Peamisteks raskmetallide allikateks 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? Tööstusjäätmetes levinumad raskmetallid 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 tuleb võtta mitu proovi ja kas igaüht eraldi uurida või segada ühtseks massiks ja võtta sealt proov analüüsimiseks.

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 gaasiaatomite - ultraviolettkiirguse või nähtava - kiirguse neeldumisastet.

Elektrokeemilised meetodid raskemetallide uurimiseks pinnases

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

potentsiomeetria.
voltammeetria.
konduktomeetria.
kulomeetria.

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 riikliku sanitaar- ja epidemioloogilise regulatsiooni komisjoni bürool tarbijaõiguste kaitse ja inimeste heaolu järelevalve föderaalse teenistuse all (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 dekreediga nr 554 2000 (Vene Föderatsiooni kogutud õigusaktid, 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 maksimaalsed lubatud kontsentratsioonid (MAC) pinnases" (edaspidi standardid) töötati välja vastavalt 30. märtsi 1999. aasta föderaalseadusele N 52-FZ "Maailma sanitaar- ja epidemioloogilise heaolu kohta". rahvastik" (Sobraniye Zakonodatelstva Rossiyskoy Federatsii, 1999, N 14, artikkel 1650; 2003, N 2, artikkel 167; N 27, artikkel 2700; 2004, N 35) ja riikliku sanitaar- ja epidemioloogilise määrusega kinnitatud eeskirjad 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 Föderatsioonis 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 liikuvate vormide kohta.

Märgitakse kahjulikkuse piirnäitaja (veerg 6), mille järgi kehtestatakse järgmised normid: õhumigratsioon (õhumigratsioon), veemigratsioon (veemigratsioon), üldsanitaarne ehk 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.

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 erinevatest 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, kelaatvormid 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.

Esiteks on huvipakkuvad metallid, mis saastavad atmosfääri kõige enam, kuna neid kasutatakse märkimisväärses mahus tootmistegevuses ning mis väliskeskkonda akumuleerumise tõttu 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. Kaadmiumiühendeid kantakse 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-, metallitöötlemis- 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, suurendab klorofülli ja askorbiinhappe sisaldust, aktiveerib biosünteesi ja suurendab valgulise lämmastiku sisaldust taimedes. Koobaltiühendite kõrge kontsentratsioon on aga mürgine.

Reostuseta ja vähereostatud 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 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. Mn(III) võib suurtes kontsentratsioonides olla lahustunud olekus ainult tugevate kompleksimoodustajate juuresolekul, Mn(YII) looduslikes vetes 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 maapealse 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.

Sanitaarotstarbeliste veekogude puhul on MPCv (vastavalt mangaaniioonile) seatud väärtuseks 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 keevitamise teel.

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.

Looduslikesse vetesse siseneva vase peamine allikas 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 ensüümist ksantiinoksüdaas. 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) sadenemise tõttu veeorganismide tarbimise ja adsorptsiooniprotsesside tõttu.

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 tsüaniidkompleksi 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 on nikli kontsentratsioon tavaliselt vahemikus 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 Nikeli 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 nikli kontserni 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. Lahustunud 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 mikrogrammide ühikuteni 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 langusega 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.

Hõbeda ioonid on võimelised hävitama baktereid ja steriliseerima vett ka 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.

Reostamata 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, 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 dikromaatide kujul. Aeroobsetes tingimustes muutub Cr(VI) Cr(III)-ks, mille soolad neutraalses ja aluselises keskkonnas hüdrolüüsitakse hüdroksiidi vabanemisega.

Reostuseta ja kergelt saastunud 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 reostust seostatakse nende laialdase kasutamisega tööstuslikus tootmises koos halbade puhastussüsteemidega, mille tulemusena satuvad raskmetallid keskkonda, sealhulgas 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 pliisaaste vesi selliste tööstusharude läheduses, aga ka suurte maanteede läheduses, ohustab nendes piirkondades elavat elanikkonda ja eelkõige lapsi, kes on raskmetallide mõju suhtes tundlikumad.
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 aastatel ehitatud ja 1932. aastast pärit seadmeid kasutava Krasnouralski vasesulatuskorstnad paiskavad aastas 34 000 elanikuga linna 150-170 tonni pliid, kattes kõik pliitolmuga.

Plii kontsentratsioon Krasnouralski pinnases varieerub vahemikus 42,9 kuni 790,8 mg/kg maksimaalse lubatud kontsentratsiooniga 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 lapse agressiivsuse, hüperaktiivsuse ja muude käitumisprobleemide tekkeni. 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 spetsialistide 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 kuivsete, 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 kiiremini.

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 põllumaade 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 mulla 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 üha suurema 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--

1. peatükk. RASKEMETALLID: BIOLOOGILINE ROLL,

Raskemetallid- see on keemiliste elementide rühm, mille suhteline aatommass on üle 40. Mõiste "raskmetallid" ilmumist kirjanduses seostati teatud metallide mürgisuse avaldumisega ja nende ohtlikkusega elusorganismidele. Kuid "raske" rühma kuuluvad ka mõned mikroelemendid, mille elutähtsus ja mitmesugused bioloogilised mõjud on vaieldamatult tõestatud (Aleksejev, 1987; Minejev, 1988; Krasnokutskaja jt, 1990; Saet jt, 1990). Ilyin, 1991; Kaadmium: ökoloogiline…, 1994; Heavy…, 1997; Pronina, 2000).

Erinevused terminoloogias on peamiselt seotud metallide kontsentratsiooniga looduskeskkonnas. Ühelt poolt võib metalli kontsentratsioon olla ülemäärane ja isegi mürgine, siis nimetatakse seda metalli "raskeks", teiselt poolt normaalse kontsentratsiooni või defitsiidi korral nimetatakse seda mikroelementideks. Seega on terminid mikroelemendid ja raskmetallid tõenäoliselt pigem kvalitatiivsed kui kvantitatiivsed kategooriad ja on seotud ökoloogilise olukorra äärmuslike variantidega (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991; Maistrenko et al., 1996; Ilyin, Syso, 2001). .

