyag-tartalom, az amorf oxidok és az agyagfrakció mennyisége határozza meg.

A talaj felső rétegében a nikkelkoncentráció szintje a technogén szennyezettség mértékétől is függ. Fejlett fémfeldolgozó iparral rendelkező területeken a talajban igen nagy a nikkel felhalmozódása: Kanadában a bruttó tartalma eléri a 206-26000 mg/kg-ot, Nagy-Britanniában pedig az 506-600 mg/kg-ot is eléri a mobil formák tartalma. Nagy-Britannia, Hollandia, Németország szennyvíziszappal kezelt talajaiban a nikkel 84-101 mg/kg-ig halmozódik fel (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Oroszországban (a mezőgazdasági területek talajainak 40-60%-ára kiterjedő felmérés szerint) a talajtakaró 2,8%-a szennyezett ezzel az elemmel. A nikkel szennyezett talajok aránya az egyéb HM-ek (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As, stb.) között valójában a legjelentősebb, és csak a rézzel szennyezett talajok (3,8%) mögött van (Aristarkhov, Kharitonova, 2002). ). A „Buryatskaya” Agrokémiai Szolgálat Állami Állomásának földmegfigyelési adatai szerint az 1993-1997. A Burját Köztársaság területén a felmért mezőgazdasági terület földeinek 1,4%-án a megengedett legnagyobb nikkelkoncentráció túllépését regisztrálták, köztük a Zakamensky talaját (a föld 20%-a - 46 ezer hektár). szennyezett) és Khorinsky kerületek (a föld 11%-a - 8 ezer hektár szennyezett).

Króm (Cr). Atomtömeg 52. Természetes vegyületekben a króm vegyértéke +3 és +6. A legtöbb Cr3+ a kromit FeCr2O4-ben vagy más spinell ásványokban van jelen, ahol helyettesíti a Fe-t és az Al-t, amelyekhez geokémiai tulajdonságaiban és ionsugarában nagyon közel áll.

Clarke króm a földkéregben - 83 mg/kg. A magmás kőzetek közül a legmagasabb koncentrációja az ultramafikus és bázikus kőzetekre jellemző (1600-3400, illetve 170-200 mg/kg), a legalacsonyabb a közepes kőzetekre (15-50 mg/kg), a legalacsonyabb a savas kőzetekre (4- 25 mg/kg). Az üledékes kőzetek közül az agyagos üledékekben és palákban a maximális elemtartalmat (60-120 mg/kg), a minimumot a homokkőben és a mészkőben (5-40 mg/kg) találtuk (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). A különböző vidékek talajképző kőzeteinek fémtartalma igen változatos. A volt Szovjetunió európai részén a legelterjedtebb talajképző kőzetekben, mint a löszben, löszszerű karbonátban és a takaró vályogokban átlagosan 75-95 mg/kg (Yakushevskaya, 1973). A nyugat-szibériai talajképző kőzetek átlagosan 58 mg/kg Cr-t tartalmaznak, mennyisége szorosan összefügg a kőzetek granulometriai összetételével: homokos és homokos vályogkőzetek - 16 mg/kg, közepes agyagos és agyagos kőzetek - körülbelül 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

A talajban a legtöbb króm Cr3+ formájában van jelen. Savas környezetben a Cr3+ ion 5,5 pH-n inert, szinte teljesen kicsapódik. A Cr6+ ion rendkívül instabil, savas és lúgos talajban egyaránt könnyen mobilizálódik. A króm agyagok általi adszorpciója a közeg pH-jától függ: a pH növekedésével a Cr6+ adszorpciója csökken, a Cr3+ pedig nő. A talaj szerves anyaga serkenti a Cr6+ redukcióját Cr3+-ra.

