Nehézfémek a talajban és a környezetben. Nehézfémek a talajban, tíz megoldás egy problémára

A talajok kémiai összetétele a különböző területeken heterogén, és a talajban lévő kémiai elemek eloszlása a területen egyenetlen. Például a nehézfémek túlnyomórészt diszpergált állapotban képesek lokális kötések kialakítására, ahol koncentrációjuk sok száz és ezerszer magasabb, mint a clarke szint.

Számos kémiai elem szükséges a szervezet normális működéséhez. Hiányuk, feleslegük vagy kiegyensúlyozatlanságuk mikroelemóz 1-nek nevezett betegségeket vagy biogeokémiai endémiákat okozhat, amelyek lehetnek természetesek és mesterségesek is. Eloszlásukban fontos szerepet töltenek be a víz, valamint az élelmiszerek, amelyekbe a kémiai elemek táplálékláncon keresztül jutnak be a talajból.

Kísérletileg megállapították, hogy a növényekben a HM-ek százalékos arányát befolyásolja a HM-ek százalékos aránya a talajban, a légkörben és a vízben (az algák esetében). Azt is megfigyelték, hogy az azonos nehézfémtartalmú talajokon ugyanaz a növény más-más termést ad, bár az éghajlati viszonyok is egybeestek. Ekkor fedezték fel a terméshozam talaj savasságtól való függését.

A legtöbbet vizsgált talajszennyezés a kadmium, higany, ólom, arzén, réz, cink és mangán. Tekintsük mindegyiknél külön a talaj szennyezettségét ezekkel a fémekkel. 2

Kadmium (Cd)

Kadmium tartalom benne földkéreg körülbelül 0,15 mg/kg. A kadmium vulkáni (0,001-1,8 mg/kg mennyiségben), metamorf (0,04-1,0 mg/kg mennyiségben) és üledékes kőzetekben (0,1-11,0 mg/kg mennyiségben) koncentrálódik. Az ilyen kiindulási anyagok alapján képződött talajok 0,1-0,3; 0,1-1,0, illetve 3,0-11,0 mg/kg kadmium.

A savanyú talajokban a kadmium Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, a meszes talajban pedig Cd 2+, CdCl +, CdSO 4, CdHCO 3 + formájában van jelen.

A növények kadmiumfelvétele jelentősen csökken, ha a savanyú talajokat meszelik. Ebben az esetben a pH emelkedése csökkenti a kadmium oldhatóságát a talajnedvességben, valamint a talaj kadmium biológiai hozzáférhetőségét. Így a répalevél kadmiumtartalma meszes talajon alacsonyabb volt, mint ugyanezen növények kadmiumtartalma mesztelen talajon. Hasonló hatást mutattak ki a rizs és a búza esetében -->.

A pH növelésének a kadmium hozzáférhetőségére gyakorolt negatív hatása nemcsak a kadmium oldhatóságának csökkenésével jár a talajoldat fázisban, hanem a gyökéraktivitásban is, ami befolyásolja a felszívódást.

A kadmium meglehetősen kevéssé mozgékony a talajban, és ha kadmiumtartalmú anyagot adunk a felületéhez, akkor annak nagy része érintetlen marad.

A szennyeződések talajból történő eltávolításának módszerei magukban foglalják a szennyezett réteg eltávolítását, a kadmium eltávolítását a rétegből, vagy a szennyezett réteg lefedését. A kadmium a rendelkezésre álló kelátképző szerekkel (pl. etilén-diamin-tetraecetsav) komplex oldhatatlan vegyületekké alakítható. .

Mivel a kadmiumot a növények viszonylag gyorsan felveszik a talajból, és a gyakran előforduló koncentrációk alacsony toxicitása miatt, a kadmium felhalmozódhat a növényekben, és gyorsabban bejuthat a táplálékláncba, mint az ólom és a cink. azért legnagyobb veszély Amikor hulladékot juttatnak a talajba, a kadmium aggodalomra ad okot az emberi egészségre nézve.

A szennyezett talajból az emberi táplálékláncba kerülő kadmium mennyiségének minimalizálására szolgáló eljárás az adott talajon történő termesztés. növényi talaj, nem használják élelmiszerekhez vagy növényekhez, amelyek kis mennyiségű kadmiumot szívnak fel.