Elusorganismi funktsioonid on lahutamatult seotud maakoore keemiaga ja neid tuleks uurida viimasega tihedas seoses (Vinogradov, 1957; Vernadsky, 1960; Avtsyn et al., 1991; Dobrovolsky, 1997). Vastavalt A.P. Vinogradova (1957), elemendi kvantitatiivse sisalduse kehas määrab selle sisaldus väliskeskkonnas, aga ka elemendi enda omadused, võttes arvesse selle ühendite lahustuvust. Esimest korda põhjendas meie riigis mikroelementide õpetuse teaduslikke aluseid V. I. Vernadsky (1960). Põhiuuringu viis läbi A.P. Vinogradov (1957), biogeokeemiliste provintside teooria rajaja ja nende roll endeemiliste haiguste esinemisel inimestel ja loomadel ning V.V. Kovalsky (1974), geokeemilise ökoloogia ja keemiliste elementide biogeograafia rajaja, kes oli esimene, kes viis läbi NSV Liidu biogeokeemilise tsoneerimise.

Praegu leidub inimkehas 92 looduslikult esinevast elemendist 81. Samal ajal on 15 neist (Fe, I, Cu, Zn, Co, Cr, Mo, Ni, V, Se, Mn, As, F, Si, Li) tunnistatud elutähtsateks. Siiski võivad need avaldada negatiivset mõju taimedele, loomadele ja inimestele, kui nende saadaolevate vormide kontsentratsioon ületab teatud piirid. Cd , Pb , Sn ja Rb peetakse tinglikult vajalikuks, sest Ilmselt pole need taimedele ja loomadele kuigi olulised ning isegi suhteliselt madalate kontsentratsioonide korral ohtlikud inimeste tervisele (Dobrovolsky, 1980; Reutse ja Kyrstya, 1986; Yagodin et al., 1989; Avtsyn et al., 1991; Davõdova, 1991; Vronsky , 1996; Panin, 2000; Pronina, 2000).

Mikroelementide biogeokeemilistes uuringutes on pikka aega domineerinud huvi geokeemiliste anomaaliate ja sellest tulenevate looduslikku päritolu endeemiate vastu. Kuid järgnevatel aastatel hakkasid tööstuse kiire arengu ja keskkonna globaalse tehnogeense saastamise tõttu enim tähelepanu köitma tööstusliku päritoluga elementide, enamasti HM-ide anomaaliad. Juba praegu muutub keskkond paljudes maailma piirkondades keemiliselt üha "agressiivsemaks". Viimastel aastakümnetel on biogeokeemiliste uuringute peamisteks objektideks kujunenud tööstuslinnade ja nendega piirnevate maa-alade territooriumid (Geochemistry ..., 1986; Lepneva, 1987; Ilyin et al., 1988, 1997; Kabala, Singh, 2001; Kathryn jt ., 2002), eriti kui neil kasvatatakse põllumajandustaimi ja seejärel kasutatakse neid toiduna (Rautse, Kyrstya, 1986; Ilyin, 1985, 1987; Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Tšernõh, 1996 jt).

Samuti uuritakse meditsiinilistel eesmärkidel aktiivselt mikroelementide mõju loomade ja inimeste elutegevusele. Praeguseks on leitud, et paljud haigused, sündroomid ja patoloogilised seisundid on põhjustatud elusorganismi mikroelementide vaegusest, liigsest või tasakaalustamatusest ning neid nimetatakse ühiselt "mikroelementoosideks" (Avtsyn et al., 1991).

Meie uuringutes uuriti metalle nende inimtekkelise keskkonnareostuse põhjustatud toksilise toime seisukohast elusorganismidele, mistõttu kasutasime uuritud elementide kohta mõistet "raskmetallid".

1.1. Raskmetallide bioloogiline roll ja toksikoloogiline toime

Viimastel aastatel on enamuse metallide oluline bioloogiline roll üha enam kinnitust leidnud. Paljud uuringud on näidanud, et metallide mõju on väga mitmekesine ja sõltub nende sisaldusest keskkonnas ning mikroorganismide, taimede, loomade ja inimeste vajadusest nende järele.

HM-de fütotoksiline toime avaldub reeglina muldade tehnogeense saastumise kõrgel tasemel ja sõltub suuresti konkreetse metalli omadustest ja käitumisest. Kuid looduses esinevad metalliioonid harva üksteisest eraldatuna. Seetõttu põhjustavad erinevate metallide mitmesugused kombineeritud kombinatsioonid ja kontsentratsioonid keskkonnas üksikute elementide omaduste muutusi nende sünergilise või antagonistliku toime tulemusena elusorganismidele. Näiteks tsingi ja vase segu on viis korda toksilisem kui nende mürgisuse aritmeetiliselt arvutatud summa, mis tuleneb nende elementide koosmõju sünergismist. Tsingi ja nikli segu toimib sarnaselt. Siiski on metallide komplekte, mille koostoime avaldub aditiivselt. Selle ilmekaks näiteks on tsink ja kaadmium, millel on vastastikune füsioloogiline antagonism (Khimiya…, 1985). Metallide sünergismi ja antagonismi ilmingud ilmnevad ka nende mitmekomponentsetes segudes. Seetõttu ei sõltu HM-reostuse kogutoksikoloogiline mõju mitte ainult konkreetsete elementide komplektist ja sisaldusest, vaid ka nende vastastikuse mõju omadustest elustikule.

Seega on raskmetallide mõju elusorganismidele väga mitmekesine, see on tingitud esiteks metallide keemilistest omadustest, teiseks organismide suhtumisest neisse ja kolmandaks keskkonnatingimustest. Allpool, vastavalt kirjanduses kättesaadavatele andmetele (Chemistry ..., 1985; Kenneth, Falchuk, 1993; Cadmium: ecological ..., 1994; Strawn, Sparks, 2000 ja teised), kirjeldame lühidalt HM-ide mõju elusorganismidele.

Plii. Plii bioloogilist rolli on uuritud väga vähe, kuid kirjanduses on andmeid (Avtsyn et al., 1991), mis kinnitavad, et metall on loomorganismidele, näiteks rottidele, eluliselt tähtis. Loomadel puudub see element, kui selle kontsentratsioon söödas on alla 0,05-0,5 mg/kg (Iljin, 1985; Kalnitski, 1985). Taimed vajavad seda ka väikestes kogustes. Plii puudus taimedes on võimalik, kui selle sisaldus õhus on 2–6 µg/kg kuivaine kohta (Kalnitsky, 1985; Kabata-Pendias, Pendias, 1989).

Suurenenud huvi plii vastu on tingitud selle prioriteetsest positsioonist peamiste keskkonnasaasteainete seas (Kovalsky, 1974; Saet, 1987; Report ..., 1997; Snakin, 1998; Makarov, 2002). Metall on mürgine mikroorganismidele, taimedele, loomadele ja inimestele.

