PAGE_BREAK-- raskemetallid, mis iseloomustab laia saasteainete rühma, on viimasel ajal laialt levinud. Erinevates teadus- ja rakendustöödes tõlgendavad autorid selle mõiste tähendust erinevalt. Sellega seoses varieerub raskmetallide rühma kuuluvate elementide arv laias vahemikus. Liikmelisuse kriteeriumidena kasutatakse paljusid omadusi: aatommass, tihedus, toksilisus, levimus looduskeskkonnas, osalemise määr looduslikes ja tehnogeensetes tsüklites. Mõnel juhul hõlmab raskmetallide määratlus hapraid elemente (näiteks vismut) või metalloide (näiteks arseen).

Keskkonnareostuse ja keskkonnaseire probleemidele pühendatud töödes on senini raskemetallid sisaldab rohkem kui 40 perioodilise süsteemi metalli D.I. Mendelejev, mille aatommass on üle 50 aatomühiku: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi jne. Samal ajal mängivad raskmetallide kategoriseerimisel olulist rolli järgmised tingimused: nende kõrge mürgisus elusorganismidele suhteliselt madalates kontsentratsioonides, samuti nende võime bioakumuleeruda ja biomagnifitseerida. Peaaegu kõik selle määratluse alla kuuluvad metallid (välja arvatud plii, elavhõbe, kaadmium ja vismut, mille bioloogiline roll pole praegu selge), osalevad aktiivselt bioloogilistes protsessides ja on osa paljudest ensüümidest. N. Reimersi klassifikatsiooni järgi tuleks rasketeks lugeda metalle, mille tihedus on üle 8 g/cm3. Seega on raskmetallid Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Formaalselt määratletud raskemetallid vastab suurele hulgale elementidele. Keskkonna seisundi ja saastatuse vaatluste korraldamisega seotud praktiliste tegevustega tegelevate teadlaste hinnangul ei ole nende elementide ühendid aga saasteainetega kaugeltki samaväärsed. Seetõttu toimub paljudes töödes raskemetallide rühma ulatuse kitsendamine, vastavalt prioriteetsuse kriteeriumidele, tulenevalt töö suunast ja spetsiifikast. Niisiis, juba klassikalistes Yu.A. Iisrael biosfääri kaitsealade taustjaamades looduslikus keskkonnas määratavate kemikaalide loetelus. raskemetallid nimega Pb, Hg, Cd, As. Seevastu ÜRO Euroopa Majanduskomisjoni egiidi all tegutseva ning Euroopa riikide saasteainete heitkoguste kohta teavet koguva ja analüüsiva raskemetallide heitkoguste rakkerühma otsuse kohaselt on ainult Zn, As, Se ja Sb määrati raskemetallid. N. Reimersi definitsiooni järgi eristuvad raskmetallidest vastavalt vääris- ja haruldased metallid. ainult Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Rakendustöödel lisatakse kõige sagedamini raskmetalle Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Metalliioonid on looduslike veekogude asendamatud komponendid. Olenevalt keskkonnatingimustest (pH, redokspotentsiaal, ligandide olemasolu) esinevad need erineva oksüdatsiooniastmega ja on osa mitmesugustest anorgaanilistest ja metallorgaanilistest ühenditest, mis võivad olla tõeliselt lahustunud, kolloidselt dispergeeritud või osaks mineraalsed ja orgaanilised suspensioonid.

Metallide tõeliselt lahustunud vormid on omakorda väga mitmekesised, mis on seotud hüdrolüüsi, hüdrolüütilise polümerisatsiooni (polünukleaarsete hüdroksokomplekside moodustumise) ja erinevate ligandidega kompleksi moodustumisega. Sellest tulenevalt sõltuvad nii metallide katalüütilised omadused kui ka vees leiduvate mikroorganismide saadavus nende olemasolu vormidest veeökosüsteemis.

Paljud metallid moodustavad orgaanikaga üsna tugevaid komplekse; need kompleksid on üks olulisemaid elementide migratsiooni vorme looduslikes vetes. Enamik orgaanilisi komplekse moodustub kelaaditsüklis ja on stabiilsed. Pinnase hapetest moodustunud kompleksid raua, alumiiniumi, titaani, uraani, vanaadiumi, vase, molübdeeni ja teiste raskmetallide sooladega lahustuvad suhteliselt hästi neutraalses, nõrgalt happelises ja nõrgalt aluselises keskkonnas. Seetõttu on metallorgaanilised kompleksid võimelised rändama looduslikes vetes väga suurte vahemaade tagant. See on eriti oluline madala mineralisatsiooniga ja ennekõike pinnavete puhul, kus muude komplekside moodustumine on võimatu.

Et mõista looduslikes vetes metallide kontsentratsiooni reguleerivaid tegureid, nende keemilist reaktsioonivõimet, biosaadavust ja toksilisust, on lisaks üldsisaldusele vaja teada ka vabade ja seotud metallivormide osakaalu.

Metallide üleminekul vesikeskkonnas metallikompleksi vormiks on kolm tagajärge:

1. Metalliioonide üldkontsentratsioon võib suureneda, kuna see läheb põhjasetetest lahusesse;

2. Kompleksioonide membraani läbilaskvus võib oluliselt erineda hüdraatiumioonide läbilaskvusest;

3. Metalli toksilisus kompleksi moodustumise tagajärjel võib oluliselt muutuda.

Niisiis, kelaaditud vormid Cu, Cd, Hg vähem toksilised kui vabad ioonid. Et mõista looduslikes vetes metallide kontsentratsiooni reguleerivaid tegureid, nende keemilist reaktsioonivõimet, biosaadavust ja toksilisust, on lisaks üldsisaldusele vaja teada ka seotud ja vabade vormide osakaalu.

Raskmetallidega veereostuse allikateks on tsinkimistsehhide, kaevanduste, musta ja värvilise metalli metallurgia ning masinaehitustehaste reovesi. Raskmetalle leidub väetistes ja pestitsiidides ning need võivad sattuda veekogudesse koos äravooluga põllumajandusmaalt.

Raskmetallide kontsentratsiooni suurenemist looduslikes vetes seostatakse sageli muud tüüpi reostusega, näiteks hapestumisega. Happeliste sademete sadestumine aitab kaasa pH väärtuse langusele ja metallide üleminekule mineraalsetele ja orgaanilistele ainetele adsorbeerunud olekust vabasse olekusse.

Eelkõige on huvipakkuvad metallid, mis saastavad atmosfääri kõige enam, kuna neid kasutatakse märkimisväärses mahus tootmistegevuses ning mis väliskeskkonda akumuleerudes kujutavad endast tõsist ohtu oma bioloogilise aktiivsuse ja toksiliste omaduste poolest. . Nende hulka kuuluvad plii, elavhõbe, kaadmium, tsink, vismut, koobalt, nikkel, vask, tina, antimon, vanaadium, mangaan, kroom, molübdeen ja arseen.
Raskmetallide biogeokeemilised omadused

H - kõrge, Y - mõõdukas, H - madal

Vanaadium.

Vanaadium on valdavalt hajutatud ja seda leidub rauamaagides, õlis, asfaldis, bituumenis, põlevkivis, kivisöes jm. Loodusveekogude üks peamisi vanaadiumireostuse allikaid on nafta ja selle saadused.

Seda esineb looduslikes vetes väga madalates kontsentratsioonides: jõevees 0,2–4,5 µg/dm3, merevees – keskmiselt 2 µg/dm3

Vees moodustab see stabiilsed anioonsed kompleksid (V4O12)4- ja (V10O26)6-. Vanaadiumi migratsioonis on oluline roll selle lahustunud kompleksühenditel orgaaniliste ainetega, eriti humiinhapetega.

Vanaadiumi kõrge kontsentratsioon on inimeste tervisele kahjulik. Vanaadiumi MPCv on 0,1 mg/dm3 (kahjulikkuse piirnäitaja on sanitaartoksikoloogiline), MPCvr on 0,001 mg/dm3.

Looduslikku vette sattuva vismuti looduslikud allikad on vismuti sisaldavate mineraalide leostumise protsessid. Looduslikesse vetesse sattumise allikaks võib olla ka ravimi- ja parfüümitööstuse ning mõne klaasitööstuse ettevõtte reovesi.

Seda leidub saastamata pinnavees submikrogrammides kontsentratsioonides. Suurim kontsentratsioon leiti põhjavees ja on 20 µg/dm3, merevetes - 0,02 µg/dm3. MPCv on 0,1 mg/dm3

Peamisteks rauaühendite allikateks pinnavetes on kivimite keemilise murenemise protsessid, millega kaasneb nende mehaaniline hävimine ja lahustumine. Looduslikes vetes sisalduvate mineraalsete ja orgaaniliste ainetega suhtlemisel moodustub kompleksne rauaühendite kompleks, mis on vees lahustunud, kolloidses ja hõljuvas olekus. Märkimisväärne kogus rauda tuleb maa-aluse äravooluga ning metallurgia-, metallitöötlemis-, tekstiili-, värvi- ja lakitööstuse ettevõtete reoveega ning põllumajanduse heitveega.

Faasi tasakaalud sõltuvad vee keemilisest koostisest, pH-st, Eh-st ja teatud määral ka temperatuurist. Rutiinanalüüsis kaalutud vorm eraldavad osakesi suurusega üle 0,45 mikroni. See on valdavalt rauda sisaldavad mineraalid, raudoksiidhüdraat ja suspensioonidele adsorbeerunud rauaühendid. Tõeliselt lahustunud ja kolloidset vormi käsitletakse tavaliselt koos. Lahustatud raud mida esindavad ühendid ioonsel kujul, hüdroksokompleksi kujul ja kompleksid looduslike vete lahustunud anorgaaniliste ja orgaaniliste ainetega. Ioonsel kujul migreerub peamiselt Fe(II) ja kompleksi moodustavate ainete puudumisel ei saa Fe(III) lahustunud olekus olla märkimisväärses koguses.

Rauda leidub peamiselt madala Eh-väärtusega vetes.

Keemilise ja biokeemilise (rauabakterite osalusel) oksüdatsiooni tulemusena läheb Fe(II) Fe(III)-ks, mis hüdrolüüsil sadestub Fe(OH)3 kujul. Nii Fe(II) kui ka Fe(III) kalduvad moodustama seda tüüpi hüdroksokomplekse +, 4+, +, 3+, - ja teised, mis eksisteerivad lahuses erinevatel kontsentratsioonidel sõltuvalt pH-st ja määravad üldiselt raud-hüdroksüülsüsteemi oleku. Peamine Fe(III) esinemisvorm pinnavees on selle kompleksühendid lahustunud anorgaaniliste ja orgaaniliste ühenditega, peamiselt humiinainetega. pH = 8,0 juures on põhivormiks Fe(OH)3.Kõige vähem on uuritud raua kolloidset vormi, see on raudoksiidhüdraat Fe(OH)3 ja kompleksid orgaaniliste ainetega.

Raua sisaldus maismaa pinnavees on kümnendikke milligrammi, soode lähedal - mõni milligramm. Suurenenud rauasisaldust täheldatakse rabavetes, kus seda leidub kompleksidena humiinhapete sooladega - humaatidega. Suurimad raua kontsentratsioonid (kuni mitukümmend ja sadu milligramme 1 dm3 kohta) on madala pH väärtusega põhjavees.

Olles bioloogiliselt aktiivne element, mõjutab raud teatud määral fütoplanktoni arengu intensiivsust ja reservuaari mikrofloora kvalitatiivset koostist.

Raua kontsentratsioonid sõltuvad märgatavatest hooajalistest kõikumistest. Tavaliselt on kõrge bioloogilise tootlikkusega veehoidlates suvise ja talvise stagnatsiooni perioodil märgata raua kontsentratsiooni suurenemist põhjaveekihtides. Veemasside sügis-kevadise segunemisega (homotermiaga) kaasneb Fe(II) oksüdeerumine Fe(III)-ks ja viimase sadestumine Fe(OH)3 kujul.

See satub looduslikesse vetesse muldade, polümetalli- ja vasemaagi leostumisel, seda akumuleeruvate veeorganismide lagunemise tulemusena. Kaadmiumiühendid viiakse pinnavette plii-tsingitehaste, maagipuhastustehaste, mitmete keemiaettevõtete (väävelhappe tootmine), galvaanilise tootmise ja ka kaevandusveega. Lahustunud kaadmiumiühendite kontsentratsiooni langus tuleneb sorptsiooniprotsessidest, kaadmiumhüdroksiidi ja karbonaadi sadestumisest ning nende tarbimisest veeorganismide poolt.

Looduslikes vetes lahustunud kaadmiumi vormid on peamiselt mineraal- ja orgaanilis-mineraalkompleksid. Kaadmiumi peamine hõljuv vorm on selle adsorbeeritud ühendid. Märkimisväärne osa kaadmiumist võib migreeruda veeorganismide rakkudes.

Reostuseta ja kergelt saastunud jõgede vetes on kaadmiumi kontsentratsioon submikrogrammides, reostunud ja heitvees võib kaadmiumi kontsentratsioon ulatuda kümnete mikrogrammideni 1 dm3 kohta.

Kaadmiumiühendid mängivad loomade ja inimeste elus olulist rolli. See on mürgine suurtes kontsentratsioonides, eriti koos teiste mürgiste ainetega.

MPCv on 0,001 mg/dm3, MPCvr on 0,0005 mg/dm3 (kahjulikkuse piirmärk on toksikoloogiline).

Koobaltiühendid satuvad looduslikesse vetesse nende leostumisel vaskpüriidist ja muudest maakidest, pinnasest organismide ja taimede lagunemise käigus, samuti metallurgia-, metallitöötlemistehaste ja keemiatehaste reoveega. Teatud kogused koobaltit pärinevad muldadest taime- ja loomorganismide lagunemise tulemusena.

Koobaltiühendid looduslikes vetes on lahustunud ja hõljuvas olekus, mille kvantitatiivse suhte määrab vee keemiline koostis, temperatuur ja pH väärtused. Lahustunud vorme esindavad peamiselt kompleksühendid, sh. orgaanilise ainega looduslikes vetes. Kahevalentsed koobaltiühendid on kõige iseloomulikumad pinnavetele. Oksüdeerivate ainete juuresolekul võib kolmevalentset koobaltit esineda märgatavas kontsentratsioonis.

Koobalt on üks bioloogiliselt aktiivseid elemente ja seda leidub alati loomade ja taimede kehas. Ebapiisav koobaltisisaldus taimedes on seotud selle ebapiisava sisaldusega muldades, mis aitab kaasa aneemia tekkele loomadel (taiga-metsa mittetšernozemi vöönd). B12-vitamiini osana mõjutab koobalt väga aktiivselt lämmastikku sisaldavate ainete omastamist, klorofülli ja askorbiinhappe sisalduse suurenemist, aktiveerib biosünteesi ja suurendab valgulise lämmastiku sisaldust taimedes. Koobaltiühendite kõrge kontsentratsioon on aga mürgine.

Reostuseta ja kergelt saastunud jõevees varieerub selle sisaldus kümnendikutest kuni tuhandikuteni milligrammi 1 dm3 kohta, merevees on keskmine sisaldus 0,5 µg/dm3. MPCv on 0,1 mg/dm3, MPCv on 0,01 mg/dm3.

Mangaan

Mangaan satub pinnavette ferromangaani maakide ja teiste mangaani sisaldavate mineraalide (pürolusiit, psilomelaan, browniit, manganiit, must ooker) leostumise tulemusena. Märkimisväärne kogus mangaani tuleb veeloomade ja taimeorganismide, eriti sinakasroheliste, ränivetikate ja kõrgemate veetaimede lagunemisel. Mangaaniühendid juhitakse reservuaaridesse koos mangaanitöötlemistehaste, metallurgiatehaste, keemiatööstuse ettevõtete ja kaevandusvete reoveega.

Mangaaniioonide kontsentratsiooni langus looduslikes vetes toimub Mn(II) oksüdeerumisel MnO2-ks ja muudeks kõrge valentsusega oksiidideks, mis sadestuvad. Peamised oksüdatsioonireaktsiooni määravad parameetrid on lahustunud hapniku kontsentratsioon, pH väärtus ja temperatuur. Lahustunud mangaaniühendite kontsentratsioon väheneb nende ärakasutamise tõttu vetikate poolt.

Mangaaniühendite peamiseks migratsioonivormiks pinnavetes on suspensioonid, mille koostise määravad omakorda vete poolt kuivendatud kivimite koostis, samuti raskmetallide kolloidhüdroksiidid ja sorbeeritud mangaaniühendid. Olulise tähtsusega mangaani migratsioonil lahustunud ja kolloidsel kujul on orgaanilised ained ning mangaani kompleksi moodustumise protsessid anorgaaniliste ja orgaaniliste liganditega. Mn(II) moodustab vesinikkarbonaatide ja sulfaatidega lahustuvaid komplekse. Mangaani kompleksid kloriidiooniga on haruldased. Mn(II) kompleksühendid orgaaniliste ainetega on tavaliselt vähem stabiilsed kui teiste siirdemetallidega. Nende hulka kuuluvad ühendid amiinide, orgaaniliste hapete, aminohapete ja huumusainetega. Kõrgendatud kontsentratsioonides võib Mn(III) olla lahustunud olekus ainult tugevate kompleksimoodustajate juuresolekul, looduslikes vetes Mn(YII) ei esine.

Jõevetes on mangaani sisaldus tavaliselt vahemikus 1 kuni 160 µg/dm3, merevees on keskmine sisaldus 2 µg/dm3, põhjavees - n.102 - n.103 µg/dm3.

Mangaani kontsentratsioon pinnavees on allutatud hooajalistele kõikumistele.

Mangaani kontsentratsiooni muutusi määravad tegurid on pinnase ja maa-aluse äravoolu suhe, selle tarbimise intensiivsus fotosünteesi käigus, fütoplanktoni, mikroorganismide ja kõrgema veetaimestiku lagunemine, samuti selle ladestumise protsessid veekogude põhjas.

Mangaani roll veekogude kõrgemate taimede ja vetikate elus on väga suur. Mangaan aitab kaasa CO2 ärakasutamisele taimede poolt, mis suurendab fotosünteesi intensiivsust, osaleb nitraatide redutseerimise ja lämmastiku assimilatsiooni protsessides taimede poolt. Mangaan soodustab aktiivse Fe(II) üleminekut Fe(III)-le, mis kaitseb rakku mürgistuse eest, kiirendab organismide kasvu jne. Mangaani oluline ökoloogiline ja füsioloogiline roll tingib vajaduse uurida ja levitada mangaani looduslikes vetes.

Sanitaarveekogude puhul on MPCv (mangaaniiooni jaoks) määratud 0,1 mg/dm3.

Allpool on metallide: mangaani, vase, nikli ja plii keskmiste kontsentratsioonide jaotuse kaardid, mis on koostatud vaatlusandmete põhjal aastatel 1989–1993. 123 linnas. Värskemate andmete kasutamist peetakse ebaotstarbekaks, kuna toodangu vähenemise tõttu on heljumi ja sellest tulenevalt ka metallide kontsentratsioonid oluliselt vähenenud.

Mõju tervisele. Paljud metallid on tolmu koostisosad ja avaldavad olulist mõju tervisele.

Mangaan satub atmosfääri mustmetallurgia ettevõtete (60% kogu mangaani heitkogustest), masinaehituse ja metallitöötlemise (23%), värvilise metallurgia (9%), paljudest väikestest allikatest, näiteks keevitusest.

Mangaani kõrge kontsentratsioon põhjustab neurotoksiliste mõjude ilmnemist, kesknärvisüsteemi progresseeruvat kahjustust, kopsupõletikku.
Suurimad mangaani kontsentratsioonid (0,57–0,66 µg/m3) on täheldatud suurtes metallurgiakeskustes: Lipetskis ja Tšerepovetsis, aga ka Magadanis. Koola poolsaarele on koondunud suurem osa suure Mn kontsentratsiooniga (0,23–0,69 µg/m3) linnu: Zapolyarnõi, Kandalakša, Montšegorsk, Olenegorsk (vt kaarti).

Aastateks 1991-1994 mangaani heitkogused tööstuslikest allikatest vähenesid 62%, keskmised kontsentratsioonid - 48%.

Vask on üks olulisemaid mikroelemente. Vase füsioloogiline aktiivsus on seotud peamiselt selle lisamisega redoksensüümide aktiivsete keskuste koostisesse. Ebapiisav vasesisaldus muldades mõjutab negatiivselt valkude, rasvade ja vitamiinide sünteesi ning soodustab taimeorganismide viljatust. Vask osaleb fotosünteesi protsessis ja mõjutab lämmastiku imendumist taimede poolt. Samal ajal avaldab vase ülemäärane kontsentratsioon kahjulikku mõju taime- ja loomaorganismidele.

Cu(II) ühendid on looduslikes vetes enim levinud. Cu(I) ühenditest on enim levinud vees halvasti lahustuvad Cu2O, Cu2S ja CuCl. Ligandide juuresolekul vesikeskkonnas koos hüdroksiidi dissotsiatsiooni tasakaaluga on vaja arvestada erinevate kompleksvormide moodustumisega, mis on tasakaalus metallide vesiioonidega.

Peamiseks looduslikesse vetesse sattuva vase allikaks on keemia- ja metallurgiatööstuse reovesi, kaevandusveed ning vetikate hävitamiseks kasutatavad aldehüüdreagendid. Vask võib tekkida vasktorude ja muude veesüsteemides kasutatavate konstruktsioonide korrosiooni tagajärjel. Põhjavees on vasesisaldus tingitud vee vastasmõjust seda sisaldavate kivimitega (kalkopüriit, kalkotsiit, kovelliit, borniit, malahhiit, asuriit, krüsakolla, brotantiin).

Vase suurim lubatud sisaldus sanitaar- ja olmeveehoidlate vees on 0,1 mg/dm3 (kahjulikkuse piirmärk on üldsanitaarne), kalandusreservuaaride vees on see 0,001 mg/dm3.

Linn

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Vaskoksiidi heitkogused М (tuhat tonni/aastas) ja vase aasta keskmised kontsentratsioonid q (µg/m3).

Vask satub õhku metallurgiatööstuse heitmetega. Tahkete osakeste heitkogustes sisaldub see peamiselt ühendite, peamiselt vaskoksiidi kujul.

Värvilise metallurgia ettevõtted annavad 98,7% kõigist selle metalli inimtekkelistest heitkogustest, millest 71% on Norilski Nikeli kontserni ettevõtted, mis asuvad Zapolyarnõis ja Nikelis, Monchegorskis ja Norilskis, ning umbes 25% vaseheitest. väljas Revdas, Krasnouralskis, Kolchuginos ja teistes.

Vase kõrge kontsentratsioon põhjustab joobeseisundit, aneemiat ja hepatiiti.

Nagu kaardilt näha, on kõrgeimad vase kontsentratsioonid Lipetski ja Rudnaja Pristani linnades. Vase kontsentratsiooni suurendati ka Koola poolsaare linnades Zapolyarnõis, Monchegorskis, Nikelis, Olenegorskis ja ka Norilskis.

Tööstuslikest allikatest pärit vase heitkogused vähenesid 34%, keskmised kontsentratsioonid - 42%.

Molübdeen

Molübdeeniühendid satuvad pinnavette nende leostumisel molübdeeni sisaldavatest eksogeensetest mineraalidest. Molübdeen satub veekogudesse ka töötlemisettevõtete ja värvilise metallurgia ettevõtete reoveega. Molübdeeniühendite kontsentratsioonide langus tuleneb vähelahustuvate ühendite sadestumisest, adsorptsiooniprotsessidest mineraalsete suspensioonide poolt ja vee taimsete organismide tarbimise tagajärjel.

Pinnavees sisalduv molübdeen on peamiselt kujul MoO42-. On väga tõenäoline, et see eksisteerib orgaaniliste mineraalsete komplekside kujul. Kolloidses olekus teatud kogunemise võimalus tuleneb asjaolust, et molübdeniidi oksüdatsiooniproduktid on lahtised peendisperssed ained.

Jõevetes leidub molübdeeni kontsentratsioonis 2,1–10,6 µg/dm3. Merevesi sisaldab keskmiselt 10 µg/dm3 molübdeeni.

Väikestes kogustes on molübdeen vajalik taime- ja loomaorganismide normaalseks arenguks. Molübdeen on osa ksantiinoksüdaasi ensüümist. Molübdeeni puuduse korral moodustub ensüüm ebapiisavas koguses, mis põhjustab kehas negatiivseid reaktsioone. Suurtes kontsentratsioonides on molübdeen kahjulik. Molübdeeni liigse sisaldusega on ainevahetus häiritud.

Molübdeeni suurim lubatud kontsentratsioon sanitaarotstarbelistes veekogudes on 0,25 mg/dm3.

Arseen satub looduslikesse vetesse mineraalveeallikatest, arseeni mineralisatsioonipiirkondadest (arseenipüriidid, realgar, orpiment), samuti polümetalli-, vask-koobalti- ja volframitüüpi kivimite oksüdatsioonitsoonidest. Teatud kogus arseeni tuleb muldadest, aga ka taime- ja loomorganismide lagunemisest. Arseeni tarbimine veeorganismide poolt on üks põhjusi, miks selle kontsentratsioon vees väheneb, mis avaldub kõige selgemini planktoni intensiivse arengu perioodil.

Märkimisväärses koguses arseeni satub veekogudesse koos töötlemisettevõtete reoveega, värvainete tootmise, parkimistöökodade ja pestitsiidide tehaste jäätmetega, samuti põllumaadelt, kus kasutatakse pestitsiide.

