Peamised raskmetallide allikad on tööstusettevõtete jäätmed, erinevat tüüpi elektrijaamad, mäe- ja töötleva tööstuse tehased, samuti autotööstuse ja mõnede muude seadmete heitmed. Kõige sagedamini satuvad raskmetallid keskkonda aerosoolide või keemiliste ühendite, nagu sulfaadid, sulfiidid, karbonaadid, oksiidid jne, kujul.

Millised raskmetallid saastavad mulda kõige sagedamini? Kõige levinumad raskmetallid tööstusjäätmetes on elavhõbe, plii ja kaadmium. Kahjulike heitmete hulgas leidub sageli ka arseeni, tsinki, rauda, ​​vaske ja mangaani.

Raskmetallid võivad keskkonda sattuda lahustumatul ja lahustuval kujul.

Pinnase raskmetallidega saastumise viisid

Esimene viis pinnase saastamiseks raskmetallidega on sattuda vette ja selle vee edasine levik pinnasesse.

Teine võimalus on raskmetallide sattumine atmosfääri ja sadestumine kuiv- või märgsadestamise teel.

Pinnase koostoime raskmetallidega

Pinnas on mitmesuguste keemiliste elementide, sealhulgas raskmetallide adsorbent. Pikka aega on nad maapinnas ja neid puhastatakse järk-järgult. Mõnede raskmetallide puhul võivad need perioodid olla mitusada või isegi tuhandeid aastaid.

Raskmetallide ja muude metallide ioonid võivad reageerida pinnase komponentidega, mida kasutatakse leostumisel, erosiooni, deflatsiooni ja taimede kaudu.

Milliseid meetodeid kasutatakse raskemetallide määramiseks pinnases?

Esiteks tuleb mõista, et mulla koostis on heterogeenne, mistõttu võivad mullanäitajad ka samal maatükil selle erinevates osades vägagi erineda. Seetõttu peate võtma mitu proovi ja kas igaüht eraldi uurima või segama need üheks massiks ja võtma sealt analüüsimiseks proovi.

Metallide määramise meetodite arv pinnases on üsna suur, näiteks mõned neist:

• liigutatavate vormide määramise meetod.
• vahetusvormide määramise meetod.
• happes lahustuvate (tehnogeensete) vormide tuvastamise meetod.
• bruto sisu meetod.

Neid meetodeid kasutades viiakse läbi metallide pinnasest ekstraheerimise protsess. Seejärel on vaja kindlaks määrata teatud metallide protsent ekstraktis endas, mille jaoks kasutatakse kolme peamist tehnoloogiat:

2) Massispektromeetria induktiivsidestatud plasmaga.

3) Elektrokeemilised meetodid.

Vastava tehnoloogia seade valitakse sõltuvalt sellest, millist elementi uuritakse ja milline on selle kontsentratsioon mullaekstraktis.

Spektromeetrilised meetodid raskemetallide uurimiseks pinnases

1) Aatomabsorptsioonspektromeetria.

Mullaproov lahustatakse spetsiaalses lahustis, misjärel reaktiiv seostub teatud metalliga, sadestub, kuivab ja süttib, et kaal muutuks konstantseks. Seejärel kaalutakse analüütiliste kaalude abil.

Selle meetodi puudused hõlmavad analüüsiks kuluvat märkimisväärset aega ja teadlase kõrget kvalifikatsiooni.

2) Aatomabsorptsioonspektromeetria plasmapihustamisega.

See on levinum meetod, mis võimaldab määrata korraga mitu erinevat metalli. See erineb ka täpsuse poolest. Meetodi olemus on järgmine: proov tuleb viia gaasilise aatomi olekusse, seejärel analüüsitakse kiirguse neeldumisastet gaasiaatomite - ultraviolettkiirguse või nähtava - poolt.

Elektrokeemilised meetodid raskemetallide uurimiseks pinnases

Ettevalmistav etapp seisneb mullaproovi lahustamises vesilahuses. Tulevikus kasutatakse selles raskmetallide määramiseks selliseid tehnoloogiaid:

• potentsiomeetria.
• voltammeetria.
• konduktomeetria.
• kulomeetria.

Raskmetallid on võib-olla üks tõsisemaid mullareostusi, mis ähvardab meid paljude soovimatute ja pealegi kahjulike tagajärgedega.

Oma olemuselt on pinnas segu erinevatest orgaanilise ja anorgaanilise päritoluga savimineraalidest. Sõltuvalt pinnase koostisest, geograafilistest andmetest ja kaugusest tööstuspiirkondadest võib pinnas sisaldada erinevat tüüpi raskmetalle, millest igaüks kujutab endast keskkonnale teatud ohtu. Tulenevalt sellest, et erinevates kohtades võib olla erinev ka mulla struktuur, on erinevad ka redokstingimused, reaktsioonivõime, aga ka raskemetallide sidumise mehhanismid pinnases.

Suurim oht ​​pinnasele on tehnogeensed tegurid. Erinevad tööstused, mille jäätmeteks on raskmetalliosakesed, on paraku varustatud nii, et ka parimad filtrid lasevad läbi raskmetallide elemendid, mis satuvad esmalt atmosfääri ja seejärel koos tööstusjäätmetega pinnasesse. . Seda tüüpi reostust nimetatakse inimtegevusest tingitud reostuseks. Sel juhul on suur tähtsus mulla mehhaanilisel koostisel, karbonaatide sisaldusel ja imendumisvõimel. Raskmetallid ei erine mitte ainult pinnasele avaldatava mõju astme, vaid ka oleku poolest, milles nad on.

Nüüdseks on teada, et peaaegu kõik raskmetallide osakesed võivad esineda pinnases järgmistes olekutes: isomorfsete osakeste seguna, oksüdeerituna, soolaladestustena, kristallvõres, lahustuval kujul, otse mullalahust ja isegi olla osa orgaanilistest ainetest. Samas tuleb arvestada, et olenevalt redokstingimustest, pinnase koostisest ja süsihappegaasisisalduse tasemest võib metalliosakeste käitumine muutuda.

