Как определяются металлы в почве. Методы определения тяжелых металлов в почве

PAGE_BREAK--тяжелые металлы , характеризующий широкую группу загрязняющих веществ, получил в последнее время значительное распространение. В различных научных и прикладных работах авторы по-разному трактуют значение этого понятия. В связи с этим количество элементов, относимых к группе тяжелых металлов, изменяется в широких пределах. В качестве критериев принадлежности используются многочисленные характеристики: атомная масса, плотность, токсичность, распространенность в природной среде, степень вовлеченности в природные и техногенные циклы. В некоторых случаях под определение тяжелых металлов попадают элементы, относящиеся к хрупким (например, висмут) или металлоидам (например, мышьяк).

В работах, посвященных проблемам загрязнения окружающей природной среды и экологического мониторинга, на сегодняшний день к тяжелым металлам относят более 40 металлов периодической системы Д.И. Менделеева с атомной массой свыше 50 атомных единиц: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi и др. При этом немаловажную роль в категорировании тяжелых металлов играют следующие условия: их высокая токсичность для живых организмов в относительно низких концентрациях, а также способность к биоаккумуляции и биомагнификации. Практически все металлы, попадающие под это определение (за исключением свинца, ртути, кадмия и висмута, биологическая роль которых на настоящий момент не ясна), активно участвуют в биологических процессах, входят в состав многих ферментов. По классификации Н.Реймерса, тяжелыми следует считать металлы с плотностью более 8 г/см3. Таким образом, к тяжелым металлам относятся Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg .

Формально определению тяжелые металлы соответствует большое количество элементов. Однако, по мнению исследователей, занятых практической деятельностью, связанной с организацией наблюдений за состоянием и загрязнением окружающей среды, соединения этих элементов далеко не равнозначны как загрязняющие вещества. Поэтому во многих работах происходит сужение рамок группы тяжелых металлов, в соответствии с критериями приоритетности, обусловленными направлением и спецификой работ. Так, в ставших уже классическими работах Ю.А. Израэля в перечне химических веществ, подлежащих определению в природных средах на фоновых станциях в биосферных заповедниках, в разделе тяжелые металлы поименованы Pb, Hg, Cd, As. С другой стороны, согласно решению Целевой группы по выбросам тяжелых металлов, работающей под эгидой Европейской Экономической Комиссии ООН и занимающейся сбором и анализом информации о выбросах загрязняющих веществ в европейских странах, только Zn, As, Se и Sb были отнесены к тяжелым металлам . По определению Н. Реймерса отдельно от тяжелых металлов стоят благородные и редкие металлы, соответственно, остаются только Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg . В прикладных работах к числу тяжелых металлов чаще всего добавляют Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn .

Ионы металлов являются непременными компонентами природных водоемов. В зависимости от условий среды (pH, окислительно-восстановительный потенциал, наличие лигандов) они существуют в разных степенях окисления и входят в состав разнообразных неорганических и металлорганических соединений, которые могут быть истинно растворенными, коллоидно-дисперсными или входить в состав минеральных и органических взвесей.

Истинно растворенные формы металлов, в свою очередь, весьма разнообразны, что связано с процессами гидролиза, гидролитической полимеризации (образованием полиядерных гидроксокомплексов) и комплексообразования с различными лигандами. Соответственно, как каталитические свойства металлов, так и доступность для водных микроорганизмов зависят от форм существования их в водной экосистеме.

Многие металлы образуют довольно прочные комплексы с органикой; эти комплексы являются одной из важнейших форм миграции элементов в природных водах. Большинство органических комплексов образуются по хелатному циклу и являются устойчивыми. Комплексы, образуемые почвенными кислотами с солями железа, алюминия, титана, урана, ванадия, меди, молибдена и других тяжелых металлов, относительно хорошо растворимы в условиях нейтральной, слабокислой и слабощелочной сред. Поэтому металлорганические комплексы способны мигрировать в природных водах на весьма значительные расстояния. Особенно важно это для маломинерализованных и в первую очередь поверхностных вод, в которых образование других комплексов невозможно.