Plii liig taimedes, mis on seotud selle kõrge kontsentratsiooniga pinnases, pärsib hingamist ja pärsib fotosünteesi protsessi, mis mõnikord põhjustab kaadmiumi sisalduse suurenemist ja tsingi, kaltsiumi, fosfori ja väävli tarbimise vähenemist. . Selle tulemusena väheneb taimede saagikus ja toodete kvaliteet halveneb järsult. Plii negatiivse mõju välisteks sümptomiteks on tumeroheliste lehtede ilmumine, vanade lehtede keerdumine ja lehestiku kidur. Taimede vastupidavus selle ülemäärasele ei ole sama: teravili on vähem vastupidav, kaunviljad on vastupidavamad. Seetõttu võivad toksilisuse sümptomid erinevatel põllukultuuridel ilmneda erineva plii üldsisalduse korral mullas – 100 kuni 500 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Ilyin, Syso, 2001). Metalli kontsentratsioon on üle 10 mg/kg kuivana. in-va on mürgine enamikule kultuurtaimedele (Rautse, Kyrstya, 1986).

Plii satub inimkehasse peamiselt seedetrakti kaudu. Toksiliste annuste korral koguneb element neerudesse, maksa, põrna ja luukudedesse.Piitoksikoosiga mõjutavad eelkõige vereloomeorganid (aneemia), närvisüsteem (entsefalopaatia ja neuropaatia) ning neerud (nefropaatia). Hematopoeetiline süsteem on plii suhtes kõige vastuvõtlikum, eriti lastel.

Kaadmiumon hästi tuntud mürgise elemendina, kuid kuulub ka "uute" mikroelementide (kaadmium, vanaadium, räni, tina, fluor) rühma ja võib madalates kontsentratsioonides stimuleerida mõnel loomal nende kasvu (Avtsyn et al., 1991). Kõrgemate taimede puhul ei ole kaadmiumi väärtust usaldusväärselt kindlaks tehtud.

Peamised inimkonnaga seotud probleemid selle elemendiga on tingitud keskkonna tehnogeensest saastatusest ja selle mürgisusest elusorganismidele juba madalal kontsentratsioonil (Ilyin, Syso, 2001).

Kaadmiumi mürgisus taimedele avaldub ensüümi aktiivsuse katkemises, fotosünteesi pärssimises, transpiratsiooni katkemises ja N O 2 redutseerimises N O-ks. Lisaks on see taimede ainevahetuses mitmete toitaineid (Zn, Cu, Mn, Ni, Se, Ca, Mg, P). Metalli toksilise mõju all taimedes täheldatakse kasvupeetust, juurestiku kahjustusi ja lehtede kloroosi. Kaadmium satub üsna kergesti pinnasest ja atmosfäärist taimedesse. Fütotoksilisuse ja taimedes akumuleerumisvõime poolest HM-seerias on see esikohal (Cd > Cu > Zn > Pb) (Ovcharenko et al., 1998).

Kaadmium on võimeline akumuleeruma inimeste ja loomade kehas, tk. imendub suhteliselt kergesti toidust ja veest ning tungib erinevatesse organitesse ja kudedesse. Metalli toksiline toime avaldub isegi väga madalatel kontsentratsioonidel. Selle liig pärsib DNA, valkude ja nukleiinhapete sünteesi, mõjutab ensüümide aktiivsust, häirib teiste mikroelementide (Zn, Cu, Se, Fe) imendumist ja metabolismi, mis võib põhjustada nende defitsiidi.

Kaadmiumi metabolismi organismis iseloomustavad järgmised põhitunnused (Avtsyn et al., 1991): tõhusa homöostaatilise kontrollmehhanismi puudumine; pikaajaline retentsioon (kumuleerumine) organismis väga pika poolväärtusajaga (keskmiselt 25 aastat); valdav akumuleerumine maksas ja neerudes;intensiivne koostoime teiste kahevalentsete metallidega nii imendumisprotsessis kui ka kudede tasandil.

Inimeste krooniline kokkupuude kaadmiumiga põhjustab neerufunktsiooni häireid, kopsupuudulikkust, osteomalaatsiat, aneemiat ja lõhnakaotust. On tõendeid kaadmiumi võimaliku kantserogeense toime ja selle võimaliku seotuse kohta südame-veresoonkonna haiguste tekkes. Kroonilise kaadmiumimürgistuse raskeim vorm on itai-itai haigus, mida iseloomustab luustiku deformatsioon koos märgatava kasvu aeglustumise, nimmepiirkonna valu, valulikud nähtused jalalihastes ja pardilaadne kõnnak. Lisaks esinevad sagedased pehmenenud luumurrud ka köhimisel, samuti kõhunäärme talitlushäired, muutused seedetraktis, hüpokroomne aneemia, neerufunktsiooni häired jne (Avtsyn et al., 1991).

Tsink. Tsingi jaoks pakub erilist huvi selle rolli avastamine nukleiinhapete metabolismis, transkriptsiooniprotsessides, nukleiinhapete, valkude ja eriti bioloogiliste membraanide komponentide stabiliseerimises (Peive, 1961), samuti A-vitamiini metabolismis. See mängib olulist rolli nukleiinhapete ja valkude sünteesis. Tsink esineb kõigis 20 nukleotidüültransferaasis ja selle avastamine pöördtranskriptaasides võimaldas luua tiheda seose kantserogeneesi protsessidega. Element on vajalik DNA, RNA, ribosoomide struktuuri stabiliseerimiseks, mängib olulist rolli translatsiooniprotsessis ja on asendamatu paljudes geeniekspressiooni võtmeetappides. Tsinki on leitud enam kui 200 ensüümis, mis kuuluvad kõigisse kuuesse klassi, sealhulgas hüdrolaasid, transferaasid, oksidoreduktaasid, lüaasid, ligaasid ja isomeraasid (Avtsyn et al., 1991). Tsingi ainulaadsus seisneb selles, et sellise hulga ensüümide koostisesse ei kuulu ükski element ega täida nii erinevaid füsioloogilisi funktsioone (Kashin, 1999).

Tsingi kõrgendatud kontsentratsioonil on elusorganismidele toksiline toime. Inimestel põhjustavad need iiveldust, oksendamist, hingamispuudulikkust, kopsufibroosi ja on kantserogeenid (Kenneth ja Falchuk, 1993). Tsingi ülejääk taimedes tekib tööstusliku mullareostusega piirkondades, samuti tsinki sisaldavate väetiste ebaõige kasutamise korral. Enamik taimeliike talub kõrgelt selle liigsust muldades. Selle metalli väga kõrge sisalduse korral pinnases on aga noorte lehtede kloroos tavaline tsinktoksikoosi sümptom. Selle ülemäärase sissevõtmisega taimedesse ja sellest tuleneva antagonismiga teiste elementidega vase ja raua imendumine väheneb ning ilmnevad nende puuduse sümptomid.