Raskmetallid on kohutavad mitte ainult nende esinemise tõttu mulla koostises, vaid seetõttu, et nad on võimelised liikuma, muutuma ja taimedesse tungima, mis võib keskkonda oluliselt kahjustada. Raskmetalliosakeste liikuvus võib varieeruda sõltuvalt sellest, kas tahkes ja vedelas faasis on elementide vahel erinevusi. Saasteained, antud juhul raskmetallide elemendid, võivad mullakihtidesse tungides sageli võtta kindlalt fikseeritud kuju. Sellisel kujul pole metallid taimedele kättesaadavad. Kõigil muudel juhtudel tungivad metallid kergesti taimedesse.

Vees lahustuvad metallelemendid tungivad pinnasesse väga kiiresti. Pealegi ei sisene nad lihtsalt mullakihti, vaid suudavad sealt läbi rännata. Koolitundidest teavad kõik, et aja jooksul tekivad pinnases madalmolekulaarsed veeslahustuvad mineraalühendid, mis rändavad veehoidla alumisse ossa. Ja koos nendega rändavad ka raskmetallide ühendid, moodustades madalmolekulaarseid komplekse, st muundudes teise olekusse.

Raskmetallid pinnases

Viimasel ajal on tööstuse kiire arengu tõttu märgatavalt tõusnud raskmetallide tase keskkonnas. Mõistet "raskmetallid" kasutatakse metallide kohta, mille tihedus ületab 5 g/cm at. ühikut Keemiliste elementide hulgas on raskmetallid kõige mürgisemad ja oma ohtlikkuse poolest pestitsiidide järel teisel kohal. Samal ajal on mürgised järgmised keemilised elemendid: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Raskmetallide fütotoksilisus sõltub nende keemilistest omadustest: valents, ioonraadius ja võime moodustada komplekse. Enamasti on elemendid vastavalt mürgisuse astmele paigutatud järjestikku: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. See seeria võib aga mõnevõrra muutuda seoses elementide ebaühtlase sadestumisega pinnasega ja üleminekuga taimedele kättesaamatusse olekusse, kasvutingimuste ning taimede endi füsioloogiliste ja geneetiliste omaduste tõttu. Raskmetallide muundumine ja migratsioon toimub kompleksi moodustumise reaktsiooni otsesel ja kaudsel mõjul. Keskkonnareostuse hindamisel on vaja arvestada pinnase omadusi ning eelkõige granulomeetrilist koostist, huumusesisaldust ja puhverdamist. Puhverdusvõime all mõistetakse muldade võimet hoida metallide kontsentratsioon mullalahuses konstantsel tasemel.

Muldades esinevad raskmetallid kahes faasis – tahkes ja mullalahuses. Metallide olemasolu vormi määrab keskkonna reaktsioon, mullalahuse keemiline ja aineline koostis ning eelkõige orgaaniliste ainete sisaldus. Elemendid - pinnast saastavad kompleksained on koondunud peamiselt selle ülemisse 10 cm kihti. Madala puhversisaldusega pinnase hapestamisel läheb aga märkimisväärne osa vahetus-absorbeeritud olekust pärit metalle mullalahusesse. Kaadmiumil, vasel, niklil, koobaltil on happelises keskkonnas tugev migratsioonivõime. PH langus 1,8-2 ühiku võrra suurendab tsingi liikuvust 3,8-5,4, kaadmiumi - 4-8, vase - 2-3 korda. .

Tabel 1 MPC (MAC) standardid, keemiliste elementide taustkontsentratsioonid pinnases (mg/kg)

Seega interakteeruvad raskemetallid pinnasesse sattudes kiiresti orgaaniliste ligandidega, moodustades kompleksühendeid. Seega on madalatel kontsentratsioonidel pinnases (20-30 mg/kg) ligikaudu 30% pliist kompleksidena orgaaniliste ainetega. Plii kompleksühendite osakaal suureneb selle kontsentratsiooniga kuni 400 mg/g ja seejärel väheneb. Metallid sorbeeritakse (vahetus või mittevahetus) ka raud- ja mangaanhüdroksiidide, savimineraalide ja mulla orgaanilise aine sadestamisel. Taimedele kättesaadavad ja leostumisvõimelised metallid sisalduvad mullalahuses vabade ioonide, komplekside ja kelaatidena.

HM-ide omastamine pinnasega sõltub suuremal määral keskkonna reaktsioonist ja sellest, millised anioonid mullalahuses domineerivad. Happelises keskkonnas on vask, plii ja tsink rohkem sorbeerunud ning aluselises keskkonnas kaadmium ja koobalt intensiivselt. Vask seondub eelistatult orgaaniliste ligandide ja raudhüdroksiididega.

Tabel 2 Mikroelementide liikuvus erinevates muldades sõltuvalt mullalahuse pH-st

Mulla-klimaatilised tegurid määravad sageli HM-ide rände ja transformatsiooni suuna ja kiiruse mullas. Seega soodustavad metsa-stepide vööndi pinnase ja veerežiimi tingimused HM intensiivset vertikaalset migratsiooni piki mullaprofiili, sealhulgas metallide võimalikku ülekandumist veevooluga mööda pragusid, juurekäike jne. .

Nikkel (Ni) on perioodilise süsteemi VIII rühma element, mille aatommass on 58,71. Nikkel kuulub koos Mn, Fe, Co ja Cu-ga nn siirdemetallide hulka, mille ühendid on väga bioloogiliselt aktiivsed. Elektronorbitaalide ehituse iseärasuste tõttu on ülalnimetatud metallidel, sealhulgas niklil, hästi väljendunud komplekside moodustamise võime. Nikkel on võimeline moodustama stabiilseid komplekse näiteks tsüsteiini ja tsitraadiga, aga ka paljude orgaaniliste ja anorgaaniliste liganditega. Algkivimite geokeemiline koostis määrab suuresti nikli sisalduse muldades. Suurim kogus niklit on aluselistest ja ülialuselistest kivimitest moodustunud muldades. Mõnede autorite sõnul on nikli ülemäärase ja toksilise taseme piirmäärad enamiku liikide puhul vahemikus 10 kuni 100 mg/kg. Põhiosa niklist on pinnases liikumatult fikseeritud ning väga nõrk migratsioon kolloidses olekus ja mehaaniliste suspensioonide koostises ei mõjuta nende jaotumist piki vertikaalset profiili ja on üsna ühtlane.