Általában a savas talajon termesztett növények több kadmiumot szívnak fel, mint a semleges vagy lúgos talajon termesztettek.

Ezért a savas talajok meszezése hatékony eszköz a felvett kadmium mennyiségének csökkentésére.

higany (Hg)

A higany a természetben a földkéregből történő kipárolgása során keletkező Hg 0 fémgőz formájában található meg; szervetlen Hg(I) és Hg(II) sók, valamint metilhigany CH 3 Hg + szerves vegyülete, CH 3 Hg + és (CH 3) 2 Hg monometil- és dimetil-származékai formájában. A higany felhalmozódik benne felső horizont

(0-40 cm) talajon, és gyengén vándorol a mélyebb rétegeibe. A higanyvegyületek rendkívül stabil talajanyagok. A higannyal szennyezett talajon növekvő növények jelentős mennyiségű elemet szívnak fel és veszélyes koncentrációban halmozzák fel, vagy nem nőnek.

Ólom (Pb) Homokos tenyésztési körülmények között, Hg (25 mg/kg) és Pb (25 mg/kg) talajküszöbkoncentráció bevezetésével és a küszöbértékek 2-20-szoros túllépésével végzett kísérletek szerint a zabnövények normálisan nőnek és fejlődnek egészen a bizonyos szintű szennyezettség. A fémek koncentrációjának növekedésével (Pb esetében 100 mg/kg dózistól kezdve) a növények. Szélsőséges fémdózis esetén a növények a kísérletek kezdetétől számított három héten belül elpusztulnak. A biomassza-összetevők fémtartalma csökkenő sorrendben oszlik meg alábbiak szerint: gyökerek - légi rész - gabona.

1996-ban az oroszországi autószállításból a légkörbe (és így részben a talajba) bevitt ólom teljes mennyisége körülbelül 4,0 ezer tonnára becsülhető, ebből 2,16 ezer tonnát a teherszállítás. A maximális ólomterhelés a moszkvai és a szamarai régióban volt, ezt követte a Kaluga, a Nyizsnyij Novgorod, a Vlagyimir régió és az Orosz Föderáció egyéb alkotórészei, amelyek Oroszország európai területének középső részén találhatók. Észak-Kaukázus. A legmagasabb abszolút ólomkibocsátást az Urál (685 t), a Volga (651 t) és a nyugat-szibériai (568 t) régióban figyelték meg. Az ólomkibocsátás legkedvezőtlenebb hatásait pedig Tatárban, Krasznodarban és Sztavropol terület, Rosztov, Moszkva, Leningrád, Nyizsnyij Novgorod, Volgograd, Voronyezs, Szaratov és Szamarai régiók (Zöld Világ újság, 1997. 28. különszám).

Arzén (As)

Az arzén a környezetben számos kémiailag stabil formában megtalálható. Két fő oxidációs állapota az As(III) és az As(V). Az ötértékű arzén a természetben gyakori, különféle szervetlen vegyületek formájában, bár a háromértékű arzén könnyen kimutatható vízben, különösen anaerob körülmények között.

Réz(Cu)

A talajban található természetes rézásványok közé tartoznak a szulfátok, foszfátok, oxidok és hidroxidok. A réz-szulfidok képződhetnek rosszul vízelvezető vagy elöntött talajban, ahol redukáló körülmények lépnek fel. A réz ásványok általában túlságosan oldódnak ahhoz, hogy szabadon vízelvezető mezőgazdasági talajokban maradjanak. Szennyezettben fém talajok

Nyomnyi mennyiségű réz izolált szulfidzárványként fordulhat elő a szilikátokban, és izomorf módon helyettesítheti a filoszilikátokban lévő kationokat. A kiegyensúlyozatlan töltésű agyagásványok nem specifikusan abszorbeálják a rezet, de a vas és a mangán oxidjai és hidroxidjai nagyon nagy fajlagos affinitást mutatnak a rézhez. A nagy molekulatömegű szerves vegyületek a réz szilárd abszorbensei lehetnek, míg a kis molekulatömegű szerves anyagok hajlamosak oldható komplexek kialakítására.