Loomadel ja inimestel mõjutab tsink rakkude jagunemist ja hingamist, luustiku arengut, aju moodustumist ja käitumisreflekse, haavade paranemist, reproduktiivfunktsiooni, immuunvastust ja suhtleb insuliiniga. Elemendi puudusega tekivad mitmed nahahaigused. Tsingi mürgisus loomadele ja inimestele on madal, kuna. liigse tarbimise korral see ei kumuleeru, vaid eritub. Kirjanduses on aga selle metalli toksilise toime kohta eraldi teateid: loomadel väheneb eluskaalu tõus, ilmneb käitumise depressioon ja on võimalikud abordid (Kalnitsky, 1985). Üldiselt on taimede, loomade ja inimeste suurimaks probleemiks enamikul juhtudel tsingi puudus, mitte selle mürgised kogused.

Vask- on üks olulisemaid elusorganismidele vajalikke asendamatuid elemente. Taimedes osaleb see aktiivselt fotosünteesi, hingamise, taastamise ja lämmastiku sidumise protsessides. Vask on osa paljudest oksüdaasi ensüümidest – tsütokroom oksüdaas, tseruloplasmiin, superoksiiddismutaas, uraatoksüdaas jt (Shkolnik, 1974; Avtsyn et al., 1991) ning osaleb biokeemilistes protsessides reaktsioone läbi viivate ensüümide lahutamatu osana. substraadi oksüdeerimine molekulaarse hapnikuga. Andmed elemendi mürgisuse kohta taimedele on napid. Praegu on peamiseks probleemiks vase puudumine pinnases või selle tasakaalustamatus koobaltiga. Taimede vasepuuduse peamisteks tunnusteks on reproduktiivorganite moodustumise aeglustumine ja seejärel lakkamine, teravate terade ilmnemine, tühjad kõrvad ja vastupanuvõime vähenemine ebasoodsate keskkonnategurite suhtes. Selle puuduse suhtes on kõige tundlikumad nisu, kaer, oder, lutsern, söögipeet, sibul ja päevalill (Ilyin, Syso 2001; Adriano, 1986).

Täiskasvanu kehas leidub pool vase üldkogusest lihastes ja luudes ning 10% maksas. Selle elemendi peamised imendumisprotsessid toimuvad maos ja peensooles. Selle assimilatsioon ja ainevahetus on tihedalt seotud teiste makro- ja mikroelementide ning orgaaniliste ühendite sisaldusega toidus. Vase füsioloogiline antagonism on molübdeeni ja sulfaatväävliga, samuti mangaani, tsingi, plii, strontsiumi, kaadmiumi, kaltsiumi, hõbedaga. Nende elementide liig koos madala vasesisaldusega söödas ja toiduainetes võib põhjustada viimase olulise defitsiidi inim- ja loomaorganismides, mis omakorda põhjustab aneemiat, aeglustunud kasvu, eluskaalu langust ja ägeda metallipuuduse korral (alla 2-3 mg ööpäevas) võib tekkida reumatoidartriit ja endeemiline struuma. ülemäärane Vase imendumine inimese poolt põhjustab Wilsoni tõbe, mille puhul elemendi liig ladestub ajukoes, nahas, maksas, kõhunäärmes ja müokardis.

Nikkel.Nikli bioloogiline roll on osalemine peamiste rakukomponentide - DNA, RNA ja valgu - struktuurilises korralduses ja toimimises. Koos sellega osaleb see ka keha hormonaalses regulatsioonis. Oma biokeemiliste omaduste järgi on nikkel väga sarnane rauale ja koobaltile. Metallipuudus mäletsejalistel põllumajandusloomadel väljendub ensüümide aktiivsuse vähenemises ja hukkumisvõimaluses.

Seni puuduvad kirjanduses andmed taimede niklipuuduse kohta, kuid mitmed katsed on näidanud nikli mulda viimise positiivset mõju saagikusele, mis võib olla tingitud asjaolust, et see stimuleerib taimede mikrobioloogilisi protsesse. lämmastikuühendite nitrifikatsioon ja mineraliseerumine muldades.(Kashin, 1998; Ilyin, Syso, 2001; Brown, Wilch, 1987) Nikli mürgisus taimedele avaldub fotosünteesi ja transpiratsiooniprotsesside allasurumisel, lehtede kloroosi tunnuste ilmnemisel. Loomorganismide jaoks kaasneb elemendi toksilise toimega mitmete metalloensüümide aktiivsuse vähenemine, valgu, RNA ja DNA sünteesi rikkumine ning paljudes elundites ja kudedes väljendunud kahjustuste tekkimine. Nikli embrüotoksilisus on eksperimentaalselt kindlaks tehtud (Strochkova et al., 1987; Yagodin et al., 1991). Liigne metalli sattumine loomade ja inimeste kehasse võib olla seotud pinnase ja taimede intensiivse tehnogeense reostusega selle elemendiga.

Kroom. Kroom on üks loomorganismide jaoks üliolulisi elemente. Selle peamised funktsioonid on interaktsioon insuliiniga süsivesikute metabolismi protsessides, osalemine nukleiinhapete ja tõenäoliselt ka kilpnäärme struktuuris ja funktsioonis (Avtsyn et al., 1991). Taimeorganismid reageerivad positiivselt kroomi sissetoomisele madala olemasoleva vormi sisaldusega pinnases, kuid jätkuvalt uuritakse küsimust selle elemendi asendamatusest taimeorganismide jaoks.