Plii (Pb). Plii keemia pinnases määrab õrn tasakaal vastupidiselt suunatud protsesside vahel: sorptsioon-desorptsioon, lahustumine-üleminek tahkesse olekusse. Emissioonidega pinnasesse sattunud plii on kaasatud füüsikaliste, keemiliste ja füüsikalis-keemiliste muundumiste tsüklisse. Algul domineerivad mehhaanilise nihke protsessid (pliiosakesed liiguvad mööda pinda ja pinnases mööda pragusid) ja konvektiivne difusioon. Seejärel, kui tahkefaasilised pliiühendid lahustuvad, hakkavad mängu keerulisemad füüsikalis-keemilised protsessid (eriti ioonide difusiooniprotsessid), millega kaasneb tolmuga kaasnevate pliiühendite muundumine.

On kindlaks tehtud, et plii liigub nii vertikaalselt kui ka horisontaalselt, kusjuures teine ​​protsess domineerib esimese üle. Üle 3 aasta kestnud vaatlusi saluniidul liikus lokaalselt mullapinnale kantud pliitolm horisontaalsuunas 25–35 cm, selle tungimise sügavus mulla paksusesse oli aga 10–15 cm. plii migratsioon: taimejuured neelavad metalliioonid; kasvuperioodil liiguvad nad mulla paksuses; Kui taimed surevad ja lagunevad, eraldub plii ümbritsevasse mullamassi.

Teatavasti on mullal võime siduda (sorbeerida) sinna sattunud tehnogeenset pliid. Arvatakse, et sorptsioon hõlmab mitmeid protsesse: täielikku vahetust muldade absorbeeriva kompleksi katioonidega (mittespetsiifiline adsorptsioon) ja mitmeid plii kompleksi moodustumise reaktsioone mullakomponentide doonoritega (spetsiifiline adsorptsioon). Pinnas on plii seotud peamiselt orgaanilise ainega, samuti savimineraalide, mangaanoksiidide, raud- ja alumiiniumhüdroksiididega. Pliid sidudes takistab huumus selle migratsiooni naaberkeskkonda ja piirab selle sisenemist taimedesse. Savimineraalidest iseloomustab illiite kalduvus plii sorptsioonile. Mulla pH tõus lupjamisel toob kaasa veelgi suurema plii sidumise pinnasega, kuna tekivad vähelahustuvad ühendid (hüdroksiidid, karbonaadid jne).

Liikuval kujul pinnases leiduv plii fikseeritakse aja jooksul mullakomponentidega ja muutub taimedele kättesaamatuks. Kodumaiste teadlaste sõnul on plii kõige tugevamalt fikseeritud tšernozemi- ja turba-mudamuldades.

Kaadmium (Cd) Kaadmiumi eristab teistest HM-idest see, et see esineb mullalahuses peamiselt katioonidena (Cd 2+), kuigi keskkonna neutraalse reaktsiooniga pinnases võib see moodustada raskesti lahustuva. kompleksid sulfaatide, fosfaatide või hüdroksiididega.

Olemasolevatel andmetel jääb kaadmiumi kontsentratsioon taustmuldade mullalahustes vahemikku 0,2–6 µg/l. Pinnase saastatuse keskustes tõuseb see 300-400 µg/l-ni. .

On teada, et kaadmium muldades on väga liikuv; suudab suurtes kogustes üle minna tahkest faasist vedelikku ja vastupidi (mis muudab selle taimesse sisenemise prognoosimise keeruliseks). Kaadmiumi kontsentratsiooni mullalahuses reguleerivad mehhanismid on määratud sorptsiooniprotsessidega (sorptsiooni all mõeldakse adsorptsiooni, sadenemist ja kompleksi teket). Kaadmium imendub pinnasesse väiksemates kogustes kui teised HM-id. Raskmetallide liikuvuse iseloomustamiseks pinnases kasutatakse tahkes faasis olevate metallide ja tasakaalulahuse kontsentratsioonide suhet. Selle suhte kõrged väärtused näitavad, et HM-id jäävad tahkes faasis sorptsioonireaktsiooni tõttu, madalad väärtused - metallide lahustumise tõttu, kust nad võivad migreeruda teistesse keskkondadesse või sattuda erinevatesse keskkondadesse. reaktsioonid (geokeemilised või bioloogilised). On teada, et juhtiv protsess kaadmiumi sidumisel on adsorptsioon savide poolt. Hiljutised uuringud on näidanud ka suurt rolli selles hüdroksüülrühmade, raudoksiidide ja orgaanilise aine protsessis. Madala saastetaseme ja keskkonna neutraalse reaktsiooni korral adsorbeeritakse kaadmium peamiselt raudoksiidide poolt. Ja happelises keskkonnas (pH = 5) hakkab orgaaniline aine toimima võimsa adsorbendina. Madalamal pH-tasemel (pH=4) lähevad adsorptsioonifunktsioonid peaaegu eranditult orgaanilisele ainele. Mineraalkomponendid nendes protsessides ei mängi enam mingit rolli.

On teada, et kaadmium mitte ainult ei sorbeeru mullapinnaga, vaid ka fikseerib sademete, koagulatsiooni ja savimineraalide pakenditevahelise imendumise tõttu. See difundeerub mikropooride kaudu ja muul viisil pinnaseosakestesse.

Kaadmium fikseeritakse erinevat tüüpi muldades erinevalt. Siiani on vähe teada kaadmiumi konkurentsisuhetest teiste metallidega pinnast absorbeerivas kompleksis toimuvas sorptsiooniprotsessis. Kopenhaageni tehnikaülikooli (Taani) spetsialistide uuringute kohaselt oli nikli, koobalti ja tsingi juuresolekul kaadmiumi imendumine pinnasesse pärsitud. Teised uuringud on näidanud, et kaadmiumi sorptsiooniprotsessid mullas lagunevad kloriidioonide juuresolekul. Pinnase küllastumine Ca 2+ ioonidega tõi kaasa kaadmiumi sorptsioonivõime suurenemise. Paljud kaadmiumi sidemed mullakomponentidega osutuvad hapraks, teatud tingimustel (näiteks keskkonna happelisel reaktsioonil) see vabaneb ja läheb tagasi lahusesse.

Selgub mikroorganismide roll kaadmiumi lahustumisprotsessis ja selle üleminekul liikuvasse olekusse. Nende elutegevuse tulemusena tekivad kas vees lahustuvad metallikompleksid või tekivad füüsikalised ja keemilised tingimused, mis soodustavad kaadmiumi üleminekut tahkest faasist vedelasse.