Looduslikes vetes on arseeniühendid lahustunud ja hõljuvas olekus, mille suhte määrab vee keemiline koostis ja pH väärtused. Lahustatud kujul esineb arseen kolme- ja viietavalentsel kujul, peamiselt anioonidena.

Reostamata jõevetes leidub arseeni tavaliselt mikrogrammides. Mineraalvees võib selle kontsentratsioon ulatuda mitme milligrammini 1 dm3 kohta, merevees sisaldab see keskmiselt 3 µg/dm3, põhjavees esineb kontsentratsioonides n,105 µg/dm3. Suures kontsentratsioonis arseeniühendid on loomade ja inimeste organismile mürgised: pärsivad oksüdatiivseid protsesse, pärsivad elundite ja kudede hapnikuga varustamist.

Arseeni MPCv on 0,05 mg/dm3 (kahjulikkuse piirnäitaja on sanitaar-toksikoloogiline) ja MPCv on 0,05 mg/dm3.

Nikli olemasolu looduslikes vetes on tingitud kivimite koostisest, mida vesi läbib: seda leidub sulfiidse vase-nikli maakide ja raua-nikli maakide maardlate kohtades. See satub vette mullast ning taime- ja loomorganismidest nende lagunemise käigus. Võrreldes teist tüüpi vetikatega leiti sinivetikates kõrgem nikli sisaldus. Nikliühendid satuvad veekogudesse ka nikeldamistöökodade, sünteetilise kautšuki tehaste ja niklirikastustehaste reoveega. Fossiilkütuste põletamisega kaasneb tohutu nikliheide.

Selle kontsentratsioon võib väheneda selliste ühendite nagu tsüaniidid, sulfiidid, karbonaadid või hüdroksiidid (pH väärtuste tõusuga) sadestumise tagajärjel, mis on tingitud veeorganismide tarbimisest ja adsorptsiooniprotsessidest.

Pinnavetes on nikliühendid lahustunud, suspendeeritud ja kolloidses olekus, mille kvantitatiivne suhe sõltub vee koostisest, temperatuurist ja pH väärtustest. Nikliühendite sorbentideks võivad olla raudhüdroksiid, orgaanilised ained, kõrgdispersne kaltsiumkarbonaat, savi. Lahustunud vormid on peamiselt kompleksioonid, kõige sagedamini koos aminohapete, humiin- ja fulvohapetega ning ka tugeva tsüaniidikompleksi kujul. Nikliühendid on enim levinud looduslikes vetes, kus see on +2 oksüdatsiooniastmes. Ni3+ ühendid tekivad tavaliselt aluselises keskkonnas.

Nikliühendid mängivad olulist rolli hematopoeetilistes protsessides, olles katalüsaatorid. Selle suurenenud sisaldus avaldab spetsiifilist mõju südame-veresoonkonna süsteemile. Nikkel on üks kantserogeensetest elementidest. See võib põhjustada hingamisteede haigusi. Arvatakse, et vabad nikli ioonid (Ni2+) on umbes 2 korda toksilisemad kui selle kompleksühendid.

Reostamata ja kergelt saastunud jõevetes jääb nikli kontsentratsioon tavaliselt vahemikku 0,8–10 μg/dm3; saastunud on see mitukümmend mikrogrammi 1 dm3 kohta. Nikli keskmine kontsentratsioon merevees on 2 µg/dm3, põhjavees - n,103 µg/dm3. Niklit sisaldavaid kivimeid pestavates maa-alustes vetes tõuseb nikli kontsentratsioon mõnikord kuni 20 mg/dm3.

Nikkel satub atmosfääri värvilise metallurgia ettevõtetest, mis annavad 97% kõigist nikli heitkogustest, millest 89% pärineb Norilski nikli kontserni ettevõtetest, mis asuvad Zapolyarnõis ning Nikelis, Monchegorskis ja Norilskis.

Suurenenud nikli sisaldus keskkonnas põhjustab endeemiliste haiguste, bronhiaalvähi ilmnemist. Nikliühendid kuuluvad kantserogeenide 1. rühma.
Kaardil on mitmed kõrge keskmise nikli kontsentratsiooniga punktid Norilski niklikontserni asukohtades: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Tööstusettevõtete nikli heitkogused vähenesid 28%, keskmised kontsentratsioonid - 35%.

Nikli heitkogused М (tuhat tonni/aastas) ja aasta keskmised kontsentratsioonid q (µg/m3).

See satub looduslikesse vetesse tina sisaldavate mineraalide (kassiteriit, stanniin) leostumise tulemusena, samuti erinevate tööstusharude reoveega (kanga värvimine, orgaaniliste värvainete süntees, sulamite tootmine tina lisamisega jne).

Tina toksiline toime on väike.

Tina leidub saastamata pinnavees submikrogrammides kontsentratsioonides. Põhjavees ulatub selle kontsentratsioon mõne mikrogrammini 1 dm3 kohta. MPCv on 2 mg/dm3.

Elavhõbedaühendid võivad sattuda pinnavette kivimite leostumise tagajärjel elavhõbedavarude piirkonnas (kinnaver, metatsinnabariit, eluskivi), elavhõbedat akumuleerivate veeorganismide lagunemise protsessis. Märkimisväärses koguses satub veekogudesse värvaineid, pestitsiide, ravimeid ja mõningaid lõhkeaineid tootvate ettevõtete reovesi. Kivisöeküttel töötavad soojuselektrijaamad paiskavad atmosfääri märkimisväärses koguses elavhõbedaühendeid, mis märja ja kuiva sademete tagajärjel satuvad veekogudesse.

Lahustunud elavhõbedaühendite kontsentratsiooni langus tuleneb nende ekstraheerimisest paljude mere- ja mageveeorganismide poolt, mis suudavad seda akumuleerida kontsentratsioonides, mis on mitu korda suuremad kui selle sisaldus vees, samuti adsorptsiooniprotsesside tõttu hõljuvate ainete ja põhjasetted.

Pinnavetes on elavhõbedaühendid lahustunud ja hõljuvas olekus. Nende vaheline suhe sõltub vee keemilisest koostisest ja pH väärtustest. Suspendeeritud elavhõbe on sorbeeritud elavhõbedaühendid. Lahustunud vormid on dissotsieerumata molekulid, komplekssed orgaanilised ja mineraalsed ühendid. Veekogude vees võib elavhõbe olla metüülelavhõbedaühendite kujul.

Elavhõbedaühendid on väga mürgised, mõjuvad inimese närvisüsteemile, põhjustavad muutusi limaskestas, seedetrakti motoorsete funktsioonide ja sekretsiooni häireid, muutusi veres jne. Bakterite metüülimisprotsessid on suunatud metüülelavhõbedaühendite moodustumisele, mis on mitu korda mürgisemad kui elavhõbeda mineraalsoolad. Metüülelavhõbedaühendid kogunevad kaladesse ja võivad sattuda inimkehasse.

Elavhõbeda MPCv on 0,0005 mg/dm3 (kahjulikkuse piirmärk on sanitaartoksikoloogiline), MPCv on 0,0001 mg/dm3.

Pinnavee looduslikud pliiallikad on endogeensete (galeenia) ja eksogeensete (anglesiit, tserussiit jne) mineraalide lahustumisprotsessid. Pliisisalduse märkimisväärne suurenemine keskkonnas (sealhulgas pinnavees) on seotud kivisöe põletamisega, tetraetüülplii kasutamisega mootorikütuses löögivastase ainena, maagitöötlemistehastest koos reoveega veekogudesse viimisega. , mõned metallurgiatehased, keemiatööstused, kaevandused jne. Olulised tegurid plii kontsentratsiooni alandamisel vees on selle adsorptsioon heljumiga ja settimine koos nendega põhjasetetesse. Teiste metallide hulgas ekstraheerivad ja akumuleerivad pliid hüdrobiontid.

Pliid leidub looduslikes vetes lahustunud ja suspendeeritud (sorbeeritud) olekus. Lahustatud kujul esineb see mineraalsete ja orgaaniliste mineraalsete komplekside, aga ka lihtsate ioonide kujul, lahustumatul kujul - peamiselt sulfiidide, sulfaatide ja karbonaatide kujul.

Jõevetes ulatub plii kontsentratsioon kümnendikest kuni mikrogrammiühikuteni 1 dm3 kohta. Isegi polümetallimaakide aladega külgnevate veekogude vees ulatub selle kontsentratsioon harva kümnetesse milligrammidesse 1 dm3 kohta. Ainult kloriidtermaalvees ulatub plii kontsentratsioon mõnikord mitme milligrammini 1 dm3 kohta.

Plii kahjulikkuse piirnäitaja on sanitaar-toksikoloogiline. Plii MPCv on 0,03 mg/dm3, MPCv on 0,1 mg/dm3.

Pliid sisaldavad metallurgia, metallitöötlemise, elektrotehnika, naftakeemia ja autotranspordi ettevõtete heitkogused.

Plii mõju tervisele ilmneb pliid sisaldava õhu sissehingamise ning toidu, vee ja tolmuosakestega plii sissevõtmise kaudu. Plii koguneb kehasse, luudesse ja pindkudedesse. Plii mõjutab neere, maksa, närvisüsteemi ja vereloomeorganeid. Eakad ja lapsed on eriti tundlikud isegi väikeste pliidooside suhtes.

Plii heitkogused M (tuhat tonni/aastas) ja aasta keskmised kontsentratsioonid q (µg/m3).

Seitsme aastaga on tööstusallikatest pärit pliiheitmed tootmiskärbete ja paljude ettevõtete sulgemise tõttu vähenenud 60%. Tööstuslike heitkoguste järsu vähenemisega ei kaasne sõidukite heitgaaside vähenemine. Keskmine plii kontsentratsioon vähenes vaid 41%. Vähenemismäärade ja pliikontsentratsioonide erinevus on seletatav sõidukite heitkoguste alahindamisega eelmistel aastatel; Praegu on autode arv ja nende liikumise intensiivsus kasvanud.

Tetraetüülplii

See satub looduslikesse vetesse, kuna seda kasutatakse veesõidukite mootorikütustes dekoputusvastase ainena, samuti linnapiirkondade pinnavee äravooluga.

Seda ainet iseloomustab kõrge toksilisus, sellel on kumulatiivsed omadused.

Pinnavette sattuva hõbeda allikad on põhjavesi ja kaevanduste, töötlemisettevõtete ja fotoettevõtete reovesi. Suurenenud hõbedasisaldust seostatakse bakteritsiidsete ja algitsiidsete preparaatide kasutamisega.

Reovees võib hõbedat esineda lahustunud ja suspendeeritud kujul, enamasti halogeniidsoolade kujul.

Reostamata pinnavees leidub hõbedat submikrogrammides. Põhjavees varieerub hõbeda kontsentratsioon mõnest kümnest mikrogrammist 1 dm3 kohta, merevees - keskmiselt 0,3 µg/dm3.

Hõbedaioonid on võimelised hävitama baktereid ja steriliseerima vett isegi väikestes kontsentratsioonides (hõbeda ioonide bakteritsiidse toime alumine piir on 2,10-11 mol/dm3). Hõbeda rolli loomade ja inimeste organismis ei ole piisavalt uuritud.

Hõbeda MPCv on 0,05 mg/dm3.

Antimon satub pinnavette antimoni mineraalide (stibniit, senarmontiit, valentiniit, servingiit, stibiokaniit) leostumise kaudu ning kummi-, klaasi-, värvimis- ja tikuettevõtete reoveega.

Looduslikes vetes on antimoniühendid lahustunud ja hõljuvas olekus. Pinnavetele iseloomulikes redokstingimustes võib esineda nii kolme- kui ka viievalentset antimoni.

Saastumata pinnavees leidub antimoni submikrogrammistes kontsentratsioonides, merevees ulatub selle kontsentratsioon 0,5 µg/dm3, põhjavees - 10 µg/dm3. Antimoni MPCv on 0,05 mg/dm3 (kahjulikkuse piirnäitaja on sanitaartoksikoloogiline), MPCv on 0,01 mg/dm3.

Kolme- ja kuuevalentsed kroomiühendid satuvad pinnavette kivimitest (kromiit, krokoiit, uvaroviit jt) leostumise tulemusena. Mõned kogused tulevad organismide ja taimede lagunemisest, muldadest. Märkimisväärsetes kogustes võib veekogudesse sattuda galvaniseerimistöökodade, tekstiiliettevõtete värvimistöökodade, parkimistöökodade ja keemiatööstuse reovesi. Kroomiioonide kontsentratsiooni vähenemist võib täheldada nende veeorganismide tarbimise ja adsorptsiooniprotsesside tagajärjel.

Pinnavetes on kroomiühendid lahustunud ja hõljuvas olekus, mille vahekord sõltub vee koostisest, temperatuurist ja lahuse pH-st. Suspendeeritud kroomiühendid on peamiselt sorbeeritud kroomiühendid. Sorbentideks võivad olla savid, raudhüdroksiid, kõrgdispersne settiv kaltsiumkarbonaat, taime- ja loomsed jäägid. Lahustatud kujul võib kroom olla kromaatide ja bikromaatide kujul. Aeroobsetes tingimustes muundub Cr(VI) Cr(III-ks), mille soolad neutraalses ja aluselises keskkonnas hüdrolüüsitakse hüdroksiidi vabanemisega.

Reostuseta ja vähereostatud jõevees ulatub kroomi sisaldus mitmekümnendikust mikrogrammist liitris kuni mitme mikrogrammini liitris, reostunud veekogudes ulatub see mitmekümne ja sadade mikrogrammideni liitri kohta. Keskmine kontsentratsioon merevees on 0,05 µg/dm3, põhjavees - tavaliselt vahemikus n,10 - n,102 µg/dm3.

Suurenenud koguses Cr(VI) ja Cr(III) ühenditel on kantserogeensed omadused. Cr(VI) ühendid on ohtlikumad.

See satub looduslikesse vetesse kivimite ja mineraalide (sfaleriit, tsintsiit, goslariit, smitsoniit, kalamiin) looduslike hävimis- ja lahustumisprotsesside tulemusena, samuti maagitöötlemistehaste ja galvaniseerimistöökodade reoveega, pärgamentpaberi ja mineraalvärvide tootmisel. , viskooskiud ja teised

Vees esineb see peamiselt ioonsel kujul või oma mineraalsete ja orgaaniliste komplekside kujul. Mõnikord esineb see lahustumatutes vormides: hüdroksiidi, karbonaadi, sulfiidi jne kujul.

Jõevetes on tsingi kontsentratsioon tavaliselt vahemikus 3 kuni 120 µg/dm3, merevetes - 1,5 kuni 10 µg/dm3. Selle sisaldus maagis ja eriti madala pH-ga kaevandusvees võib olla märkimisväärne.

Tsink on üks aktiivseid mikroelemente, mis mõjutavad organismide kasvu ja normaalset arengut. Samas on paljud tsingiühendid mürgised, eelkõige selle sulfaat ja kloriid.

MPCv Zn2+ on 1 mg/dm3 (kahjulikkuse piirnäitaja – organoleptiline), MPCvr Zn2+ – 0,01 mg/dm3 (kahjulikkuse piirmärk – toksikoloogiline).

Raskmetallid on ohtlikkuse poolest juba teisel kohal, alludes pestitsiididele ja edestavad kõvasti selliseid tuntud saasteaineid nagu süsihappegaas ja väävel, kuid prognoosis peaksid neist saama kõige ohtlikumad, ohtlikumad kui tuumajaama jäätmed ja tahke aine. jäätmed. Raskmetallidega saastamist seostatakse nende laialdase kasutamisega tööstuslikus tootmises koos nõrkade puhastussüsteemidega, mille tulemusena satuvad raskmetallid keskkonda, sh pinnasesse, saastavad ja mürgitavad seda.

Raskmetallid kuuluvad prioriteetsete saasteainete hulka, mille seire on kohustuslik kõikides keskkondades. Erinevates teadus- ja rakendustöödes tõlgendavad autorid mõiste "raskmetallid" tähendust erinevalt. Mõnel juhul hõlmab raskmetallide määratlus hapraid elemente (näiteks vismut) või metalloide (näiteks arseen).

Muld on peamine keskkond, kuhu raskmetallid sisenevad, sealhulgas atmosfäärist ja veekeskkonnast. See toimib ka pinnase õhu ja vee sekundaarse reostuse allikana, mis sealt maailma ookeani siseneb. Raskmetallid assimileerivad pinnasest taimed, mis seejärel satuvad paremini organiseeritud loomade toidu hulka.
jätk
--PAGE_BREAK-- 3.3. plii mürgistus
Praegu on plii tööstusmürgituse põhjuste hulgas esikohal. Selle põhjuseks on selle laialdane kasutamine erinevates tööstusharudes. Pliimaagi töötajad puutuvad kokku pliiga pliisulatistes, akude tootmisel, jootmisel, trükikodades, kristallklaasi või keraamikatoodete, pliibensiini, pliivärvide jms valmistamisel. Atmosfääriõhu, pinnase ja plii saastamine vesi selliste tööstusharude läheduses, aga ka suurte maanteede läheduses, tekitab nendes piirkondades elavate elanike ja eelkõige laste, kes on raskmetallide mõju suhtes tundlikumad, pliimürgituse ohu.
Tuleb kahetsusega märkida, et Venemaal puudub riiklik poliitika plii keskkonnale ja rahvatervisele avaldatava mõju õigusliku, regulatiivse ja majandusliku reguleerimise ning plii ja selle ühendite keskkonda sattumise (heited, jäätmed) vähendamise kohta. ja pliid sisaldava bensiini tootmise täielikku lõpetamist.

Seoses äärmiselt ebarahuldava õppetööga, mille eesmärk on selgitada elanikkonnale inimkehale raskemetallide kokkupuute ohu astet, ei vähene Venemaal pliiga tööalase kokkupuutega kontingentide arv, vaid see järk-järgult suureneb. Kroonilise pliimürgistuse juhtumeid on Venemaal registreeritud 14 tööstuses. Juhtivad tööstusharud on elektritööstus (patareide tootmine), mõõteriistad, trükkimine ja värviline metallurgia, kus joobeseisundi põhjustab plii maksimaalse lubatud kontsentratsiooni (MAC) ületamine tööpiirkonna õhus 20 või rohkem kordi.

Märkimisväärne pliiallikas on autode heitgaasid, kuna pool Venemaast kasutab endiselt plii sisaldavat bensiini. Metallurgiatehased, eelkõige vasesulatus, jäävad aga endiselt peamiseks keskkonnasaasteallikaks. Ja siin on juhid. Sverdlovski oblasti territooriumil on riigis kolm suurimat pliiheite allikat: Krasnouralski, Kirovogradi ja Revda linnad.

Stalinliku industrialiseerimise aastail ehitatud Krasnouralski vasesulatuskorstnad, mis kasutasid 1932. aastast pärit seadmeid, paiskavad aastas 34 000 elanikuga linna 150-170 tonni pliid, kattes kõik pliitolmuga.

Plii kontsentratsioon Krasnouralski pinnases varieerub vahemikus 42,9-790,8 mg/kg, maksimaalne lubatud kontsentratsioon MPC=130 mikronit/kg. Veeproovid naaberküla veevärgis. Oktjabrski, mida toidab maa-alune veeallikas, registreeris MPC-d kuni kaks korda.

Pliireostus avaldab mõju inimeste tervisele. Plii kokkupuude häirib naiste ja meeste reproduktiivsüsteemi. Rasedatele ja fertiilses eas naistele kujutab kõrgenenud pliisisaldus veres erilist ohtu, kuna plii häirib menstruaaltsüklit, sagedamini esineb enneaegseid sünnitusi, raseduse katkemisi ja loote surma plii tungimise tõttu läbi platsentaarbarjääri. Vastsündinutel on kõrge suremus.

Pliimürgitus on väikelastele äärmiselt ohtlik – see mõjutab aju ja närvisüsteemi arengut. 165 Krasnouralski lapse testimisel alates 4. eluaastast tuvastati oluline vaimne alaareng 75,7% ja 6,8% uuritud lastest tuvastati vaimne alaareng, sealhulgas vaimne alaareng.

Eelkooliealised lapsed on plii kahjulikele mõjudele kõige vastuvõtlikumad, kuna nende närvisüsteem on alles arengujärgus. Isegi väikestes annustes põhjustab pliimürgitus intellektuaalse arengu, tähelepanu ja keskendumisvõime langust, lugemise mahajäämust, viib agressiivsuse, hüperaktiivsuse ja muude probleemide tekkeni lapse käitumises. Need arenguhäired võivad olla pikaajalised ja pöördumatud. Madal sünnikaal, kängumine ja kuulmislangus on samuti pliimürgituse tagajärg. Suured joobeannused põhjustavad vaimse alaarengu, kooma, krampe ja surma.

Venemaa ekspertide avaldatud valge raamat teatab, et pliireostus hõlmab kogu riiki ja on üks paljudest endises Nõukogude Liidus viimastel aastatel päevavalgele tulnud keskkonnakatastroofidest. Suurem osa Venemaa territooriumist kogeb pliisademetest tulenevat koormust, mis ületab ökosüsteemi normaalse toimimise kriitilise väärtuse. Kümnetes linnades on plii kontsentratsioon õhus ja pinnases üle MPC-le vastavate väärtuste.

Kõrgeim õhusaaste pliiga, mis ületab MPC, täheldati Komsomolski Amuuri-äärses, Tobolskis, Tjumenis, Karabashis, Vladimiris ja Vladivostokis.

Maksimaalseid plii sadestumise koormusi, mis põhjustavad maismaaökosüsteemide lagunemist, täheldatakse Moskva, Vladimiri, Nižni Novgorodi, Rjazani, Tula, Rostovi ja Leningradi oblastis.

Statsionaarsed allikad vastutavad enam kui 50 tonni plii sattumise eest erinevate ühendite kujul veekogudesse. Samal ajal lasevad 7 akutehast aastas kanalisatsioonisüsteemi kaudu välja 35 tonni pliid. Venemaa territooriumil veekogudesse sattuvate pliiheitmete jaotumise analüüs näitab, et Leningradi, Jaroslavli, Permi, Samara, Penza ja Orjoli piirkonnad on seda tüüpi koormuse liidrid.

Riik vajab kiireloomulisi meetmeid pliireostuse vähendamiseks, kuid seni varjutab Venemaa majanduskriis keskkonnaprobleeme. Pikaajalises tööstussurutises napib Venemaal raha minevikusaaste puhastamiseks, kuid kui majandus hakkab taastuma ja tehased tööle naasevad, võib saaste ainult hullemaks minna.
10 enim saastatud endise NSV Liidu linna

(Metallid on loetletud antud linna prioriteetsuse taseme kahanevas järjekorras)

4. Mullahügieen. Jäätmete kõrvaldamine.
Linnade ja teiste asulate ning nende lähiümbruse pinnas on pikka aega olnud erinev looduslikust, bioloogiliselt väärtuslikust pinnasest, millel on oluline roll ökoloogilise tasakaalu säilitamisel. Linnade pinnasele avaldavad samad kahjulikud mõjud kui linnaõhule ja hüdrosfäärile, mistõttu selle oluline lagunemine toimub kõikjal. Mullahügieenile ei pöörata piisavalt tähelepanu, kuigi selle tähtsus biosfääri (õhk, vesi, pinnas) ühe põhikomponendina ja bioloogilise keskkonnategurina on veest isegi olulisem, kuna viimase hulk (eelkõige pinnase kvaliteet) põhjavesi) määrab pinnase seisund ja neid tegureid on võimatu üksteisest eraldada. Mullal on bioloogilise isepuhastumisvõime: mullas toimub sinna sattunud jäätmete lõhenemine ja mineraliseerumine; lõpuks kompenseerib muld nende arvelt kadunud mineraalid.

Kui mulla ülekoormuse tagajärjel kaob mõni selle mineraliseerimisvõime komponentidest, põhjustab see paratamatult isepuhastusmehhanismi rikkumist ja mulla täielikku lagunemist. Ja vastupidi, mulla isepuhastumiseks optimaalsete tingimuste loomine aitab kaasa ökoloogilise tasakaalu säilimisele ja tingimuste säilimisele kõigi elusorganismide, sealhulgas inimeste jaoks.

Seetõttu ei piirdu kahjuliku bioloogilise toimega jäätmete neutraliseerimise probleem ainult nende ekspordiga; see on keerulisem hügieeniprobleem, kuna pinnas on ühenduslüli vee, õhu ja inimese vahel.
4.1.
Mulla roll ainevahetuses

Mulla ja inimese bioloogiline suhe toimub peamiselt ainevahetuse kaudu. Muld on justkui ainevahetustsükliks vajalike mineraalide tarnija, taimede kasvuks, mida tarbivad inimesed ja rohusööjad, mida omakorda söövad inimesed ja lihasööjad. Seega annab pinnas toitu paljudele taime- ja loomamaailma esindajatele.

Järelikult põhjustab mulla kvaliteedi halvenemine, selle bioloogilise väärtuse, isepuhastumisvõime vähenemine bioloogilise ahelreaktsiooni, mis pikaajaliste kahjulike mõjude korral võib põhjustada elanikkonna hulgas mitmesuguseid tervisehäireid. Veelgi enam, kui mineraliseerumisprotsessid aeglustuvad, võivad ainete lagunemisel tekkivad nitraadid, lämmastik, fosfor, kaalium jne sattuda joogiks kasutatavasse põhjavette ja põhjustada tõsiseid haigusi (näiteks nitraadid võivad põhjustada methemoglobineemiat, eelkõige imikutel) .