A talaj összetételének összetettsége korlátozza a rézvegyületek meghatározott kémiai formákra történő mennyiségi szétválasztásának lehetőségét. jelzi --> Elérhetőség nagy tömeg rézkonglomerátumok mind a szerves anyagokban, mind a vas- és mangán-oxidokban megtalálhatók. A réztartalmú hulladékok vagy szervetlen rézsók bevezetése növeli a talajban a viszonylag enyhe reagensekkel kivonható rézvegyületek koncentrációját; Így a réz labilis kémiai formák formájában jelen lehet a talajban. De a könnyen oldódó és cserélhető elem - a réz - kis mennyiségű, a növények által felszívódó formát képez, általában kevesebb, mint a talaj teljes réztartalmának 5%-a.

A réz toxicitása növekszik a talaj pH-értékének növekedésével és ha a talaj kationcserélő kapacitása alacsony. A réz extrakcióval történő dúsítása csak a talaj felszíni rétegeiben történik, és a mély gyökérrendszerű gabonanövények ezt nem szenvedik el.

A környezet és a növények táplálkozása befolyásolhatja a réz fitotoxicitását. Például a réz toxicitása az alföldi rizsre egyértelműen megfigyelhető volt, amikor a növényeket inkább hideg, mint meleg vízzel öntözték.

A tény az, hogy a mikrobiológiai aktivitás a hideg talajban elnyomódik, és olyan redukáló körülményeket teremt a talajban, amelyek megkönnyítik a réz kicsapódását az oldatból.

A réz fitotoxicitása kezdetben a talajban rendelkezésre álló réz feleslegéből következik be, és a talaj savassága fokozza. Mivel a réz viszonylag inaktív a talajban, szinte minden réz, amely a talajba kerül, a felső rétegekben marad. Szerves anyagok hozzáadása a rézzel szennyezett talajokhoz csökkentheti a toxicitást az oldható fém szerves szubsztrátum általi adszorpciója miatt (ebben az esetben a Cu 2+ ionok a növény számára kevésbé hozzáférhető komplex vegyületekké alakulnak), vagy a mobilitás növelése révén. Cu 2+ -ionok kioldódása és a talajból való kilúgozása oldható szerves rézkomplexek formájában.

A cink oxoszulfátok, karbonátok, foszfátok, szilikátok, oxidok és hidroxidok formájában lehet jelen a talajban. Ezek nem szerves vegyületek metastabil jó vízelvezetésű mezőgazdasági területeken. Úgy tűnik, hogy a sphalerit ZnS a termodinamikailag domináns forma redukált és oxidált talajokban egyaránt. A cinknek a foszforral és a klórral való kapcsolata nyilvánvaló a nehézfémekkel szennyezett, redukált üledékekben. Ezért a fémben gazdag talajokban viszonylag oldható cinksókat kell találni.

A cinket izomorf módon más kationok helyettesítik a szilikát ásványokban, és mangán- és vas-hidroxiddal elzárható vagy együttesen kicsapható. A filoszilikátok, karbonátok, hidratált fém-oxidok és szerves vegyületek jól felszívják a cinket, specifikus és nem specifikus kötőhelyeket is használva.

A cink oldhatósága növekszik savanyú talajokban, valamint kis molekulatömegű szerves ligandumokkal történő komplexképzés során. A redukáló körülmények csökkenthetik a cink oldhatóságát az oldhatatlan ZnS képződése miatt.

A cink fitotoxicitása általában akkor jelentkezik, amikor a növényi gyökerek érintkezésbe kerülnek a talajban lévő olyan oldattal, amely felesleges cinket tartalmaz. A cink talajon keresztüli transzportja csere és diffúzió útján történik, ez utóbbi folyamat domináns az alacsony cinktartalmú talajokban. A metabolikus transzport jelentősebb a magas cinktartalmú talajokban, ahol az oldható cink koncentrációja viszonylag stabil.

A cink mobilitása a talajban megnövekszik kelátképző szerek (természetes vagy szintetikus) jelenlétében. Az oldható cink koncentrációjának az oldható kelátok képződése által okozott növekedése kompenzálja a molekulaméret növekedése okozta mobilitás csökkenést. A növényi szövetek cinkkoncentrációja, a teljes felvétel és a toxicitási tünetek pozitívan korrelálnak a növény gyökereit fürdető oldat cinkkoncentrációjával.