Kaadmiumiga pinnases toimuvad protsessid (sorptsioon-desorptsioon, üleminek lahusesse jne) on omavahel seotud ja üksteisest sõltuvad, selle metalli voolamine taimedesse sõltub nende suunast, intensiivsusest ja sügavusest. On teada, et kaadmiumi sorptsiooni väärtus pinnasega sõltub pH väärtusest: mida kõrgem on pinnase pH, seda rohkem neelab see kaadmiumi. Seega, olemasolevate andmete kohaselt suurenes muldade sorptsioonivõime kaadmiumi suhtes pH vahemikus 4–7,7 pH ühiku kohta tõustes ligikaudu kolm korda.

Tsink (Zn). Tsingipuudus võib avalduda nii happelistel, tugevalt podsoolistunud kergetel muldadel kui ka karbonaatsetel, tsingivaestel ja kõrge huumusega muldadel. Tsingipuuduse ilmingut võimendab suurtes annustes fosfaatväetiste kasutamine ja maapõue tugev kündmine põllupinnani.

Suurim tsingi üldsisaldus tundra (53-76 mg/kg) ja tšernozemi (24-90 mg/kg) muldadel, madalaim - mätas-podsoolmuldadel (20-67 mg/kg). Tsingipuudus avaldub kõige sagedamini neutraalsetes ja kergelt aluselistes lubjarikastes muldades. Happelistes muldades on tsink liikuvam ja taimedele kättesaadavam.

Tsink esineb pinnases ioonsel kujul, kus see adsorbeerub katioonivahetusmehhanismi abil happelises keskkonnas või kemisorptsiooni tulemusena leeliselises keskkonnas. Zn 2+ ioon on kõige liikuvam. Tsingi liikuvust pinnases mõjutavad peamiselt pH väärtus ja savimineraalide sisaldus. pH juures<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе .

Pole saladus, et kõik tahavad omada dachat ökoloogiliselt puhtas piirkonnas, kus puudub linnareostus. Keskkond sisaldab raskemetalle (arseen, plii, vask, elavhõbe, kaadmium, mangaan jt), mis pärinevad isegi autode heitgaasidest. Samal ajal tuleb mõista, et maa on atmosfääri ja põhjavee loomulik puhastaja, see akumuleerib mitte ainult raskmetalle, vaid ka süsivesinikega kahjulikke pestitsiide. Taimed omakorda võtavad endasse kõike, mida muld neile annab. Pinnasesse settiv metall kahjustab mitte ainult mulda ennast, vaid ka taimi ja sellest tulenevalt ka inimesi.

Suure tee lähedal on palju tahma, mis tungib pinnase pindmistesse kihtidesse ja settib taimede lehtedele. Juurvilju, puuvilju, marju ja muid viljakaid kultuure sellisel kasvukohal kasvatada ei saa. Minimaalne kaugus teest on 50 m.

Raskmetallidega täidetud muld on halb pinnas, raskmetallid on mürgised. Sellel ei näe te kunagi sipelgaid, maamardikaid ja vihmausse, kuid imevaid putukaid koguneb palju. Taimed põevad sageli seenhaigusi, kuivavad ja on kahjuritele ebastabiilsed.

Kõige ohtlikumad on raskemetallide liikuvad ühendid, mida happelises pinnases on lihtne kätte saada. On tõestatud, et happelises või kerges liivases pinnases kasvanud taimed sisaldavad rohkem metalle kui neutraalses või lubjarikkas mullas. Veelgi enam, happelise reaktsiooniga liivane pinnas on eriti ohtlik, see koguneb kergesti ja pestakse sama kergesti põhjavette. Aiamaa, kus lõviosa on savi, on samuti kergesti altid raskmetallide kogunemisele, samas kui isepuhastumine võtab kaua aega ja aeglaselt. Kõige turvalisem ja stabiilsem muld on lubja ja huumusega rikastatud mustmuld.

Mida teha, kui pinnases on raskmetalle? Probleemi lahendamiseks on mitu võimalust.

1. Ebaõnnestunud saidi saab maha müüa.

2. Lupjamine on hea viis raskmetallide kontsentratsiooni vähendamiseks mullas. Neid on erinevaid. Lihtsaim: visake peotäis mulda äädikaga anumasse, kui tekib vaht, on muld aluseline. Või kaevake natuke maad, kui leiate sealt valge kihi, siis on happesus olemas. Küsimus on selles, kui palju. Pärast lupjamist kontrolli regulaarselt happesust, võib osutuda vajalikuks protseduuri korrata. Lubjatud dolomiidijahu, kõrgahjuräbu, turbatuha, lubjakiviga.

Kui maasse on juba kogunenud palju raskemetalle, siis on kasulik eemaldada pealmine mullakiht (20-30 cm) ja asendada see musta mullaga.

3. Pidev väetamine orgaaniliste väetistega (sõnnik, kompost). Mida rohkem on mullas huumust, seda vähem sisaldab see raskmetalle ja mürgisus väheneb. Kehv, viljatu maa ei suuda taimi kaitsta. Ärge üleküllastage mineraalväetistega, eriti lämmastikuga. Mineraalväetised lagundavad orgaanilist ainet kiiresti.

4. Pinna kobestamine. Pärast kobestamist viige see kindlasti läbi turba või kompostiga. Kobestamisel on kasulik lisada vermikuliiti, mis saab tõkkeks taimede ja mullas leiduvate mürgiste ainete vahel.

5. Maa pesemine ainult hea drenaažiga. Vastasel juhul levivad koos veega raskmetallid kogu piirkonnas. See valatakse puhta veega nii, et köögiviljakultuuride puhul pestakse 30–50 cm ja viljapõõsaste ja puude puhul kuni 120 cm mullakihti. Loputus viiakse läbi kevadel, kui pärast talve on mullas piisavalt niiskust.

6. Eemalda pealmine mullakiht, tee paisutatud savist või kivikestest hea drenaaž ja kata pealt mustmuldiga.

7. Taimi tuleks kasvatada konteinerites või kasvuhoones, kus mulda saab kergesti asendada. Jälgige, ärge kasvatage taime pikka aega ühes kohas.