Joodivaese pinnase vee tarbimine võib põhjustada endeemilist struuma jne.
4.2.
Ökoloogiline seos pinnase ja vee ning vedelate jäätmete (reovee) vahel

Inimene ammutab mullast vee, mis on vajalik ainevahetusprotsesside ja elu enda säilitamiseks. Vee kvaliteet sõltub pinnase seisundist; see peegeldab alati antud pinnase bioloogilist seisundit.

Eelkõige puudutab see põhjavett, mille bioloogilise väärtuse määravad sisuliselt pinnase ja pinnase omadused, viimase isepuhastumisvõime, filtreerimisvõime, makrofloora, mikrofauna koostis jne.

Mulla otsene mõju pinnaveele on juba väiksem, seda seostatakse peamiselt sademetega. Näiteks pärast tugevaid vihmasid uhutakse pinnasest lahtise veekogudesse (jõgedesse, järvedesse) välja mitmesuguseid saasteaineid, sh kunstväetised (lämmastik, fosfaat), pestitsiidid, herbitsiidid, karstialadel, murdunud ladestustel võivad saasteained tungida läbi. praod sügavale põhjavette.

Ebapiisav reoveepuhastus võib põhjustada ka kahjulikke bioloogilisi mõjusid pinnasele ja viia lõpuks mulla degradeerumiseni. Seetõttu on pinnase kaitse asulates üks peamisi keskkonnakaitse nõudeid laiemalt.
4.3.
Tahkete jäätmete (olme- ja tänavajäätmed, tööstusjäätmed, reovee settimisel tekkiv kuiv muda, radioaktiivsed ained jne) pinnase koormuse piirnormid

Probleemi süvendab tõsiasi, et linnades tekib üha rohkem tahkeid jäätmeid, kuna nende lähiümbruse pinnas on järjest suurema surve all. Mulla omadused ja koostis halvenevad üha kiiremas tempos.

USA-s toodetud 64,3 miljonist tonnist paberist satub 49,1 miljonit tonni jäätmeteks (sellest kogusest 26 miljonit tonni tarnib majapidamine, 23,1 miljonit tonni kaubandusvõrk).

Seoses eelnevaga on tahkete jäätmete äravedu ja lõppladustamine linnastumise taustal väga oluline, raskemini teostatav hügieeniprobleem.

Tahkete jäätmete lõplik kõrvaldamine saastunud pinnasesse on võimalik. Linnapinnase pidevalt halveneva isepuhastusvõime tõttu on aga maasse mattunud jäätmete lõplik kõrvaldamine võimatu.

Inimene saaks edukalt kasutada pinnases toimuvaid biokeemilisi protsesse, selle neutraliseerivat ja desinfitseerivat võimet tahkeid jäätmeid neutraliseerida, kuid linnamuld on sajanditepikkuse inimasustuse ja linnategevuse tulemusena muutunud selleks otstarbeks juba ammu kõlbmatuks.

Isepuhastumismehhanismid, pinnases toimuv mineralisatsioon, neis osalevate bakterite ja ensüümide roll, samuti ainete lagunemise vahe- ja lõppsaadused on hästi teada. Praegu on uuringud suunatud loodusliku pinnase bioloogilist tasakaalu tagavate tegurite väljaselgitamisele, samuti küsimuse selgitamisele, kui palju tahkeid jäätmeid (ja millise koostisega) võib põhjustada mulla bioloogilise tasakaalu rikkumist.
Majapidamisjäätmete (prügi) kogus mõne maailma suurlinna elaniku kohta

Tuleb märkida, et linnade pinnase hügieeniline seisund selle ülekoormuse tagajärjel halveneb kiiresti, kuigi mulla isepuhastumisvõime on peamine hügieeninõue bioloogilise tasakaalu säilitamisel. Linnade pinnas ei suuda enam ilma inimese abita oma ülesandega toime tulla. Ainus väljapääs sellest olukorrast on jäätmete täielik neutraliseerimine ja hävitamine vastavalt hügieeninõuetele.

Seetõttu peaks kommunaalteenuste rajamine olema suunatud pinnase loomuliku isepuhastumisvõime säilitamisele ja kui see võime on muutunud juba ebarahuldavaks, siis tuleb see kunstlikult taastada.

Kõige ebasoodsam on tööstusjäätmete, nii vedelate kui ka tahkete jäätmete toksiline mõju. Üha suurem hulk selliseid jäätmeid satub pinnasesse, millega see ei suuda toime tulla. Nii leiti näiteks superfosfaadi tootmisettevõtete läheduses (3 km raadiuses) pinnase saastumine arseeniga. Teatavasti ei lagune mõned taimekaitsevahendid, näiteks pinnasesse sattunud kloororgaanilised ühendid pikka aega.

Sarnane on olukord ka osade sünteetiliste pakkematerjalidega (polüvinüülkloriid, polüetüleen jne).

Mõned mürgised ühendid satuvad varem või hiljem põhjavette, mille tagajärjel ei rikuta mitte ainult mulla bioloogilist tasakaalu, vaid ka põhjavee kvaliteet halveneb sedavõrd, et seda ei saa enam joogiveena kasutada.
Kodumajapidamisjäätmetes (prügis) sisalduvate põhiliste sünteetiliste materjalide protsent

*
Koos muude plastijäätmetega, mis kuumuse toimel kõvastuvad.
Jäätmeprobleem on tänapäeval suurenenud ka seetõttu, et osa jäätmetest, peamiselt inimeste ja loomade väljaheidet, kasutatakse põllumaa väetamiseks [fekaal sisaldab olulisel määral lämmastikku-0,4-0,5%, fosforit (P203)-0,2-0,6 %, kaalium (K=0) -0,5-1,5%, süsinik-5-15%]. See linna probleem on levinud linnaosadesse.
4.4.
Mulla roll erinevate haiguste levikul

Nakkushaiguste levikul on osa mullal. Sellest teatasid eelmisel sajandil Petterkoffer (1882) ja Fodor (1875), kes rõhutasid peamiselt mulla rolli soolehaiguste levikul: koolera, tüüfus, düsenteeria jne. Samuti juhtisid nad tähelepanu asjaolule, et mõned bakterid ja viirused jäävad mullas elujõuliseks ja virulentseks kuudeks. Seejärel kinnitasid mitmed autorid oma tähelepanekuid, eriti linnapinnase osas. Näiteks koolera põhjustaja jääb põhjavees elujõuliseks ja patogeenseks 20 kuni 200 päeva, kõhutüüfuse põhjustaja väljaheites - 30 kuni 100 päeva, paratüüfuse põhjustaja - 30 kuni 60 päeva. (Nakkushaiguste leviku seisukohalt on linnamuld palju ohtlikum kui sõnnikuga väetatud põllumuld.)

Pinnase saastatuse määra määramiseks kasutavad mitmed autorid bakterite arvu (E. coli) määramist, nagu ka vee kvaliteedi määramisel. Teised autorid peavad otstarbekaks lisaks määrata mineraliseerumisprotsessis osalevate termofiilsete bakterite arv.

Nakkushaiguste levikut läbi pinnase soodustab oluliselt maa reoveega kastmine. Samal ajal halvenevad ka mulla mineralisatsiooniomadused. Seetõttu tuleks reoveega kastmist läbi viia pideva range sanitaarjärelevalve all ja ainult väljaspool linnapiirkonda.

4.5.
Peamiste saasteainete tüüpide (tahked ja vedelad jäätmed) kahjulik mõju, mis põhjustab pinnase degradeerumist

4.5.1.
Vedeljäätmete neutraliseerimine pinnases

Paljudes asulates, kus puuduvad kanalisatsioonisüsteemid, neutraliseeritakse osa jäätmeid, sealhulgas sõnnik pinnases.

Nagu teate, on see kõige lihtsam viis neutraliseerimiseks. See on aga lubatav vaid juhul, kui tegemist on bioloogiliselt väärtusliku pinnasega, millel on säilinud isepuhastumisvõime, mis ei ole linnamuldadele omane. Kui pinnasel neid omadusi enam ei ole, on selle edasise lagunemise eest kaitsmiseks vaja vedelate jäätmete neutraliseerimiseks keerukaid tehnilisi vahendeid.

Mitmel pool neutraliseeritakse jäätmed kompostiaukudes. Tehniliselt on see lahendus keeruline ülesanne. Lisaks on vedelikud võimelised tungima pinnasesse üsna pikkade vahemaade tagant. Ülesande muudab veelgi keerulisemaks asjaolu, et asulareovesi sisaldab järjest rohkem mürgiseid tööstusjäätmeid, mis halvendavad pinnase mineraliseerumisomadusi isegi suuremal määral kui inimeste ja loomade väljaheited. Seetõttu on lubatud kompostikaevudesse juhtida ainult eelnevalt settinud reovett. Vastasel juhul on pinnase filtreerimisvõime häiritud, siis kaotab pinnas oma muud kaitseomadused, poorid ummistuvad järk-järgult jne.

Inimeste väljaheidete kasutamine põllumajanduspõldude niisutamiseks on teine ​​viis vedelate jäätmete neutraliseerimiseks. See meetod kujutab endast kahekordset hügieenilist ohtu: esiteks võib see põhjustada pinnase ülekoormust, teiseks võivad need jäätmed muutuda tõsiseks nakkusallikaks. Seetõttu tuleb väljaheited esmalt desinfitseerida ja asjakohaselt töödelda ning alles seejärel väetisena kasutada. Siin on kaks vastandlikku seisukohta. Vastavalt hügieeninõuetele hävitatakse väljaheited peaaegu täielikult ja rahvamajanduse seisukohalt on see väärtuslik väetis. Värsket väljaheidet ei saa kasutada aedade ja põldude kastmiseks ilma neid eelnevalt desinfitseerimata. Kui peate siiski kasutama värskeid väljaheiteid, siis need nõuavad sellist neutraliseerimisastet, et neil pole väetisena peaaegu mingit väärtust.

Väljaheiteid võib väetisena kasutada ainult selleks ettenähtud kohtades – pideva sanitaar- ja hügieenikontrolliga, eelkõige põhjavee seisundi, kärbeste arvukuse jms osas.

Loomade väljaheidete pinnasesse utiliseerimise ja kõrvaldamise nõuded ei erine põhimõtteliselt inimeste väljaheidete kõrvaldamise nõudest.

Kuni viimase ajani on sõnnik olnud põllumajanduse jaoks oluline väärtuslike toitainete allikas, et parandada mullaviljakust. Viimastel aastatel on aga sõnnik oma tähtsust kaotanud, osalt põllumajanduse mehhaniseerimise, osalt kunstväetiste kasutamise tõttu.

Sobiva töötlemise ja utiliseerimise puudumisel on ohtlik ka sõnnik, samuti inimese töötlemata väljaheide. Seetõttu lastakse sõnnikul enne põldudele viimist küpseda, et selle aja jooksul (temperatuuril 60–70 °C) saaksid selles toimuda vajalikud biotermilised protsessid. Pärast seda loetakse sõnnik "küpseks" ja vabastatakse enamikust selles sisalduvatest patogeenidest (bakterid, usside munad jne).

Tuleb meeles pidada, et sõnnikuhoidlad võivad pakkuda ideaalset kasvulava erinevate soolenakkuste levikut soodustavatele kärbestele. Tuleb märkida, et paljunemiseks valivad kärbsed kõige kergemini seasõnnikut, seejärel hobuse-, lambasõnnikut ja lõpuks ka lehmasõnnikut. Enne sõnniku väljavedu põldudele tuleb seda töödelda insektitsiidsete ainetega.
jätk
--PAGE_BREAK--

Raskmetallid on biokeemiliselt aktiivsed elemendid, mis sisenevad orgaaniliste ainete ringi ja mõjutavad peamiselt elusorganisme. Raskmetallide hulka kuuluvad sellised elemendid nagu plii, vask, tsink, kaadmium, nikkel, koobalt ja mitmed teised.

Raskmetallide migratsioon muldades sõltub eelkõige leelis-happe- ja redokstingimustest, mis määravad mulla-geokeemiliste tingimuste mitmekesisuse. Raskmetallide migratsioonil mullaprofiilis on oluline roll geokeemilistel barjääridel, mis mõnel juhul suurendavad, teistel nõrgendavad (säilitusvõime tõttu) muldade vastupidavust raskmetallide reostusele. Iga geokeemilise barjääri juures püsib teatud rühm sarnaste geokeemiliste omadustega keemilisi elemente.

Peamiste mullatekkeprotsesside spetsiifika ja veerežiimi tüüp määravad raskemetallide jaotumise olemuse muldades: akumuleerumine, säilimine või eemaldamine. Selgitati välja raskmetallide akumulatsiooniga muldade rühmad mullaprofiili erinevates osades: pinnal, ülemisel, keskel, kahe maksimumiga. Lisaks tuvastati tsoonis mullad, mida iseloomustab profiilisisesest krüogeensest konserveerimisest tingitud raskmetallide kontsentratsioon. Spetsiaalse rühma moodustavad pinnased, kus leostumise ja perioodilise leostumise tingimustes eemaldatakse profiililt raskmetallid. Raskmetallide profiilisisene jaotus on väga oluline pinnase saastatuse hindamisel ja saasteainete neisse akumuleerumise intensiivsuse prognoosimisel. Raskmetallide profiilisisese jaotuse tunnusele lisandub muldade rühmitamine nende bioloogilises ringis osalemise intensiivsuse järgi. Kokku eristatakse kolme gradatsiooni: kõrge, mõõdukas ja nõrk.

Omapärane on raskmetallide rände geokeemiline olukord jõgede lammimuldades, kus suurenenud kastmisel suureneb oluliselt keemiliste elementide ja ühendite liikuvus. Geokeemiliste protsesside spetsiifilisus on siin tingitud ennekõike redokstingimuste muutumise tugevast hooajalisusest. Selle põhjuseks on jõgede hüdroloogilise režiimi iseärasused: kevadiste üleujutuste kestus, sügisese üleujutuse olemasolu või puudumine ning madalveeperioodi iseloom. Lammite terrasside tulvavee üleujutuse kestus määrab kas oksüdatiivse (lühiajaline lammi üleujutus) või redoks- (pikaajaline üleujutus) tingimuste ülekaalu.

Põllumullad on allutatud kõige suuremale piirkondliku iseloomuga tehnogeensele mõjule. Peamiseks saasteallikaks, millega põllumuldadele jõuab kuni 50% raskmetallide üldkogusest, on fosfaatväetised. Põllumuldade võimaliku saastatuse astme määramiseks viidi läbi mulla omaduste ja saasteomaduste sidusanalüüs: arvesse võeti muldade huumusesisaldust, huumuse koostist ja osakeste suurusjaotust ning aluselisi-happelisi tingimusi. Andmed raskmetallide kontsentratsiooni kohta erineva päritoluga maardlate fosforiitides võimaldasid arvutada nende keskmise sisalduse, võttes arvesse umbkaudseid väetise doose, mis on antud erinevate piirkondade põllumuldadele. Mullaomaduste hindamine on korrelatsioonis agrogeense koormuse väärtustega. Kumulatiivne tervikhindamine oli aluseks pinnase võimaliku raskmetallidega saastumise määra kindlakstegemisel.

Raskmetallidega saastatuse astme poolest on kõige ohtlikumad multihuumussed, keskkonna leeliselise reaktsiooniga savi-savi mullad: tumehallid metsamullad ja suure akumulatsioonivõimega tumedad kastanimullad. Moskva ja Brjanski piirkonda iseloomustab ka suurenenud risk pinnase saastumiseks raskmetallidega. Mätas-podsoolsete muldade olukord ei soodusta siin raskemetallide kuhjumist, kuid neis piirkondades on tehnogeenne koormus suur ja muldadel pole aega "isepuhastumiseks".

Muldade ökoloogiline ja toksikoloogiline hindamine raskmetallide sisalduse osas näitas, et 1,7% põllumajandusmaast on saastunud I ohuklassi (väga ohtlik) ja 3,8% - II ohuklassi (keskmiselt ohtlik) ainetega. Pinnase saastumine raskmetallide ja arseenisisaldusega üle kehtestatud normide tuvastati Burjaatia Vabariigis, Dagestani Vabariigis, Mordva Vabariigis, Tõva Vabariigis, Krasnojarski ja Primorski territooriumil, Ivanovos, Irkutskis, Kemerovos, Kostromas , Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sahhalin, Chita piirkonnad.

Pinnase lokaalne saastumine raskmetallidega on seotud eelkõige suurte linnade ja. Raskmetallide kompleksidega pinnase saastumise riski hindamine viidi läbi summaarse näitaja Zc järgi.

Tarbijaõiguste kaitse ja inimeste heaolu järelevalve föderaalne teenistus

2.1.7. MULD, ASUSTATUD KOHTADE PUHASTAMINE, TOOTMIS- JA TARBIMISEJÄÄTMED MULLA SANITAARKAITSE

Keemiliste ainete maksimaalsed lubatud kontsentratsioonid (MAC) pinnases

Hügieenistandardid
GN 2.1.7.2041-06

1. Koostanud autorite meeskond, kuhu kuulusid: N.V. Rusakov, I.A. Kryatov, N.I. Tonkopiy, Zh.Zh. Gumarova, N.V. Pirtakhia (A.N. Sysini nimeline Riiklik Inimökoloogia ja Keskkonnahügieeni Uurimisinstituut, Venemaa Meditsiiniteaduste Akadeemia); A.P. Vesele (tarbijaõiguste kaitse ja inimeste heaolu järelevalve föderaalne talitus).

2. Soovitatav kinnitada Tarbijaõiguste kaitse ja inimeste heaolu järelevalve föderaalse teenistuse riikliku sanitaar- ja epidemioloogilise regulatsiooni komisjoni bürool (16. juuni 2005. aasta protokoll nr 2).

3. Kinnitatud tarbijaõiguste kaitse ja inimeste heaolu järelevalve föderaalse talituse juhi, Vene Föderatsiooni riikliku sanitaararsti G.G. Onishenko 19. jaanuar 2006

4. Jõustunud Vene Föderatsiooni riikliku sanitaarpeaarsti 23. jaanuari 2006. a määrusega nr 1 alates 1. aprillist 2006. a.

5. Kehtestatud hügieeninormide "Kemikaalide maksimaalsete lubatud kontsentratsioonide (MPC) ja ligikaudsete lubatud koguste (APC) loetelu pinnases" nr 6229-91 ja GN 2.1.7.020-94 (lisa 1 kuni nr 6229-) asendamiseks. 91).

6. Registreeritud Vene Föderatsiooni justiitsministeeriumis (7. veebruaril 2006 registreerimisnumber 7470).

Vene Föderatsiooni föderaalseadus
"Elanike sanitaar- ja epidemioloogilisest heaolust"
nr 52-FZ30. märts 1999

„Riigi sanitaar- ja epidemioloogilised eeskirjad ja eeskirjad (edaspidi sanitaar-eeskirjad) on normatiivaktid, mis kehtestavad sanitaar- ja epidemioloogilised nõuded (sealhulgas keskkonnategurite ohutuse ja (või) kahjulikkuse kriteeriumid inimestele, hügieeni- ja muud standardid), mitte. – mille täitmine tekitab ohtu inimeste elule või tervisele, samuti haiguste tekke ja leviku ohu” (artikkel 1).

"Sanitaareeskirjade järgimine on kodanikele, üksikettevõtjatele ja juriidilistele isikutele kohustuslik" (artikli 39 lõige 3).

VENEMAA FÖDERATSIOONI RIIGI PEARSTI SANITAAR

RESOLUTSIOON

23.01.2006 Moskva №1

Rakenduse kohta
hügieenistandardid
GN 2.1.7.2041-06

30. märtsi 1999. aasta föderaalseaduse nr 52-FZ "Rahvastiku sanitaar- ja epidemioloogilise heaolu kohta" (Vene Föderatsiooni kogutud õigusaktid, 1999, nr 14, art. 1650; 2003, nr 2) alusel. , artikkel 167; nr 27, artikkel 2700; 2004, nr 35, artikkel 3607) ja riikliku sanitaar- ja epidemioloogilise määramise eeskirjad, mis on kinnitatud Vene Föderatsiooni valitsuse 24. juuli 2000. aasta määrusega nr. 554 (Vene Föderatsiooni õigusaktide kogumik, 2000, nr 31, art. 3295), muudetud Vene Föderatsiooni valitsuse 15. septembri 2005 dekreediga nr 569 (Vene Föderatsiooni kogutud õigusaktid, 2005, nr. 39, artikkel 3953)

LAHENDADA:

1. Jõustada alates 1. aprillist 2006 hügieenistandardid GN 2.1.7.2041-06 "Kemikaalide maksimaalne lubatud kontsentratsioon (MPC) pinnases", mille on heaks kiitnud Vene Föderatsiooni riikliku sanitaararst 19. jaanuaril. 2006.

G.G. Oništšenko

KINNITA

Föderaalteenistuse juht
õiguste kaitse alase järelevalve kohta
tarbijad ja inimeste heaolu,
Riigipea sanitaar
Vene Föderatsiooni arst

G.G. Oništšenko

2.1.7. MULD, ASUSTATUD KOHTADE PUHASTAMINE, TOOTMIS- JA TARBIMISE JÄÄTMED, MULLA SANITAARKAITSE

Keemiliste ainete maksimaalsed lubatud kontsentratsioonid (MAC) pinnases

Hügieenistandardid
GN 2.1.7.2041-06

I. Üldsätted ja kohaldamisala

1.1. Hügieenistandardid "Keemiliste ainete maksimaalne lubatud kontsentratsioon (MAC) pinnases" (edaspidi - standardid) töötati välja vastavalt 30. märtsi 1999. aasta föderaalseadusele N 52-FZ "Rahvastiku sanitaar- ja epidemioloogilise heaolu kohta". " (Vene Föderatsiooni kogutud õigusaktid, 1999, N 14, artikkel 1650; 2003, N 2, artikkel 167; N 27, artikkel 2700; 2004, N 35) ja riikliku sanitaar- ja epidemioloogilise määruse määrused, mis on heaks kiidetud dekreediga Vene Föderatsiooni valitsuse 24. juuli 2000 N 554 (Vene Föderatsiooni õigusaktide kogu, 2000, N 31, art. 3295), muudetud Vene Föderatsiooni valitsuse 15. septembri 2005. aasta määrusega N 569 (Sobraniye zakonodatelstva Rossiyskoy Federatsii, 2005, N 39, art. 3953)

1.2. Need standardid kehtivad kogu Vene Föderatsiooni territooriumil ja kehtestavad kemikaalide maksimaalsed lubatud kontsentratsioonid erinevat tüüpi maakasutuse pinnases.

1.3. Standardid kehtivad asulate, põllumaade, veevarustusallikate sanitaarkaitsevööndite, kuurortide territooriumi ja üksikute asutuste pinnasele.

1.4. Need standardid on välja töötatud komplekssete eksperimentaalsete uuringute põhjal pinnase saasteaine kaudse mõju ohu kohta inimese tervisele, samuti võttes arvesse selle toksilisust, epidemioloogilisi uuringuid ja rahvusvahelist standardimiskogemust.

1.5. Hügieenistandardite järgimine on kodanikele, üksikettevõtjatele ja juriidilistele isikutele kohustuslik.

II. Keemiliste ainete maksimaalsed lubatud kontsentratsioonid (MAC) pinnases

	Aine nimetus			MPC väärtus (mg/kg), võttes arvesse tausta (clark)	Kahjulikkuse piirav näitaja
Bruto sisu
	Benz/a/püreen				üldine sanitaar
					Õhuränne
					Õhuränne
					üldine sanitaar
	Vanaadium + mangaan	7440-62-2+7439-96-5			üldine sanitaar
	Dimetüülbenseenid (1,2-dimetüülbenseen; 1,3-dimetüülbenseen; 1,4-dimetüülbenseen)				Translokatsioon
	Komplekssed granuleeritud väetised (KGU)				Vee ränne
	Vedelkompleksväetised (KJU)				Vee ränne
	Mangaan				üldine sanitaar
	Metall				Õhuränne
	Metüülbenseen				Õhuränne
	(1-metüületenüül)benseen				Õhuränne
	(1-metüületüül)benseen				Õhuränne
	(1-metüületüül)benseen + (1-metüületenüül)benseen	98-82-8 + 25013-15-4	С9Н12 + С9Н10		Õhuränne
					Translokatsioon
	Nitraadid (vastavalt NO3-le)				Vee ränne
					Vee ränne
					üldine sanitaar
					Translokatsioon
					üldine sanitaar
	Plii + elavhõbe	7439-92-1 + 7439-97-6			Translokatsioon
					üldine sanitaar
	Väävelhape (autor S)				üldine sanitaar
	Vesiniksulfiid (autor S)				Õhuränne
	Superfosfaat (P2O5 järgi)				Translokatsioon
					Vee ränne
	Furaan-2-karbaldehüüd				üldine sanitaar
	Kaaliumkloriid (K2O abil)				Vee ränne
	Kuuevalentne kroom				üldine sanitaar
					Õhuränne
	Etenüülbenseen				Õhuränne
Liigutatav vorm
					üldine sanitaar
	0,1 N H2SO4-ga regenereeritav mangaan:
	Tšernozem
	Sood-podzolic:
	Saadav ammooniumatsetaatpuhvriga pH 4,8:				üldine sanitaar
	Tšernozem
	Sood-podzolic:
					üldine sanitaar
					üldine sanitaar
					üldine sanitaar
					Translokatsioon
	Kolmevalentne kroom5				üldine sanitaar
					Translokatsioon
Vees lahustuv vorm
					Translokatsioon

Märkmed.