A szabad Zn 2+ iont túlnyomórészt a növények gyökérrendszere veszi fel, ezért az oldható kelátok képződése elősegíti ennek a fémnek a talajban való oldódását, és ez a reakció kompenzálja a cink kelát formájában történő csökkent elérhetőségét.

A fémszennyeződés kezdeti formája befolyásolja a cink toxicitás lehetőségét: a cinknek a növények számára ekvivalens összes fémtartalmú trágyázott talajban való elérhetősége a ZnSO 4 >iszap >szemétkomposzt sorrendjében csökken.

A talaj Zn-tartalmú iszappal való szennyezettségére vonatkozó kísérletek többsége nem mutatott ki terméscsökkenést vagy azok nyilvánvaló fitotoxicitását;

Hosszú távú, nagy sebességgel történő alkalmazásuk azonban károsíthatja a növényeket. A cink egyszerű kijuttatása ZnSO 4 formájában a savanyú talajokban a termésnövekedés csökkenését okozza, míg a szinte semleges talajokon a hosszú távú alkalmazása észrevétlen marad.

A cink mérgező szintet ér el a mezőgazdasági talajokban, jellemzően a felszíni cinkből; általában nem hatol 15-30 cm-nél mélyebbre Egyes kultúrák mély gyökerei a szennyezetlen altalajban való elhelyezkedésük miatt elkerülhetik a felesleges cinkkel való érintkezést.

Mangán

A talajban a mangán három oxidációs állapotban található: +2, +3, +4. Ez a fém többnyire elsődleges ásványokhoz vagy másodlagos fém-oxidokhoz kapcsolódik. A talajban a mangán teljes mennyisége 500-900 mg/kg.

A Mn 4+ oldhatósága rendkívül alacsony; A háromértékű mangán nagyon instabil a talajban. A talajban a mangán nagy része Mn 2+ formájában van jelen, míg a jól levegőztetett talajokban a legtöbb szilárd fázisban oxid formájában van jelen, amelyben a fém IV oxidációs állapotú; a gyengén levegőztetett talajokban a mangán a mikrobiális környezet által lassan helyreáll, és átjut a talajoldatba, így rendkívül mobillá válik.

A mangán toxicitás gyakran akkor fordul elő, ha a teljes mangánszint mérsékelt vagy magas, a talaj pH-ja meglehetősen alacsony, és a talaj oxigénellátása alacsony (azaz redukáló körülmények vannak). Ezen állapotok hatásainak kiküszöbölésére meszezéssel növelni kell a talaj pH-ját, törekedni kell a talaj vízelvezetésének javítására, csökkenteni kell a vízhozamot, i. általában javítják az adott talaj szerkezetét.

A talaj általános szennyezettségét a nehézfém bruttó mennyisége jellemzi. Az elemek elérhetőségét a növények számára mobil formájuk határozza meg. Ezért a nehézfémek mozgékony formáinak tartalma a talajban az a legfontosabb mutató, az egészségügyi és higiéniai helyzet jellemzése és a javító méregtelenítő intézkedések szükségességének meghatározása.
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 sajátos tulajdonságaitól. Sőt, a talajban minden egyes elem viselkedésének megvannak a maga sajátos, inherens mintái.
A talajtulajdonságok nehézfémvegyületek átalakulására gyakorolt hatásának vizsgálatára modellkísérleteket végeztünk olyan talajokkal, amelyek tulajdonságaiban élesen eltérőek (8. táblázat). A felhasznált extraktumok a következők voltak erős sav- 1 N HNO3, semleges só Ca(NO3)2, ammónium-acetát pufferoldat és víz.