A talaj természetes krómtartalma elsősorban a talajképző kőzetekben lévő koncentrációjától függ (Kabata-Pendias és Pendias, 1989; Krasnokutskaya et al., 1990), a talajszelvény mentén való eloszlás pedig a talajképződés jellemzőitől függ. különös tekintettel a genetikai horizontok granulometriai összetételére. A talaj átlagos krómtartalma 70 mg/kg (Bowen, 1979). A legmagasabb elemtartalom az ebben a fémben gazdag bázikus és vulkanikus kőzeteken kialakult talajokban figyelhető meg. Az USA talajainak átlagos Cr-tartalma 54 mg/kg, Kína - 150 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukrajna - 400 mg/kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). Oroszországban természetes körülmények között magas koncentrációja a talajban a talajképző kőzetek feldúsulásának köszönhető. A kurszki csernozjomok 83 mg/kg krómot tartalmaznak, a moszkvai régió szikes-podzolos talajai - 100 mg/kg. Az Urál szerpentiniten képződő talajában a fém legfeljebb 10 000 mg/kg, Nyugat-Szibériában 86-115 mg/kg (Yakushevskaya, 1973; Krasnokutskaya et al., 1990; Ilyin, Syso, 2001).

Az antropogén források hozzájárulása a krómellátáshoz igen jelentős. A krómfémet elsősorban krómozásra használják ötvözött acélok alkotóelemeként. A talaj Cr-szennyezése a cementgyárakból, a vas-króm salaklerakókból, az olajfinomítókból, a vas- és színesfémkohászati vállalkozásokból, az ipari szennyvíziszap mezőgazdaságban, különösen a bőrgyárakban történő felhasználásából és az ásványi műtrágyákból származó kibocsátás miatt figyelhető meg. A technogén szennyezett talajokban a króm legmagasabb koncentrációja eléri a 400 mg/kg-ot vagy azt is (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), ami különösen a nagyvárosokra jellemző (1.4. táblázat). Burjátföldön a „Buryatskaya” Agrokémiai Szolgálat Állami Állomása által 1993-1997-re végzett földmegfigyelési adatok szerint 22 ezer hektár krómmal szennyezett. Dzhidinsky (6,2 ezer hektár), Zakamensky (17,0 ezer hektár) és Tunkinsky (14,0 ezer hektár) régióban 1,6-1,8-szoros MPC-túllépést figyeltek meg.

A nehézfémek fő forrásai az ipari vállalkozásokból, különféle típusú erőművekből, a bányászat és a feldolgozóipar gyáraiból származó hulladékok, valamint az autók és néhány egyéb berendezés kipufogógázai. Leggyakrabban a nehézfémek aeroszolok vagy kémiai vegyületek, például szulfátok, szulfidok, karbonátok, oxidok stb. formájában kerülnek a környezetbe.

Mely nehézfémek szennyezik leggyakrabban a talajt? Az ipari hulladékban leggyakrabban előforduló nehézfémek a higany, az ólom és a kadmium. Az arzén, a cink, a vas, a réz és a mangán is gyakran megtalálható a káros kibocsátások között.

A nehézfémek oldhatatlan és oldható formában kerülhetnek a környezetbe.

A talaj nehézfémekkel való szennyezésének módjai

A nehézfémek először akkor szennyezik a talajt, amikor a vízbe kerülnek, majd ezt a vizet a talajba terjesztik.

Egy másik lehetőség, hogy a nehézfémek a légkörbe jutnak, és száraz vagy nedves ülepítéssel kicsapódnak.

A talaj kölcsönhatása nehézfémekkel

A talaj különféle típusú kémiai elemek, köztük nehézfémek adszorbense. Hosszú ideig a talajban maradnak, és fokozatosan fertőtlenítik őket. Egyes nehézfémek esetében ezek az időszakok több száz vagy akár több ezer évesek is lehetnek.

A nehéz- és egyéb fémionok reakcióba léphetnek a talajkomponensekkel, és kilúgozás, erózió, defláció és a növények ártalmatlanítják őket.

Milyen módszerek léteznek a talaj nehézfémeinek meghatározására?

Először is meg kell értenie, hogy a talaj összetétele heterogén, ezért még ugyanazon a földterületen is a talajmutatók nagymértékben változhatnak annak különböző részein. Ezért több mintát kell venni, és mindegyiket külön-külön kell megvizsgálni, vagy egyetlen masszába keverni, és onnan kell mintát venni a vizsgálathoz.

A talajban lévő fémek meghatározására szolgáló módszerek száma meglehetősen nagy, például néhány közülük:

mobil űrlapok meghatározásának módszere.
csereformák meghatározásának módszere.
módszer a savban oldódó (technogén) formák azonosítására.
bruttó tartalom módszer.