1. KGU - komplekssed granuleeritud väetised koostisega N:P:K=64:0:15. MPC KGU kontrollib nitraatide sisaldus mullas, mis ei tohiks ületada 76,8 mg/kg absoluutselt kuiva pinnase kohta.

KZhU - komplekssed vedelväetised koostisega N:P:K=10:34:0 TU 6-08-290-74 mangaanilisanditega mitte rohkem kui 0,6% kogumassist. MPC KZhU kontrollib liikuvate fosfaatide sisaldus mullas, mis ei tohiks ületada 27,2 mg/kg absoluutselt kuiva pinnase kohta.

2. Erinevat tüüpi muldade arseeni ja plii normid on toodud ligikaudsete lubatud kontsentratsioonidena (AEC) teises dokumendis.

3. MPC OFU kontrollib benso/a/püreeni sisaldus mullas, mis ei tohiks ületada benso/a/püreeni MPC-d.

4. Koobalti liikuv vorm ekstraheeritakse mullast atsetaat-naatriumpuhverlahusega, mille pH on 3,5 ja halli pinnase puhul pH 4,7, ning atsetaat-ammooniumpuhverlahusega pH 4,8 muude mullatüüpide puhul.

5. Elemendi liikuv vorm ekstraheeritakse pinnasest ammooniumatsetaadi puhverlahusega, mille pH on 4,8.

6. Fluori liikuv vorm ekstraheeritakse pinnasest, mille pH on £ 6,5 0,006 N HCl, pH >6,5 - 0,03 N K2SO4.

Märkused II jao juurde

Üksikute ainete nimed tähestikulises järjekorras esitatakse võimaluse korral vastavalt Rahvusvahelise Puhta Rakenduskeemia Liidu (IUPAC) reeglitele (veerg 2) ja need on varustatud Chemical Abstracts Service'i (CAS) registreerimisnumbritega (veerg 3). ainete tuvastamise hõlbustamiseks.

4. veerus on toodud ainete valemid.

Standardite väärtused on antud aine milligrammides ühe kilogrammi pinnase kohta (mg/kg) – veerg 5 – nende mullasisalduse bruto- ja liikuvusvormide kohta.

Märgitud on kahjulikkuse piirnäitaja (veerg 6), mille järgi kehtestatakse normid: õhumigratsioon (õhumigratsioon), veemigratsioon (veemigratsioon), üldsanitaarne või translokatsioon.

Standardite kasutamise hõlbustamiseks on esitatud peamiste sünonüümide indeks (lisa 1), ainete valemid (lisa 2) ja CAS-numbrid (lisa 3).

1. GOST 26204-84, GOST 28213-84 “Mullad. Analüüsimeetodid".

2. Dmitriev M.T., Kaznina N.I., Pinigina I.A. Keskkonnas leiduvate saasteainete sanitaar-keemiline analüüs: käsiraamat. Moskva: keemia, 1989.

3. Furfuraali määramise meetod pinnases nr 012-17/145 /MZ UzSSR 24.03.87. Taškent, 1987.

4. Juhend kantserogeensete polütsükliliste süsivesinike kvalitatiivseks ja kvantitatiivseks määramiseks komplekskoostisega toodetes nr 1423-76 12.05.76. M., 1976.

5. Keskkonnaobjektidelt proovide võtmise ja nende hilisemaks kantserogeensete polütsükliliste aromaatsete süsivesinike määramiseks ettevalmistamise juhend: nr 1424-76 12.05.76.

6. Kemikaalide suurimad lubatud kontsentratsioonid pinnases: nr 1968-79 /MZ USSR 21.02.79. M., 1979.

7. Kemikaalide suurimad lubatud kontsentratsioonid pinnases: nr 2264-80 10.30.80 / NSVL Tervishoiuministeerium. M., 1980.

SISU

Sissejuhatus

1. Mullakate ja selle kasutamine

2. Pinnase erosioon (vesi ja tuul) ja sellega toimetulemise meetodid

3. Tööstuslik pinnase reostus

3.1 Happevihm

3.2 Raskmetallid

3.3 Pliimürgitus

4. Mullahügieen. Jäätmete kõrvaldamine

4.1 Mulla roll ainevahetuses

4.2 Ökoloogiline seos pinnase ja vee ning vedelate jäätmete (reovee) vahel

4.3 Tahkete jäätmete pinnase koormuse piirnormid (olme- ja tänavajäätmed, tööstusjäätmed, kuivsete pärast reovee settimist, radioaktiivsed ained)

4.4 Mulla roll erinevate haiguste levikul

4.5 Peamiste saasteainete tüüpide (tahked ja vedelad jäätmed) kahjulik mõju, mis põhjustab mulla degradeerumist

4.5.1 Vedeljäätmete puhastamine pinnases

4.5.2.1 Tahkete jäätmete saastest puhastamine pinnases

4.5.2.2 Jäätmete kogumine ja kõrvaldamine

4.5.3 Lõplik eemaldamine ja utiliseerimine

4.6 Radioaktiivsete jäätmete kõrvaldamine

Järeldus

Kasutatud allikate loetelu

Sissejuhatus.

Teatud osa muldadest nii Venemaal kui ka mujal maailmas langeb igal aastal põllumajanduslikust ringlusest erinevatel põhjustel, mida on üksikasjalikult käsitletud UIR-is. Erosioon, happevihmad, halb majandamine ja mürgised jäätmed on mõjutatud tuhandeid või enamaid hektareid maad. Selle vältimiseks tuleb tutvuda kõige produktiivsemate ja soodsamate maaparandusmeetmetega (vt töö põhiosas maaparanduse definitsiooni), mis tõstavad pinnase viljakust ning eelkõige maaparandusmeetmetega negatiivne mõju pinnasele endale ja kuidas seda vältida.

Need uuringud annavad ülevaate kahjulikust mõjust pinnasele ning neid on läbi viidud mitmetes mulla- ja keskkonnaküsimusi käsitlevates raamatutes, artiklites ja teadusajakirjades.

Mulla saastamise ja degradeerumise probleem on alati olnud aktuaalne. Nüüd võib öeldule lisada, et meie ajal mõjutab inimtekkeline mõju loodust suuresti ja ainult kasvab ning muld on meie jaoks üks peamisi toidu ja riiete allikaid, rääkimata sellest, et me sellel kõnnime. ja on temaga alati tihedas kontaktis.

1. Mullakate ja selle kasutamine.

Muldkate on kõige olulisem looduslik moodustis. Selle tähtsuse ühiskonnaelule määrab asjaolu, et muld on peamine toiduallikas, mis annab 97–98% maailma elanikkonna toiduvarudest. Samal ajal on muldkate inimtegevuse koht, kus toimub tööstuslik ja põllumajanduslik tootmine.

Toidu erilist rolli ühiskonnaelus esile tõstes tõi isegi V. I. Lenin välja: "Majanduse tegelik alus on toidufond."

Muldkatte olulisim omadus on selle viljakus, mille all mõistetakse põllukultuuride saaki tagavate mullaomaduste kogumit. Mulla looduslikku viljakust reguleerib mulla toitainetega varustamine ning selle vee-, õhu- ja soojusrežiim. Muldkatte roll maismaaökoloogiliste süsteemide produktiivsuses on suur, kuna muld toidab maismaataimi vee ja paljude ühenditega ning on taimede fotosünteesi aktiivsuse oluline komponent. Mulla viljakus oleneb ka sellesse kogunenud päikeseenergia hulgast. Maal elavad elusorganismid, taimed ja loomad fikseerivad päikeseenergiat füto- või zoomassi kujul. Maapealsete ökoloogiliste süsteemide tootlikkus sõltub maapinna soojuse ja vee tasakaalust, mis määrab planeedi geograafilises ümbrises oleva aine ja ainevahetuse vormide mitmekesisuse.

Analüüsides maa tähtsust ühiskondlikule tootmisele, tõi K. Marx välja kaks mõistet: maa-aine ja maa-kapital. Neist esimest tuleb mõista maa, mis tekkis oma evolutsioonilise arengu käigus lisaks inimeste tahtele ja teadvusele ning on inimasustuse koht ja tema toiduallikas. Alates hetkest, mil inimühiskonna arenguprotsessis olev maa muutub tootmisvahendiks, toimib see uues kvaliteedis - kapitalis, ilma milleta on tööprotsess mõeldamatu, "...sest see annab töötajale ... koht, millel ta seisab ... , ja selle protsessi ulatus...". Just sel põhjusel on maa igas inimtegevuses universaalne tegur.

Maa roll ja koht ei ole materiaalse tootmise erinevates valdkondades, eelkõige tööstuses ja põllumajanduses, ühesugused. Töötlevas tööstuses, ehituses, transpordis on maa see koht, kus toimuvad tööprotsessid, olenemata mulla looduslikust viljakusest. Põllumajanduses olev maa on erineval tasemel. Inimtöö mõjul muutub loomulik viljakus potentsiaalsest majanduslikuks. Maaressursside kasutamise eripära põllumajanduses toob kaasa asjaolu, et need toimivad kahes erinevas kvaliteedis, nii tööobjektina kui ka tootmisvahendina. K. Marx märkis: "Ainult uue kapitali investeeringuga maatükkidesse ... suurendasid inimesed maakapitali, ilma et see oleks suurendanud maa ainet, st maapinda."

Maa toimib põllumajanduses tootliku jõuna tänu oma loomulikule viljakusele, mis ei püsi muutumatuna. Maa ratsionaalse kasutamisega saab sellist viljakust tõsta, parandades selle vee-, õhu- ja soojusrežiimi melioratsioonimeetmetega ning suurendades mulla toitainete sisaldust. Vastupidi, maaressursside ebaratsionaalse kasutamisega väheneb nende viljakus, mille tulemusena väheneb põllukultuuride saagikus. Kohati muutub põllukultuuride kasvatamine täiesti võimatuks, eriti soolastel ja erodeerunud muldadel.

Ühiskonna tootlike jõudude madala arengutaseme korral toimub toidutootmise laienemine uute maade kaasamise tõttu põllumajandusse, mis vastab põllumajanduse ekstensiivsele arengule. Sellele aitavad kaasa kaks tingimust: vaba maa olemasolu ja põlluharimise võimalus taskukohase keskmise kapitalikulu tasemel pinnaühiku kohta. Selline maaressursside ja põllumajanduse kasutamine on tüüpiline paljudele kaasaegse maailma arengumaadele.

Teadusliku ja tehnoloogilise revolutsiooni ajastul oli tööstus- ja arengumaade põllumajandussüsteem teravalt piiritletud. Esimesi iseloomustab põllumajanduse intensiivistumine, kasutades teaduse ja tehnoloogia revolutsiooni saavutusi, mille käigus põllumajandus areneb mitte haritava maa pindala suurenemise, vaid maasse investeeritud kapitali suurenemise tõttu. Enamiku tööstuslike kapitalistlike riikide tuntud piiratud maaressursid, rahvastiku kiirest kasvust tingitud nõudluse kasv põllumajandustoodete järele kogu maailmas ja kõrgem põllumajandustase aitasid kaasa põllumajanduse ülekandmisele nendes riikides 50ndatel aastatel. intensiivse arengu tee. Põllumajanduse intensiivistamise protsessi kiirenemine industriaalkapitalistlikes riikides ei ole seotud mitte ainult teadus- ja tehnikarevolutsiooni saavutustega, vaid peamiselt kapitali põllumajandusse investeerimise tasuvusega, mis koondas põllumajandustootmise suurmaaomanike ja maaomanike kätte. laostanud väiketalunikud.

Põllumajandus arenes arengumaades muul viisil. Nende riikide teravatest loodusvaraprobleemidest võib eristada: madal põllumajanduskultuur, mis põhjustas muldade degradatsiooni (suurenenud erosioon, sooldumine, viljakuse vähenemine) ja loodusliku taimestiku (näiteks troopilised metsad), veevarude ammendumise, maade kõrbestumine, mis avaldub eriti selgelt Aafrika mandril. Kõik need arengumaade sotsiaal-majanduslike probleemidega seotud tegurid on viinud nendes riikides kroonilise toidupuuduseni. Nii jäid arengumaad 1980. aastate alguses vastavalt teravilja (222 kg) ja liha (14 kg) varustatuse poolest tööstuslikult arenenud kapitalistlikele riikidele kordades alla. Toiduprobleemi lahendamine arengumaades on mõeldamatu ilma suurte sotsiaalmajanduslike muutusteta.

Meie riigis on maasuhete aluseks üleriigiline (üleriigiline) maaomand, mis tekkis kogu maade natsionaliseerimise tulemusena. Põllumajandussuhted on üles ehitatud plaanide alusel, mille järgi peaks põllumajandus tulevikus arenema, riigi rahalise ja krediidiabi ning vajaliku masina- ja väetisega varustamise abil. Põllumajandustöötajate tasustamine vastavalt töö kvantiteedile ja kvaliteedile stimuleerib nende elatustaseme pidevat tõusu.

Maafondi kasutamine tervikuna toimub pikaajaliste riiklike plaanide alusel. Selliste plaanide näiteks oli põlis- ja kesa arendamine riigi idaosas (1950. aastate keskpaik), tänu millele sai lühikese ajaga võimalik tuua põllumaaks üle 41 miljoni hektari uusi alasid. Teiseks näiteks on Toiduprogrammi rakendamisega seotud meetmete kogum, mis näeb ette põllumajandusliku tootmise arengu kiirendamise läbi põllumajanduskultuuri tõstmise, maaparandusmeetmete laialdase rakendamise, samuti laiaulatuslik põllumajanduspiirkondade sotsiaal-majandusliku rekonstrueerimise programm.

Maailma maaressursid tervikuna pakuvad toitu rohkematele inimestele, kui praegu ja lähitulevikus on. Rahvastiku kasvu tõttu, eriti arengumaades, aga haritava maa hulk elaniku kohta väheneb.

Põllumajanduspiirkondades põhjast lõunasse väheneb korrapäraselt halvasti haritud maade pindala ja suureneb põllumaa pindala, mis saavutab maksimumi metsa-stepi ja stepi vööndites. Kui RSFSR-i mitte-tšernozemi vööndi põhjapoolsetes piirkondades on põllumaa pindala 5–6% kogupindalast, siis metsa-stepi ja stepi tsoonides suureneb põllumaa pindala rohkem kui 10 korda, ulatudes 60-70% -ni. Nendest tsoonidest põhjas ja lõunas on põllumajandusmaa järsult vähenenud. Põhjas määrab säästva põllumajanduse piiri kasvuperioodil 1000°C plusstemperatuuride summa, lõunas - 200-300 mm aastane sademete hulk. Erandiks on riigi lõunaosa ja Kesk-Aasia paremini niisutatud jalami- ja mägipiirkonnad, kus territooriumi põllumajanduslik areng on 20%. Venemaa tasandiku põhjaosas, metsatundra ja tundra vööndites, on põllumaa pindala vaid 75 tuhat hektarit (vähem kui 0,1% territooriumist).

Riigi põllumajanduse arengu kiirendamiseks on vaja mitmeid suuremahulisi meetmeid:

Teaduspõhise põllumajandussüsteemi rakendamine igas loodusvööndis ja selle üksikutes piirkondades;

Laiaulatusliku maaparandusprogrammi elluviimine erinevates loodusvööndites;

Melioratsioonimassiivide sekundaarse sooldumise ja soostumise protsesside likvideerimine;

Meetmete komplekside rakendamine vee- ja tuuleerosiooni vastu võitlemiseks miljonites hektarites mõõdetavatel aladel;

Kultuurkarjamaade võrgustiku loomine erinevates looduslikes vööndites, kasutades nende niisutamist, kastmist ja väetamist;

Laiaulatuslike meetmete läbiviimine arenenud muldade harimiseks koos sügava struktureeritud horisondi loomisega;

Masina- ja traktoripargi ning mullaharimisseadmete moderniseerimine;

Täisannuse väetiste kasutamine igat tüüpi põllukultuuride jaoks, sealhulgas kaitsvas kestas halvasti lahustuvate põllukultuuride jaoks;

Meetmete kompleksi rakendamine põllumajandusterritooriumide sotsiaalseks rekonstrueerimiseks (teede, elamute, ladude, koolide, haiglate jne ehitamine);

Olemasoleva maafondi igakülgne säilitamine. Seda programmi saab kujundada pikka aega.

RSFSR-i mittetšernozemvöönd ulatub Läänemere tasandikult läänes kuni Uurali mäestikuni idas, Põhja-Jäämere rannikust põhjas kuni metsastepi piirini lõunas. Selle pindala on umbes 2,8 km2. Mitte-Tšernozemi piirkonda iseloomustab suur elanikkonna kontsentratsioon. Siin elab üle 60 miljoni inimese (umbes 44% RSFSRi elanikkonnast), sealhulgas umbes 73% linnades. Sellel tsoonil on 47 miljonit hektarit põllumajandusmaad, millest 32 miljonit hektarit on haritav maa. Mitte-tšernozemi tsooni eristab arenenud põllumajandus, mis moodustab kuni 30% RSFSRi põllumajandustoodetest, sealhulgas peaaegu kogu linakiu, kuni 20% teraviljast, üle 50 - kartuli, umbes 40 - piima ja munad, 43 - köögiviljad, 30% - liha .

Nonchernozemi tsooni kõige olulisem tunnus on suurel hulgal looduslikke söödamaid. Iga põllumaa hektari kohta on 1–3 hektarit söödaheina- ja karjamaid. Looduslikud ja kliimatingimused soosivad peaaegu kõikjal põllumajanduse arengut liha- ja piimatoodete spetsialiseerumiseks. Põllumajanduse intensiivistamiseks on kavas teostada soode ja märgalade maaparandust ja põllumaade keemistamist.

2. Pinnase erosioon (vesi ja tuul) ja sellega toimetulemise meetodid.

Maa laialdane kasutamine, eriti suurenenud teadus- ja tehnikarevolutsiooni ajastul, on kaasa toonud vee- ja tuuleerosiooni (deflatsiooni) leviku suurenemise. Nende mõjul eemaldatakse pinnase agregaadid (vee või tuulega) ülemisest, kõige väärtuslikumast mullakihist, mis viib selle viljakuse vähenemiseni. Vee- ja tuuleerosioon, mis põhjustab mullavarude ammendumist, on ohtlik keskkonnategur.

Vee- ja tuuleerosiooniga maa kogupindala mõõdetakse miljonites hektarites. Olemasolevate hinnangute kohaselt on 31% maast vee- ja 34% tuuleerosiooni all. Kaudsed tõendid vee- ja tuuleerosiooni suurenenud ulatuse kohta teaduse ja tehnoloogilise revolutsiooni ajastul on jõgede tahke äravoolu suurenemine ookeani, mida praegu hinnatakse 60 miljardile tonnile, kuigi 30 aastat tagasi oli see väärtus peaaegu 2 korda suurem. vähem.

Maa põllumajanduslik kogukasutus (sh karjamaad ja heinad) moodustab umbes 1/3 maast. Vee- ja tuuleerosiooni tagajärjel on maailmas kannatada saanud umbes 430 miljonit hektarit maad ning praeguse erosiooni ulatuse püsimisel võib see näitaja sajandi lõpuks kahekordistuda.

Tuuleerosioon on kõige vastuvõtlikum 0,5–0,1 mm või väiksematele pinnaseosakestele, mis tuule kiirusel 3,8–6,6 m/s mullapinna lähedal hakkavad liikuma ja liiguvad pikkade vahemaade taha. Väikesed mullaosakesed (<,0,1 мм) способны преодо­левать расстояние в сотни (иногда тысячи километров). На осно­вании аэрокосмических снимков выявлено, что пыльные бури в Са­харе прослеживались вплоть до Северной Америки.

Osakeste kategooria 0,5-0,1 mm on üks agronoomiliselt väärtuslikke, mistõttu tuuleerosioon vähendab mulla viljakust. Mitte vähem aktiivne protsess on veeerosioon, kuna väljapestud mullaosakeste suurus suureneb veega mahapesemisel.

Mulla väljauhtumine oleneb mulla tüübist, selle füüsikalisest ja mehaanilisest koostisest, pindmise äravoolu hulgast ning mullapinna (agrotausta) seisundist. Mulla väljauhtumise määr on erinevatel põllumaadel väga erinev. Lõunapoolsete tšernozemide puhul varieeruvad pinnase väljauhtumise määrad (t/ha) 21,7-st (sügiskünd piki nõlva), 14,9-ni (sama üle nõlva) kuni 0,2-ni (püsikkesa). Tänapäeva erosiooni intensiivsus on põhjustatud inimtekkelise päritoluga otsestest või kaudsetest tagajärgedest. Esimesed hõlmavad maa ulatuslikku kündmist erosiooniohtlikes piirkondades, eriti kuivades või poolkuivades piirkondades. See nähtus on tüüpiline enamikule arengumaadele.

Erosiooni intensiivsus on aga suurenenud ka arenenud riikides, sealhulgas Prantsusmaal, Itaalias, Saksamaal ja Kreekas. Mõnda RSFSR-i mitte-tšernozemi vööndi piirkonda peetakse erosiooniohtlikuks, kuna hallid metsamullad on erosioonile väga vastuvõtlikud. Erosioon toimub ka vettinud niisutatud aladel.

Piirkonnad, kus samaaegselt avaldub vee- ja tuuleerosioon, on keerulises olukorras. Meie riigis hõlmavad need Tšernozemi piirkonna metsa-stepi ja osaliselt stepialasid, Volga piirkonda, Trans-Uurali ning Lääne- ja Ida-Siberit intensiivse põllumajandusliku kasutusega. Vee- ja tuuleerosioon areneb ebapiisava niiskuse tsoonis vahelduvate märgade ja põuakindlate aastatega (või aastaaegadega) vastavalt järgmistele skeemidele: loputamine - pinnase äravool - väljapuhumine, väljapuhumine - pinnase vesistumine - mahapesemine. Märgitakse, et keerulise reljeefiga aladel võib see avalduda erinevalt: põhjapaljundite nõlvadel valitseb veeerosioon, tuulemõjuga lõunanõlvadel tuuleerosioon. Vee- ja tuuleerosiooni samaaegne areng võib põhjustada eriti suuri muldkatte häireid.

Tuuleerosioon esineb stepialadel, kus on suured põllumaa-alad tuule kiirusel 10-15 m/s. (Volga piirkond, Põhja-Kaukaasia, Lääne-Siberi lõunaosa). Põllumajandusele tekitavad suurimat kahju tolmutormid (täheldatud varakevadel ja suvel), mis toovad kaasa saagi hävimise, mullaviljakuse languse, õhusaaste, ribade ja melioratsioonisüsteemide kasutuselevõtu. Tolmutormide piir kulgeb joonest Balta - Kremenchug - Poltava - Harkov - Balašov - Kuibõšev - Ufa - Novotroitsk lõuna pool.

Kasahstanis välja töötatud põllumajanduse mullakaitsesüsteem on leidnud laialdast levikut. Selle aluseks on üleminek adraga laudharimiselt mittevormitavale, kasutades lamelõiketööriistu, mis hoiavad mullapinnal kõrre ja taimejääke, ning kerge tekstuuriga muldadel - mullakaitsekultuuride kasutuselevõtt. külvikorrad üheaastaste kultuuride ja mitmeaastaste kõrreliste ribade paigutamisega. Tänu põllumajanduse mullakaitsesüsteemile on tagatud mitte ainult pinnase kaitse tuuleerosiooni eest, vaid ka sademete tõhusam kasutamine. Lameharimisel külmub muld väiksema sügavusega ja mulla pinnahorisontide niisutamiseks kasutatakse kevadist pindmist äravoolu, mille tulemusena väheneb põudade kahjulik mõju teraviljakultuuridele kõige kuivematel aastatel. Pinnase erosioon võib põhjustada nii otseseid - mullaviljakuse vähenemise tõttu kui ka kaudseid - kahjusid, mis on tingitud mõne väärtusliku põllumaa ülekandmisest teistele, vähemväärtuslikele (näiteks metsavööndile või heinamaale). Ainult agrometsandusmeetmete jaoks, mis kaitsevad mulda erosiooni eest, mida vajavad paljud miljonid hektarid põllumaad, on vaja umbes 2,6% sellest pindalast kasutada metsaistandike jaoks.

Muldade kaitsmiseks erosiooni eest kasutatakse praegu teaduslike, organisatsiooniliste, agrometsanduslike ja hüdrotehniliste meetmete süsteemi. Veeerosiooni tõrje peamised tüübid on pinnase äravooluhulga maksimaalne vähendamine ja selle ülekandmine maa alla mulda kaitsvate külvikordade tõttu, kus mitmeaastaste kõrreliste ja üheaastaste põllukultuuride suhe on 1: 2, nõlvade sügav põikivaotamine. , mulla lahjendamine ja metsaistandike kasutuselevõtt. Hüdrotehnilised meetmed veeerosiooni vastu võitlemiseks hõlmavad tiikide ja veehoidlate rajamist, et vähendada sulatise äravoolu. Olenevalt pinnase erosiooni astmest on kõik põllumaad jagatud üheksasse kategooriasse. Esimene neist hõlmab maad, mis ei allu erosioonile, üheksas - põllumajanduseks sobimatud maad. Iga maakategooria jaoks (välja arvatud üheksas) on soovitatav kasutada oma erosioonivastast põllumajandussüsteemi.