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. A gyengén művelt szikes-podzolos talajban tartalmuk 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.
Csakúgy, mint ezen elemek kicserélhető (1 N Ca(NO3)2-vel kivonható) formáinál, a mintázat megmarad, ami a savas talajban a Cd, Pb és Zn mozgékony vegyületeinek számának növekedésében, valamint a Cd, ill. 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 csernozjomon a stabilabb komplexek és stabil humuszvegyületekkel alkotott vegyületek képződésével magyarázható.
A modellkísérletben használt talajok a talaj termékenységének számos paraméterében különböztek, de ben a legnagyobb mértékben a sav jellemzői és a kicserélhető bázisok száma szerint. A szakirodalomban fellelhető kísérleti adatok és az általunk nyert kísérleti adatok arra utalnak, hogy a környezet talajban történő reakciója nagymértékben befolyásolja az elemek mobilitást.
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 szorpcióját növeli a fémek mobilitását a talaj szilárd fázis-oldat rendszerében (1981), a kadmium aerob mobilitását vizsgálva talajviszonyok 4-6 pH-tartományban a kadmium mobilitását az oldat ionerőssége határozza meg 6 feletti pH-nál, a mangán-oxidok szorpciója kap vezető szerepet. Az oldható szerves vegyületek a szerzők szerint csak gyenge komplexeket képeznek a kadmiummal, és csak pH 8-on befolyásolják 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 vízkivonattá való átalakulására gyakorolt hatását igazolják a különböző mennyiségben vízben oldódó Zn, Pb és Cd vegyületei, amelyek különböző termőképességű talajokból, azonos dózisú alkalmazott 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 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, a humusz- és foszfáttartalom növekedésével, a túlzott savasság semlegesítésével és növekedésével puffer tulajdonságai 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. Ezeket a Ca(NO3)2 tulajdonságait használtuk a kísérletünkben. 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 önálló 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 meghatározásához 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. Egyáltalán nem áll rendelkezésre elegendő információ a Pb, Cd, Cr, Hg és más, leginkább mérgező elemek talajban található mozgékony formáinak tartalmáról. A TM talajban való mobilitásának helyes értékelése megnehezíti a kivonószerként való alkalmazását vegyszerek, amelyek nagymértékben különböznek oldóképességükben. Például 1 N HCl-lel kivont mobil formák a szántói horizontról mg/kg-ban: Mn - 414, Zn - 7,8, Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (talaj Nyugat-Szibéria), míg 2,5%-os CH3COOH-val extrahált 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-tartalékokkal szemben.
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 illuviális és karbonátos horizontokban, amelyekbe nehézfémekkel telített finom részecskék és vízoldható elemek 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 mutatják 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.
Néhány kutatóintézetben utóbbi évekbenÁsványi, szerves és mészműtrágyák tartós használatának hatását vizsgálom 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. (Yu.A. Potatueva et al., 1994). A ballaszt és a koncentrált műtrágyák szisztematikus használata 60 évig, különböző formák A foszfátok 20 évig és a különböző lerakódásokból származó foszfátkőzetek 8 évig nem befolyásolták jelentős mértékben a talaj összes nehézfém- és toxikus elem-tartalmát (TE), de egyes TM és TE mobilitás növekedéséhez vezettek a talajban. azt. 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 formái ezen elemek a talajban alacsonyabb volt megengedett szinteket. 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 extrahálásakor 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).
Hosszú távon terepi tapasztalat(VNII len, Tveri vidék), gyep-podzolos talajon tartós műtrágyahasználattal csökkent a mobil fémvegyületek aránya potenciálisan elérhető formáik tartalmából, ez különösen az utóhatás 3. évében szembetűnő. mész 2 g-os dózisban (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) Ugyanezen területek talajának bruttó mikroelem-tartalékaival összehasonlítva a mobilitást mutatták ki. különféle elemek jelentősen változik. 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 technika a talaj termékenységének növelése (meszezés, humusz- és foszfortartalom növelése stb.). Ugyanakkor nincs általánosan elfogadott készítmény a mozgó fémekre. Ebben a részben a talajban lévő mozgékony fémek különböző frakcióinak megértését kínáltuk:
1) teljes készlet mobil formák (savakkal extrahálhatók);
2) mobil mobil forma (puffer megoldásokkal eltávolítható):
3) kicserélhető (semleges sóval extrahálva);
4) vízoldható.

nehézfém növényi talaj

A talaj nehézfém-tartalma – amint azt számos kutató megállapította – az eredeti kőzetek összetételétől függ, amelyek jelentős változatossága a komplexhez köthető. geológiai története területek fejlődése (Kovda, 1973). A talajképző kőzetek kémiai összetétele, amelyet a kőzet mállási termékei képviselnek, előre meghatározott kémiai összetétel forráskőzetek, és a szupergén átalakulás körülményeitől függ.