Для понимания факторов, которые регулируют концентрацию металла в природных водах, их химическую реакционную способность, биологическую доступность и токсичность, необходимо знать не только валовое содержание, но и долю свободных и связанных форм металла.

Переход металлов в водной среде в металлокомплексную форму имеет три следствия:

1. Может происходить увеличение суммарной концентрации ионов металла за счет перехода его в раствор из донных отложений;

2. Мембранная проницаемость комплексных ионов может существенно отличаться от проницаемости гидратированных ионов;

3. Токсичность металла в результате комплексообразования может сильно измениться.

Так, хелатные формы Cu, Cd, Hg менее токсичны, нежели свободные ионы. Для понимания факторов, которые регулируют концентрацию металла в природных водах, их химическую реакционную способность, биологическую доступность и токсичность, необходимо знать не только валовое содержание, но и долю связанных и свободных форм .

Источниками загрязнения вод тяжелыми металлами служат сточные воды гальванических цехов, предприятий горнодобывающей, черной и цветной металлургии, машиностроительных заводов. Тяжелые металлы входят в состав удобрений и пестицидов и могут попадать в водоемы вместе со стоком с сельскохозяйственных угодий.

Повышение концентрации тяжелых металлов в природных водах часто связано с другими видами загрязнения, например, с закислением. Выпадение кислотных осадков способствует снижению значения рН и переходу металлов из сорбированного на минеральных и органических веществах состояния в свободное.

Прежде всего представляют интерес те металлы, которые в наибольшей степени загрязняют атмосферу ввиду использования их в значительных объемах в производственной деятельности и в результате накопления во внешней среде представляют серьезную опасность с точки зрения их биологической активности и токсических свойств. К ним относят свинец, ртуть, кадмий, цинк, висмут, кобальт, никель, медь, олово, сурьму, ванадий, марганец, хром, молибден и мышьяк.
Биогеохимические свойства тяжелых металлов

В - высокая, У - умеренная, Н - низкая

Ванадий.

Ванадий находится преимущественно в рассеянном состоянии и обнаруживается в железных рудах, нефти, асфальтах, битумах, горючих сланцах, углях и др. Одним из главных источников загрязнения природных вод ванадием являются нефть и продукты ее переработки.

В природных водах встречается в очень малой концентрации: в воде рек 0.2 - 4.5 мкг/дм3, в морской воде - в среднем 2 мкг/дм3

В воде образует устойчивые анионные комплексы (V4O12)4- и (V10O26)6-. В миграции ванадия существенна роль растворенных комплексных соединений его с органическими веществами, особенно с гумусовыми кислотами.

Повышенные концентрации ванадия вредны для здоровья человека. ПДКв ванадия составляет 0.1 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - санитарно-токсикологический), ПДКвр - 0.001 мг/дм3.

Естественными источниками поступления висмута в природные воды являются процессы выщелачивания висмутсодержащих минералов. Источником поступления в природные воды могут быть также сточные воды фармацевтических и парфюмерных производств, некоторых предприятий стекольной промышленности.

В незагрязненных поверхностных водах содержится в субмикрограммовых концентрациях. Наиболее высокая концентрация обнаружена в подземных водах и составляет 20 мкг/дм3, в морских водах - 0.02 мкг/дм3.ПДКв составляет 0.1 мг/дм3

Главными источниками соединений железа в поверхностных водах являются процессы химического выветривания горных пород, сопровождающиеся их механическим разрушением и растворением. В процессе взаимодействия с содержащимися в природных водах минеральными и органическими веществами образуется сложный комплекс соединений железа, находящихся в воде в растворенном, коллоидном и взвешенном состоянии. Значительные количества железа поступают с подземным стоком и со сточными водами предприятий металлургической, металлообрабатывающей, текстильной, лакокрасочной промышленности и с сельскохозяйственными стоками.

Фазовые равновесия зависят от химического состава вод, рН, Eh и в некоторой степени от температуры. В рутинном анализе во взвешенную форму выделяют частицы с размером более 0.45 мк. Она представляет собой преимущественно железосодержащие минералы, гидрат оксида железа и соединения железа, сорбированные на взвесях. Истинно растворенную и коллоидную форму обычно рассматривают совместно. Растворенное железо представлено соединениями, находящимися в ионной форме, в виде гидроксокомплекса и комплексов с растворенными неорганическими и органическими веществами природных вод. В ионной форме мигрирует главным образом Fe(II), а Fe(III) в отсутствие комплексообразующих веществ не может в значительных количествах находиться в растворенном состоянии.