Ezekkel a technikákkal a fémek talajból történő kinyerésének folyamatát hajtják végre. Ezt követően meg kell határozni bizonyos fémek százalékos arányát magában a motorháztetőben, amelyhez három fő technológiát használnak:

2) Tömegspektrometria induktív csatolású plazmával.

3) Elektrokémiai módszerek.

A megfelelő technológiához szükséges eszközt attól függően választjuk ki, hogy milyen elemet vizsgálunk, és milyen koncentrációja várható a talajkivonatban.

Spektrometriai módszerek nehézfémek talajban történő vizsgálatára

1) Atomabszorpciós spektrometria.

A talajmintát speciális oldószerben feloldják, majd a reagens egy adott fémhez kötődik, kicsapódik, kiszárad és kalcinálódik, így a tömeg állandóvá válik. Ezután analitikai mérleg segítségével lemérjük.

A módszer hátrányai közé tartozik az elemzéshez szükséges jelentős időigény és a kutató magas képzettsége.

2) Atomabszorpciós spektrometria plazmaporlasztással.

Ez egy gyakoribb módszer, amely lehetővé teszi egyszerre több különböző fém meghatározását. A pontosság is megkülönbözteti. A módszer lényege a következő: a mintát gáz halmazállapotú atomi állapotba kell vinni, majd a gázatomok - ultraibolya vagy látható - sugárzás elnyelési fokát elemzik.

Elektrokémiai módszerek a nehézfémek talajban történő vizsgálatára

Az előkészítő szakasz a talajminta vizes oldatban való feloldásából áll. A jövőben a következő technológiákat használják a nehézfémek meghatározására:

potenciometria.
voltammetria.
konduktometria.
Coulometria.

A talaj általános szennyezettségét a nehézfém bruttó mennyisége jellemzi. Az elemek elérhetőségét a növények számára mobil formájuk határozza meg. Ezért a talajban lévő nehézfémek mozgékony formáinak tartalma az egészségügyi és higiéniai helyzetet jellemző legfontosabb mutató, amely meghatározza a méregtelenítő intézkedések szükségességét.
Az alkalmazott extrahálószertől függően a nehézfém mozgékony formájának különböző mennyiségeit vonják ki, amely bizonyos konvenciókkal a növények számára hozzáférhetőnek tekinthető. A nehézfémek mozgékony formáinak kivonására különféle extrakciós hatású kémiai vegyületeket használnak: savakat, sókat, pufferoldatokat és vizet. A leggyakoribb extrahálószerek az 1 N HCl és a 4,8 pH-jú ammónium-acetát puffer. Jelenleg még nem halmozódott fel elegendő kísérleti anyag a különböző vegyszeres oldatokkal kivont növények nehézfém-tartalmának a talajban való koncentrációjától való függésének jellemzésére. A helyzet bonyolultsága annak is köszönhető, hogy a nehézfém mozgékony formájának a növények számára elérhetősége nagymértékben függ a talaj tulajdonságaitól és a növények sajátosságaitól. Sőt, a talajban minden egyes elem viselkedésének megvannak a maga sajátos, inherens mintái.
A talajtulajdonságok nehézfémvegyületek átalakulására gyakorolt hatásának vizsgálatára modellkísérleteket végeztünk élesen eltérő tulajdonságú talajokkal (8. táblázat). Kivonószerként erős savas 1 N HNO3, semleges só Ca(NO3)2, ammónium-acetát pufferoldat és víz került felhasználásra.