Az elmúlt évtizedekben a nehézfémek intenzíven részt vettek a nehézfémek természetes környezetben történő migrációs folyamataiban. antropogén tevékenység emberiség. 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). A természetes vándorlási ciklusokba bevonva az antropogén áramlások a szennyező anyagok gyors terjedéséhez vezetnek természetes összetevők városi táj, ahol az emberekkel való interakció elkerülhetetlen. 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). Bizonyos mennyiségű nehézfémet a mezőgazdaság 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 környezetre észrevehető hatást gyakorolnak a csöveken keresztül a légkörbe kibocsátott elemek vegyi, nehéz és nukleáris ipar. Részvényrészesedés V légköri szennyezés a hő- és egyéb erőművek 27%-ot, a vaskohászati vállalkozások 24,3%-ot, az építőanyagok kitermelésével és gyártásával foglalkozó vállalkozások 8,1%-át (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 termálállomások(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 szén égetésekor a légkört szennyező kadmium, higany, ón, titán és cink 90%-a bejut. 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%).

Látható szennyeződés légköri levegő a talaj pedig a szállítás 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 helyesebben a biológiailag leginkább hozzáférhető tartalom alapján lehet felmérni. mobil űrlapok. 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 bennük található felső réteg talaj. Néhányban ipari területeken eléri az 1000 mg/kg-ot (Dobrovolsky, 1983), a nyugat-európai színesfémkohászati vállalkozások talajának 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 be Orosz Föderáció a talaj ólommal való szennyezettségének problémája 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).

Környezetszennyezés talajtakaró A kadmium az egyik legveszélyesebb környezeti jelenségnek számít, mivel gyenge talajszennyezettség esetén is a normál 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 kolluviális, löszszerű és karbonátos agyagos üledékeiben, Nyugat-Szibéria vályogjaiban - 60-tól 60-ig koncentrálódik. 80 mg/kg.

A talajban a Zn mobilitását befolyásoló fontos tényezők a Zn tartalma agyagásványokés pH-érték. 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 az 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.). Legnagyobb mennyiség A talajban lévő réz vas-oxidokkal, mangánnal, vas- és alumínium-hidroxidokkal, és különösen montmorillonittal és vermikulittal társul. A humin- és 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). Nagy érték A talajképző kőzetek granulometrikus összetétele szerepet játszik a nikkel 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 ezek mértékétől is függ technogén szennyezés. 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 Cr3+ nagy része a kromit FeCr2O4-ben vagy a spinel sorozat más ásványaiban van jelen, ahol helyettesíti a Fe-t és az Al-t, amelyekhez nagyon hasonló. geokémiai tulajdonságaiés ionsugár.

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). Talajképző kőzetek fémtartalma különböző régiókban nagyon 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 az magas koncentrációk a talajban természetes körülmények között 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 jellemző. nagyobb városok(1.4. táblázat). Burjátföldön a "Buryatskaya" Agrokémiai Szolgálat Állami Állomása által végzett földmegfigyelési adatok szerint 1993-1997 között 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 talajok nehézfém-tartalma (HM-ek) sok kutató által megállapított módon függ az eredeti kőzetek összetételétől, amelyek jelentős változatossága a területek bonyolult geológiai fejlődéstörténetével függ össze. A talajképző kőzetek kémiai összetételét, amelyet a kőzetmállási termékek képviselnek, az eredeti kőzetek kémiai összetétele előre meghatározza, és a szupergén átalakulás körülményeitől függ.

Az elmúlt évtizedekben az emberiség antropogén tevékenysége intenzíven részt vett a nehézfémek természetes környezetben történő migrációs folyamataiban.