Железо обнаруживается в основном в водах с низкими значениями Eh.

В результате химического и биохимического (при участии железобактерий) окисления Fe(II) переходит в Fe(III), который, гидролизуясь, выпадает в осадок в виде Fe(OH)3. Как для Fе(II), так и для Fe(III) характерна склонность к образованию гидроксокомплексов типа +, 4+, +, 3+, - и других, сосуществующих в растворе в разных концентрациях в зависимости от рН и в целом определяющих состояние системы железо-гидроксил. Основной формой нахождения Fe(III) в поверхностных водах являются комплексные соединения его с растворенными неорганическими и органическими соединениями, главным образом гумусовыми веществами. При рН = 8.0 основной формой является Fe(OH)3.Коллоидная форма железа наименее изучена, она представляет собой гидрат оксида железа Fe(OH)3 и комплексы с органическими веществами.

Содержание железа в поверхностных водах суши составляет десятые доли миллиграмма, вблизи болот - единицы миллиграммов. Повышенное содержание железа наблюдается в болотных водах, в которых оно находится в виде комплексов с солями гуминовых кислот - гуматами. Наибольшие концентрации железа (до нескольких десятков и сотен миллиграммов в 1 дм3) наблюдаются в подземных водах с низкими значениями рН.

Являясь биологически активным элементом, железо в определенной степени влияет на интенсивность развития фитопланктона и качественный состав микрофлоры в водоеме.

Концентрация железа подвержена заметным сезонным колебаниям. Обычно в водоемах с высокой биологической продуктивностью в период летней и зимней стагнации заметно увеличение концентрации железа в придонных слоях воды. Осенне-весеннее перемешивание водных масс (гомотермия) сопровождается окислением Fe(II) в Fе(III) и выпадением последнего в виде Fe(OH)3.

В природные воды поступает при выщелачивании почв, полиметаллических и медных руд, в результате разложения водных организмов, способных его накапливать. Соединения кадмия выносятся в поверхностные воды со сточными водами свинцово-цинковых заводов, рудообогатительных фабрик, ряда химических предприятий (производство серной кислоты), гальванического производства, а также с шахтными водами. Понижение концентрации растворенных соединений кадмия происходит за счет процессов сорбции, выпадения в осадок гидроксида и карбоната кадмия и потребления их водными организмами.

Растворенные формы кадмия в природных водах представляют собой главным образом минеральные и органо-минеральные комплексы. Основной взвешенной формой кадмия являются его сорбированные соединения. Значительная часть кадмия может мигрировать в составе клеток гидробионтов.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах кадмий содержится в субмикрограммовых концентрациях, в загрязненных и сточных водах концентрация кадмия может достигать десятков микрограммов в 1 дм3.

Соединения кадмия играют важную роль в процессе жизнедеятельности животных и человека. В повышенных концентрациях токсичен, особенно в сочетании с другими токсичными веществами.

ПДКв составляет 0.001 мг/дм3, ПДКвр - 0.0005 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - токсикологический).

В природные воды соединения кобальта попадают в результате процессов выщелачивания их из медноколчедановых и других руд, из почв при разложении организмов и растений, а также со сточными водами металлургических, металлообрабатывающих и химических заводов. Некоторые количества кобальта поступают из почв в результате разложения растительных и животных организмов.

Соединения кобальта в природных водах находятся в растворенном и взвешенном состоянии, количественное соотношение между которыми определяется химическим составом воды, температурой и значениями рН. Растворенные формы представлены в основном комплексными соединениями, в т.ч. с органическими веществами природных вод. Соединения двухвалентного кобальта наиболее характерны для поверхностных вод. В присутствии окислителей возможно существование в заметных концентрациях трехвалентного кобальта.