8. Kui aiamaa on tee ääres, siis on suure tõenäosusega pinnases pliid, mis autode heitgaasidega välja tuleb. Eemaldage plii, istutades herned taimede vahele, ärge koristage. Sügisel kaevake herned välja ja põletage koos viljadega. Võimsa sügava juurestikuga taimed parandavad mulda, mis viib fosfori, kaaliumi ja kaltsiumi sügavast kihist ülemisse kihti.

9. Raskel pinnasel kasvanud juur- ja puuvilju tuleks alati kuumtöödelda või vähemalt pesta jooksva vee all, eemaldades nii õhutolmu.

10. Reostatud aladel või teelõigul paigaldatakse tugev piirdeaed, kettvõrk ei muutu teetolmu tõkkeks. Istutage aia taha kindlasti lehtpuud (). Võimalusena saavad suurepäraseks kaitseks mitmetasandilised maandumised, mis täidavad atmosfääritolmu ja tahma eest kaitsjate rolli.

Raskmetallide olemasolu pinnases ei ole lause, peamine on need õigeaegselt tuvastada ja neutraliseerida.

raskmetallist taimemuld

HM-ide sisaldus muldades sõltub paljude uurijate poolt kindlaks tehtud algsete kivimite koostisest, mille oluline mitmekesisus on seotud territooriumide keerulise geoloogilise arengulooga (Kovda, 1973). Pinnast moodustavate kivimite keemiline koostis, mida esindavad kivimite murenemisproduktid, on eelnevalt määratud algsete kivimite keemilise koostisega ja sõltub hüpergeenide transformatsiooni tingimustest.

Inimkonna antropogeenne tegevus on viimastel aastakümnetel olnud intensiivselt seotud HM-i rändeprotsessidega looduskeskkonnas. Tehnogeneesi tulemusena keskkonda sattuvate keemiliste elementide kogused ületavad mõnel juhul oluliselt nende loomuliku omastamise taset. Näiteks Pb ülemaailmne eraldumine looduslikest allikatest aastas on 12 tuhat tonni. ja inimtekkelised heitmed 332 tuhat tonni. (Nriagu, 1989). Looduslikes rändetsüklites kaasatud inimtekkelised voolud toovad kaasa saasteainete kiire leviku linnamaastiku looduslikes komponentides, kus nende koosmõju inimesega on vältimatu. HM-i sisaldavate saasteainete kogused suurenevad igal aastal ja kahjustavad looduskeskkonda, õõnestavad olemasolevat ökoloogilist tasakaalu ja mõjutavad negatiivselt inimeste tervist.

HMde inimtekkelise keskkonda sattumise peamised allikad on soojuselektrijaamad, metallurgiaettevõtted, karjäärid ja kaevandused polümetallimaakide kaevandamiseks, transport, keemilised vahendid põllukultuuride kaitsmiseks haiguste ja kahjurite eest, õli ja erinevate jäätmete põletamine, klaasi tootmine , väetised, tsement jne. Kõige võimsamad HM halod tekivad atmosfääriheitmete tõttu musta ja eriti värvilise metalli metallurgia ettevõtete ümber (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Israel, 1984; Geochemistry ..., 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala ja Singh, 2001). Saasteainete toime ulatub kümnete kilomeetrite kaugusele atmosfääri sattuvate elementide allikast. Seega levivad metallid 10–30% ulatuses atmosfääri eralduvast koguheitest tööstusettevõttest 10 km või rohkemale kaugusele. Samal ajal täheldatakse taimede kombineeritud saastumist, mis seisneb aerosoolide ja tolmu otseses settimises lehtede pinnale ning pika atmosfäärist pärineva saasteperioodi jooksul pinnasesse kogunenud HM-ide juurte assimilatsioonis (Ilyin, Syso, 2001). ).

Alltoodud andmete põhjal saab hinnata inimkonna inimtegevuse suurust: tehnogeense plii osakaal on 94-97% (ülejäänud looduslikud allikad), kaadmiumi - 84-89%, vase - 56-87%, nikli. - 66-75%, elavhõbe - 58% jne. Samal ajal langeb 26–44% nende elementide maailma inimtekkelisest voolust Euroopale ja endise NSV Liidu Euroopa territooriumi osakaal on 28–42% kõigist Euroopa heitkogustest (Vronsky, 1996). HM-de tehnogeense sadestumise tase atmosfäärist maailma eri piirkondades ei ole sama ja sõltub arenenud maardlate olemasolust, kaevandus- ja töötlemis- ning tööstustööstuse arenguastmest, transpordist, territooriumide linnastumisest jne.

Uuring erinevate tööstusharude osaluse kohta globaalses HM heitkoguste voos näitab: 73% vasest ja 55% kaadmiumist on seotud vase ja nikli tootmise ettevõtete heitkogustega; 54% elavhõbeda heitkogustest pärineb söe põletamisest; 46% niklit - naftasaaduste põletamiseks; 86% pliist satub atmosfääri sõidukitest (Vronsky, 1996). Teatud koguse HM-e tarnib keskkonda ka põllumajandus, kus kasutatakse pestitsiide ja mineraalväetisi, eelkõige sisaldavad superfosfaadid olulisel määral kroomi, kaadmiumi, koobaltit, vaske, niklit, vanaadiumi, tsinki jne.

Keemia-, raske- ja tuumatööstuse torude kaudu atmosfääri paisatavad elemendid avaldavad keskkonnale märgatavat mõju. Soojus- ja muude elektrijaamade osakaal õhusaastes on 27%, mustmetallurgia ettevõtted - 24,3%, ehitusmaterjalide kaevandamise ja valmistamise ettevõtted - 8,1% (Aleksejev, 1987; Iljin, 1991). HM-id (välja arvatud elavhõbe) viiakse atmosfääri peamiselt aerosoolidena. Metallide komplekti ja nende sisalduse aerosoolides määrab tööstus- ja energeetikategevuse spetsialiseerumine. Söe, nafta ja põlevkivi põletamisel satuvad nendes kütustes sisalduvad elemendid koos suitsuga atmosfääri. Niisiis sisaldab kivisüsi tseeriumi, kroomi, pliid, elavhõbedat, hõbedat, tina, titaani, aga ka uraani, raadiumi ja muid metalle.