3. Pinnase tööstuslik reostus.

3.1. happevihm

Mõiste "happevihm" viitab igat tüüpi meteoroloogilistele sademetele – vihm, lumi, rahe, udu, lörts – mille pH on madalam kui vihmavee keskmine pH (vihmavee keskmine pH on 5,6). Inimtegevuse käigus eralduv vääveldioksiid (SO 2) ja lämmastikoksiidid (NO x) muutuvad maa atmosfääris hapet moodustavateks osakesteks. Need osakesed reageerivad atmosfääriveega, muutes selle happelisteks lahusteks, mis langetavad vihmavee pH-d. Mõiste "happevihm" võttis esmakordselt kasutusele 1872. aastal inglise maadeavastaja Angus Smith. Tema tähelepanu tõmbas viktoriaanlik sudu Manchesteris. Ja kuigi tolleaegsed teadlased lükkasid happevihmade olemasolu teooria tagasi, ei kahtle tänapäeval keegi, et happevihmad on veehoidlates, metsades, põllukultuurides ja taimestikus elude hukkumise üks põhjusi. Lisaks hävitavad happevihmad hooneid ja kultuurimälestisi, torustikke, muudavad autod kasutuskõlbmatuks, vähendavad pinnase viljakust ja võivad põhjustada mürgiste metallide imbumist põhjaveekihtidesse.

Tavaline vihmavesi on samuti kergelt happeline lahus. See on tingitud asjaolust, et atmosfääris leiduvad looduslikud ained, näiteks süsihappegaas (CO 2 ), reageerivad vihmaveega. See moodustab nõrga süsihappe (CO 2 + H 2 O -> H 2 CO 3). Kui vihmavee ideaalne pH on 5,6-5,7, siis reaalses elus võib sademevee happesus (pH) ühes piirkonnas erineda sademevee happesusest teises piirkonnas. See sõltub eelkõige konkreetse piirkonna atmosfääris sisalduvate gaaside koostisest, nagu vääveloksiid ja lämmastikoksiidid.

1883. aastal võttis Rootsi teadlane Svante Arrhenius kasutusele kaks mõistet – hape ja alus. Ta nimetas happeid aineteks, mis vees lahustumisel moodustavad vabu positiivselt laetud vesinikioone (H +). Ta nimetas alusteks aineid, mis vees lahustumisel moodustavad vabu negatiivselt laetud hüdroksiidioone (OH -). Terminit pH kasutatakse vee happesuse mõõtmiseks. "Mõiste pH tähendab inglise keelest tõlgituna" vesinikioonide kontsentratsiooni astme indikaatorit.

pH väärtust mõõdetakse skaalal 0 kuni 14. Vees ja vesilahustes on nii vesinikioone (H +) kui ka hüdroksiidiioone (OH -). Kui vesinikioonide (H +) kontsentratsioon vees või lahuses on võrdne hüdroksiidioonide (OH -) kontsentratsiooniga samas lahuses, on selline lahus neutraalne. Neutraalse lahuse pH väärtus on 7 (skaalal 0 kuni 14). Nagu te juba teate, suureneb hapete vees lahustamisel vabade vesinikuioonide (H +) kontsentratsioon. Seejärel tõstavad need vee happesust ehk teisisõnu vee pH-d. Samal ajal väheneb vesinikioonide (H +) kontsentratsiooni suurenemisega hüdroksiidioonide (OH -) kontsentratsioon. Need lahused, mille pH väärtus antud skaalal jääb vahemikku 0 kuni<7, называются кислыми. Когда в воду попадают щелочи, то в воде повышается концентрация гидроксид-ионов (ОН -). При этом в растворе понижается концентрация ионов водорода (Н +). Растворы, значение рН которых находится в пределах от >7 kuni 14 nimetatakse leeliseliseks.

Märkida tuleks veel üht pH-skaala omadust. Iga järgnev pH-skaala samm näitab vesinikioonide (H +) kontsentratsiooni (ja vastavalt ka happesuse) kümnekordset vähenemist lahuses ja hüdroksiidioonide (OH -) kontsentratsiooni suurenemist. Näiteks aine happesus, mille pH väärtus on 4, on kümme korda kõrgem kui aine happesus, mille pH väärtus on 5, sada korda kõrgem kui aine happesus, mille pH väärtus on 6, ja üks. sada tuhat korda kõrgem kui aine happesus, mille pH väärtus on 9.

Happevihm tekib vee ja saasteainete nagu vääveloksiidi (SO 2 ) ja erinevate lämmastikoksiidide (NO x ) vahelisel reaktsioonil. Need ained satuvad atmosfääri maanteetranspordiga, metallurgiaettevõtete ja elektrijaamade tegevuse tulemusena, samuti söe ja puidu põletamisel. Reageerides atmosfääri veega, muutuvad need hapete lahusteks - väävel-, väävel-, lämmastik- ja lämmastikhape. Seejärel langevad nad koos lume või vihmaga maapinnale.

Happevihmade tagajärgi täheldatakse USA-s, Saksamaal, Tšehhis, Slovakkias, Hollandis, Šveitsis, Austraalias, endise Jugoslaavia vabariikides ja paljudes teistes maakera riikides.

Happevihmad avaldavad negatiivset mõju veekogudele – järvedele, jõgedele, lahtedele, tiikidele – suurendades nende happesust sellisele tasemele, et taimestik ja loomastik neis hukkuvad. Veetaimed kasvavad kõige paremini vees, mille pH on vahemikus 7–9,2. Happesuse suurenemisega (pH väärtused liiguvad võrdluspunktist 7 vasakule) hakkavad veetaimed surema, jättes teised loomad toidureservuaarist ilma. Kui pH on 6, surevad mageveekrevetid. Kui happesus tõuseb pH 5,5-ni, hukkuvad orgaanilist ainet ja lehti lagundavad põhjabakterid ning põhja hakkab kogunema orgaaniline praht. Siis sureb plankton – tilluke loom, kes on veehoidla toiduahela aluseks ja toitub ainetest, mis tekivad bakterite poolt orgaanilise aine lagunemisel. Kui happesus jõuab pH-ni 4,5, surevad kõik kalad, enamik konni ja putukaid.

Kui orgaaniline aine koguneb veekogude põhja, hakkavad mürgised metallid neist välja leostuma. Vee suurenenud happesus aitab kaasa ohtlike metallide, nagu alumiinium, kaadmium, elavhõbe ja plii, lahustuvus põhjasetetest ja pinnasest.

Need mürgised metallid kujutavad endast ohtu inimeste tervisele. Inimesed, kes joovad kõrge pliisisaldusega vett või söövad elavhõbedasisaldusega kala, võivad tõsiselt haigestuda.

Happevihmad kahjustavad rohkem kui lihtsalt vee-elustikku. Samuti hävitab see taimestikku maismaal. Teadlased usuvad, et kuigi mehhanismi pole siiani täielikult mõistetud, "põhjustab kompleksne saasteainete segu, sealhulgas happevihmad, osoon ja raskmetallid ... metsade lagunemiseni.

USA happevihmadest tingitud majanduskahjud on ühe uuringu kohaselt idarannikul aastas 13 miljonit dollarit ja sajandi lõpuks ulatuvad metsade hävitamisest tulenevad kahjud 1,750 miljardi dollarini; 8,300 miljardit dollarit saagikadu (ainult Ohio jõgikonnas) ja 40 miljonit dollarit ainuüksi Minnesotas ravikuludena. Ainus viis olukorda paremaks muuta on paljude ekspertide sõnul vähendada kahjulike heitmete hulka atmosfääri.

3.2. Raskemetallid

Raskmetallid kuuluvad prioriteetsete saasteainete hulka, mille seire on kohustuslik kõikides keskkondades.

Tähtaeg raskemetallid, mis iseloomustab laia saasteainete rühma, on viimasel ajal laialt levinud. Erinevates teadus- ja rakendustöödes tõlgendavad autorid selle mõiste tähendust erinevalt. Sellega seoses varieerub raskmetallide rühma kuuluvate elementide arv laias vahemikus. Liikmelisuse kriteeriumidena kasutatakse paljusid omadusi: aatommass, tihedus, toksilisus, levimus looduskeskkonnas, osalemise määr looduslikes ja tehnogeensetes tsüklites. Mõnel juhul hõlmab raskmetallide määratlus hapraid elemente (näiteks vismut) või metalloide (näiteks arseen).

Keskkonnareostuse ja keskkonnaseire probleemidele pühendatud töödes on senini raskemetallid sisaldab rohkem kui 40 perioodilise süsteemi metalli D.I. Mendelejev, mille aatommass on üle 50 aatomühiku: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi jne. Samal ajal mängivad raskmetallide kategoriseerimisel olulist rolli järgmised tingimused: nende kõrge mürgisus elusorganismidele suhteliselt madalates kontsentratsioonides, samuti nende võime bioakumuleeruda ja biomagnifitseerida. Peaaegu kõik selle määratluse alla kuuluvad metallid (välja arvatud plii, elavhõbe, kaadmium ja vismut, mille bioloogiline roll pole praegu selge), osalevad aktiivselt bioloogilistes protsessides ja on osa paljudest ensüümidest. N. Reimersi klassifikatsiooni järgi tuleks raskmetalle arvestada tihedusega üle 8 g / cm 3. Seega on raskmetallid Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg .

Formaalselt määratletud raskemetallid vastab suurele hulgale elementidele. Keskkonna seisundi ja saastatuse vaatluste korraldamisega seotud praktiliste tegevustega tegelevate teadlaste hinnangul ei ole nende elementide ühendid aga saasteainetega kaugeltki samaväärsed. Seetõttu toimub paljudes töödes raskemetallide rühma ulatuse kitsendamine, vastavalt prioriteetsuse kriteeriumidele, tulenevalt töö suunast ja spetsiifikast. Niisiis, juba klassikalistes Yu.A. Iisrael biosfääri kaitsealade taustjaamades looduslikus keskkonnas määratavate kemikaalide loetelus. raskemetallid nimega Pb, Hg, Cd, As. Seevastu ÜRO Euroopa Majanduskomisjoni egiidi all tegutseva ning Euroopa riikide saasteainete heitkoguste kohta teavet koguva ja analüüsiva raskemetallide heitkoguste rakkerühma otsuse kohaselt on ainult Zn, As, Se ja Sb määrati raskemetallid. N. Reimersi definitsiooni järgi eristuvad raskmetallidest vastavalt vääris- ja haruldased metallid. ainult Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Rakendustöödel lisatakse kõige sagedamini raskmetalle Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn .

Metalliioonid on looduslike veekogude asendamatud komponendid. Olenevalt keskkonnatingimustest (pH, redokspotentsiaal, ligandide olemasolu) esinevad need erineva oksüdatsiooniastmega ja on osa mitmesugustest anorgaanilistest ja metallorgaanilistest ühenditest, mis võivad olla tõeliselt lahustunud, kolloidselt dispergeeritud või osaks mineraalsed ja orgaanilised suspensioonid.

Metallide tõeliselt lahustunud vormid on omakorda väga mitmekesised, mis on seotud hüdrolüüsi, hüdrolüütilise polümerisatsiooni (polünukleaarsete hüdroksokomplekside moodustumise) ja erinevate ligandidega kompleksi moodustumisega. Sellest tulenevalt sõltuvad nii metallide katalüütilised omadused kui ka vees leiduvate mikroorganismide saadavus nende olemasolu vormidest veeökosüsteemis.

Paljud metallid moodustavad orgaanikaga üsna tugevaid komplekse; need kompleksid on üks olulisemaid elementide migratsiooni vorme looduslikes vetes. Enamik orgaanilisi komplekse moodustub kelaaditsüklis ja on stabiilsed. Pinnase hapetest moodustunud kompleksid raua, alumiiniumi, titaani, uraani, vanaadiumi, vase, molübdeeni ja teiste raskmetallide sooladega lahustuvad suhteliselt hästi neutraalses, nõrgalt happelises ja nõrgalt aluselises keskkonnas. Seetõttu on metallorgaanilised kompleksid võimelised rändama looduslikes vetes väga suurte vahemaade tagant. See on eriti oluline madala mineralisatsiooniga ja ennekõike pinnavete puhul, kus muude komplekside moodustumine on võimatu.

Et mõista looduslikes vetes metallide kontsentratsiooni reguleerivaid tegureid, nende keemilist reaktsioonivõimet, biosaadavust ja toksilisust, on lisaks üldsisaldusele vaja teada ka vabade ja seotud metallivormide osakaalu.

Metallide üleminekul vesikeskkonnas metallikompleksi vormiks on kolm tagajärge:

1. Metalliioonide üldkontsentratsioon võib suureneda, kuna see läheb põhjasetetest lahusesse;

2. Kompleksioonide membraani läbilaskvus võib oluliselt erineda hüdraatiumioonide läbilaskvusest;

3. Metalli toksilisus kompleksi moodustumise tagajärjel võib oluliselt muutuda.

Niisiis, kelaaditud vormid Cu, Cd, Hg vähem toksilised kui vabad ioonid. Et mõista looduslikes vetes metallide kontsentratsiooni reguleerivaid tegureid, nende keemilist reaktsioonivõimet, biosaadavust ja toksilisust, on lisaks üldsisaldusele vaja teada ka seotud ja vabade vormide osakaalu.

Raskmetallidega veereostuse allikateks on tsinkimistsehhide, kaevanduste, musta ja värvilise metalli metallurgia ning masinaehitustehaste reovesi. Raskmetalle leidub väetistes ja pestitsiidides ning need võivad sattuda veekogudesse koos äravooluga põllumajandusmaalt.

Raskmetallide kontsentratsiooni suurenemist looduslikes vetes seostatakse sageli muud tüüpi reostusega, näiteks hapestumisega. Happeliste sademete sadestumine aitab kaasa pH väärtuse langusele ja metallide üleminekule mineraalsetele ja orgaanilistele ainetele adsorbeerunud olekust vabasse olekusse.

Eelkõige on huvipakkuvad metallid, mis saastavad atmosfääri kõige enam, kuna neid kasutatakse märkimisväärses mahus tootmistegevuses ning mis väliskeskkonda akumuleerudes kujutavad endast tõsist ohtu oma bioloogilise aktiivsuse ja toksiliste omaduste poolest. . Nende hulka kuuluvad plii, elavhõbe, kaadmium, tsink, vismut, koobalt, nikkel, vask, tina, antimon, vanaadium, mangaan, kroom, molübdeen ja arseen.

Raskmetallide biogeokeemilised omadused

Kinnisvara
Biokeemiline aktiivsus
Toksilisus
Kantserogeensus
Aerosooli rikastamine
Mineraalide jaotusvorm
Orgaaniline jaotusvorm
Liikuvus
Biokontsentratsiooni suundumus
Kogumise efektiivsus
Kompleksimisvõime
altid hüdrolüüsile
Ühendite lahustuvus
Eluaeg

H - kõrge, Y - mõõdukas, H - madal

Vanaadium on valdavalt hajutatud ja seda leidub rauamaagides, õlis, asfaldis, bituumenis, põlevkivis, kivisöes jm. Loodusveekogude üks peamisi vanaadiumireostuse allikaid on nafta ja selle saadused.

Seda esineb looduslikes vetes väga madalates kontsentratsioonides: jõevees 0,2–4,5 μg / dm 3, merevees - keskmiselt 2 μg / dm 3

Vees moodustab see stabiilsed anioonsed kompleksid (V 4 O 12) 4- ja (V 10 O 26) 6-. Vanaadiumi migratsioonis on oluline roll selle lahustunud kompleksühenditel orgaaniliste ainetega, eriti humiinhapetega.

Vanaadiumi kõrge kontsentratsioon on inimeste tervisele kahjulik. MPC vanaadiumis on 0,1 mg / dm 3 (piirav ohunäitaja - sanitaar-toksikoloogiline), MPC vr - 0,001 mg / dm 3.

Looduslikku vette sattuva vismuti looduslikud allikad on vismuti sisaldavate mineraalide leostumise protsessid. Looduslikesse vetesse sattumise allikaks võib olla ka ravimi- ja parfüümitööstuse ning mõne klaasitööstuse ettevõtte reovesi.

Seda leidub saastamata pinnavees submikrogrammides kontsentratsioonides. Suurim kontsentratsioon leiti põhjavees ja on 20 µg/dm 3, merevetes - 0,02 µg/dm 3 . MPC on 0,1 mg/dm3

Peamisteks rauaühendite allikateks pinnavetes on kivimite keemilise murenemise protsessid, millega kaasneb nende mehaaniline hävimine ja lahustumine. Looduslikes vetes sisalduvate mineraalsete ja orgaaniliste ainetega suhtlemisel moodustub kompleksne rauaühendite kompleks, mis on vees lahustunud, kolloidses ja hõljuvas olekus. Märkimisväärne kogus rauda tuleb maa-aluse äravooluga ning metallurgia-, metallitöötlemis-, tekstiili-, värvi- ja lakitööstuse ettevõtete reoveega ning põllumajanduse heitveega.

Faasi tasakaalud sõltuvad vee keemilisest koostisest, pH-st, Eh-st ja teatud määral ka temperatuurist. Rutiinanalüüsis kaalutud vorm eraldavad osakesi suurusega üle 0,45 mikroni. See on valdavalt rauda sisaldavad mineraalid, raudoksiidhüdraat ja suspensioonidele adsorbeerunud rauaühendid. Tõeliselt lahustunud ja kolloidset vormi käsitletakse tavaliselt koos. Lahustatud raud mida esindavad ühendid ioonsel kujul, hüdroksokompleksi kujul ja kompleksid looduslike vete lahustunud anorgaaniliste ja orgaaniliste ainetega. Ioonsel kujul migreerub peamiselt Fe(II) ja kompleksi moodustavate ainete puudumisel ei saa Fe(III) lahustunud olekus olla märkimisväärses koguses.

Rauda leidub peamiselt madala Eh-väärtusega vetes.

Keemilise ja biokeemilise (rauabakterite osalusel) oksüdatsiooni tulemusena läheb Fe(II) üle Fe(III)-ks, mis hüdrolüüsil sadestub Fe(OH) 3 kujul. Nii Fe(II) kui ka Fe(III) kalduvad moodustama seda tüüpi hüdroksokomplekse + , 4+ , + , 3+ , - ja teised, mis eksisteerivad lahuses erinevatel kontsentratsioonidel sõltuvalt pH-st ja määravad üldiselt raud-hüdroksüülsüsteemi oleku. Peamine Fe(III) esinemisvorm pinnavees on selle kompleksühendid lahustunud anorgaaniliste ja orgaaniliste ühenditega, peamiselt humiinainetega. pH = 8,0 juures on põhivormiks Fe(OH) 3. Kõige vähem on uuritud raua kolloidset vormi, see on raudoksiidhüdraat Fe(OH) 3 ja kompleksid orgaaniliste ainetega.

Raua sisaldus maismaa pinnavees on kümnendikke milligrammi, soode lähedal - mõni milligramm. Suurenenud rauasisaldust täheldatakse rabavetes, kus seda leidub kompleksidena humiinhapete sooladega - humaatidega. Suurimad raua kontsentratsioonid (kuni mitukümmend ja sadu milligramme 1 dm 3 kohta) on madala pH väärtusega põhjavees.

Olles bioloogiliselt aktiivne element, mõjutab raud teatud määral fütoplanktoni arengu intensiivsust ja reservuaari mikrofloora kvalitatiivset koostist.

Raua kontsentratsioonid sõltuvad märgatavatest hooajalistest kõikumistest. Tavaliselt on kõrge bioloogilise tootlikkusega veehoidlates suvise ja talvise stagnatsiooni perioodil märgata raua kontsentratsiooni suurenemist põhjaveekihtides. Veemasside sügis-kevadise segunemisega (homotermiaga) kaasneb Fe(II) oksüdeerumine Fe(III)-ks ja viimase sadestumine Fe(OH) 3 kujul.

See satub looduslikesse vetesse muldade, polümetalli- ja vasemaagi leostumisel, seda akumuleeruvate veeorganismide lagunemise tulemusena. Kaadmiumiühendid viiakse pinnavette plii-tsingitehaste, maagipuhastustehaste, mitmete keemiaettevõtete (väävelhappe tootmine), galvaanilise tootmise ja ka kaevandusveega. Lahustunud kaadmiumiühendite kontsentratsiooni langus tuleneb sorptsiooniprotsessidest, kaadmiumhüdroksiidi ja karbonaadi sadestumisest ning nende tarbimisest veeorganismide poolt.

Looduslikes vetes lahustunud kaadmiumi vormid on peamiselt mineraal- ja orgaanilis-mineraalkompleksid. Kaadmiumi peamine hõljuv vorm on selle adsorbeeritud ühendid. Märkimisväärne osa kaadmiumist võib migreeruda veeorganismide rakkudes.

Reostuseta ja kergelt saastunud jõgede vetes on kaadmiumi kontsentratsioon submikrogrammides, reostunud ja heitvees võib kaadmiumi kontsentratsioon ulatuda kümnete mikrogrammideni 1 dm3 kohta.

Kaadmiumiühendid mängivad loomade ja inimeste elus olulist rolli. See on mürgine suurtes kontsentratsioonides, eriti koos teiste mürgiste ainetega.

MPC in on 0,001 mg / dm 3, MPC BP - 0,0005 mg / dm 3 (kahjulikkuse piirmärk - toksikoloogiline).

Koobaltiühendid satuvad looduslikesse vetesse nende leostumisel vaskpüriidist ja muudest maakidest, pinnasest organismide ja taimede lagunemise käigus, samuti metallurgia-, metallitöötlemistehaste ja keemiatehaste reoveega. Teatud kogused koobaltit pärinevad muldadest taime- ja loomorganismide lagunemise tulemusena.

Koobaltiühendid looduslikes vetes on lahustunud ja hõljuvas olekus, mille kvantitatiivse suhte määrab vee keemiline koostis, temperatuur ja pH väärtused. Lahustunud vorme esindavad peamiselt kompleksühendid, sh. orgaanilise ainega looduslikes vetes. Kahevalentsed koobaltiühendid on kõige iseloomulikumad pinnavetele. Oksüdeerivate ainete juuresolekul võib kolmevalentset koobaltit esineda märgatavas kontsentratsioonis.

Koobalt on üks bioloogiliselt aktiivseid elemente ja seda leidub alati loomade ja taimede kehas. Ebapiisav koobaltisisaldus taimedes on seotud selle ebapiisava sisaldusega muldades, mis aitab kaasa aneemia tekkele loomadel (taiga-metsa mittetšernozemi vöönd). B 12-vitamiini osana mõjutab koobalt väga aktiivselt lämmastikku sisaldavate ainete omastamist, suurendab klorofülli ja askorbiinhappe sisaldust, aktiveerib biosünteesi ja suurendab valgulise lämmastiku sisaldust taimedes. Koobaltiühendite kõrge kontsentratsioon on aga mürgine.

Reostuseta ja vähereostatud jõevees on selle sisaldus milligrammi kümnendikku kuni tuhandikuni 1 dm 3 kohta, merevees on keskmine sisaldus 0,5 μg/dm 3 . MPC in on 0,1 mg/dm3, MPC vr on 0,01 mg/dm3.

Mangaan

Mangaan satub pinnavette ferromangaani maakide ja teiste mangaani sisaldavate mineraalide (pürolusiit, psilomelaan, browniit, manganiit, must ooker) leostumise tulemusena. Märkimisväärne kogus mangaani tuleb veeloomade ja taimeorganismide, eriti sinakasroheliste, ränivetikate ja kõrgemate veetaimede lagunemisel. Mangaaniühendid juhitakse reservuaaridesse koos mangaanitöötlemistehaste, metallurgiatehaste, keemiatööstuse ettevõtete ja kaevandusvete reoveega.

Mangaaniioonide kontsentratsiooni langus looduslikes vetes toimub Mn(II) oksüdeerumisel MnO 2-ks ja teisteks kõrgevalentseteks oksiidideks, mis sadestuvad. Peamised oksüdatsioonireaktsiooni määravad parameetrid on lahustunud hapniku kontsentratsioon, pH väärtus ja temperatuur. Lahustunud mangaaniühendite kontsentratsioon väheneb nende ärakasutamise tõttu vetikate poolt.

Mangaaniühendite peamiseks migratsioonivormiks pinnavetes on suspensioonid, mille koostise määravad omakorda vete poolt kuivendatud kivimite koostis, samuti raskmetallide kolloidhüdroksiidid ja sorbeeritud mangaaniühendid. Olulise tähtsusega mangaani migratsioonil lahustunud ja kolloidsel kujul on orgaanilised ained ning mangaani kompleksi moodustumise protsessid anorgaaniliste ja orgaaniliste liganditega. Mn(II) moodustab vesinikkarbonaatide ja sulfaatidega lahustuvaid komplekse. Mangaani kompleksid kloriidiooniga on haruldased. Mn(II) kompleksühendid orgaaniliste ainetega on tavaliselt vähem stabiilsed kui teiste siirdemetallidega. Nende hulka kuuluvad ühendid amiinide, orgaaniliste hapete, aminohapete ja huumusainetega. Kõrgendatud kontsentratsioonides võib Mn(III) olla lahustunud olekus ainult tugevate kompleksimoodustajate juuresolekul, looduslikes vetes Mn(YII) ei esine.

Jõevetes on mangaani sisaldus tavaliselt vahemikus 1 kuni 160 µg/dm 3, merevees on keskmine sisaldus 2 µg/dm 3 ja põhjavees - n. 102-n. 103 mcg/dm 3.

Mangaani kontsentratsioon pinnavees on allutatud hooajalistele kõikumistele.

Mangaani kontsentratsiooni muutusi määravad tegurid on pinnase ja maa-aluse äravoolu suhe, selle tarbimise intensiivsus fotosünteesi käigus, fütoplanktoni, mikroorganismide ja kõrgema veetaimestiku lagunemine, samuti selle ladestumise protsessid veekogude põhjas.