A 9-12. táblázatban bemutatott analitikai adatok azt mutatják. hogy az 1N HNO3-kivonatba bekerülő savban oldódó cink-, ólom- és kadmiumvegyületek mennyisége megközelíti a talajba adott mennyiségüket. % Zn került a talajba. Ezen elemek szilárdan rögzített vegyületeinek száma a talaj termékenységi szintjétől függött. Tartalmuk a gyengén művelt szikes-podzolos talajban alacsonyabb volt, mint a közepesen művelt szikes-podzolosban és a tipikus csernozjomban.
A Ca(NO3)2 semleges só 1 N oldatával kivont kicserélhető Cd, Pb és Zn mennyisége többszöröse volt a talajba juttatott tömegüknek, és a talaj termékenységétől is függött. A legalacsonyabb Ca(NO3)2-oldattal extrahálható elem tartalmat a csernozjom kapta. A szikes-podzolos talaj fokozott művelésével a nehézfémek mobilitása is csökkent. A sókivonat alapján a kadmiumvegyületek a legmobilabbak, a cinkvegyületek pedig valamivel kevésbé mozgékonyak. A semleges sóval extrahált ólomvegyületeket a legalacsonyabb mobilitás jellemezte.
A 4,8 pH-jú ammónium-acetát pufferoldattal extrahált mozgékony fémformák tartalmát is elsősorban a talaj típusa, összetétele és fizikai-kémiai tulajdonságai határozták meg.
Ezeknek az elemeknek a kicserélhető (1 N Ca(NO3)2-vel kivonható) formáit illetően a mintázat megmarad, ami a Cd, Pb és Zn mobil vegyületeinek számának növekedésében fejeződik ki a savas talajban, valamint a Cd és a Zn mobilitásában. A Zn magasabb, mint a Pb. Az ezzel a kivonattal kivont kadmium mennyisége a kijuttatott dózis 90-96%-a rosszul művelt talajnál, 70-76%-a közepes műveltségű szikes-podzolos talajnál, és 44-48%-a csernozjomnál. A CH3COONH4 pufferoldatba áthaladó cink és ólom mennyisége rendre: 57-71% és 42-67% gyengén művelt gyep-podzolos, közepesen művelt talaj esetén 49-70 és 37-48%; 46-65 és 20-42% fekete talajra. A CH3COONH4 ólom extrakciós kapacitásának csökkenése a csernozjomon a stabilabb komplexek és stabil humuszvegyületekkel alkotott vegyületek képződésével magyarázható.
A modellkísérletben használt talajok a talaj termőképességének számos paraméterében, de leginkább savtartalmukban és a kicserélhető bázisok számában tértek el egymástól. Az irodalomban fellelhető kísérleti adatok és az általunk nyert kísérleti adatok azt mutatják, hogy a környezet talajban történő reakciója nagymértékben befolyásolja az elemek mobilitását.
A hidrogénionok koncentrációjának növekedése a talajoldatban a gyengén oldódó ólomsók oldhatóbb sókká való átalakulásához vezetett (a PbCO3 átalakulása Pb(HCO3)2-vé különösen jellemző (B.V. Nekrasov, 1974). A savasodás hatására az ólom-humusz komplexek stabilitása csökken A talajoldat pH-értéke az egyik legfontosabb paraméter, amely meghatározza a nehézfém-ionok talaj általi szorpciójának mértékét A pH csökkenésével a legtöbb nehézfém oldhatósága növekszik, és ebből következően mobilitásuk a talaj szilárd fázis-oldat rendszerében (1981), a kadmium mobilitását vizsgálva aerob talajviszonyok között azt találták, hogy a 4-6 pH tartományban a kadmium mobilitása határozza meg. Az oldat ionerőssége 6 felett a mangán-oxidok szorpciója a szerzők szerint csak gyenge komplexeket képez a kadmiummal, és csak pH 8-nál befolyásolja a szorpciót.
A talajban található nehézfémvegyületek legmozgékonyabb és leginkább hozzáférhető része a talajoldatban lévő tartalom. A talajoldatba kerülő fémionok mennyisége határozza meg egy adott elem toxicitását a talajban. A szilárd fázisú oldatos rendszer egyensúlyi állapota meghatározza a szorpciós folyamatokat, amelyek jellege és iránya a talaj tulajdonságaitól és összetételétől függ. A talaj tulajdonságainak a nehézfémek mobilitására és vizes kivonattá való átalakulására gyakorolt hatását megerősítik a különböző mennyiségű vízben oldódó Zn-, Pb- és Cd-vegyületek adatai, amelyek különböző termőképességű talajokból, azonos dózisú kijuttatott fémek mellett kerültek át. 13. táblázat). A csernozjomhoz képest a gyep-podzolos közepes műveltségű talaj több vízoldható fémvegyületet tartalmazott. A vízben oldódó Zn, Pb és Cd vegyület legmagasabb tartalma a rosszul művelt talajban volt. A talajművelés csökkentette a nehézfémek mobilitását. Gyengén művelt szikes-podzolos talajban a Zn vízoldható formáinak tartalma. A Pb és a Cd 20-35%-kal magasabb volt, mint az átlagos művelt talajban, és 1,5-2,0-szer magasabb, mint a tipikus csernozjomban. A talaj termékenységének növekedése, amelyet a humusz- és foszfáttartalom növekedése, a túlzott savasság semlegesítése és a puffertulajdonságok növekedése kísér, a nehézfémek legagresszívebb vízoldható formájának tartalmának csökkenéséhez vezet.