Кобальт относится к числу биологически активных элементов и всегда содержится в организме животных и в растениях. С недостаточным содержанием его в почвах связано недостаточное содержание кобальта в растениях, что способствует развитию малокровия у животных (таежно-лесная нечерноземная зона). Входя в состав витамина В12, кобальт весьма активно влияет на поступление азотистых веществ, увеличение содержания хлорофилла и аскорбиновой кислоты, активизирует биосинтез и повышает содержание белкового азота в растениях. Вместе с тем повышенные концентрации соединений кобальта являются токсичными.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах его содержание колеблется от десятых до тысячных долей миллиграмма в 1 дм3, среднее содержание в морской воде 0.5 мкг/дм3. ПДКв составляет 0.1 мг/дм3, ПДКвр 0.01 мг/дм3.

Марганец

В поверхностные воды марганец поступает в результате выщелачивания железомарганцевых руд и других минералов, содержащих марганец (пиролюзит, псиломелан, браунит, манганит, черная охра). Значительные количества марганца поступают в процессе разложения водных животных и растительных организмов, особенно сине-зеленых, диатомовых водорослей и высших водных растений. Соединения марганца выносятся в водоемы со сточными водами марганцевых обогатительных фабрик, металлургических заводов, предприятий химической промышленности и с шахтными водами.

Понижение концентрации ионов марганца в природных водах происходит в результате окисления Mn(II) до MnO2 и других высоковалентных оксидов, выпадающих в осадок. Основные параметры, определяющие реакцию окисления, - концентрация растворенного кислорода, величина рН и температура. Концентрация растворенных соединений марганца понижается вследствие утилизации их водорослями.

Главная форма миграции соединений марганца в поверхностных водах - взвеси, состав которых определяется в свою очередь составом пород, дренируемых водами, а также коллоидные гидроксиды тяжелых металлов и сорбированные соединения марганца. Существенное значение в миграции марганца в растворенной и коллоидной формах имеют органические вещества и процессы комплексообразования марганца с неорганическими и органическими лигандами. Mn(II) образует растворимые комплексы с бикарбонатами и сульфатами. Комплексы марганца с ионом хлора встречаются редко. Комплексные соединения Mn(II) с органическими веществами обычно менее прочны, чем с другими переходными металлами. К ним относятся соединения с аминами, органическими кислотами, аминокислотами и гумусовыми веществами. Mn(III) в повышенных концентрациях может находиться в растворенном состоянии только в присутствии сильных комплексообразователей, Mn(YII) в природных водах не встречается.

В речных водах содержание марганца колеблется обычно от 1 до 160 мкг/дм3, среднее содержание в морских водах составляет 2 мкг/дм3, в подземных - n.102 - n.103 мкг/дм3.

Концентрация марганца в поверхностных водах подвержена сезонным колебаниям.

Факторами, определяющими изменения концентраций марганца, являются соотношение между поверхностным и подземным стоком, интенсивность потребления его при фотосинтезе, разложение фитопланктона, микроорганизмов и высшей водной растительности, а также процессы осаждения его на дно водных объектов.

Роль марганца в жизни высших растений и водорослей водоемов весьма велика. Марганец способствует утилизации CO2 растениями, чем повышает интенсивность фотосинтеза, участвует в процессах восстановления нитратов и ассимиляции азота растениями. Марганец способствует переходу активного Fe(II) в Fe(III), что предохраняет клетку от отравления, ускоряет рост организмов и т.д. Важная экологическая и физиологическая роль марганца вызывает необходимость изучения и распределения марганца в природных водах.

Для водоемов санитарно-бытового использования установлена ПДКв (по иону марганца), равная 0.1 мг/дм3.

Ниже представлены карты распределения средних концентраций металлов: марганца, меди, никеля и свинца, построенные по данным наблюдений за 1989 - 1993 гг. в 123 городах. Использование более поздних данных предполагается нецелесообразным, поскольку в связи с сокращением производства значительно снизились концентрации взвешенных веществ и соответственно, металлов.

Влияние на здоровье. Многие металлы являются составляющей пыли и оказывают существенное влияние на здоровье.

Марганец поступает в атмосферу от выбросов предприятий черной металлургии (60% всех выбросов марганца), машиностроения и металлообработки (23%), цветной металлургии (9%), многочисленных мелких источников, например, от сварочных работ.