Metalli toksiline toime sõltub selle valentsusest: kuuevalentne katioon on palju mürgisem kui kolmevalentne. Kroomi mürgistuse sümptomid väljenduvad väliselt taimede kasvu- ja arengukiiruse aeglustumises, õhust osade närbumises, juurestiku kahjustuses ja noorte lehtede kloroosis. Metalli liig taimedes põhjustab paljude füsioloogiliselt oluliste elementide, eelkõige K, P, Fe, Mn, Cu, B kontsentratsiooni järsu languse. Inimestel ja loomadel on Cr 6+ üldine toksikoloogiline, nefrotoksiline ja hepatotoksiline toime. . Kroomi toksilisus väljendub organismi immunoloogilise reaktsiooni muutumises, rakkude reparatiivsete protsesside vähenemises, ensüümide inhibeerimises, maksakahjustuses ja bioloogiliste oksüdatsiooniprotsesside, eriti trikarboksüülhappe tsükli rikkumises. Lisaks põhjustab metalli liig spetsiifilisi nahakahjustusi (dermatiit, haavandid), nina limaskesta ilminguid, pneumoskleroosi, gastriiti, mao- ja kaksteistsõrmiksoole haavandeid, kroomilist hepatoosi, veresoonte toonuse ja südametegevuse häireid. Ühendid Cr 6+ võivad koos üldiste toksikoloogiliste mõjudega põhjustada mutageenset ja kantserogeenset toimet. Kroom koguneb lisaks kopsukoele ka maksas, neerudes, põrnas, luudes ja luuüdis (Krasnokutskaja et al., 1990).

HM toksiliste kontsentratsioonide mõju taimedele on näidatud tabelis 1.1 ning inimeste ja loomade tervisele tabelis 1.2.

Tabel 1.1

Mõnede raskmetallide toksiliste kontsentratsioonide mõju taimedele

Element	Kontsentratsioon mullas, mg/kg	Taime reaktsioon kõrgendatud HM kontsentratsioonidele
	100-500	Hingamise pärssimine ja fotosünteesi protsessi pärssimine, mõnikord kaadmiumi sisalduse suurenemine ja tsingi, kaltsiumi, fosfori, väävli tarbimise vähenemine, saagikuse vähenemine, põllukultuuride kvaliteedi halvenemine. Välised sümptomid - tumeroheliste lehtede ilmumine, vanade lehtede keerdumine, lehestiku kidur
	1-13	Ensüümide aktiivsuse, transpiratsiooni ja CO 2 fikseerimise protsesside rikkumine, fotosünteesi pärssimine, bioloogilise taastumise pärssimine N O 2 kuni N Oh, raskused paljude toitainete omastamisel ja ainevahetusel taimedes. Välised sümptomid - kasvupeetus, juurestiku kahjustus, lehtede kloroos.
	140-250	Noorte lehtede kloroos
	200-500	Taimede kasvu ja arengu halvenemine, õhust osade närbumine, juurestiku kahjustused, noorte lehtede kloroosid, kõige olulisemate makro- ja mikroelementide sisalduse järsk langus taimedes (K, P, Fe, Mn, Cu, B jne).
	30-100*	Fotosünteesi ja transpiratsiooni protsesside pärssimine, kloroosi tunnuste ilmnemine

Märkus: * - mobiilne vorm, vastavalt: Reutse, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Yagodin et al., 1989;. Iljin, Syso, 2002

Tabel 1.2

Raskmetallidega keskkonnareostuse mõju

inimeste ja loomade tervise kohta

Element	Iseloomulikud haigused kõrge HM kontsentratsiooni korral organismis
	Südame-veresoonkonna haigustesse suremuse tõus, üldise haigestumuse tõus, muutused laste kopsudes, vereloomeorganite, närvi- ja kardiovaskulaarsüsteemi, maksa, neerude kahjustused, raseduse käigu häired, sünnitus, menstruaaltsükkel, surnult sünd. , kaasasündinud deformatsioonid. Paljude ensüümide aktiivsuse pärssimine, ainevahetusprotsesside rikkumine.
	Neerufunktsiooni häired, DNA, valkude ja nukleiinhapete sünteesi pärssimine, ensüümide aktiivsuse vähenemine, teiste mikroelementide omastamise ja metabolismi aeglustumine ( Zn, Cu, Se, Fe ), mis võib põhjustada nende puudust organismis.
	Vere morfoloogilise koostise muutused, pahaloomulised kasvajad, kiiritushaigus; loomadel - eluskaalu suurenemise vähenemine, käitumise depressioon, abordi võimalus.
	Kasvav suremus hingamisteede vähki.
	Muutused organismi immunoloogilises reaktsioonis, reparatiivsete protsesside vähenemine rakkudes, ensüümide inhibeerimine, maksakahjustus.
	Valkude, RNA ja DNA sünteesi rikkumine, tõsiste kahjustuste tekkimine paljudes elundites ja kudedes.

Vastavalt: Metoodiline ..., 1982; Kalnitski, 1985; Avtsyn et al., 1991; Pokatilov, 1993; Makarov, 2002

1.2. Raskmetallid pinnases

HM-i sisaldus pinnases sõltub paljude uurijate poolt kindlaks tehtud algsete kivimite koostisest, mille oluline mitmekesisus on seotud territooriumide keerulise geoloogilise arengulooga (Kovda, 1973). hüpergeeni transformatsioon.

Viimastel aastakümnetel on inimese antropogeenne tegevus olnud intensiivselt seotud HM-i rändeprotsessidega looduskeskkonnas. Tehnogeneesi tulemusena keskkonda sattuvate keemiliste elementide kogused ületavad mõnel juhul oluliselt nende loomuliku omastamise taset. Näiteks globaalne valik Pb looduslikest allikatest on 12 tuhat tonni aastas. ja inimtekkelised heitmed 332 tuhat tonni. ( Nriagu , 1989). Looduslikes rändetsüklites osaledes toovad inimtekkelised voolud 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.

HM 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 musta ja eriti värvilise metalli metallurgia ettevõtete ümber atmosfääriheitmete tagajärjel (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Israel, 1984; Geochemistry ..., 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala, Singh, 2001). Saasteainete mõju 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 voost Euroopale ja endise NSV Liidu Euroopa territooriumi osakaal on 28–42% kõigist Euroopa heitkogustest (Vronsky, 1996). HM-de tehnogeense väljalangemise tase atmosfäärist maailma eri piirkondades ei ole sama (tabel 1.3) ja sõltub arenenud maardlate olemasolust, kaevandus- ja töötlemis- ning tööstustööstuse arenguastmest, transpordist ja linnastumisest. territooriumid jne.