Kõige olulisemat keskkonnareostust põhjustavad võimsad soojusjaamad (Maisttrenko et al., 1996). Igal aastal paiskub ainult kivisöe põletamisel atmosfääri 8700 korda rohkem elavhõbedat, kui loomulikku biogeokeemilisse tsüklisse mahub, 60 korda rohkem uraani, 40 korda rohkem kaadmiumi, 10 korda rohkem ütriumi ja tsirkooniumi ning 3-4 korda rohkem. rohkem tina. Söe põletamisel satub sinna 90% atmosfääri saastavast kaadmiumist, elavhõbedast, tinast, titaanist ja tsingist. See mõjutab suuresti Burjaatia Vabariiki, kus kivisütt kasutavad energiaettevõtted on suurimad õhusaasteained. Nende hulgas paistavad silma (vastavalt nende panusele koguheitesse) Gusinoozerskaya GRES (30%) ja Ulan-Ude CHPP-1 (10%).

Märkimisväärne atmosfääriõhu ja pinnase saastumine tekib transpordi tõttu. Enamik tööstusettevõtete tolmu- ja gaasiheites sisalduvaid HM-sid lahustuvad reeglina looduslikest ühenditest paremini (Bol'shakov et al., 1993). Suured tööstuslinnad paistavad silma kõige aktiivsemate HM-i allikate hulgas. Metallid kogunevad linnade muldadesse suhteliselt kiiresti ja eemaldatakse sealt üliaeglaselt: tsingi poolestusaeg on kuni 500 aastat, kaadmiumi poolestusaeg kuni 1100 aastat, vase kuni 1500 aastat, plii kuni mitu tuhat aastat. (Maisttrenko et al., 1996). Paljudes maailma linnades on kõrge HM-reostuse määr põhjustanud muldade peamiste agroökoloogiliste funktsioonide häireid (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Toiduks kasutatavate põllumajandustaimede kasvatamine nende territooriumide läheduses on potentsiaalselt ohtlik, kuna põllukultuurid koguvad liigselt HM-sid, mis võivad põhjustada inimeste ja loomade erinevaid haigusi.

Mitmete autorite arvates (Iljin ja Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov ja Zyrin, 1987 jt) on õigem hinnata mulla saastatuse astet HM-idega nende kõige biosaadavamate liikuvate vormide sisalduse järgi. Enamiku HM-ide mobiilsete vormide maksimaalseid lubatud kontsentratsioone (MPC) pole aga veel välja töötatud. Seetõttu võib võrdluskriteeriumiks kasutada kirjanduse andmeid nende sisu taseme kohta, mis põhjustab kahjulikke keskkonnamõjusid.

Allpool on toodud metallide omaduste lühikirjeldus, mis käsitleb nende käitumise iseärasusi pinnases.

Plii (Pb). Aatommass 207,2. Peamine element on toksiline aine. Kõik lahustuvad pliiühendid on mürgised. Looduslikes tingimustes eksisteerib see peamiselt PbS kujul. Clark Pb maapõues 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). Võrreldes teiste HM-idega on see kõige vähem liikuv ja pinnaste lubjamisel väheneb oluliselt elementide liikuvus. Mobiilne Pb esineb kompleksidena orgaanilise ainega (60 - 80% liikuvat Pb). Kõrge pH väärtuse korral fikseeritakse plii pinnases keemiliselt hüdroksiidi, fosfaadi, karbonaadi ja Pb-orgaaniliste kompleksidena (tsink ja kaadmium…, 1992; Heavy…, 1997).

Looduslik pliisisaldus muldades on päritud lähtekivimitest ning on tihedalt seotud nende mineraloogilise ja keemilise koostisega (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Selle elemendi keskmine kontsentratsioon maailma muldades ulatub erinevatel hinnangutel 10 (Saet et al., 1990) kuni 35 mg/kg (Bowen, 1979). Plii MPC muldadele vastab Venemaal 30 mg/kg (Instruktiivne…, 1990), Saksamaal 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Plii kõrget kontsentratsiooni pinnases võib seostada nii looduslike geokeemiliste anomaaliate kui ka inimtekkeliste mõjudega. Tehnogeense reostuse korral leitakse elemendi kõrgeim kontsentratsioon reeglina ülemises mullakihis. Mõnes tööstuspiirkonnas ulatub see 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983) ja Lääne-Euroopa värvilise metallurgia ettevõtete ümbritseva pinnase pinnakihis 545 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Pliisisaldus Venemaa muldades varieerub oluliselt sõltuvalt pinnase tüübist, tööstusettevõtete lähedusest ja looduslikest geokeemilistest anomaaliatest. Elamupiirkondade, eriti pliid sisaldavate toodete kasutamise ja tootmisega seotud pinnastes on selle elemendi sisaldus sageli kümneid või enam kordi kõrgem kui MPC (tabel 1.4). Esialgsetel hinnangutel on kuni 28% riigi territooriumist Pb sisaldus pinnases keskmiselt alla fooni ning 11% võib liigitada riskitsooniks. Samal ajal on Venemaa Föderatsioonis pinnase pliireostuse probleem valdavalt elamupiirkondade probleem (Snakin et al., 1998).

Kaadmium (Cd). Aatommass 112,4. Kaadmium on keemiliste omaduste poolest sarnane tsingiga, kuid erineb sellest suurema liikuvuse poolest happelises keskkonnas ja taimede parema kättesaadavuse poolest. Mullalahuses esineb metall Cd2+ kujul ning moodustab kompleksioone ja orgaanilisi kelaate. Peamiseks teguriks, mis määrab elemendi sisalduse mullas inimtekkelise mõju puudumisel, on lähtekivimid (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Iljin, 1991; tsink ja kaadmium ..., 1992; Kaadmium: ökoloogiline ..., 1994). Kaadmiumi Clark litosfääris 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Pinnast moodustavates kivimites on metallide keskmine sisaldus: savides ja savikildades - 0,15 mg / kg, lössis ja lössilaadsetes savides - 0,08, liivades ja liivsavides - 0,03 mg / kg (tsink ja kaadmium ..., 1992 ). Lääne-Siberi kvaternaarimaardlates varieerub kaadmiumi kontsentratsioon vahemikus 0,01-0,08 mg/kg.

Kaadmiumi liikuvus pinnases sõltub keskkonnast ja redokspotentsiaalist (Heavy…, 1997).