A talajt szennyező mérgező anyagok egyik legfontosabb csoportja a nehézfémek. Ide tartoznak a 8 ezer kg/m 3 -nél nagyobb sűrűségű fémek (kivéve a nemes és ritka fémeket): Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Hg, Co, Sb, Sn, Be. Az alkalmazott munkákban a Pt, Ag, W, Fe és Mn gyakran felkerül az esszenciális fémek listájára. Szinte minden nehézfém mérgező. A szennyező anyagok ezen csoportjának (beleértve a sók formájában történő) antropogén szétszóródása a bioszférában mérgezéshez vagy az élőlények mérgezésének veszélyéhez vezet.

A kibocsátásból, szemétből és hulladékból a talajba kerülő nehézfémek veszélyességi osztályba sorolását (GOST 17.4.1.02-83. Természetvédelem. Talajok) a táblázat tartalmazza. 1.

1. táblázat. A vegyi anyagok osztályozása veszélyességi osztályok szerint

Réz– az élő szervezetek számára szükséges egyik legfontosabb pótolhatatlan elem. A növényekben aktívan részt vesz a fotoszintézis, a légzés, a redukció és a nitrogénkötés folyamataiban. A réz számos oxidáz enzim része - citokróm-oxidáz, ceruloplazmin, szuperoxid-diszmutáz, urát-oxidáz és mások, és részt vesz a biokémiai folyamatokban olyan enzimek összetevőjeként, amelyek a szubsztrátok molekuláris oxigénnel történő oxidációs reakcióit hajtják végre.

Clark a földkéregben 47 mg/kg. Kémiailag a réz alacsony aktivitású fém. A réztartalom értékét alapvetően befolyásoló tényező a talajképző kőzetekben való koncentrációja. 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 figyelhető meg (5-15 mg/kg). Oroszország európai részének agyagjaiban a fémkoncentráció eléri a 25 mg/kg-ot, a löszszerű vályogban a 18 mg/kg-ot. Az Altaj-hegység homokos vályog és homokos talajképző kőzetei átlagosan 31 mg/kg, Nyugat-Szibéria déli részén 19 mg/kg rezet halmoznak fel.

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, szervesanyag-tartalmától stb. mangán, vas- és alumínium-hidroxidok, és különösen montmorillonittal és vermikulittal. A humin- és fulvosavak képesek stabil komplexeket képezni a rézzel. 7-8 pH-n a réz oldhatósága a legalacsonyabb.

A réz legnagyobb megengedett koncentrációja Oroszországban 55 mg/kg, homokos és homokos vályogtalajok esetén 33 mg/kg.

Az elem növényekre gyakorolt toxicitására vonatkozóan kevés adat áll rendelkezésre. Jelenleg a fő probléma a réz hiánya a talajban vagy a kobalttal való egyensúlyhiány. A növények rézhiányának fő jelei a szaporítószervek képződésének lelassulása, majd megszűnése, apró szemek, üres szemű kalászok megjelenése, valamint a kedvezőtlen környezeti tényezőkkel szembeni ellenállás csökkenése. Hiányára leginkább a búza, a zab, az árpa, a lucerna, a répa, a hagyma és a napraforgó érzékeny.

A cinkkel szennyezett talajok meszezése csökkenti az utóbbi koncentrációját a szántóföldi kultúrákban. A NaOH vagy Ca(OH) 2 hozzáadása csökkenti a cink toxicitását a magas cinktartalmú tőzegtalajokon termesztett zöldségnövényekben, bár ezeken a talajokon a növények cinkfelvétele nagyon korlátozott. A cink okozta vashiány megszüntethető vaskelátok vagy FeSO 4 talajba vagy közvetlenül a levelekre történő hozzáadásával. A cinkkel szennyezett felső réteg fizikai eltávolításával vagy betemetésével elkerülhető a fém növényekre gyakorolt toxikus hatása. talajokban elterjedt, de ott a vashoz képest kisebb mennyiségben megtalálható. A mangán többféle formában is megtalálható a talajban. A növények számára csak a mangán kicserélhető és vízoldható formái állnak rendelkezésre. A talajban lévő mangán elérhetősége csökken a pH növekedésével (a talaj savasságának csökkenésével). Ritkán találni azonban olyan talajt, amely a kilúgozás következtében olyan mértékben megfogyatkozott, hogy a növények táplálásához nem áll rendelkezésre elegendő mangán.