A talajoldat rendszerben a nehézfémek eloszlásában a talaj szilárd fázisán a talaj tulajdonságaitól meghatározott, a hozzáadott vegyület formájától független szorpciós-deszorpciós folyamatok játszanak döntő szerepet. A keletkező nehézfém-vegyületek a talaj szilárd fázisával termodinamikailag stabilabbak, mint a bevitt vegyületek, és ezek határozzák meg az elemek koncentrációját a talajoldatban (R.I. Pervunina, 1983).
A talaj erős és aktív felszívója a nehézfémeknek, képes szilárdan megkötni és ezáltal csökkenteni a toxikus anyagok bejutását a növényekbe. A talaj ásványi és szerves komponensei aktívan inaktiválják a fémvegyületeket, de hatásuk mennyiségi kifejeződése a talaj típusától függ (B A. Bolshakov et al., 1978, V. B. Ilyin, 1987).
A felhalmozott kísérleti anyag arra utal. hogy a legnagyobb mennyiségű nehézfémet 1 N savas kivonat vonja ki a talajból. Ebben az esetben az adatok közel állnak a talaj összes elemtartalmához. Ez az elemforma általános tartalékmennyiségnek tekinthető, amely mobil, mozgatható formává alakítható. A talajból ammónium-acetát pufferrel kivont nehézfém tartalma a mozgékonyabb részt jellemzi. A nehézfém cserélhető formája még mozgékonyabb. semleges sóoldattal extraháljuk. V.S. Gorbatov és N.G. Zyrin (1987) úgy véli, hogy a növények számára leginkább hozzáférhető forma a nehézfémek cserélhető formája, amelyet sók oldatával szelektíven extrahálnak, amelyek anionja nem képez komplexet nehézfémekkel, és a kationnak nagy kiszorítóereje van. Ezekkel a tulajdonságokkal rendelkezik a kísérletünkben használt Ca(NO3)2. A legagresszívebb oldószerek - savak, a leggyakrabban használt 1 N HCl és 1 N HNO3, a talajból nemcsak a növények által asszimilált formákat választják ki, hanem a bruttó elem részét is, amely a legközelebbi tartalék a mobil vegyületekké való átmenethez.
A talajoldatban a vízkivonattal kivont nehézfémek koncentrációja jellemzi vegyületeik legaktívabb részét. Ez a nehézfémek legagresszívebb és legdinamikusabb frakciója, amely az elemek talajban való mobilitási fokát jellemzi. A TM vízben oldódó formáinak magas tartalma nemcsak a növényi termékek szennyeződéséhez vezethet, hanem a termés jelentős csökkenéséhez, akár halálához is. A talajban nagyon magas vízoldható nehézfém-formatartalommal a termés nagyságát és szennyezettségének mértékét meghatározó független tényezővé válik.
Hazánk felhalmozott információkat a szennyezetlen talajokban található mobil TM formáiról, elsősorban a mikroelemek - Mn, Zn, Cu, Mo -ról. Co (14. táblázat). A mobil forma meghatározására leggyakrabban egyedi extrahálószereket használtak (Peyve Ya.V. és Rinkis G.Ya. szerint). A 14. táblázatból látható, hogy az egyes régiók talajai szignifikánsan különböztek ugyanazon fém mozgékony formáinak mennyiségében.