Kaadmiumi keskmine sisaldus maailma muldades on 0,5 mg/kg (Saet et al., 1990). Selle kontsentratsioon Venemaa Euroopa osa pinnases on 0,14 mg / kg - mädane-podsoolse pinnases, 0,24 mg / kg - tšernozemis (tsink ja kaadmium ..., 1992), 0,07 mg / kg - peamiselt Lääne-Siberi muldade tüübid (Iljin, 1991). Kaadmiumi ligikaudne lubatud sisaldus (AEC) liiv- ja liivsavimuldadel Venemaal on 0,5 mg/kg, Saksamaal on kaadmiumi MPC 3 mg/kg (Kloke, 1980).

Mullakatte kaadmiumi saastumist peetakse üheks kõige ohtlikumaks keskkonnanähtuseks, kuna see koguneb taimedesse üle normi isegi vähese pinnase saastumise korral (Kadmiy …, 1994; Ovcharenko, 1998). Kaadmiumi kõrgeimad kontsentratsioonid pinnase ülemises kihis on leitud kaevandusaladel - kuni 469 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), tsingisulatuskodade ümbruses ulatuvad need 1700 mg/kg-ni (Rautse, Kyrstya, 1986).

Tsink (Zn). Aatommass 65,4. Selle klarki maakoores on 83 mg/kg. Tsink on kontsentreeritud savimaardlates ja kildades kogustes 80–120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Uurali deluviaalsetes, lössilaadsetes ja karbonaatsetes savimaardlates, Lääne-Siberi savides – 60–120 mg/kg. 80 mg/kg.

Olulised tegurid, mis mõjutavad Zn liikuvust muldades, on savimineraalide sisaldus ja pH väärtus. PH tõusuga läheb element orgaanilisteks kompleksideks ja seotakse pinnasega. Tsingiioonid kaotavad samuti oma liikuvuse, sattudes montmorilloniidi kristallvõre pakettidevahelistesse ruumidesse. Orgaanilise ainega moodustab Zn stabiilseid vorme, seetõttu koguneb see enamasti kõrge huumusesisaldusega pinnasesse ja turba.

Muldade suurenenud tsingisisalduse põhjuseks võivad olla nii looduslikud geokeemilised anomaaliad kui ka tehnogeenne reostus. Selle peamised inimtekkelised allikad on peamiselt värvilise metallurgia ettevõtted. Pinnase saastumine selle metalliga on mõnes piirkonnas toonud kaasa selle äärmiselt suure akumuleerumise ülemises mullakihis – kuni 66400 mg/kg. Aiamuldades koguneb tsinki kuni 250 ja enam mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Tsingi AEC liiv- ja liivsavimuldadel on 55 mg/kg; Saksa teadlased soovitavad MPC-ks 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Vask (Cu). Aatommass 63,5. Clark maapõues 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Keemiliselt on vask mitteaktiivne metall. Põhiliseks Cu sisalduse väärtust mõjutavaks teguriks on selle kontsentratsioon mulda moodustavates kivimites (Goryunova et al., 2001). Tardkivimitest akumuleerivad kõige rohkem elementi põhikivimid - basaltid (100-140 mg/kg) ja andesiidid (20-30 mg/kg). Katte- ja lössilaadsed liivsavi (20-40 mg/kg) on ​​vähem vaserikkad. Selle madalaim sisaldus on märgitud liivakivides, lubjakivides ja graniidis (5-15 mg/kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Endise NSV Liidu territooriumi Euroopa osa savides ulatub metalli kontsentratsioon 25 mg/kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), lössilaadsetes savides - 18 mg/kg (Kovda, 1989). Altai mäestiku liivased ja liivased pinnast moodustavad kivimid akumuleerivad keskmiselt 31 mg/kg vaske (Malgin, 1978), Lääne-Siberi lõunaosas - 19 mg/kg (Iljin, 1973).

Muldades on vask nõrgalt rändav element, kuigi liikuva vormi sisaldus on üsna kõrge. Liikuva vase hulk sõltub paljudest teguritest: lähtekivimi keemilisest ja mineraloogilisest koostisest, pinnase lahuse pH-st, orgaanilise aine sisaldusest jne (Vinogradov, 1957; Peive, 1961; Kovalsky ja Andriyanova, 1970; Aleksejev, 1987 jne). Suurim kogus vaske pinnases on seotud raud-, mangaani-, raua- ja alumiiniumhüdroksiidi oksiididega ning eriti vermikuliidi montmorilloniidiga. Humiin- ja fulvohapped on võimelised moodustama vasega stabiilseid komplekse. PH 7-8 juures on vase lahustuvus kõige madalam.

Maailma muldade keskmine vasesisaldus on 30 mg/kg (Bowen, 1979). Tööstuslike saasteallikate läheduses võib kohati täheldada pinnase saastumist vasega kuni 3500 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Keskmine metallisisaldus endise NSV Liidu kesk- ja lõunapiirkondade muldades on 4,5–10,0 mg/kg, Lääne-Siberi lõunaosas 30,6 mg/kg (Iljin, 1973), Siberis ja Kaug-Idas - 27,8 mg/kg (Makeev, 1973). Venemaal on vase MPC 55 mg/kg (Instructive ..., 1990), APC liiv- ja liivsavimuldadel - 33 mg/kg (Control ..., 1998), Saksamaal - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Nikkel (Ni). Aatommass 58,7. Mandrisetetes esineb see peamiselt sulfiidide ja arseniitide kujul ning on seotud ka karbonaatide, fosfaatide ja silikaatidega. Maakoore elemendi klark on 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Kõige rohkem metalli akumuleerivad ülialuselised (1400-2000 mg/kg) ja aluselised (200-1000 mg/kg) kivimid, sette- ja happelised kivimid aga palju väiksemas kontsentratsioonis - 5-90 ja 5-15 mg/kg, vastavalt (Reuce, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias ja Pendias, 1989). Pinda moodustavate kivimite nikli akumuleerumisel on suur tähtsus nende granulomeetrilisel koostisel. Lääne-Siberi pinnast moodustavate kivimite näitel on näha, et kergemates kivimites on selle sisaldus madalaim, rasketes kivimites kõrgeim: liivades - 17, liivsavi ja kergesavi - 22, keskmises liivsavi - 36, rasked liivsavi ja savid - 46 (Iljin, 2002) .