Mangaani roll veekogude kõrgemate taimede ja vetikate elus on väga suur. Mangaan aitab kaasa CO 2 ärakasutamisele taimede poolt, mis suurendab fotosünteesi intensiivsust, osaleb nitraatide taaskasutamise ja lämmastiku assimilatsiooni protsessides taimede poolt. Mangaan soodustab aktiivse Fe(II) üleminekut Fe(III)-le, mis kaitseb rakku mürgistuse eest, kiirendab organismide kasvu jne. Mangaani oluline ökoloogiline ja füsioloogiline roll tingib vajaduse uurida ja levitada mangaani looduslikes vetes.

Sanitaarotstarbeliste reservuaaride jaoks määrati MPC (mangaaniioonide jaoks), mis võrdub 0,1 mg/dm 3 .

Allpool on metallide: mangaani, vase, nikli ja plii keskmiste kontsentratsioonide jaotuse kaardid, mis on koostatud vaatlusandmete põhjal aastatel 1989–1993. 123 linnas. Värskemate andmete kasutamist peetakse ebaotstarbekaks, kuna toodangu vähenemise tõttu on heljumi ja sellest tulenevalt ka metallide kontsentratsioonid oluliselt vähenenud.

Mõju tervisele. Paljud metallid on tolmu koostisosad ja avaldavad olulist mõju tervisele.

Mangaan satub atmosfääri mustmetallurgia ettevõtete (60% kogu mangaani heitkogustest), masinaehituse ja metallitöötlemise (23%), värvilise metallurgia (9%), paljudest väikestest allikatest, näiteks keevitusest.

Mangaani kõrge kontsentratsioon põhjustab neurotoksiliste mõjude ilmnemist, kesknärvisüsteemi progresseeruvat kahjustust, kopsupõletikku.
Suurimad mangaani kontsentratsioonid (0,57–0,66 µg/m3) on täheldatud suurtes metallurgiakeskustes: Lipetskis ja Tšerepovetsis, aga ka Magadanis. Enamik suure Mn kontsentratsiooniga (0,23 - 0,69 μg / m 3) linnu on koondunud Koola poolsaarele: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (vt kaarti).

Aastateks 1991-1994 mangaani heitkogused tööstuslikest allikatest vähenesid 62%, keskmised kontsentratsioonid - 48%.

Vask on üks olulisemaid mikroelemente. Vase füsioloogiline aktiivsus on seotud peamiselt selle lisamisega redoksensüümide aktiivsete keskuste koostisesse. Ebapiisav vasesisaldus muldades mõjutab negatiivselt valkude, rasvade ja vitamiinide sünteesi ning soodustab taimeorganismide viljatust. Vask osaleb fotosünteesi protsessis ja mõjutab lämmastiku imendumist taimede poolt. Samal ajal avaldab vase ülemäärane kontsentratsioon kahjulikku mõju taime- ja loomaorganismidele.

Cu(II) ühendid on looduslikes vetes enim levinud. Cu(I) ühenditest on enim levinud vees halvasti lahustuvad Cu 2 O, Cu 2 S ja CuCl. Ligandide juuresolekul vesikeskkonnas koos hüdroksiidi dissotsiatsiooni tasakaaluga on vaja arvestada erinevate kompleksvormide moodustumisega, mis on tasakaalus metallide vesiioonidega.

Peamiseks looduslikesse vetesse sattuva vase allikaks on keemia- ja metallurgiatööstuse reovesi, kaevandusveed ning vetikate hävitamiseks kasutatavad aldehüüdreagendid. Vask võib tekkida vasktorude ja muude veesüsteemides kasutatavate konstruktsioonide korrosiooni tagajärjel. Põhjavees on vasesisaldus tingitud vee vastasmõjust seda sisaldavate kivimitega (kalkopüriit, kalkotsiit, kovelliit, borniit, malahhiit, asuriit, krüsakolla, brotantiin).

Maksimaalne lubatud vase kontsentratsioon sanitaar- ja majapidamisvee reservuaaride vees on 0,1 mg / dm 3 (kahjulikkuse piirmärk on üldine sanitaar), kalandusreservuaaride vees - 0,001 mg / dm 3.

Vaskoksiidi heitkogused M (tuhat tonni / aastas) ja vase keskmised aastased kontsentratsioonid q (μg / m 3).

Vask satub õhku metallurgiatööstuse heitmetega. Tahkete osakeste heitkogustes sisaldub see peamiselt ühendite, peamiselt vaskoksiidi kujul.

Värvilise metallurgia ettevõtted annavad 98,7% kõigist selle metalli inimtekkelistest heitkogustest, millest 71% on Norilski Nikeli kontserni ettevõtted, mis asuvad Zapolyarnõis ja Nikelis, Monchegorskis ja Norilskis, ning umbes 25% vaseheitest. väljas Revdas, Krasnouralskis, Kolchuginos ja teistes.

Vase kõrge kontsentratsioon põhjustab joobeseisundit, aneemiat ja hepatiiti.

Nagu kaardilt näha, on kõrgeimad vase kontsentratsioonid Lipetski ja Rudnaja Pristani linnades. Vase kontsentratsiooni suurendati ka Koola poolsaare linnades Zapolyarnõis, Monchegorskis, Nikelis, Olenegorskis ja ka Norilskis.

Tööstuslikest allikatest pärit vase heitkogused vähenesid 34%, keskmised kontsentratsioonid - 42%.

Molübdeen

Molübdeeniühendid satuvad pinnavette nende leostumisel molübdeeni sisaldavatest eksogeensetest mineraalidest. Molübdeen satub veekogudesse ka töötlemisettevõtete ja värvilise metallurgia ettevõtete reoveega. Molübdeeniühendite kontsentratsioonide langus tuleneb vähelahustuvate ühendite sadestumisest, adsorptsiooniprotsessidest mineraalsete suspensioonide poolt ja vee taimsete organismide tarbimise tagajärjel.

Pinnavees sisalduv molübdeen on peamiselt kujul MoO 4 2-. On väga tõenäoline, et see eksisteerib orgaaniliste mineraalsete komplekside kujul. Kolloidses olekus teatud kogunemise võimalus tuleneb asjaolust, et molübdeniidi oksüdatsiooniproduktid on lahtised peendisperssed ained.

Jõevetes leidub molübdeeni kontsentratsioonis 2,1–10,6 μg/dm 3 . Merevesi sisaldab keskmiselt 10 μg / dm 3 molübdeeni.

Väikestes kogustes on molübdeen vajalik taime- ja loomaorganismide normaalseks arenguks. Molübdeen on osa ksantiinoksüdaasi ensüümist. Molübdeeni puuduse korral moodustub ensüüm ebapiisavas koguses, mis põhjustab kehas negatiivseid reaktsioone. Suurtes kontsentratsioonides on molübdeen kahjulik. Molübdeeni liigse sisaldusega on ainevahetus häiritud.

Molübdeeni maksimaalne lubatud kontsentratsioon sanitaarreservuaarides on 0,25 mg/dm 3 .

Arseen satub looduslikesse vetesse mineraalveeallikatest, arseeni mineralisatsioonipiirkondadest (arseenipüriidid, realgar, orpiment), samuti polümetalli-, vask-koobalti- ja volframitüüpi kivimite oksüdatsioonitsoonidest. Teatud kogus arseeni tuleb muldadest, aga ka taime- ja loomorganismide lagunemisest. Arseeni tarbimine veeorganismide poolt on üks põhjusi, miks selle kontsentratsioon vees väheneb, mis avaldub kõige selgemini planktoni intensiivse arengu perioodil.

Märkimisväärses koguses arseeni satub veekogudesse koos töötlemisettevõtete reoveega, värvainete tootmise, parkimistöökodade ja pestitsiidide tehaste jäätmetega, samuti põllumaadelt, kus kasutatakse pestitsiide.

Looduslikes vetes on arseeniühendid lahustunud ja hõljuvas olekus, mille suhte määrab vee keemiline koostis ja pH väärtused. Lahustatud kujul esineb arseen kolme- ja viietavalentsel kujul, peamiselt anioonidena.

Reostamata jõevetes leidub arseeni tavaliselt mikrogrammides. Mineraalvees võib selle kontsentratsioon ulatuda mitme milligrammini 1 dm 3 kohta, merevees sisaldab see keskmiselt 3 μg / dm 3, maa-aluses vees esineb see kontsentratsioonides n. 105 µg/dm3. Suures kontsentratsioonis arseeniühendid on loomade ja inimeste organismile mürgised: pärsivad oksüdatiivseid protsesse, pärsivad elundite ja kudede hapnikuga varustamist.

Arseeni MPC on 0,05 mg/dm 3 (kahjulikkuse piirnäitaja on sanitaar-toksikoloogiline) ja arseeni MPC on 0,05 mg/dm 3 .

Nikli olemasolu looduslikes vetes on tingitud kivimite koostisest, mida vesi läbib: seda leidub sulfiidse vase-nikli maakide ja raua-nikli maakide maardlate kohtades. See satub vette mullast ning taime- ja loomorganismidest nende lagunemise käigus. Võrreldes teist tüüpi vetikatega leiti sinivetikates kõrgem nikli sisaldus. Nikliühendid satuvad veekogudesse ka nikeldamistöökodade, sünteetilise kautšuki tehaste ja niklirikastustehaste reoveega. Fossiilkütuste põletamisega kaasneb tohutu nikliheide.

Selle kontsentratsioon võib väheneda selliste ühendite nagu tsüaniidid, sulfiidid, karbonaadid või hüdroksiidid (pH väärtuste tõusuga) sadestumise tagajärjel, mis on tingitud veeorganismide tarbimisest ja adsorptsiooniprotsessidest.

Pinnavetes on nikliühendid lahustunud, suspendeeritud ja kolloidses olekus, mille kvantitatiivne suhe sõltub vee koostisest, temperatuurist ja pH väärtustest. Nikliühendite sorbentideks võivad olla raudhüdroksiid, orgaanilised ained, kõrgdispersne kaltsiumkarbonaat, savi. Lahustunud vormid on peamiselt kompleksioonid, kõige sagedamini koos aminohapete, humiin- ja fulvohapetega ning ka tugeva tsüaniidikompleksi kujul. Nikliühendid on enim levinud looduslikes vetes, kus see on +2 oksüdatsiooniastmes. Ni 3+ ühendid tekivad tavaliselt aluselises keskkonnas.

Nikliühendid mängivad olulist rolli hematopoeetilistes protsessides, olles katalüsaatorid. Selle suurenenud sisaldus avaldab spetsiifilist mõju südame-veresoonkonna süsteemile. Nikkel on üks kantserogeensetest elementidest. See võib põhjustada hingamisteede haigusi. Arvatakse, et vabad nikliioonid (Ni 2+) on umbes 2 korda toksilisemad kui selle kompleksühendid.

Reostamata ja kergelt saastunud jõevetes on nikli kontsentratsioon tavaliselt vahemikus 0,8 kuni 10 µg/dm 3 ; saastunud on see mitukümmend mikrogrammi 1 dm 3 kohta. Nikli keskmine kontsentratsioon merevees on 2 µg/dm3, põhjavees - n. 103 µg/dm3. Niklit sisaldavaid kivimeid pesevates maa-alustes vetes tõuseb nikli kontsentratsioon mõnikord kuni 20 mg/dm 3 .

Nikkel satub atmosfääri värvilise metallurgia ettevõtetest, mis annavad 97% kõigist nikli heitkogustest, millest 89% pärineb Norilski nikli kontserni ettevõtetest, mis asuvad Zapolyarnõis ning Nikelis, Monchegorskis ja Norilskis.

Suurenenud nikli sisaldus keskkonnas põhjustab endeemiliste haiguste, bronhiaalvähi ilmnemist. Nikliühendid kuuluvad kantserogeenide 1. rühma.

Kaardil on mitmed kõrge keskmise nikli kontsentratsiooniga punktid Norilski niklikontserni asukohtades: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Tööstusettevõtete nikli heitkogused vähenesid 28%, keskmised kontsentratsioonid - 35%.

Nikli heitkogused M (tuhat tonni/aastas) ja aasta keskmised kontsentratsioonid q (µg/m3).

See satub looduslikesse vetesse tina sisaldavate mineraalide (kassiteriit, stanniin) leostumise tulemusena, samuti erinevate tööstusharude reoveega (kanga värvimine, orgaaniliste värvainete süntees, sulamite tootmine tina lisamisega jne).

Tina toksiline toime on väike.

Tina leidub saastamata pinnavees submikrogrammides kontsentratsioonides. Põhjavees ulatub selle kontsentratsioon mõne mikrogrammini 1 dm3 kohta. MPC on 2 mg/dm3.

Elavhõbedaühendid võivad sattuda pinnavette kivimite leostumise tagajärjel elavhõbedavarude piirkonnas (kinnaver, metatsinnabariit, eluskivi), elavhõbedat akumuleerivate veeorganismide lagunemise protsessis. Märkimisväärses koguses satub veekogudesse värvaineid, pestitsiide, ravimeid ja mõningaid lõhkeaineid tootvate ettevõtete reovesi. Kivisöeküttel töötavad soojuselektrijaamad paiskavad atmosfääri märkimisväärses koguses elavhõbedaühendeid, mis märja ja kuiva sademete tagajärjel satuvad veekogudesse.

Lahustunud elavhõbedaühendite kontsentratsiooni langus tuleneb nende ekstraheerimisest paljude mere- ja mageveeorganismide poolt, mis suudavad seda akumuleerida kontsentratsioonides, mis on mitu korda suuremad kui selle sisaldus vees, samuti adsorptsiooniprotsesside tõttu hõljuvate ainete ja põhjasetted.

Pinnavetes on elavhõbedaühendid lahustunud ja hõljuvas olekus. Nende vaheline suhe sõltub vee keemilisest koostisest ja pH väärtustest. Suspendeeritud elavhõbe on sorbeeritud elavhõbedaühendid. Lahustunud vormid on dissotsieerumata molekulid, komplekssed orgaanilised ja mineraalsed ühendid. Veekogude vees võib elavhõbe olla metüülelavhõbedaühendite kujul.

Elavhõbedaühendid on väga mürgised, mõjuvad inimese närvisüsteemile, põhjustavad muutusi limaskestas, seedetrakti motoorsete funktsioonide ja sekretsiooni häireid, muutusi veres jne. Bakterite metüülimisprotsessid on suunatud metüülelavhõbedaühendite moodustumisele, mis on mitu korda mürgisemad kui elavhõbeda mineraalsoolad. Metüülelavhõbedaühendid kogunevad kaladesse ja võivad sattuda inimkehasse.

MPC elavhõbedas on 0,0005 mg/dm 3 (kahjulikkuse piirmärk on sanitaartoksikoloogiline), MPC vr on 0,0001 mg/dm 3 .

Pinnavee looduslikud pliiallikad on endogeensete (galeenia) ja eksogeensete (anglesiit, tserussiit jne) mineraalide lahustumisprotsessid. Pliisisalduse märkimisväärne suurenemine keskkonnas (sealhulgas pinnavees) on seotud kivisöe põletamisega, tetraetüülplii kasutamisega mootorikütuses löögivastase ainena, maagitöötlemistehastest koos reoveega veekogudesse viimisega. , mõned metallurgiatehased, keemiatööstused, kaevandused jne. Olulised tegurid plii kontsentratsiooni alandamisel vees on selle adsorptsioon heljumiga ja settimine koos nendega põhjasetetesse. Teiste metallide hulgas ekstraheerivad ja akumuleerivad pliid hüdrobiontid.

Pliid leidub looduslikes vetes lahustunud ja suspendeeritud (sorbeeritud) olekus. Lahustatud kujul esineb see mineraalsete ja orgaaniliste mineraalsete komplekside, aga ka lihtsate ioonide kujul, lahustumatul kujul - peamiselt sulfiidide, sulfaatide ja karbonaatide kujul.

Jõevetes ulatub plii kontsentratsioon kümnendikest kuni mikrogrammiühikuteni 1 dm3 kohta. Isegi polümetallimaakide aladega külgnevate veekogude vees ulatub selle kontsentratsioon harva kümnetesse milligrammidesse 1 dm3 kohta. Ainult kloriidtermaalvees ulatub plii kontsentratsioon mõnikord mitme milligrammini 1 dm3 kohta.

Plii kahjulikkuse piirnäitaja on sanitaar-toksikoloogiline. Plii MPC on 0,03 mg/dm 3, BP MPC on 0,1 mg/dm 3 .

Pliid sisaldavad metallurgia, metallitöötlemise, elektrotehnika, naftakeemia ja autotranspordi ettevõtete heitkogused.

Plii mõju tervisele ilmneb pliid sisaldava õhu sissehingamise ning toidu, vee ja tolmuosakestega plii sissevõtmise kaudu. Plii koguneb kehasse, luudesse ja pindkudedesse. Plii mõjutab neere, maksa, närvisüsteemi ja vereloomeorganeid. Eakad ja lapsed on eriti tundlikud isegi väikeste pliidooside suhtes.

Plii heitkogused M (tuhat tonni/aastas) ja aasta keskmised kontsentratsioonid q (µg/m3).

Seitsme aastaga on tööstusallikatest pärit pliiheitmed tootmiskärbete ja paljude ettevõtete sulgemise tõttu vähenenud 60%. Tööstuslike heitkoguste järsu vähenemisega ei kaasne sõidukite heitgaaside vähenemine. Keskmine plii kontsentratsioon vähenes vaid 41%. Vähenemismäärade ja pliikontsentratsioonide erinevus on seletatav sõidukite heitkoguste alahindamisega eelmistel aastatel; Praegu on autode arv ja nende liikumise intensiivsus kasvanud.

Tetraetüülplii

See satub looduslikesse vetesse, kuna seda kasutatakse veesõidukite mootorikütustes dekoputusvastase ainena, samuti linnapiirkondade pinnavee äravooluga.

Seda ainet iseloomustab kõrge toksilisus, sellel on kumulatiivsed omadused.

Pinnavette sattuva hõbeda allikad on põhjavesi ja kaevanduste, töötlemisettevõtete ja fotoettevõtete reovesi. Suurenenud hõbedasisaldust seostatakse bakteritsiidsete ja algitsiidsete preparaatide kasutamisega.

Reovees võib hõbedat esineda lahustunud ja suspendeeritud kujul, enamasti halogeniidsoolade kujul.

Reostamata pinnavees leidub hõbedat submikrogrammides. Põhjavees varieerub hõbeda kontsentratsioon ühikutest kümnete mikrogrammideni 1 dm 3 kohta, merevees - keskmiselt 0,3 μg/dm 3 .

Hõbedaioonid on võimelised hävitama baktereid ja steriliseerima vett juba väikeses kontsentratsioonis (hõbedaioonide bakteritsiidse toime alumine piir on 2,10–11 mol / dm 3). Hõbeda rolli loomade ja inimeste organismis ei ole piisavalt uuritud.

MPC hõbedas on 0,05 mg/dm 3 .

Antimon satub pinnavette antimoni mineraalide (stibniit, senarmontiit, valentiniit, servingiit, stibiokaniit) leostumise kaudu ning kummi-, klaasi-, värvimis- ja tikuettevõtete reoveega.

Looduslikes vetes on antimoniühendid lahustunud ja hõljuvas olekus. Pinnavetele iseloomulikes redokstingimustes võib esineda nii kolme- kui ka viievalentset antimoni.

Saastumata pinnavees leidub antimoni submikrogrammistes kontsentratsioonides, merevees ulatub selle kontsentratsioon 0,5 µg/dm 3 , põhjavees - 10 µg/dm 3 . MPC antimonis on 0,05 mg/dm 3 (piirav ohunäitaja - sanitaar-toksikoloogiline), MPC vr - 0,01 mg/dm 3 .

Kolme- ja kuuevalentsed kroomiühendid satuvad pinnavette kivimitest (kromiit, krokoiit, uvaroviit jt) leostumise tulemusena. Mõned kogused tulevad organismide ja taimede lagunemisest, muldadest. Märkimisväärsetes kogustes võib veekogudesse sattuda galvaniseerimistöökodade, tekstiiliettevõtete värvimistöökodade, parkimistöökodade ja keemiatööstuse reovesi. Kroomiioonide kontsentratsiooni vähenemist võib täheldada nende veeorganismide tarbimise ja adsorptsiooniprotsesside tagajärjel.

Pinnavetes on kroomiühendid lahustunud ja hõljuvas olekus, mille vahekord sõltub vee koostisest, temperatuurist ja lahuse pH-st. Suspendeeritud kroomiühendid on peamiselt sorbeeritud kroomiühendid. Sorbentideks võivad olla savid, raudhüdroksiid, kõrgdispersne settiv kaltsiumkarbonaat, taime- ja loomsed jäägid. Lahustatud kujul võib kroom olla kromaatide ja bikromaatide kujul. Aeroobsetes tingimustes muundub Cr(VI) Cr(III-ks), mille soolad neutraalses ja aluselises keskkonnas hüdrolüüsitakse hüdroksiidi vabanemisega.

Reostuseta ja vähereostatud jõevees ulatub kroomi sisaldus mitmekümnendikust mikrogrammist liitris kuni mitme mikrogrammini liitris, reostunud veekogudes ulatub see mitmekümne ja sadade mikrogrammideni liitri kohta. Keskmine kontsentratsioon merevees on 0,05 μg/dm 3, põhjavees jääb see tavaliselt n piiresse. 10-n. 10 2 µg/dm3.

Suurenenud koguses Cr(VI) ja Cr(III) ühenditel on kantserogeensed omadused. Cr(VI) ühendid on ohtlikumad.

See satub looduslikesse vetesse kivimite ja mineraalide (sfaleriit, tsintsiit, goslariit, smitsoniit, kalamiin) looduslike hävimis- ja lahustumisprotsesside tulemusena, samuti maagitöötlemistehaste ja galvaniseerimistöökodade reoveega, pärgamentpaberi ja mineraalvärvide tootmisel. , viskooskiud ja teised

Vees esineb see peamiselt ioonsel kujul või oma mineraalsete ja orgaaniliste komplekside kujul. Mõnikord esineb see lahustumatutes vormides: hüdroksiidi, karbonaadi, sulfiidi jne kujul.

Jõevetes on tsingi kontsentratsioon tavaliselt vahemikus 3 kuni 120 µg/dm 3, merevetes - 1,5 kuni 10 µg/dm 3 . Selle sisaldus maagis ja eriti madala pH-ga kaevandusvees võib olla märkimisväärne.

Tsink on üks aktiivseid mikroelemente, mis mõjutavad organismide kasvu ja normaalset arengut. Samas on paljud tsingiühendid mürgised, eelkõige selle sulfaat ja kloriid.

MPC Zn 2+-s on 1 mg / dm 3 (kahjulikkuse piirnäitaja - organoleptiline), MPC vr Zn 2+ - 0,01 mg / dm 3 (kahjulikkuse piirnäitaja - toksikoloogiline).

Raskmetallid on ohtlikkuse poolest juba teisel kohal, alludes pestitsiididele ja edestavad kõvasti selliseid tuntud saasteaineid nagu süsihappegaas ja väävel, kuid prognoosis peaksid neist saama kõige ohtlikumad, ohtlikumad kui tuumajaama jäätmed ja tahke aine. jäätmed. Raskmetallidega saastamist seostatakse nende laialdase kasutamisega tööstuslikus tootmises koos nõrkade puhastussüsteemidega, mille tulemusena satuvad raskmetallid keskkonda, sh pinnasesse, saastavad ja mürgitavad seda.

Raskmetallid kuuluvad prioriteetsete saasteainete hulka, mille seire on kohustuslik kõikides keskkondades. Erinevates teadus- ja rakendustöödes tõlgendavad autorid mõiste "raskmetallid" tähendust erinevalt. Mõnel juhul hõlmab raskmetallide määratlus hapraid elemente (näiteks vismut) või metalloide (näiteks arseen).

Muld on peamine keskkond, kuhu raskmetallid sisenevad, sealhulgas atmosfäärist ja veekeskkonnast. See toimib ka pinnase õhu ja vee sekundaarse reostuse allikana, mis sealt maailma ookeani siseneb. Raskmetallid assimileerivad pinnasest taimed, mis seejärel satuvad paremini organiseeritud loomade toidu hulka.

3.3. plii mürgistus

Praegu on plii tööstusmürgituse põhjuste hulgas esikohal. Selle põhjuseks on selle laialdane kasutamine erinevates tööstusharudes. Pliimaagi töötajad puutuvad kokku pliiga pliisulatistes, akude tootmisel, jootmisel, trükikodades, kristallklaasi või keraamikatoodete, pliibensiini, pliivärvide jms valmistamisel. Atmosfääriõhu, pinnase ja plii saastamine vesi selliste tööstusharude läheduses, aga ka suurte maanteede läheduses, tekitab nendes piirkondades elavate elanike ja eelkõige laste, kes on raskmetallide mõju suhtes tundlikumad, pliimürgituse ohu.

Tuleb kahetsusega märkida, et Venemaal puudub riiklik poliitika plii keskkonnale ja rahvatervisele avaldatava mõju õigusliku, regulatiivse ja majandusliku reguleerimise ning plii ja selle ühendite keskkonda sattumise (heited, jäätmed) vähendamise kohta. ja pliid sisaldava bensiini tootmise täielikku lõpetamist.