Ennek oka lehet V.B. Iljin (1991), a talajok genetikai jellemzői, elsősorban a granulometriai és ásványi összetétel sajátossága, a humusztartalom szintje és a környezet reakciója. Emiatt az azonos természeti régióhoz tartozó, sőt ezen a területen belüli azonos genetikai típusú talajok nagyon eltérőek lehetnek.
A mobil forma minimális és maximális mennyisége közötti különbség matematikai nagyságrenden belül lehet. A talajban található Pb, Cd, Cr, Hg és más, legtoxikusabb elemek mozgékony formáinak tartalmáról egyáltalán nem áll rendelkezésre elegendő információ. A TM talajban való mobilitásának helyes értékelését megnehezíti, hogy olyan vegyi anyagokat használnak extrahálószerként, amelyek oldódási képessége igen eltérő. Például 1 N HCl-lel kivont mobil formák a szántóföldről mg/kg-ban: Mn - 414, Zn - 7,8, Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (Nyugat-Szibéria talajai), míg 2,5 % CH3COOH-t 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (a Tomszk Ob régió talajai, Iljin adatai, 1991). Ezek az anyagok azt mutatják, hogy a talajból kivont 1 N HCl, a cink kivételével, a fémek teljes mennyiségének körülbelül 30% -a, és 2,5% CH3COOH - kevesebb, mint 10%. Ezért az agrokémiai kutatásokban és talajjellemzésben széles körben használt extrahálószer 1N HCl nagy mobilizáló képességgel rendelkezik a nehézfém-tartalékokhoz képest.
A nehézfémek mozgékony vegyületeinek nagy része a humuszos vagy gyökérlakta talajhorizontokra korlátozódik, ahol a biokémiai folyamatok aktívan zajlanak, és sok szerves anyagot tartalmaznak. Nehézfémek. szerves komplexekben szerepelnek, nagy mobilitásúak. V.B. Iljin (1991) rámutat a nehézfémek felhalmozódásának lehetőségére az illuviális és karbonátos horizonton, amelybe nehézfémekkel telített finom részecskék és az elemek vízoldható formái vándorolnak be a fedőrétegből. Az illuviális és karbonátos horizonton fémtartalmú vegyületek válnak ki. Ezt leginkább a karbonátok jelenléte miatti pH-növekedés segíti elő ezeknek a horizontoknak a talajában.
A nehézfémek felhalmozódási képességét az alsó talajhorizontokban jól illusztrálják a szibériai talajszelvényekre vonatkozó adatok (15. táblázat). A humuszhorizontban számos elem (Sr, Mn, Zn, Ni stb.) megnövekedett tartalma van, függetlenül azok keletkezésétől. Sok esetben jól látható a mobil Sr-tartalom növekedése a karbonáthorizontban. A mozgékony formák össztartalma kisebb mennyiségben a homoktalajokra, jóval nagyobb mennyiségben az agyagos talajokra jellemző. Azaz szoros kapcsolat van a mozgó elemformák tartalma és a talajok granulometrikus összetétele között. Hasonló pozitív kapcsolat tapasztalható a nehézfémek mozgékony formáinak tartalma és a humusztartalom között is.

A nehézfémek mozgékony formáinak tartalma erős ingadozásoknak van kitéve, ami a talajok változó biológiai aktivitásával és a növények befolyásával függ össze. Így a V.B. által végzett kutatás szerint. Iljin szerint a szikes-podzolos talaj és a déli csernozjom mobil molibdén tartalma 5-ször változott a vegetációs időszakban.
Az elmúlt években egyes kutatóintézetek az ásványi, szerves és mészműtrágyák hosszú távú használatának hatását vizsgálták a talaj mozgékony nehézfémformáinak tartalmára.
A Dolgoprudnaya agrokémiai kísérleti állomáson (DAOS, moszkvai régió) tanulmányt végeztek a nehézfémek, toxikus elemek talajban való felhalmozódásáról és mobilitásukról foszforműtrágyák hosszú távú használatának körülményei között meszezett gyep-podzolos nehéz agyagos talajon. talaj (Yu.A. Potatueva et al., 1994). A ballaszt és a tömény műtrágyák 60 évig, a foszfátok különböző formáinak 20 évig, valamint a különböző lerakódásokból származó foszfátkőzetek 8 évig tartó szisztematikus használata nem befolyásolta jelentősen a talaj összes nehézfém- és toxikus elem-tartalmát (TE). , de a mobilitás növekedéséhez vezetett, tartalmaz némi TM-et és TE-t. Az összes vizsgált foszforműtrágya-forma szisztematikus kijuttatásával a talajban a mobil és vízoldható formák tartalma körülbelül 2-szeresére nőtt, azonban az MPC csak 1/3-át teszi ki. A mozgékony stroncium mennyisége 4,5-szeresére nőtt az egyszerű szuperfoszfátot kapott talajban. A Kingisepszkoje lelőhelyből származó nyers foszforitok hozzáadása a talaj mozgékony formák tartalmának (AAB pH 4,8) növekedéséhez vezetett: az ólom kétszeresére, a nikkel 20%-a és a króm 17%-a, ami 1/4 ill. Az MPC 1/10-e, ill. A Chilisay lelőhelyből nyers foszforitokat befogadó talajban a mobil krómtartalom 17%-os növekedését figyelték meg (16. táblázat).