Nikli sisaldus muldades sõltub suuresti selle elemendi olemasolust mulda moodustavates kivimites (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Kõige kõrgemaid nikli kontsentratsioone täheldatakse reeglina savistes ja savistes muldades, aluselistel ja vulkaanilistel kivimitel moodustunud ning orgaanilise aine poolest rikkas pinnases. Ni jaotumise mullaprofiilis määrab orgaanilise aine, amorfsete oksiidide sisaldus ja savifraktsiooni hulk.

Nikli kontsentratsiooni tase ülemises mullakihis oleneb ka nende tehnogeense reostuse astmest. Arenenud metallitööstustööstusega piirkondades toimub nikli väga suur kogunemine muldadesse: Kanadas ulatub selle brutosisaldus 206–26 000 mg/kg ja Suurbritannias liikuvate vormide sisaldus 506–600 mg/kg. Suurbritannia, Hollandi, Saksamaa reoveesetetega töödeldud muldades koguneb niklit kuni 84-101 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Venemaal (40–60% põllumajandusmuldade uuringu järgi) on selle elemendiga saastunud 2,8% pinnasest. Ni-ga saastunud muldade osakaal teiste HM-de (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As jt) hulgas on tegelikult kõige olulisem ja jääb alla vasega saastunud muldade järel (3,8%) (Aristarkhov, Kharitonova, 2002). ). Agrokeemiateenistuse "Burjatskaja" maaseire andmetel aastatel 1993-1997. Burjaatia Vabariigi territooriumil registreeriti nikli MPC ületamine 1,4% uuritud põllumajandusmaa maast, sealhulgas Zakamensky pinnas (20% maast on saastunud - 46 tuhat ha) ja Eristatakse Khorinski rajoonid (11% maast on saastunud - 8 tuhat ha).

Chrome (Cr). Aatommass 52. Looduslikes ühendites on kroomi valents +3 ja +6. Suurem osa Cr3+-st esineb kromiidis FeCr2O4 või teistes spinelli seeria mineraalides, kus see asendab Fe ja Al, millele see on oma geokeemiliste omaduste ja ioonraadiuse poolest väga lähedane.

Kroomklark maakoores - 83 mg / kg. Selle kõrgeimad kontsentratsioonid tardkivimite hulgas on tüüpilised ülialuselistele ja aluselistele (vastavalt 1600-3400 ja 170-200 mg/kg), madalamad keskmistele kivimitele (15-50 mg/kg) ja madalaimad happelistele (4-25). mg/kg). kg). Settekivimitest leiti elemendi maksimaalne sisaldus savisetetes ja kildades (60-120 mg/kg), minimaalne sisaldus liivakivides ja lubjakivides (5-40 mg/kg) (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Erinevate piirkondade pinnast moodustavates kivimites on metalli sisaldus väga mitmekesine. Endise NSV Liidu Euroopa osas on selle sisaldus enamlevinud pinnast moodustavates kivimites nagu löss, lössilaadne karbonaat ja mantelsavi keskmiselt 75-95 mg/kg (Jakushevskaja, 1973). Lääne-Siberi pinnast moodustavad kivimid sisaldavad keskmiselt 58 mg/kg Cr ning selle kogus on tihedalt seotud kivimite granulomeetrilise koostisega: liivased ja liivsavi kivimid - 16 mg/kg ning keskmised savised ja savised kivimid. - umbes 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

Muldades esineb suurem osa kroomist Cr3+ kujul. Happelises keskkonnas on Cr3+ ioon inertne, pH 5,5 juures sadestub peaaegu täielikult. Cr6+ ioon on äärmiselt ebastabiilne ja kergesti mobiliseeritav nii happelises kui aluselises pinnases. Kroomi adsorptsioon savide poolt sõltub keskkonna pH-st: pH tõusuga Cr6+ adsorptsioon väheneb, Cr3+ aga suureneb. Mulla orgaaniline aine stimuleerib Cr6+ redutseerimist Cr3+-ks.

Kroomi looduslik sisaldus muldades sõltub peamiselt selle kontsentratsioonist mulda moodustavates kivimites (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaja et al., 1990) ning jaotumine mullaprofiilis sõltub mullatekke iseärasustest. eelkõige geneetiliste horisontide granulomeetrilise koostise kohta. Keskmine kroomi sisaldus muldades on 70 mg/kg (Bowen, 1979). Elemendi suurimat sisaldust täheldatakse selle metalli poolest rikastel aluselistel ja vulkaanilistel kivimitel tekkinud muldades. USA keskmine Cr sisaldus muldades on 54 mg/kg, Hiina - 150 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukraina - 400 mg/kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). Venemaal on selle kõrge kontsentratsioon looduslikes tingimustes muldades tingitud mulda moodustavate kivimite rikastamisest. Kurski tšernozemid sisaldavad 83 mg/kg kroomi, Moskva piirkonna mädane-podsoolsed mullad - 100 mg/kg. Serpentiniididel tekkinud Uurali mullad sisaldavad metalli kuni 10 000 mg/kg, Lääne-Siberis 86–115 mg/kg (Jakushevskaja, 1973; Krasnokutskaja jt, 1990; Iljin ja Syso, 2001).

Antropogeensete allikate panus kroomi tarnimisse on väga märkimisväärne. Kroommetalli kasutatakse peamiselt legeerteraste komponendina kroomimiseks. Pinnase saastumist Cr-ga on täheldatud tsemenditehaste, raud-kroomi räbu puistangute, naftatöötlemistehaste, musta ja värvilise metalli metallurgia ettevõtete heitkoguste, tööstusliku reoveesetete kasutamise tõttu põllumajanduses, eriti parkimistöökodades, ja mineraalväetiste tõttu. Tehnogeenselt saastunud pinnases ulatuvad kroomi kõrgeimad kontsentratsioonid 400 või enama mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), mis on eriti iseloomulik suurlinnadele (tabel 1.4). Burjaatias on Burjatskaja riikliku agrokeemiateenistuse poolt aastatel 1993–1997 läbi viidud maaseire andmetel kroomiga saastunud 22 tuhat hektarit. Dzhida (6,2 tuhat ha), Zakamensky (17,0 tuhat ha) ja Tunkinsky (14,0 tuhat ha) rajoonides täheldati MPC ületamist 1,6–1,8 korda.