Tabel 1.3

Raskmetallide langemine atmosfäärist aluspinnale

maailma piirkonnad, tuhat tonni aastas (Israel et al., 1989, viidanud Vronsky, 1996)

Piirkond	Plii	Kaadmium	elavhõbe
Euroopa		1,59
		1,78	10,6
Aasia		2,58
Aasia osa b. NSVL	21,4	0,88	20,9
Põhja-Ameerika		7,36	17,8
Kesk- ja Lõuna-Ameerika			24,9
Aafrika			28,4
Austraalia		0,22
Arktika		0,87	19,4
Antarktika	0,38	0,016

Uuring erinevate tööstusharude osaluse kohta globaalses HM heitkoguste voos näitab: 73% vasest ja 55% kaadmiumist on seotud vase ja nikli tootmisettevõtete heitkogustega; 54% elavhõbeda heitkogustest pärineb söe põletamisest; 46% niklit - naftasaaduste põletamiseks; 86% pliist satub atmosfääri sõidukitest (Vronsky, 1996). Põllumajandus varustab teatud koguses HM-i ka keskkonda, 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). Ainuüksi kivisöe põletamisel eraldub igal aastal 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 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 on reeglina looduslikest ühenditest lahustuvamad (Bol'shakov et al., 1993) Suured tööstuslinnad paistavad silma kõige aktiivsemate HM-ide 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 ja plii kuni mitu tuhat aastat. aastatel (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 esineb see peamiselt PbS kujul.Clark Pb maapõues 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). Võrreldes teiste HM-idega on see kõige vähem liikuv, pinnaste lubjamisel väheneb oluliselt elemendi liikuvusaste Liikuva Pb esineb kompleksidena orgaanilise ainega (60–80% liikuvast Pb-st). 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 on elemendi kõrgeim kontsentratsioon reeglina ülemises mullakihis. Mõnes tööstuspiirkonnas ulatub see 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983) ja Lääne-Euroopa värvilise metallurgia ettevõtete ümbruse pinnase pinnakihis 545 mg/kg (Rautse ja Kyrstya, 1986).

Pliisisaldus Venemaa muldades varieerub oluliselt sõltuvalt pinnase tüübist, tööstusettevõtete lähedusest ja looduslikest geokeemilistest anomaaliatest. Elamupiirkondade, eriti pliid sisaldavate toodete 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 allpool fooni ja 11% võib kuuluda riskitsooni. 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 Cd 2+ kujul ning moodustab kompleksioone ja orgaanilisi kelaate. Peamiseks teguriks, mis määrab elemendi sisaldust muldades 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). Pinnase 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 muldkattes on mätas-podsoolse pinnases 0,14 mg/kg, tšernozemis 0,24 mg/kg (tsink ja kaadmium ..., 1992), 0,07 mg/kg peamist tüüpi muldades. Lääne-Siber (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 koguses 80–120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Uurali deluviaalsetes, lössilaadsetes ja karbonaatsetes savilasmadestustes, 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 ka 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. Peamine Cu sisaldust mõjutav tegur 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 montmorilloniitvermikuliidiga. 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 (Instruktiivne ..., 1990), liivsavi ja liivsavi muldade APC on 33 mg/kg (Kontroll ..., 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 kogunemisel 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 savises ja savises pinnases, 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" riikliku jaama maaseire andmetel aastatel 1993-1997. Burjaatia Vabariigi territooriumil registreeriti nikli MAC-i ületamine 1,4% ulatuses uuritud põllumajandusmaa pindalast, sealhulgas Zakamensky pinnas (20% maast on saastunud - 46 tuhat ha) ja Khorinsky rajoonid (11% maast on saastatud - 8 tuhat ha).

Chrome (cr). Aatommass 52. Looduslikes ühendites on kroomi valents +3 ja +6. Suurem osa Cr 3+-st esineb kromiidis FeCr 2 O 4 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 keskmised (15–50 mg/kg) ja madalaimad happelistele kivimitele (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 Cr 3+ kujul. Happelises keskkonnas on Cr 3+ ioon inertne, pH 5,5 juures sadestub peaaegu täielikult. Cr 6+ ioon on äärmiselt ebastabiilne ja kergesti mobiliseeritav nii happelises kui aluselises pinnases. Kroomi adsorptsioon savide poolt sõltub keskkonna pH-st: pH tõusuga Cr 6+ adsorptsioon väheneb ja Cr 3+ suureneb. Mulla orgaaniline aine stimuleerib Cr 6+ redutseerimist Cr 3+ -ks.

Kroomi looduslik sisaldus muldades sõltub peamiselt selle kontsentratsioonist mulda moodustavates kivimites (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaja et al., 1990), samas kui jaotus 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. Ameerika Ühendriikide muldade Cr sisaldus on keskmiselt 54 mg/kg, Hiinas 150 mg/kg (Kabata-Pendias ja Pendias, 1989) ning Ukrainas 400 mg/kg (Bespamyatnov ja 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. Uurali serpentiniididel tekkinud 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 maaseire andmetel aastatel 1993–1997 kroomiga saastunud 22 tuhat hektarit. MPC ületamist 1,6-1,8 korda täheldati Džida (6,2 tuhat ha), Zakamensky (17,0 tuhat ha) ja Tunkinsky (14,0 tuhat ha) rajoonides. Venemaal mulla kroomi MPC-d pole veel välja töötatud ja Saksamaal on see põllumajandusmaa muldade puhul 200–500, majapidamismaatükkide puhul 100 mg / kg (Ilyin, Syso, 2001; Eikmann, Kloke, 1991).

1.3. Raskmetallide mõju muldade mikroobide tsenoosile

Üks tõhusamaid mullareostuse diagnostilisi näitajaid on selle bioloogiline seisund, mida saab hinnata selles asustatud mulla mikroorganismide elujõulisuse järgi (Babieva et al., 1980; Levin jt, 1989; Guzev, Levin, 1991; Kolesnikov , 1995; Zvjagintsev et al., 1997; Saeki jt, 2002).

Arvestada tuleks ka sellega, et HM-ide migratsioonil pinnases on oluline roll mikroorganismidel. Eluprotsessis toimivad nad mulla ökosüsteemis tootjate, tarbijate ja transpordiagentidena. Paljudel mullaseentel on võime HM-sid immobiliseerida, fikseerides need seeneniidistikus ja jättes need ajutiselt tsüklist välja. Lisaks neutraliseerivad seened, vabastades orgaanilisi happeid, nende elementide mõju, moodustades nendega komponente, mis on vähem toksilised ja taimedele kättesaadavad kui vabad ioonid (Pronina, 2000; Zeolites, 2000).