A DAOS hosszú távú szabadföldi kísérleteiből származó kísérleti adatok összehasonlítása a talajban lévő nehézfémek mozgékony formáinak egészségügyi és higiéniai szabványaival, és ezek hiányában a szakirodalomban javasolt ajánlásokkal azt jelzi, hogy a mobil Ezen elemek formái a talajban az elfogadható szint alatt voltak. Ezek a kísérleti adatok azt mutatják, hogy a foszforműtrágyák nagyon hosszú - 60 éves - használata sem vezetett a talajban megengedett maximális koncentrációszint túllépéséhez sem a nehézfémek durva, sem mobil formái tekintetében. Ugyanakkor ezek az adatok azt mutatják, hogy a nehézfémek talajban csak ömlesztett formákkal történő szabványosítása nem kellően indokolt, és ki kell egészíteni a mozgó forma tartalmával, amely tükrözi a fémek kémiai tulajdonságait és a fémek tulajdonságait. a talaj, amelyen a növényeket termesztik.
N.S. akadémikus vezetésével létrejött hosszú távú terepi tapasztalatok alapján. Avdonin a Moszkvai Állami Egyetem "Chashnikovo" kísérleti bázisán tanulmányt végeztek az ásványi, szerves, mészműtrágyák és ezek kombinációinak 41 éven át tartó hosszú távú használatának hatásáról a talajban lévő nehézfémek mozgékony formáira. (V.G. Mineev et al., 1994). A 17. táblázatban bemutatott kutatási eredmények azt mutatták, hogy a növények növekedéséhez és fejlődéséhez szükséges optimális feltételek megteremtése jelentősen csökkentette a talaj mobil ólom- és kadmiumformáinak tartalmát. A nitrogén-kálium műtrágyák szisztematikus kijuttatása, a talajoldat savanyítása és a mobil foszfortartalom csökkentése megduplázta az ólom és nikkel mozgékony vegyületeinek koncentrációját, és másfélszeresére növelte a talaj kadmiumtartalmát.

Fehéroroszország szikes-podzolos könnyű agyagos talajában a TM ömlesztett és mobil formáinak tartalmát a települési szennyvíziszap hosszú távú felhasználása során tanulmányozták: iszapmezőkről termofilen feltárva (TIP), majd termofilen, majd mechanikus víztelenítéssel (TMD).
A 8 éves kutatás során az OCB vetésforgó telítettsége 6,25 t/ha (egyszeri adag) és 12,5 t/ha (dupla adag) volt, ami megközelítőleg 2-3-szorosa az ajánlott dózisoknak.
A 18. táblázatból látható, hogy a WWS háromszori alkalmazása következtében egyértelmű mintázat mutatkozik a TM tömeges és mobil formáinak tartalmának növekedésében. Sőt, a cinkre jellemző a legnagyobb mobilitás, amelynek mennyisége mobil formában 3-4-szeresére nőtt a kontrolltalajhoz képest (N.P. Reshetsky, 1994). Ugyanakkor a mobil kadmium, réz, ólom és króm vegyület tartalma nem változott jelentősen.