Seoses äärmiselt ebarahuldava õppetööga, mille eesmärk on selgitada elanikkonnale inimkehale raskemetallide kokkupuute ohu astet, ei vähene Venemaal pliiga tööalase kokkupuutega kontingentide arv, vaid see järk-järgult suureneb. Kroonilise pliimürgistuse juhtumeid on Venemaal registreeritud 14 tööstuses. Juhtivad tööstusharud on elektritööstus (patareide tootmine), mõõteriistad, trükkimine ja värviline metallurgia, kus joobeseisundi põhjustab plii maksimaalse lubatud kontsentratsiooni (MAC) ületamine tööpiirkonna õhus 20 või rohkem kordi.

Märkimisväärne pliiallikas on autode heitgaasid, kuna pool Venemaast kasutab endiselt plii sisaldavat bensiini. Metallurgiatehased, eelkõige vasesulatus, jäävad aga endiselt peamiseks keskkonnasaasteallikaks. Ja siin on juhid. Sverdlovski oblasti territooriumil on riigis kolm suurimat pliiheite allikat: Krasnouralski, Kirovogradi ja Revda linnad.

Stalinliku industrialiseerimise aastail ehitatud Krasnouralski vasesulatuskorstnad, mis kasutasid 1932. aastast pärit seadmeid, paiskavad aastas 34 000 elanikuga linna 150-170 tonni pliid, kattes kõik pliitolmuga.

Plii kontsentratsioon Krasnouralski pinnases varieerub vahemikus 42,9-790,8 mg/kg, maksimaalne lubatud kontsentratsioon MPC=130 mikronit/kg. Veeproovid naaberküla veevärgis. Oktjabrski, mida toidab maa-alune veeallikas, registreeris MPC-d kuni kaks korda.

Pliireostus avaldab mõju inimeste tervisele. Plii kokkupuude häirib naiste ja meeste reproduktiivsüsteemi. Rasedatele ja fertiilses eas naistele kujutab kõrgenenud pliisisaldus veres erilist ohtu, kuna plii häirib menstruaaltsüklit, sagedamini esineb enneaegseid sünnitusi, raseduse katkemisi ja loote surma plii tungimise tõttu läbi platsentaarbarjääri. Vastsündinutel on kõrge suremus.

Pliimürgitus on väikelastele äärmiselt ohtlik – see mõjutab aju ja närvisüsteemi arengut. 165 Krasnouralski lapse testimisel alates 4. eluaastast tuvastati oluline vaimne alaareng 75,7% ja 6,8% uuritud lastest tuvastati vaimne alaareng, sealhulgas vaimne alaareng.

Eelkooliealised lapsed on plii kahjulikele mõjudele kõige vastuvõtlikumad, kuna nende närvisüsteem on alles arengujärgus. Isegi väikestes annustes põhjustab pliimürgitus intellektuaalse arengu, tähelepanu ja keskendumisvõime langust, lugemise mahajäämust, viib agressiivsuse, hüperaktiivsuse ja muude probleemide tekkeni lapse käitumises. Need arenguhäired võivad olla pikaajalised ja pöördumatud. Madal sünnikaal, kängumine ja kuulmislangus on samuti pliimürgituse tagajärg. Suured joobeannused põhjustavad vaimse alaarengu, kooma, krampe ja surma.

Venemaa ekspertide avaldatud valge raamat teatab, et pliireostus hõlmab kogu riiki ja on üks paljudest endises Nõukogude Liidus viimastel aastatel päevavalgele tulnud keskkonnakatastroofidest. Suurem osa Venemaa territooriumist kogeb pliisademetest tulenevat koormust, mis ületab ökosüsteemi normaalse toimimise kriitilise väärtuse. Kümnetes linnades on plii kontsentratsioon õhus ja pinnases üle MPC-le vastavate väärtuste.

Kõrgeim õhusaaste pliiga, mis ületab MPC, täheldati Komsomolski Amuuri-äärses, Tobolskis, Tjumenis, Karabashis, Vladimiris ja Vladivostokis.

Maksimaalseid plii sademete koormusi, mis põhjustavad maismaaökosüsteemide lagunemist, on täheldatud Moskva, Vladimiri, Nižni Novgorodi, Rjazani, Tula, Rostovi ja Leningradi oblastis.

Statsionaarsed allikad vastutavad enam kui 50 tonni plii sattumise eest erinevate ühendite kujul veekogudesse. Samal ajal lasevad 7 akutehast aastas kanalisatsioonisüsteemi kaudu välja 35 tonni pliid. Venemaa territooriumil veekogudesse sattuvate pliiheitmete jaotumise analüüs näitab, et Leningradi, Jaroslavli, Permi, Samara, Penza ja Orjoli piirkonnad on seda tüüpi koormuse liidrid.

Riik vajab kiireloomulisi meetmeid pliireostuse vähendamiseks, kuid seni varjutab Venemaa majanduskriis keskkonnaprobleeme. Pikaajalises tööstussurutises napib Venemaal raha minevikusaaste puhastamiseks, kuid kui majandus hakkab taastuma ja tehased tööle naasevad, võib saaste ainult hullemaks minna.

10 enim saastatud endise NSV Liidu linna

(Metallid on loetletud antud linna prioriteetsuse taseme kahanevas järjekorras)

1. Rudnaja kai (Primor. Territory)	plii, tsink, vask, mangaan + vanaadium, mangaan.
2. Belovo (Kemerovo piirkond)	tsink, plii, vask, nikkel.
3. Revda (Sverdlovski oblast)	vask, tsink, plii.
4. Magnitogorsk	nikkel, tsink, plii.
5. Sügav (Valgevene)	vask, plii, tsink.
6. Ust-Kamenogorsk (Kasahstan)	tsink, vask, nikkel.
7. Dalnegorsk (Primorsky krai)	plii, tsink.
8. Monchegorsk (Murmanski piirkond)	nikkel.
9. Alaverdi (Armeenia)	vask, nikkel, plii.
10. Konstantinovka (Ukraina)	plii, elavhõbe.

4. Mullahügieen. Jäätmete kõrvaldamine.

Linnade ja teiste asulate ning nende lähiümbruse pinnas on pikka aega olnud erinev looduslikust, bioloogiliselt väärtuslikust pinnasest, millel on oluline roll ökoloogilise tasakaalu säilitamisel. Linnade pinnasele avaldavad samad kahjulikud mõjud kui linnaõhule ja hüdrosfäärile, mistõttu selle oluline lagunemine toimub kõikjal. Mullahügieenile ei pöörata piisavalt tähelepanu, kuigi selle tähtsus biosfääri (õhk, vesi, pinnas) ühe põhikomponendina ja bioloogilise keskkonnategurina on veest isegi olulisem, kuna viimase hulk (eelkõige pinnase kvaliteet) põhjavesi) määrab pinnase seisund ja neid tegureid on võimatu üksteisest eraldada. Mullal on bioloogilise isepuhastumisvõime: mullas toimub sinna sattunud jäätmete lõhenemine ja mineraliseerumine; lõpuks kompenseerib muld nende arvelt kadunud mineraalid.

Kui mulla ülekoormuse tagajärjel kaob mõni selle mineraliseerimisvõime komponentidest, põhjustab see paratamatult isepuhastusmehhanismi rikkumist ja mulla täielikku lagunemist. Ja vastupidi, mulla isepuhastumiseks optimaalsete tingimuste loomine aitab kaasa ökoloogilise tasakaalu säilimisele ja tingimuste säilimisele kõigi elusorganismide, sealhulgas inimeste jaoks.

Seetõttu ei piirdu kahjuliku bioloogilise toimega jäätmete neutraliseerimise probleem ainult nende ekspordiga; see on keerulisem hügieeniprobleem, kuna pinnas on ühenduslüli vee, õhu ja inimese vahel.

4.1. Mulla roll ainevahetuses

Mulla ja inimese bioloogiline suhe toimub peamiselt ainevahetuse kaudu. Muld on justkui ainevahetustsükliks vajalike mineraalide tarnija, taimede kasvuks, mida tarbivad inimesed ja rohusööjad, mida omakorda söövad inimesed ja lihasööjad. Seega annab pinnas toitu paljudele taime- ja loomamaailma esindajatele.

Järelikult põhjustab mulla kvaliteedi halvenemine, selle bioloogilise väärtuse, isepuhastumisvõime vähenemine bioloogilise ahelreaktsiooni, mis pikaajaliste kahjulike mõjude korral võib põhjustada elanikkonna hulgas mitmesuguseid tervisehäireid. Veelgi enam, kui mineraliseerumisprotsessid aeglustuvad, võivad ainete lagunemisel tekkivad nitraadid, lämmastik, fosfor, kaalium jne sattuda joogiks kasutatavasse põhjavette ja põhjustada tõsiseid haigusi (näiteks nitraadid võivad põhjustada methemoglobineemiat, eelkõige imikutel) .

Joodivaese pinnase vee tarbimine võib põhjustada endeemilist struuma jne.

4.2. Ökoloogiline seos pinnase ja vee ning vedelate jäätmete (reovee) vahel

Inimene ammutab mullast vee, mis on vajalik ainevahetusprotsesside ja elu enda säilitamiseks. Vee kvaliteet sõltub pinnase seisundist; see peegeldab alati antud pinnase bioloogilist seisundit.

Eelkõige puudutab see põhjavett, mille bioloogilise väärtuse määravad sisuliselt pinnase ja pinnase omadused, viimase isepuhastumisvõime, filtreerimisvõime, makrofloora, mikrofauna koostis jne.

Mulla otsene mõju pinnaveele on juba väiksem, seda seostatakse peamiselt sademetega. Näiteks pärast tugevaid vihmasid uhutakse pinnasest lahtise veekogudesse (jõgedesse, järvedesse) välja mitmesuguseid saasteaineid, sh kunstväetised (lämmastik, fosfaat), pestitsiidid, herbitsiidid, karstialadel, murdunud ladestustel võivad saasteained tungida läbi. praod sügavale põhjavette.

Ebapiisav reoveepuhastus võib põhjustada ka kahjulikke bioloogilisi mõjusid pinnasele ja viia lõpuks mulla degradeerumiseni. Seetõttu on pinnase kaitse asulates üks peamisi keskkonnakaitse nõudeid laiemalt.

4.3. Tahkete jäätmete (olme- ja tänavajäätmed, tööstusjäätmed, reovee settimisel tekkiv kuiv muda, radioaktiivsed ained jne) pinnase koormuse piirnormid

Probleemi süvendab tõsiasi, et linnades tekib üha rohkem tahkeid jäätmeid, kuna nende lähiümbruse pinnas on järjest suurema surve all. Mulla omadused ja koostis halvenevad üha kiiremas tempos.

Ameerika Ühendriikides toodetud 64,3 miljonist tonnist paberist satub 49,1 miljonit tonni jäätmeteks (sellest kogusest 26 miljonit tonni tarnib majapidamine, 23,1 miljonit tonni jaotusvõrk).

Seoses eelnevaga on tahkete jäätmete äravedu ja lõppladustamine linnastumise taustal väga oluline, raskemini teostatav hügieeniprobleem.

Tahkete jäätmete lõplik kõrvaldamine saastunud pinnasesse on võimalik. Linnapinnase pidevalt halveneva isepuhastusvõime tõttu on aga maasse mattunud jäätmete lõplik kõrvaldamine võimatu.

Inimene saaks edukalt kasutada pinnases toimuvaid biokeemilisi protsesse, selle neutraliseerivat ja desinfitseerivat võimet tahkeid jäätmeid neutraliseerida, kuid linnamuld on sajanditepikkuse inimasustuse ja linnategevuse tulemusena muutunud selleks otstarbeks juba ammu kõlbmatuks.

Isepuhastumismehhanismid, pinnases toimuv mineralisatsioon, neis osalevate bakterite ja ensüümide roll, samuti ainete lagunemise vahe- ja lõppsaadused on hästi teada. Praegu on uuringud suunatud loodusliku pinnase bioloogilist tasakaalu tagavate tegurite väljaselgitamisele, samuti küsimuse selgitamisele, kui palju tahkeid jäätmeid (ja millise koostisega) võib põhjustada mulla bioloogilise tasakaalu rikkumist.

Majapidamisjäätmete (prügi) kogus mõne maailma suurlinna elaniku kohta

Tuleb märkida, et linnade pinnase hügieeniline seisund selle ülekoormuse tagajärjel halveneb kiiresti, kuigi mulla isepuhastumisvõime on peamine hügieeninõue bioloogilise tasakaalu säilitamisel. Linnade pinnas ei suuda enam ilma inimese abita oma ülesandega toime tulla. Ainus väljapääs sellest olukorrast on jäätmete täielik neutraliseerimine ja hävitamine vastavalt hügieeninõuetele.

Seetõttu peaks kommunaalteenuste rajamine olema suunatud pinnase loomuliku isepuhastumisvõime säilitamisele ja kui see võime on muutunud juba ebarahuldavaks, siis tuleb see kunstlikult taastada.

Kõige ebasoodsam on tööstusjäätmete – nii vedelate kui ka tahkete – toksiline mõju. Üha suurem hulk selliseid jäätmeid satub pinnasesse, millega see ei suuda toime tulla. Nii leiti näiteks superfosfaadi tootmisettevõtete läheduses (3 km raadiuses) pinnase saastumine arseeniga. Teatavasti ei lagune mõned taimekaitsevahendid, näiteks pinnasesse sattunud kloororgaanilised ühendid pikka aega.

Sarnane on olukord ka osade sünteetiliste pakkematerjalidega (polüvinüülkloriid, polüetüleen jne).

Mõned mürgised ühendid satuvad varem või hiljem põhjavette, mille tagajärjel ei rikuta mitte ainult mulla bioloogilist tasakaalu, vaid ka põhjavee kvaliteet halveneb sedavõrd, et seda ei saa enam joogiveena kasutada.

Kodumajapidamisjäätmetes (prügis) sisalduvate põhiliste sünteetiliste materjalide protsent

* Koos muude plastijäätmetega, mis kuumuse toimel kõvastuvad.

Jäätmeprobleem on tänapäeval suurenenud ka seetõttu, et osa jäätmetest, peamiselt inimeste ja loomade väljaheidet, kasutatakse põllumaa väetamiseks [väljaheites on olulisel määral lämmastikku -0,4-0,5%, fosforit (P203) -0,2-0,6 %, kaalium (K=0) -0,5-1,5%, süsinik -5-15%]. See linna probleem on levinud linnaosadesse.

4.4. Mulla roll erinevate haiguste levikul

Nakkushaiguste levikul on osa mullal. Sellest teatasid eelmisel sajandil Petterkoffer (1882) ja Fodor (1875), kes rõhutasid peamiselt mulla rolli soolehaiguste levikul: koolera, tüüfus, düsenteeria jne. Samuti juhtisid nad tähelepanu asjaolule, et mõned bakterid ja viirused jäävad mullas elujõuliseks ja virulentseks kuudeks. Seejärel kinnitasid mitmed autorid oma tähelepanekuid, eriti linnapinnase osas. Näiteks koolera põhjustaja jääb põhjavees elujõuliseks ja patogeenseks 20 kuni 200 päeva, kõhutüüfuse põhjustaja väljaheites - 30 kuni 100 päeva, paratüüfuse põhjustaja - 30 kuni 60 päeva. (Nakkushaiguste leviku seisukohalt on linnamuld palju ohtlikum kui sõnnikuga väetatud põllumuld.)

Pinnase saastatuse määra määramiseks kasutavad mitmed autorid bakterite arvu (E. coli) määramist, nagu ka vee kvaliteedi määramisel. Teised autorid peavad otstarbekaks lisaks määrata mineraliseerumisprotsessis osalevate termofiilsete bakterite arv.

Nakkushaiguste levikut läbi pinnase soodustab oluliselt maa reoveega kastmine. Samal ajal halvenevad ka mulla mineralisatsiooniomadused. Seetõttu tuleks reoveega kastmist läbi viia pideva range sanitaarjärelevalve all ja ainult väljaspool linnapiirkonda.

4.5. Peamiste saasteainete tüüpide (tahked ja vedelad jäätmed) kahjulik mõju, mis põhjustab pinnase degradeerumist

4.5.1. Vedeljäätmete neutraliseerimine pinnases

Paljudes asulates, kus puuduvad kanalisatsioonisüsteemid, neutraliseeritakse osa jäätmeid, sealhulgas sõnnik pinnases.

Nagu teate, on see kõige lihtsam viis neutraliseerimiseks. See on aga lubatav vaid juhul, kui tegemist on bioloogiliselt väärtusliku pinnasega, millel on säilinud isepuhastumisvõime, mis ei ole linnamuldadele omane. Kui pinnasel neid omadusi enam ei ole, on selle edasise lagunemise eest kaitsmiseks vaja vedelate jäätmete neutraliseerimiseks keerukaid tehnilisi vahendeid.

Mitmel pool neutraliseeritakse jäätmed kompostiaukudes. Tehniliselt on see lahendus keeruline ülesanne. Lisaks on vedelikud võimelised tungima pinnasesse üsna pikkade vahemaade tagant. Ülesande muudab veelgi keerulisemaks asjaolu, et asulareovesi sisaldab järjest rohkem mürgiseid tööstusjäätmeid, mis halvendavad pinnase mineraliseerumisomadusi isegi suuremal määral kui inimeste ja loomade väljaheited. Seetõttu on lubatud kompostikaevudesse juhtida ainult eelnevalt settinud reovett. Vastasel juhul on pinnase filtreerimisvõime häiritud, siis kaotab pinnas oma muud kaitseomadused, poorid ummistuvad järk-järgult jne.

Inimeste väljaheidete kasutamine põllumajanduspõldude niisutamiseks on teine ​​viis vedelate jäätmete neutraliseerimiseks. See meetod kujutab endast kahekordset hügieenilist ohtu: esiteks võib see viia pinnase ülekoormuseni; teiseks võivad need jäätmed muutuda tõsiseks nakkusallikaks. Seetõttu tuleb väljaheited esmalt desinfitseerida ja asjakohaselt töödelda ning alles seejärel väetisena kasutada. Siin on kaks vastandlikku seisukohta. Vastavalt hügieeninõuetele hävitatakse väljaheited peaaegu täielikult ja rahvamajanduse seisukohalt on see väärtuslik väetis. Värsket väljaheidet ei saa kasutada aedade ja põldude kastmiseks ilma neid eelnevalt desinfitseerimata. Kui peate siiski kasutama värskeid väljaheiteid, siis need nõuavad sellist neutraliseerimisastet, et neil pole väetisena peaaegu mingit väärtust.

Väljaheiteid võib väetisena kasutada ainult selleks ettenähtud kohtades – pideva sanitaar- ja hügieenikontrolliga, eelkõige põhjavee seisundi, kärbeste arvukuse jms osas.

Loomade väljaheidete pinnasesse utiliseerimise ja kõrvaldamise nõuded ei erine põhimõtteliselt inimeste väljaheidete kõrvaldamise nõudest.

Kuni viimase ajani on sõnnik olnud põllumajanduse jaoks oluline väärtuslike toitainete allikas, et parandada mullaviljakust. Viimastel aastatel on aga sõnnik oma tähtsust kaotanud, osalt põllumajanduse mehhaniseerimise, osalt kunstväetiste kasutamise tõttu.

Sobiva töötlemise ja utiliseerimise puudumisel on ohtlik ka sõnnik, samuti inimese töötlemata väljaheide. Seetõttu lastakse sõnnikul enne põldudele viimist küpseda, et selle aja jooksul saaksid selles toimuda vajalikud biotermilised protsessid (temperatuuril 60–70 °C). Pärast seda loetakse sõnnik "küpseks" ja vabastatakse enamikust selles sisalduvatest patogeenidest (bakterid, usside munad jne).

Tuleb meeles pidada, et sõnnikuhoidlad võivad pakkuda ideaalset kasvulava erinevate soolenakkuste levikut soodustavatele kärbestele. Tuleb märkida, et paljunemiseks valivad kärbsed kõige kergemini seasõnnikut, seejärel hobuse-, lambasõnnikut ja lõpuks ka lehmasõnnikut. Enne sõnniku väljavedu põldudele tuleb seda töödelda insektitsiidsete ainetega.

4.5.2. Tahkete jäätmete neutraliseerimine pinnases.

Tänapäeval kasvab tahkete jäätmete hulk kõikjal murettekitava kiirusega.

Tahkete jäätmete paigutamine ja kõrvaldamine asulatesse on kapitali tähtsusega probleem. Kuid ka tänapäeval kasutatakse enamikus kohtades kõige primitiivsemaid jäätmete kõrvaldamise meetodeid, mis ei kasuta peaaegu üldse tehnilisi vahendeid, vaid tuginevad ainult pinnase mineralisatsioonivõimele.

Kõige tõhusamate viiside leidmine tahkete jäätmete kõrvaldamiseks on ülioluline küsimus. Probleemi teeb keerulisemaks asjaolu, et olulist osa kõva kattega linnaalast (teed, tänavad, kõnniteed) ei saa kasutada jäätmekäitluseks.

Tahkejäätmete käitlemine koosneb: prügi kogumisest, äravedudest ja selle neutraliseerimisest.

4.5.2.1. Prügi kogumine ja äraviskamine.

Majapidamisprügi on korterites kõige otstarbekam koguda plastikust kaanega pedaaliämbrisse. Seejärel pannakse prügi õue spetsiaalsetesse konteineritesse (mahutitesse) või visatakse see eelnevalt prügirenni. Viimane meetod on elanikele mugavam ja ka hügieenilisem, kuna pole vaja prügi enne konteinerisse viimist korterisse jätta. Prügirenni miinuseks on raske puhtust hoida. Eriti õnnestunud on jäätmerenni kombineerimine keldris asuva jäätmepõletusahjuga.

Majapidamisjäätmete kõrvaldamiseks on kõige otstarbekam kasutada köögis valamuga (valamu) ühendatud lihvimisseadet. Purustatud jäätmed lähevad otse kanalisatsiooni. Sellel meetodil on aga mitmeid puudusi. Näiteks ei ole veel lahendatud probleem suletud kanalisatsioonivõrgust purustatud olmejäätmete äraveoga. Jäätmete purustamise tehnikal endal on mitmeid puudusi. Seetõttu on Ameerika Ühendriikides, kus seda meetodit laialdaselt kasutatakse, kanalisatsioonivõrgus sageli ummikud.

Hügieeni seisukohalt väärib see meetod tähelepanu, sest ühelt poolt ei kujuta köögijäätmed pinnase ülekoormust, millega need lõpuks satuvad, teisalt on meetod ökonoomne, kuna jäätmed muutuvad üleliigseks ja maad ei ole vaja eraldada.prügilate all.

Suured, mitme korteriga elamud, suured asutused ja ettevõtted, millel on prügirenn, kuid puudub jäätmepõletusseade, on soovitav varustada suure mahutavusega konteinerid (500-3000 l). Konteinerid toimetatakse spetsiaalsete autodega koos kraanaga prügilasse või põletustehasesse. Konteinerite kasutamise miinuseks on see, et nendes olevat prahti ei saa tihendada. Suurte elamute läheduses on vaja varustada konteinerite jaoks spetsiaalsed platvormid.

Mõnes kohas, kus prügi regulaarselt välja ei viida, on nad sunnitud prügi kogumiseks ja ajutiseks ladustamiseks ehitama betoonist kinniseid "maju". Need "majad" peaksid asuma elumajadest vähemalt 20 m kaugusel ja neile tuleks tagada prügiautode juurdepääsutee. "Majade" uksed tuleb hoida kogu aeg suletuna, et need ei muutuks kärbeste kasvulavaks ega levitaks enda ümber haisu.

Üks olulisi ülesandeid on hoida linnatänavad puhtad. Tänavaprügi kokkukorjamine ja vedamine, kõnniteede puhastamine erisõidukitega, tänavate pesemine ja kastmine, piisav arv prügikaste linna kõige suurema liiklusega osades (ühistranspordipeatustes, parkides ja väljakutel), talvel lumekoristus ja asjakohane hooldus. kõnniteed ja kõnniteed perioodil Glasuurid (liiva või soola kasutamine) on selle ülesande kõige olulisemad komponendid.

Tänava allapanu võib sisaldada haigustekitajaid, sealhulgas tuberkuloosi, teetanust, siberi katku, erinevaid patogeenseid kokke jne. Lõpuks võivad libedad tänavad põhjustada raskeid õnnetusi (vigastuse tõttu).

Konteinerid prügiga viiakse välja spetsiaalselt varustatud prügiautodel, milles prügi tihendatakse. Viimasel ajal on laialt levinud prügi kogumine kile- või paberkottidesse. Selline prügi kogumise viis on hügieenilisem kui konteineritesse kogumine, kuna kottide transportimisel ei teki tolmu ja jäätmeid on võimalik sorteerida (põlevateks - mittesüttivateks aineteks, sünteetilisteks materjalideks jne).

4.5.2.2. Tahkete jäätmete lõplik äravedu ja kõrvaldamine.

Levinuim viis tahkete jäätmete kõrvaldamiseks on kuristiku ja karjääride täitmine nendega (näiteks endiste tellisetehaste territooriumil). Seejärel rajatakse nendele kruntidele linnaparke, ehitatakse elamuid jne.

Selle meetodi lihtsaimat versiooni esindavad linna avatud prügimäed. See valik ei ole sanitaar- ja hügieenilises mõttes rahuldav (pinnas ja põhjavesi on saastunud, kärbsed, rotid sigivad prügilates jne). Seetõttu tuleks jäätmete ladestamist avatud prügilasse pidada vaid probleemi sundlahenduseks, prügila peaks asuma linna hoonestatud osast vähemalt 1 km kaugusel.

Täiustatud hügieeniliseks võimaluseks võib pidada USA-s kasutusele võetud nn sanitaarprügi, meetod, mis on hiljem laialt levinud ka teistes maailma riikides. Tarnitud prügi visatakse eelnevalt kaevatud kraavidesse, seejärel tihendatakse (rammitakse) ja kaetakse 70-80 cm paksuse mullakihiga.