Высокие концентрации марганца приводят к появлению нейротоксических эффектов, прогрессирующего поражения центральной нервной системы, пневмонии.
Самые высокие концентрации марганца (0,57 - 0,66 мкг/м3) наблюдаются в крупных центрах металлургии: в Липецке и Череповце, а также в Магадане. Больше всего городов с высокими концентрациями Mn (0,23 - 0,69 мкг/м3) сосредоточено на Кольском полуострове: Заполярный, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск (см. карту).

За 1991 - 1994 гг. выбросы марганца от промышленных источников снизились на 62%, средние концентрации – на 48%.

Медь - один из важнейших микроэлементов. Физиологическая активность меди связана главным образом с включением ее в состав активных центров окислительно-восстановительных ферментов. Недостаточное содержание меди в почвах отрицательно влияет на синтез белков, жиров и витаминов и способствует бесплодию растительных организмов. Медь участвует в процессе фотосинтеза и влияет на усвоение азота растениями. Вместе с тем, избыточные концентрации меди оказывают неблагоприятное воздействие на растительные и животные организмы.

В природных водах наиболее часто встречаются соединения Cu(II). Из соединений Cu(I) наиболее распространены трудно растворимые в воде Cu2O, Cu2S, CuCl. При наличии в водной среде лигандов наряду с равновесием диссоциации гидроксида необходимо учитывать образование различных комплексных форм, находящихся в равновесии с акваионами металла.

Основным источником поступления меди в природные воды являются сточные воды предприятий химической, металлургической промышленности, шахтные воды, альдегидные реагенты, используемые для уничтожения водорослей. Медь может появляться в результате коррозии медных трубопроводов и других сооружений, используемых в системах водоснабжения. В подземных водах содержание меди обусловлено взаимодействием воды с горными породами, содержащими ее (халькопирит, халькозин, ковеллин, борнит, малахит, азурит, хризаколла, бротантин).

Предельно допустимая концентрация меди в воде водоемов санитарно-бытового водопользования составляет 0.1 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - общесанитарный), в воде рыбохозяйственных водоемов - 0.001 мг/дм3.

Город

Норильск

Мончегорск

Красноуральск

Кольчугино

Заполярный

Выбросы М (тыс.т/год) оксида меди и среднегодовые концентрации q (мкг/м3) меди.

Медь поступает в воздух с выбросами металлургических производств. В выбросах твердых веществ она содержится в основном в виде соединений, преимущественно оксида меди.

На долю предприятий цветной металлургии приходится 98,7 % всех антропогенных выбросов этого металла, из них 71% осуществляется предприятиями концерна “Норильский никель”, расположенными в Заполярном и Никеле, Мончегорске и Норильске, а еще примерно 25% выбросов меди осуществляются в Ревде, Красноуральске, Кольчугино и в других.

Высокие концентрации меди приводят к интоксикации, анемии и заболеванию гепатитом.

Как видно из карты, самые высокие концентрации меди отмечены в городах Липецк и Рудная Пристань. Повышены также концентрации меди в городах Кольского полуострова, в Заполярном, Мончегорске, Никеле, Оленегорске, а также в Норильске.

Выбросы меди от промышленных источников снизились на 34%, средние концентрации – на 42%.

Молибден

Соединения молибдена попадают в поверхностные воды в результате выщелачивания их из экзогенных минералов, содержащих молибден. Молибден попадает в водоемы также со сточными водами обогатительных фабрик, предприятий цветной металлургии. Понижение концентраций соединений молибдена происходит в результате выпадения в осадок труднорастворимых соединений, процессов адсорбции минеральными взвесями и потребления растительными водными организмами.

Молибден в поверхностных водах находится в основном в форме МоО42- . Весьма вероятно существование его в виде органоминеральных комплексов. Возможность некоторого накопления в коллоидном состоянии вытекает из того факта, что продукты окисления молибденита представляют рыхлые тонкодисперсные вещества.

В речных водах молибден обнаружен в концентрациях от 2.1 до 10.6 мкг/дм3. В морской воде содержится в среднем 10 мкг/дм3 молибдена.