A fehérorosz mezőgazdasági szektor tudósai által végzett kutatás. Akadémia kimutatta, hogy a szennyvíziszap (SIP-nyersiszap iszapmezőkről, TIP, TMO) hozzáadásával észrevehetően nőtt a talaj mozgékony elemformáinak, de legerősebben a kadmium, cink, réz tartalom (19. táblázat). ). A meszezés gyakorlatilag nem volt hatással a fémek mobilitására. A szerzők szerint. Az 1 N HNO3-os kivonat alkalmazása a fémek mobilitási fokának jellemzésére nem sikeres, mivel a teljes elemtartalom több mint 80%-a átmegy ebbe (A.I. Gorbyleva et al., 1994).

Az Orosz Föderáció középső csernozjom zónájának kilúgozott csernozjomjain végzett mikromezős kísérletek során bizonyos összefüggéseket állapítottak meg a TM talajban való mobilitásában bekövetkezett változások és a savasság szintje között. Ezzel egyidejűleg a kadmium, cink, ólom meghatározását a következő kivonatokban végeztük: sósav, salétromsav, kénsav, ammónium-acetát puffer pH 4,8 és pH 3,5, ammónium-nitrát, desztillált víz. Szoros összefüggést állapítottak meg a cink bruttó tartalma és savakkal extrahált mobil formái között R = 0,924-0,948. AAB pH 4,8 használatakor R=0,784, AAB pH 3,5=0,721. A sósavval és salétromsavval kivont ólom kevésbé korrelált a bruttó tartalommal: R=0,64-0,66. Más burkolatok korrelációs együtthatói sokkal alacsonyabbak voltak. A savakkal kivont kadmiumvegyületek és a bruttó készletek közötti korreláció nagyon magas volt (R=0,98-0,99). AAB kivonásakor pH 4,8-R=0,92. Más kivonatok alkalmazása olyan eredményeket mutatott, amelyek gyenge kapcsolatot mutattak a nehézfémek ömlesztett és mozgékony formái között a talajban (N. P. Bogomazov, P. G. Akulov, 1994).
Egy hosszú távú szántóföldi kísérletben (Összoroszországi Lenkutató Intézet, Tveri vidék), gyep-podzolos talajon történő tartós műtrágyahasználattal csökkent a mobil fémvegyületek aránya potenciálisan elérhető formáik tartalmából, ez a mész utóhatása 2 g-os dózisban különösen a 3. évben észlelhető (.20. táblázat). Az utóhatás 13. évében a mész azonos dózisban csak a talaj mozgékony vas- és alumíniumtartalmát csökkentette. a 15. évben - vas, alumínium és mangán (L.I. Petrova, 1994).

Ezért a talaj mozgékony ólom- és rézformáinak csökkentése érdekében a talaj újrameszezése szükséges.
A Rosztovi régió csernozjomjaiban a nehézfémek mobilitásának vizsgálata kimutatta, hogy a közönséges csernozjom méteres rétegében a 4,8 pH-jú ammónium-acetát pufferkivonattal extrahált cink mennyisége 0,26-0,54 mg/kg között mozgott. mangán 23,1-35,7 mg/kg, réz 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994) Az azonos területek talajának bruttó mikroelem-tartalékaival való összehasonlítás azt mutatta, hogy a különböző elemek mobilitása jelentősen eltér. A karbonátos csernozjom cinkje 2,5-4,0-szer kevésbé hozzáférhető a növények számára, mint a réz és 5-8-szor kevésbé hozzáférhető a mangánnál (21. táblázat).

Így az elvégzett vizsgálatok eredményei azt mutatják. hogy a nehézfémek talajban való mobilitásának problémája összetett és többtényezős. A talajban lévő nehézfémek mozgékony formáinak tartalma számos körülménytől függ. A nehézfémek ezen formájának csökkenéséhez vezető fő módszer a talaj termékenységének növelése (meszezés, humusz- és foszfortartalom növekedése stb.). Ugyanakkor nincs általánosan elfogadott készítmény a mozgó fémekre. Ebben a részben a talajban lévő mozgékony fémek különböző frakcióinak megértését kínáltuk:
1) a mobil formák teljes kínálata (savakkal kivonható);
2) mobil mobil forma (puffer megoldásokkal eltávolítható):
3) kicserélhető (semleges sóval extrahálva);
4) vízben oldódó.

Előző cikk: Mekkora a fénysebesség Következő cikk: Harmonikus rezgések Az oszcillációs frekvencia fizikai képlete