A mangántartalom talajtípustól függően változó: gesztenye 15,5 ± 2,0 mg/kg, szürke talaj 22,0 ± 1,8 mg/kg, rét 6,1 ± 0,6 mg/kg, sárga talaj 4,7 ± 3,8 mg/kg, homokos 6,8 ± 0. mg/kg.

A mangánvegyületek azok erős oxidálószerek. A csernozjom talajok megengedett legnagyobb koncentrációja a
1500 mg/kg talaj.

A réti, sárgaföldi és homokos talajon termesztett növényi táplálékok mangántartalma korrelál ezen talajok tartalmával. A mangán mennyisége a napi étrendben ezekben a geokémiai tartományokban több mint 2-szer kevesebb napi szükséglet emberek, valamint a gesztenye- és szirozem talajú zónákban élők étrendje.

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. Ezek a biokatalizátorok szükséges és nélkülözhetetlen összetevői és a legfontosabb bioregulátorok élettani folyamatok. A bioszféra különböző tárgyaiban található túlzott nehézfém-tartalom azonban nyomasztó, sőt mérgező hatással van az élő szervezetekre.

A talajba kerülő nehézfémforrásokat természetesekre osztják (kőzetek és ásványok időjárása, eróziós folyamatok, vulkáni tevékenység) és technogén (ásványok bányászata és feldolgozása, tüzelőanyag égetése, gépjárművek befolyása, mezőgazdaság, stb.) A mezőgazdasági területek a légköri szennyezés mellett kifejezetten HM-ekkel is szennyeződnek, növényvédő szerek, ásványi és szerves anyagok használata során műtrágyák, meszezés, szennyvíz felhasználása Utoljára különös figyelmet a tudósok a városi talajokra összpontosítanak. 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	Tengeri vizek	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 formákban érik el a talajfelszínt. 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. csere, és talajnedvességben oldható, talajlevegőben gáz halmazállapotúak szerves része talaj élővilága.

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 az anomális elemtartalom az oka természetes okok- talajképző kőzetek jellemzői, talajképződési folyamat, érces anomáliák jelenléte. 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 a normától való eltérések átadódnak, romlanak ásványi összetétel az egész táplálékláncban.

Az ásványi táplálkozás megsértése következtében változások figyelhetők meg fajösszetétel fito-, zoo- és mikrobiocenózisok, vadon élő növényformák betegségei, a mezőgazdasági növények és állati termékek termésének mennyiségének és minőségének csökkenése, a lakosság körében megnövekedett morbiditás és a várható élettartam csökkenése (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	Komplexek képződése albuminnal
	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, amely az élőanyag biogeocenotikus és bioszféra szerveződési szintjén nyilvánul meg, 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 táplálékláncok. 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 testre (Kovalsky, 1974; Rövid orvosi enciklopédia, 1989; Torshin és munkatársai, 1990; Hatás a testre.., 1997; Toxikológiai kézikönyv.., 1999)

Elem	Fiziológiai rendellenességek
Elem	hiány esetén	többlet esetén
Mn	A csontrendszer betegségei	Láz, tüdőgyulladás, központi idegrendszer(mangán parkinsonizmus), endémiás köszvény, keringési rendellenességek, 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. Ennek elérése érdekében javasolt szerves anyagok, foszfortartalmú ásványi műtrágyák, ioncserélő gyanták, természetes zeolitok, barnaszén, talajmeszezés stb. A HM-ek talajban történő rögzítésének minden módszere azonban megvan a maga 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 a-t. 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 talajba kerülő nehézfémforrásokat természetes (kőzetek és ásványok időjárási viszonyai, eróziós folyamatok, vulkáni tevékenység) és technogén (ásványok bányászata és feldolgozása, tüzelőanyag-égetés, gépjármű-közlekedés hatása, mezőgazdaság stb.) forrásokra osztják.

A HM-ek különféle formákban érik el a talajfelszínt. 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.

Az élő szervezetek, különösen a növények ellenálló képessége megnövekedett koncentrációk A HM-ek és a nagy koncentrációjú fémek felhalmozódására való képességük komoly kockázatot jelenthet az emberi egészségre azáltal, hogy lehetővé teszi a szennyeződések bejutását az élelmiszerláncokba.

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.

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