Kõrgendatud HM kontsentratsiooni mõjul väheneb järsult ensüümide aktiivsus: amülaas, dehüdrogenaas, ureaas, invertaas, katalaas (Grigoryan, 1980; Panikova, Pertsovskaya, 1982), samuti üksikute agronoomiliselt väärtuslike rühmade arv. mikroorganismide (Bulavko, 1982; Babich, Stotzky, 1985). HM-id pärsivad erinevate ainete mineraliseerumis- ja sünteesiprotsesse muldades (Naplekova, 1982; Evdokimova jt, 1984), pärsivad mulla mikroorganismide hingamist, põhjustavad mikrobiostaatilist toimet (Skvortsova et al., 1980) ja võivad toimida mutageenne tegur (Kabata-Pendias, Pendias, 1989) Liigne HM-ide sisaldus mullas vähendab ainevahetusprotsesside aktiivsust, toimuvad morfoloogilised muutused paljunemisorganite struktuuris ja muud muutused mulla elustikus. HM-id võivad suuresti pärssida biokeemilist aktiivsust ja põhjustada muutusi mulla mikroorganismide koguarvus (Brookes ja Mcgrant, 1984).

Mulla saastumine HM-ga põhjustab teatud muutusi mulla mikroorganismide kompleksi liigilises koosseisus. Üldise mustrina võib öelda, et mulla mikromütseetide kompleksi liigirikkus ja mitmekesisus on reostuse tõttu oluliselt vähenenud. Reostunud pinnase mikroobikoosluses näivad HM-i suhtes resistentsed mikromütseedi liigid tavatingimustes ebatavalised (Kobzev, 1980; Lagauskas jt, 1981; Evdokimova jt, 1984). Mikroorganismide taluvus mullareostuse suhtes sõltub nende kuulumisest erinevatesse süstemaatilisse rühma. Perekonna Bacillus liigid, nitrifitseerivad mikroorganismid, on väga tundlikud HM-de kõrgete kontsentratsioonide suhtes; pseudomonaadid, streptomütseedid ja mitmed tselluloosi hävitavad mikroorganismid on mõnevõrra vastupidavamad; seened ja aktinomütseedid on kõige vastupidavamad (Naplekova, 1982; Zeolites. ., 2000).

Madalatel HM kontsentratsioonidel täheldatakse mikroobikoosluse arengu mõningast stimuleerimist, seejärel kontsentratsiooni suurenedes toimub osaline inhibeerimine ja lõpuks selle täielik mahasurumine. Olulisi muutusi liigilises koosseisus registreeritakse HM kontsentratsioonidel, mis on 50–300 korda suuremad kui taustväärtused.

Mikrobiotsenoosi elulise aktiivsuse pärssimise aste sõltub ka konkreetsete pinnast saastavate metallide füsioloogilistest ja biokeemilistest omadustest. Plii mõjutab negatiivselt biootilist aktiivsust mullas, pärsib ensüümide aktiivsust, vähendades süsihappegaasi vabanemise intensiivsust ja mikroorganismide arvukust, põhjustades häireid mikroorganismide ainevahetuses, eriti hingamis- ja rakkude jagunemisprotsessides. Kaadmiumiioonid kontsentratsioonis 12 mg/kg häirivad õhulämmastiku sidumist, samuti ammonifikatsiooni, nitrifikatsiooni ja denitrifikatsiooni protsesse (Rautse ja Kirstya, 1986). Seened puutuvad kõige rohkem kokku kaadmiumiga ja mõned liigid kaovad täielikult pärast metalli sattumist mulda (Kadmium: ökoloogiline ..., 1994). Tsingi liig muldades takistab tselluloosi lagunemise kääritamist, mikroorganismide hingamist, ureaasi toimet jne, mille tulemusena on häiritud orgaanilise aine muundumisprotsessid muldades. Lisaks sõltub HM-ide toksiline toime metallide hulgast ja nende vastastikusest mõjust (antagonistlik, sünergistlik või totaalne) mikrobiootale.

Seega toimuvad mulla HM-idega reostuse mõjul muutused mulla mikroorganismide kompleksis. See väljendub liigirikkuse ja mitmekesisuse vähenemises ning reostustaluvate mikroorganismide osakaalu suurenemises. Mulla isepuhastumise intensiivsus saasteainetest sõltub mullaprotsesside aktiivsusest ja selles asustatud mikroorganismide elutegevusest.

Mulla saastatuse tase HM-dega mõjutab muldade biokeemilist aktiivsust, liigistruktuuri ja mikroobikoosluste koguarvu (Microorganisms…, 1989). Muldades, kus raskmetallide sisaldus ületab fooni 2-5 korda või rohkem, muutuvad kõige märgatavamalt üksikud ensümaatilise aktiivsuse näitajad, mõnevõrra suureneb amülolüütilise mikroobikoosluse kogubiomass ning muutuvad ka muud mikrobioloogilised näitajad. HM sisalduse edasise suurenemisega ühe suurusjärguni leitakse mulla mikroorganismide biokeemilise aktiivsuse üksikute näitajate oluline langus (Grigoryan, 1980; Panikova ja Pertsovskaya, 1982). Toimub amülolüütilise mikroobikoosluse domineerimise ümberjaotumine pinnases. Mullas, mis sisaldab HM-e kontsentratsioonides, mis on üks või kaks suurusjärku kõrgemad kui taust, on muutused terves mikrobioloogiliste parameetrite rühmas juba olulised. Mulla mikromütseetide liikide arv väheneb ja kõige vastupidavamad liigid hakkavad absoluutselt domineerima. Kui HM sisaldus mullas ületab fooni kolme suurusjärgu võrra, täheldatakse järske muutusi peaaegu kõigis mikrobioloogilistes parameetrites. Näidatud HM-i kontsentratsioonidel muldades toimub saastamata pinnase jaoks normaalse mikrobiota pärssimine ja surm. Samal ajal areneb aktiivselt ja isegi absoluutselt domineerib väga piiratud arv HM-i suhtes resistentseid mikroorganisme, peamiselt mikromütseete. Lõpuks leitakse HM kontsentratsioonidel muldades, mis ületavad tausttasemeid nelja või enama suurusjärgu võrra, mulla mikrobioloogilise aktiivsuse katastroofiline langus, mis piirneb mikroorganismide täieliku surmaga.

1.4. Raskmetallid taimedes

Taimne toit on inimeste ja loomade peamine HM-i allikas. Erinevatel andmetel (Panin, 2000; Ilyin, Syso, 2001) on sellega kaasas 40–80% HM-st ja ainult 20–40% - õhu ja veega. Seetõttu sõltub elanikkonna tervis suuresti metallide kogunemise tasemest toiduks kasutatavates taimedes.