Sellel jäätmete lõpliku kõrvaldamise ja kõrvaldamise täiustatud versioonil on aga teatud puudused. Esiteks suureneb iga aastaga tahkete jäätmete hulk, nii et igal aastal vajatakse prügi kõrvaldamiseks üha rohkem alasid.

Hügieenilisest seisukohast võib viimast jäätmekäitlusviisi pidada rahuldavaks. Vajadusel saab kasutada ka hoonestatud linnapiirkonnas. Meetodi eeliseks on see, et seda saab rakendada igas piirkonnas, lisaks saab tänu kurisude ja süvendite täitumisele jäätmetega taastatud maatükke kasutada erinevatel eesmärkidel. Selle puuduseks on vajadus üsna suurte alade järele ja jäätmete kõrvaldamine on endiselt puudulik. Lisaks on võimatu kasutada põllumajanduses vajalikke orgaanilisi aineid.

Jäätmete põletamine on hügieeniliselt kõige vastuvõetavam, mistõttu on see levinud kogu maailmas. Põlemisprotsess on samuti oluliselt paranenud; Igal aastal ehitatakse üha enam arenenud jäätmepõletusseadmeid.

Esimesed madalate korstnatega jäätmepõletusahjud saastasid tugevalt õhku, millesse langes märkimisväärne kogus tolmu ja tuhka (kuni 13 mg/m 3). Kaasaegsed jäätmepõletustehased on varustatud spetsiaalsete seadmetega, mis sobivad mitte ainult tavajäätmete, vaid ka PVC jäätmete ja muude sünteetiliste materjalide (plastide) põletamiseks. Uute tehaste korstnad on kõrgemad ja varustatud elektriliste tolmufiltritega. Sellised tehased võivad asuda ka hoonestatud linnapiirkonnas. Selline jäätmekäitlusviis vähendab jäätmeveo kulusid ja annab olulise majandusliku efekti.

Selle meetodi puuduseks on see, et kaasaegsete jäätmepõletustehaste ehitamine on seotud märkimisväärsete kapitaliinvesteeringutega. Lisaks on ka tegevuskulud üsna kõrged. Jäätmepõletustehaste tegevus on ökonoomne vaid suurtes linnades, kus on tihe hoonestus (elanikkonnaga vähemalt 400-600 tuhat). Sellistes linnades puuduvad tingimused jäätmete muul viisil kõrvaldamiseks ja jäätmete põletamine on ainus vastuvõetav viis.

Kohalikud jäätmepõletusahjud on õigustatud plastitehastes, asutustes, kus jäätmed on saastunud ja tuleb kohapeal põletada (haiglad, mõned teadusasutused jne).

4.6. Radioaktiivsete jäätmete eemaldamine.

Igat tüüpi radioaktiivseid jäätmeid tuleb spetsiaalselt töödelda ja neutraliseerida.

Rahuajal tekivad radioaktiivsed jäätmed ainult ettevõtetes, mis toodavad radioaktiivseid aineid ja kasutavad neid oma töös (tuumareaktorid, neid teenindavad ettevõtted jne). Väike kogus radioaktiivseid jäätmeid tekib osade teadusasutuste radioaktiivsete isotoopide laborites, meditsiiniasutustes (kiiritusravi osakonnad, radioaktiivsete isotoopide laborid jne), aga ka osades radioaktiivsete ainetega töötavates tööstus- ja põllumajandusettevõtetes.

Kuna radioaktiivsed ained ioniseerivad kõike, millega nad kokku puutuvad, sealhulgas inimkeha, siis on neid praktiliselt võimatu elimineerida ning nende kumulatiivse toime tõttu on need palju ohtlikumad kui tavalised jäätmed.

Praegu on radioaktiivsete jäätmete kõrvaldamiseks kaks võimalust: madala aktiivsusega radioaktiivseid aineid lahjendatakse korduvalt ja lastakse keskkonda (näiteks juhitakse kanalisatsiooni kanalisatsiooni madala aktiivsusega ainetega saastunud reovesi, mille poolestusaeg on lühike, gaasiline radioaktiivsed ained paisatakse kõrgete torude kaudu õhku jne). See meetod ei sobi enam pika poolestusajaga kõrge radioaktiivsusega radioisotoopide jäätmete neutraliseerimiseks. Need radioaktiivsed ained esmalt kontsentreeritakse, seejärel paigutatakse spetsiaalsetesse hoidlatesse. Samas tuleb jälgida, et radioaktiivsed jäätmed ei lekiks keskkonda (pinnasesse, pinnavette, õhku jne).

Radioaktiivseid jäätmeid hoiustatakse spetsiaalsetes maasse sukeldatud konteinerites (konteinerites) või sügavates raudbetoonkaevudes (kaevandustes). Kuna pinnast ja põhjavett tuleb võimalikult palju kaitsta radioaktiivse saaste eest, peavad kaevu seinad olema absoluutselt õhukindlad. Hoolimata kõikidest ettevaatusabinõudest on vaja pidevalt läbi viia pinnase ja põhjavee radioaktiivset seiret.

Kehtivad eeskirjad, mis selgelt määratlevad kanalisatsiooni juhitavate radioaktiivsete jäätmete lubatud doosid.

Järeldus

Selles töös saadi üsna üksikasjalik teave paljude mullareostusliikide kohta. Arvesse võetakse nende negatiivset mõju pinnasele, aga ka meie riigi reostusohtlikele piirkondadele. Samuti on saadud andmeid maaparandusmeetmete, muldade niisutamise ja kuivendamise kohta. Saime teada, et liigse niisutamise ja kõrge põhjaveetaseme korral on oht mulla sekundaarseks sooldumiseks.

Reostusliikide osas saime teada, kuidas on Venemaal happevihmad ja kuidas need tekivad (millest ja millistel reaktsioonidel); milliseid kohti võib erodeerida ja õlitada ning milliseid Venemaa piirkondi tuleb nende eest kaitsta.

Põllumajanduse valdkonnast võeti arvesse väetiste maksimaalseid lubatud kontsentratsioone ja nende kuritarvitamisest tulenevat kahju. Andmeid on saadud erinevat tüüpi pestitsiidide ja nende kasutamise järgsete kahjulike mõjude kohta.

Tahkete, vedelate ja radioaktiivsete jäätmete osas esitati võimalikud viisid nende kõrvaldamiseks.

Samuti on leitud, et mullal on oma osa erinevate haiguste levikul. Mõned bakterid püsivad pinnases pikka aega.

Saadud teave annab lugejale mitmekülgset teavet pinnase ja selle pinnal toimuvate protsesside kohta. Kui tahame oma pinnast korras hoida, peame selle puhastamiseks järgima vähemalt elementaarseid meetmeid.

KASUTATUD ALLIKATE LOETELU

1. Razumikhin N.V. NSV Liidu toiduprogrammi elluviimine ja keskkonnakaitse, 1986. a.

2. Lenin V.I. Complete Works, kd 42, lk. 150.

3. Marx K., Engels F. Full. koll. tsit., 23. kd, lk 191.

4. "XX sajand: viimased 10 aastat". Moskva: A / O kirjastusrühm "Progress", 1992.

5. "Keemia ja ühiskond". Moskva: Mir, 1995.

6. Bakach Tibor. Keskkonnakaitse, 1980.

7. "Ökoloogia ja elu". Kevad 1(9) 1999.

Raskmetallid (HM) sisaldavad enam kui 40 D. I. Mendelejevi perioodilise süsteemi keemilist elementi, mille aatomite mass on üle 50 aatommassiühiku (amu). Need on Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co jne.

Praegune mõiste "raskmetallid" ei ole range, kuna mittemetallilisi elemente, näiteks As, Se ja mõnikord isegi F, Be ja muid elemente, mille aatommass on alla 50 a.m.u, nimetatakse sageli HM-iks.

HM-ide hulgas on palju mikroelemente, mis on elusorganismide jaoks bioloogiliselt olulised. Need on biokatalüsaatorite ja olulisemate füsioloogiliste protsesside bioregulaatorite olulised ja asendamatud komponendid. HM-de liigne sisaldus biosfääri erinevates objektides mõjub aga elusorganismidele pärssivalt ja isegi mürgiselt.

Pinnasesse sattuvad HM allikad jagunevad looduslikeks (kivimite ja mineraalide ilmastikuolud, erosiooniprotsessid, vulkaaniline tegevus) ja tehnogeenseteks (maavarade kaevandamine ja töötlemine, kütuse põletamine, sõidukite mõju, põllumajandus jne) Põllumajandusmaad, lisaks atmosfääri kaudu saastele, on HM-idega saastatud ka spetsiaalselt pestitsiidide, mineraal- ja orgaaniliste väetiste kasutamisel, lupjamisel ja reovee kasutamisel. Viimasel ajal on teadlased pööranud erilist tähelepanu linnamuldadele. Viimased kogevad märkimisväärset tehnogeenset survet, mille lahutamatuks osaks on HM-saaste.

Tabelis. Joonistel 3.14 ja 3.15 on näidatud HM-ide levik biosfääri erinevates objektides ja HM-ide keskkonda sattumise allikad.

Tabel 3.14

Element	Mullad	mage vesi	mereveed	Taimed	Loomad (lihaskoes)
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
Nagu	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

Tabel 3.15

Keskkonnasaaste allikad HM

Tabeli lõpp. 3.4

HM-id jõuavad mullapinnale erineval kujul. Need on oksiidid ja mitmesugused vees lahustuvad ja praktiliselt lahustumatud metallisoolad (sulfiidid, sulfaadid, arseniidid jne). Maagitöötlemisettevõtete ja värvilise metallurgia ettevõtete heitkoguste koostises - peamine HM keskkonnasaaste allikas - on põhiosa metallidest (70-90%) oksiididena.

Mullapinnale sattudes võivad HM-id kas koguneda või hajuda, olenevalt antud territooriumile omaste geokeemiliste barjääride iseloomust.

Enamik mullapinnale sattunud HM-sid on fikseeritud ülemistes huumushorisontides. HM-id sorbeeritakse mullaosakeste pinnal, seonduvad mulla orgaanilise ainega, eelkõige elementaarsete orgaaniliste ühendite kujul, akumuleeruvad raudhüdroksiididesse, kuuluvad savimineraalide kristallvõredesse, annavad isomorfsuse tulemusena oma mineraale. asendus ja on mulla niiskuses lahustuvas olekus ja mullaõhus gaasilises olekus on mullaelustiku lahutamatu osa.

HM-i liikuvuse määr sõltub geokeemilisest keskkonnast ja tehnogeense mõju tasemest. Raske osakeste suuruse jaotus ja kõrge orgaanilise aine sisaldus põhjustavad HM-de seondumist pinnasega. pH väärtuste tõus suurendab katioone moodustavate metallide (vask, tsink, nikkel, elavhõbe, plii jne) sorptsiooni ja suurendab anioone moodustavate metallide (molübdeen, kroom, vanaadium jne) liikuvust. Oksüdeerivate tingimuste tugevdamine suurendab metallide migratsioonivõimet. Selle tulemusena moodustavad mullad vastavalt võimele siduda enamikku HM-sid järgmise jada: hall muld > tšernozem > mädane-podsoolne muld.

Reostavate komponentide viibimisaeg pinnases on tunduvalt pikem kui mujal biosfääris ning pinnase, eriti HM-de reostus on praktiliselt igavene. Pinnasesse kogunevad metallid eemaldatakse aeglaselt leostumise, taimede tarbimise, erosiooni ja deflatsiooni teel (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). HM-i poole eemaldamise (või poole algkontsentratsiooni eemaldamise) periood on erinevate elementide puhul väga erinev, kuid on üsna pikk: Zn puhul - 70 kuni 510 aastat; CD jaoks - 13 kuni 110 aastat; Cu puhul - 310 kuni 1500 aastat ja Pb - 2 puhul - 740 kuni 5900 aastat (Sadovskaja, 1994).

HM-idega pinnasereostusel on korraga kaks negatiivset külge. Esiteks satuvad HM-id toiduahelatesse mullast taimedesse, sealt aga loomade ja inimeste organismi, põhjustades neis tõsiseid haigusi - elanikkonna haigestumuse tõusu ja oodatava eluea lühenemist, samuti lühenemist. põllukultuuride ja loomakasvatussaaduste saagi koguses ja kvaliteedis.

Teiseks võivad HM-id mullas suurtes kogustes kogunedes muuta paljusid selle omadusi. Eelkõige mõjutavad muutused mulla bioloogilisi omadusi: väheneb mikroorganismide üldarv, aheneb nende liigiline koosseis (mitmekesisus), muutub mikroobikoosluste struktuur, väheneb peamiste mikrobioloogiliste protsesside intensiivsus ja mullaensüümide aktiivsus. jne. Tugev HM-reostus põhjustab mulla konservatiivsemate tunnuste muutumist, nagu huumuse olek, struktuur, söötme pH jne. Selle tulemuseks on mulla viljakuse osaline ja mõnel juhul täielik kaotus. .

Looduses leidub territooriume, kus muldades on ebapiisava või ülemäärase HM sisaldusega. HM-ide ebanormaalne sisaldus muldades on tingitud kahest põhjuste rühmast: ökosüsteemide biogeokeemilistest iseärasustest ja tehnogeensete ainevoogude mõjust. Esimesel juhul nimetatakse piirkondi, kus keemiliste elementide kontsentratsioon on üle või alla elusorganismide optimaalse taseme, looduslikeks geokeemilisteks anomaaliateks ehk biogeokeemilisteks provintsideks. Siin on elementide anomaalne sisaldus tingitud looduslikest põhjustest - mulda moodustavate kivimite iseärasused, pinnase moodustumise protsess, maagi anomaaliate esinemine. Teisel juhul nimetatakse territooriume tehnogeenseteks geokeemilisteks anomaaliateks. Sõltuvalt mastaabist jagatakse need globaalseteks, piirkondlikeks ja kohalikeks.

Pinnas, erinevalt teistest looduskeskkonna komponentidest, mitte ainult ei akumuleeri geokeemiliselt reostuskomponente, vaid toimib ka loodusliku puhvrina, mis kontrollib keemiliste elementide ja ühendite kandumist atmosfääri, hüdrosfääri ja elusainesse.

Erinevad taimed, loomad ja inimesed vajavad eluks teatud mulla ja vee koostist. Geokeemiliste anomaaliate kohtades toimub mineraalse koostise normist kõrvalekallete süvenemine kogu toiduahela ulatuses.

Mineraalse toitumise rikkumise, füto-, loomaaia- ja mikroobikoosluste liigilise koosseisu muutumise, looduslikult kasvavate taimevormide haigestumise, põllukultuuride ja loomakasvatussaaduste saagi koguse ja kvaliteedi languse tagajärjel, täheldatakse rahvastiku esinemissageduse tõusu ja oodatava eluea lühenemist (tabel 3.15). HM-i toksilise toime mehhanism on esitatud tabelis. 3.16.

Tabel 3.15

Füsioloogilised häired taimedes, mille HM sisaldus on liiga suur ja nendes on puudu (vastavalt Kovalevsky ja Andrianova, 1970; Kabata-pendias,

pendias, 1989)

Element	Füsioloogilised häired
	puudusega	üleliigselt
Cu	Klooroos, närbumine, melanism, valged väändunud ladvad, vähenenud koore moodustumine, kahjustatud lignifitseerimine, surnud puude ladvad	Tumerohelised lehed, nagu Fe-indutseeritud kloroosi korral; paksud, lühikesed või okastraaditaolised juured, võrsete moodustumise pärssimine
Zn	Interveinaalne kloroos (peamiselt üheiduidulistel), kasvupeetus, puulehtede rosett, lillakaspunased täpid lehtedel	Lehtede otste kloroos ja nekroos, noorte lehtede interveinaalne kloroos, taime kui terviku kängumine, kahjustatud juured, mis näevad välja nagu okastraat
CD	-	Pruunid lehtede servad, kloroos, punakad veenid ja varred, väändunud lehed ja vähearenenud pruunid juured
hg	-	Mõningane võrsete ja juurte pärssimine, lehtede kloroos ja pruunid laigud nendel
Pb	-	Fotosünteesi kiiruse vähenemine, tumerohelised lehed, vanade lehtede kõverdumine, kidur lehestik, lühikesed pruunid juured

Tabel 3.16

HM toksilisuse toimemehhanism (vastavalt Torshin et al., 1990)

Element	Tegevus
Cu, Zn, Cd, Hg, Pb	Mõju membraani läbilaskvusele, reaktsioon SH-ga - tsüsteiini ja metioniini rühmad
Pb	Valkude kolmemõõtmelise struktuuri muutus
Cu, Zn, Hg, Ni	Komplekside moodustumine fosfolipiididega
Ni	Albumiinidega komplekside moodustumine
	Ensüümide inhibeerimine:
Hg2+	aluseline fosfataas, glüko-6-fosfataas, laktaatdehüdrogenaas
CD2+	adenosiintrifosfataas, alkoholdehüdrogenaas, amülaas, karboanhüdraas, karboksüpeptidaasid (pentidaasid), glutamatoksaloatsetaadi transaminaasid
Pb2+	atsetüülkoliinesteraas, aluseline fosfataas, ATPaas
Ni2+	karboanhüdraas, tsütokroomoksüdaas, bensopüreeni hüdroksülaas

HM-ide toksiline toime bioloogilistele süsteemidele tuleneb eelkõige sellest, et nad seonduvad kergesti valkude sulfhüdrüülrühmadega (sh ensüümidega), pärssides nende sünteesi ja seeläbi häirides ainevahetust organismis.

Elusorganismid on välja töötanud erinevaid HM-i resistentsuse mehhanisme: alates HM-ioonide redutseerimisest vähemtoksilisteks ühenditeks kuni ioonide transpordisüsteemide aktiveerimiseni, mis eemaldavad tõhusalt ja spetsiifiliselt mürgiseid ioone rakust väliskeskkonda.

HM mõju elusorganismidele, mis avaldub elusaine biogeotsenootilisel ja biosfäärilisel organiseerumistasandil, on kõige olulisem tagajärg orgaanilise aine oksüdatsiooniprotsesside blokeerimine. See viib selle mineraliseerumise ja ökosüsteemides akumuleerumise kiiruse vähenemiseni. Samas põhjustab orgaanilise aine kontsentratsiooni tõus HM-ide seondumist, mis ajutiselt eemaldab ökosüsteemi koormuse. Orgaanilise aine lagunemise kiiruse vähenemist organismide arvu, nende biomassi ja elutegevuse intensiivsuse vähenemise tõttu peetakse ökosüsteemide passiivseks reaktsiooniks HM-reostusele. Organismide aktiivne vastuseis inimtekkelistele koormustele avaldub ainult metallide kogunemisel kogu elu jooksul kehadesse ja skelettidesse. Selle protsessi eest vastutavad kõige vastupidavamad liigid.

Elusorganismide, eeskätt taimede resistentsus HM-de kõrge kontsentratsiooni suhtes ja nende võime akumuleerida kõrgeid metallide kontsentratsioone võib kujutada endast suurt ohtu inimeste tervisele, kuna need võimaldavad saasteainete tungimist toiduahelatesse. Olenevalt geokeemilistest tootmistingimustest võib nii taimset kui loomset päritolu inimtoit rahuldada inimese vajadusi mineraalsete elementide järele, olla nende puudujääk või liig, muutudes mürgisemaks, põhjustades haigusi ja isegi surma (tabel 3.17).

Tabel 3.17

HM mõju inimkehale (Kowalsky, 1974; Brief Medical Encyclopedia, 1989; Torshin et al., 1990; Effects on the body.., 1997; Handbook of toxicology.., 1999)

Element	Füsioloogilised kõrvalekalded
	puudusega	üleliigselt
Mn	Luusüsteemi haigused	Palavik, kopsupõletik, kesknärvisüsteemi kahjustus (mangaani parkinsonism), endeemiline podagra, vereringehäired, seedetrakti funktsioonid, viljatus
Cu	Nõrkus, aneemia, leukeemia, luusüsteemi haigused, liigutuste koordinatsiooni häired	Kutsehaigused, hepatiit, Wilsoni tõbi. Mõjutab neerusid, maksa, aju, silmi
Zn	Söögiisu vähenemine, luude deformatsioon, kääbuskasv, pikaajaline haavade ja põletuste paranemine, halb nägemine, lühinägelikkus	Vähiresistentsuse vähenemine, aneemia, oksüdatiivsete protsesside pärssimine, dermatiit
Pb	-	Plii entsefalo-neuropaatia, ainevahetushäired, ensümaatiliste reaktsioonide pärssimine, beriberi, aneemia, hulgiskleroos. Sisaldub kaltsiumi asemel luusüsteemis
CD	-	Seedetrakti häired, hingamishäired, aneemia, kõrge vererõhk, neerukahjustus, itai-itai haigus, proteinuuria, osteoporoos, mutageensed ja kantserogeensed toimed
hg	-	Kesknärvisüsteemi ja perifeersete närvide kahjustused, infantiilsus, reproduktiivfunktsiooni kahjustus, stomatiit, haigused Minamata, enneaegne vananemine
co	endeemiline struuma	-
Ni	-	Dermatiit, vereloomehäired, kantserogeensus, embrüotoksikoos, alaäge müelo-optiline neuropaatia
Kr	-	Dermatiit, kantserogeensus
V	-	Kardiovaskulaarsüsteemi haigused

Erinevad HM-id ohustavad inimeste tervist erineval määral. Kõige ohtlikumad on Hg, Cd, Pb (tabel 3.18).

Tabel 3.18

Saasteainete klassid vastavalt nende ohtlikkuse astmele (GOST 17.4.1.02-83)

HM-ide sisalduse normeerimine mullas on väga keeruline. Tema otsuse aluseks peaks olema mulla multifunktsionaalsuse tunnustamine. Rationeerimise käigus võib mulda käsitleda erinevatest positsioonidest: loodusliku kehana; taimede, loomade ja mikroorganismide elupaigana ja substraadina; põllumajandusliku ja tööstusliku tootmise objektina ja vahendina; loodusliku reservuaarina, mis sisaldab patogeenseid mikroorganisme. HM-ide sisalduse normeerimine pinnases peaks toimuma mullaökoloogiliste põhimõtete alusel, mis välistavad võimaluse leida ühtsed väärtused kõikidele muldadele.

HM-idega saastunud muldade kanalisatsiooni küsimuses on kaks peamist lähenemisviisi. Esimene neist on suunatud mulla puhastamisele HM-idest. Puhastamine võib toimuda pesemise teel, HM-ide eraldamisega pinnasest taimede abil, pealmise saastunud mullakihi eemaldamisega jne. Teine lähenemine põhineb HM-de fikseerimisel pinnases, muutes need vees lahustumatuteks vormideks ning elusorganismidele kättesaamatu. Selleks tehakse ettepanek viia pinnasesse orgaanilist ainet, fosfaatmineraalväetisi, ioonivahetusvaikusid, looduslikke tseoliite, pruunsütt, pinnase lupjamist jne. Igal HM-i pinnases fikseerimise meetodil on aga oma periood. kehtivus. Varem või hiljem hakkab osa HM-st taas sattuma mullalahusesse ja sealt edasi elusorganismidesse.

Seega liigitatakse raskmetallideks üle 40 keemilise elemendi, mille aatomite mass on üle 50 amu. sööma. Nendeks on Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co jne. HM-de hulgas on palju mikroelemente, mis on biokatalüsaatorite olulised ja asendamatud komponendid ning olulisemate füsioloogiliste protsesside bioregulaatorid. HM-de liigne sisaldus biosfääri erinevates objektides mõjub aga elusorganismidele pärssivalt ja isegi mürgiselt.

HM pinnasesse sattumise allikad jagunevad looduslikeks (kivimite ja mineraalide ilmastikumõjud, erosiooniprotsessid, vulkaaniline aktiivsus) ja tehnogeenseteks (maavarade kaevandamine ja töötlemine, kütuse põletamine, sõidukite mõju, põllumajandus jne).

HM-id jõuavad mullapinnale erineval kujul. Need on oksiidid ja erinevad metallisoolad, nii vees lahustuvad kui ka praktiliselt lahustumatud.

HM-idega mullareostuse ökoloogilised tagajärjed sõltuvad reostusparameetritest, geokeemilistest tingimustest ja mulla stabiilsusest. Reostusparameetrite hulka kuuluvad metalli olemus ehk selle keemilised ja toksilised omadused, metallisisaldus pinnases, keemilise ühendi vorm, periood reostuse hetkest jne. Mulla vastupidavus reostusele sõltub osakeste suurusest. jaotus, orgaanilise aine sisaldus, happe-aluselised ja redokstingimused, mikrobioloogiliste ja biokeemiliste protsesside aktiivsus jne.

Elusorganismide, eeskätt taimede resistentsus HM-de kõrge kontsentratsiooni suhtes ja nende võime akumuleerida kõrgeid metallide kontsentratsioone võib kujutada endast suurt ohtu inimeste tervisele, kuna need võimaldavad saasteainete tungimist toiduahelatesse.

Mulla HM-ide sisalduse normaliseerimisel tuleks arvestada mulla multifunktsionaalsusega. Mulda võib käsitleda loodusliku kehana, taimede, loomade ja mikroorganismide elupaigana ja substraadina, põllumajandusliku ja tööstusliku tootmise objektina ja vahendina, patogeenseid mikroorganisme sisaldava loodusliku reservuaarina, maismaa biogeocenoosi ja biosfääri osana. tervikuna.