Taimede keemiline koostis, nagu teada, peegeldab muldade elementaarset koostist. Seetõttu on HM-ide liigne kogunemine taimede poolt peamiselt tingitud nende kõrgest kontsentratsioonist muldades. Taimed puutuvad oma elutegevuses kokku ainult olemasolevate HM-vormidega, mille hulk on omakorda tihedalt seotud muldade puhverdusvõimega. Muldade võimel HM-e siduda ja inaktiveerida on aga piirid ning kui nad enam sissetuleva metallide vooluga toime ei tule, muutub oluliseks nende sisenemist takistavate füsioloogiliste ja biokeemiliste mehhanismide olemasolu taimedes endis.

Taimede resistentsuse mehhanismid HM liigsuse suhtes võivad avalduda erineval viisil: mõned liigid on võimelised koguma kõrgeid HM kontsentratsioone, kuid näitavad nende suhtes tolerantsust; teised püüavad oma tarbimist vähendada, maksimeerides oma barjäärifunktsioone. Enamiku taimede puhul on esimeseks barjääritasemeks juured, kus säilib suurim kogus HM-i, järgmine on varred ja lehed ning lõpuks, viimane on paljunemisfunktsioonide eest vastutavad organid ja taimeosad (enamik sageli seemned ja puuviljad, samuti juur- ja mugulkultuurid jne). (Garmash G.A. 1982; Iljin, Stepanova, 1982; Garmash N. Yu., 1986; Aleksejev, 1987; Heavy ..., 1987; Gorjunova, 1995; Orlov et al., 1991 jt; Iljin, Syso, 2001,). Tabelis 1.5 esitatud andmed näitavad selgelt erinevate taimede HM akumuleerumise taset, sõltuvalt nende geneetilistest ja liigilistest omadustest sama HM sisaldusega muldades.

Tabel 1.5

tehnogeenselt reostunud pinnas, mg/kg märgkaal (majapidamismaa,

Belovo, Kemerovo piirkond) (Iljin, Syso, 2001)

Kultuur (taimeelund)
tomat (puuvili)
Valge kapsas (pea)
Kartul (mugul)
Porgand (juurvili)
Punapeet (juurvili)
DOK (Naystein et al., 1987)

Märkus: brutosisaldus mullas Zn võrdub 7130, P b - 434 mg / kg

Need mustrid aga alati ei kordu, mis on ilmselt tingitud taimede kasvutingimustest ja nende geneetilisest eripärast. On juhtumeid, kus samal saastunud pinnasel kasvavad sama kultuuri erinevad sordid sisaldasid erinevas koguses HM-i. See asjaolu on ilmselt tingitud kõikidele elusorganismidele omasest liigisisesest polümorfismist, mis võib väljenduda ka looduskeskkonna tehnogeenses reostuses. See omadus taimedes võib saada aluseks geneetilistele aretusuuringutele, et luua sorte, millel on suurenenud kaitsevõime seoses liigse HM kontsentratsiooniga (Ilyin ja Syso, 2001).

Vaatamata erinevate taimede olulisele varieeruvusele HM-ide kogunemise suhtes, on elementide bioakumulatsioonil teatud tendents, mis võimaldab neid jagada mitmesse rühma: 1) Cd , Cs , Rb - intensiivse neeldumisega elemendid; 2) Zn, Mo, Cu, Pb, As, Co - keskmine neeldumisaste; 3) Mn , Ni , Cr - nõrga neeldumisega ja 4) Se , Fe , Ba , Te - taimedele rasked elemendid (Heavy ..., 1987; Kaadmium ..., 1994; Pronina, 2000).

Teine HM taimedesse sisenemise viis on õhuvoolude neeldumine lehtedega. See toimub metallide märkimisväärse sadestumisega atmosfäärist lehtseadmetele, enamasti suurte tööstusettevõtete läheduses. Elementide sisenemine taimedesse lehtede kaudu (või lehtede kaudu imendumine) toimub peamiselt mittemetaboolse tungimise kaudu läbi küünenaha. Lehtedest imenduv HM võib kanduda teistesse organitesse ja kudedesse ning osaleda ainevahetuses. Lehtedele ja vartele tolmuheitmetega ladestunud metallid inimesele ohtu ei kujuta, kui taimi enne söömist põhjalikult pesta. Sellist taimestikku söövad loomad võivad aga saada suures koguses HM-e.

Taimede kasvades jaotuvad elemendid ümber nende organites. Samas on vase ja tsingi puhul kehtestatud järgmine nende sisu muster: juured > tera > põhk. Plii, kaadmiumi ja strontsiumi puhul on sellel erinev vorm: juured > põhk > teravili (Heavy…, 1997). On teada, et lisaks taimede liigispetsiifilisusele HM-ide kogunemise osas on olemas teatud üldised mustrid. Näiteks kõrgeim HM sisaldus oli lehtköögiviljades ja silokultuurides, madalaim aga kaunviljades, teraviljades ja tööstuslikes kultuurides.

Seega näitab vaadeldav materjal suurte linnade HM-ide tohutut panust pinnase ja taimede reostusse. Seetõttu on TM-i probleem muutunud kaasaegse loodusteaduse üheks "ägedamaks" probleemiks. Varasem Ulan-Ude pinnase geokeemiline uuring (Belogolovov, 1989) võimaldab hinnata 0–5 cm pinnase kattekihi saastatuse kogutaset mitmesuguste keemiliste elementidega. Aiandusühistute mullad, majapidamiskrundid ja muud maad, kus elanikkond kasvatab toidutaimi, jäävad aga praktiliselt läbiuurimata; territooriumid, mille reostus võib otseselt mõjutada Ulan-Ude elanike tervist. Mobiilsete HM-vormide sisu kohta puuduvad absoluutselt andmed. Seetõttu püüdsime oma uuringutes põhjalikumalt peatuda Ulan-Ude aiamuldade HM-idega saastumise hetkeseisu, nende elustiku jaoks kõige ohtlikumate liikuvate vormide ning metallide leviku ja käitumise iseärasuste uurimisel. Ulan-Ude peamiste mullatüüpide pinnaskattes ja profiilis.

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 teatavat ohtu. Tulenevalt asjaolust, 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 kahjuks varustatud nii, et ka parimad filtrid lasevad läbi raskmetallide elemente, mis esmalt atmosfääri ilmuvad ja seejärel koos tööstusjäätmetega pinnasesse tungivad. 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.

Praegu on teada, et peaaegu kõik raskmetallide osakesed võivad esineda pinnases järgmistes olekutes: isomorfsete osakeste seguna, oksüdeeritult, soolaladestustena, kristallvõres, lahustuval kujul, otse mullalahuses ja olla isegi 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 olenevalt 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.