В малых количествах молибден необходим для нормального развития растительных и животных организмов. Молибден входит в состав фермента ксантиноксидазы. При дефиците молибдена фермент образуется в недостаточном количестве, что вызывает отрицательные реакции организма. В повышенных концентрациях молибден вреден. При избытке молибдена нарушается обмен веществ.

Предельно допустимая концентрация молибдена в водоемах санитарно-бытового использования составляет 0.25 мг/дм3.

В природные воды мышьяк поступает из минеральных источников, районов мышьяковистого оруднения (мышьяковый колчедан, реальгар, аурипигмент), а также из зон окисления пород полиметаллического, медно-кобальтового и вольфрамового типов. Некоторое количество мышьяка поступает из почв, а также в результате разложения растительных и животных организмов. Потребление мышьяка водными организмами является одной из причин понижения концентрации его в воде, наиболее отчетливо проявляющегося в период интенсивного развития планктона.

Значительные количества мышьяка поступают в водные объекты со сточными водами обогатительных фабрик, отходами производства красителей, кожевенных заводов и предприятий, производящих пестициды, а также с сельскохозяйственных угодий, на которых применяются пестициды.

В природных водах соединения мышьяка находятся в растворенном и взвешенном состоянии, соотношение между которыми определяется химическим составом воды и значениями рН. В растворенной форме мышьяк встречается в трех- и пятивалентной форме, главным образом в виде анионов.

В речных незагрязненных водах мышьяк находится обычно в микрограммовых концентрациях. В минеральных водах его концентрация может достигать нескольких миллиграммов в 1 дм3, в морских водах в среднем содержится 3 мкг/дм3, в подземных - встречается в концентрациях n.105 мкг/дм3. Соединения мышьяка в повышенных концентрациях являются токсичными для организма животных и человека: они тормозят окислительные процессы, угнетают снабжение кислородом органов и тканей.

ПДКв мышьяка составляет 0.05 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - санитарно-токсикологический) и ПДКвр - 0.05 мг/дм3.

Присутствие никеля в природных водах обусловлено составом пород, через которые проходит вода: он обнаруживается в местах месторождений сульфидных медно-никелевых руд и железо-никелевых руд. В воду попадает из почв и из растительных и животных организмов при их распаде. Повышенное по сравнению с другими типами водорослей содержание никеля обнаружено в сине-зеленых водорослях. Соединения никеля в водные объекты поступают также со сточными водами цехов никелирования, заводов синтетического каучука, никелевых обогатительных фабрик. Огромные выбросы никеля сопровождают сжигание ископаемого топлива.

Концентрация его может понижаться в результате выпадения в осадок таких соединений, как цианиды, сульфиды, карбонаты или гидроксиды (при повышении значений рН), за счет потребления его водными организмами и процессов адсорбции.

В поверхностных водах соединения никеля находятся в растворенном, взвешенном и коллоидном состоянии, количественное соотношение между которыми зависит от состава воды, температуры и значений рН. Сорбентами соединений никеля могут быть гидроксид железа, органические вещества, высокодисперсный карбонат кальция, глины. Растворенные формы представляют собой главным образом комплексные ионы, наиболее часто с аминокислотами, гуминовыми и фульвокислотами, а также в виде прочного цианидного комплекса. Наиболее распространены в природных водах соединения никеля, в которых он находится в степени окисления +2. Соединения Ni3+ образуются обычно в щелочной среде.

Соединения никеля играют важную роль в кроветворных процессах, являясь катализаторами. Повышенное его содержание оказывает специфическое действие на сердечно-сосудистую систему. Никель принадлежит к числу канцерогенных элементов. Он способен вызывать респираторные заболевания. Считается, что свободные ионы никеля (Ni2+) примерно в 2 раза более токсичны, чем его комплексные соединения.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах концентрация никеля колеблется обычно от 0.8 до 10 мкг/дм3; в загрязненных она составляет несколько десятков микрограммов в 1 дм3. Средняя концентрация никеля в морской воде 2 мкг/дм3, в подземных водах - n.103 мкг/дм3. В подземных водах, омывающих никельсодержащие горные породы, концентрация никеля иногда возрастает до 20 мг/дм3.

Никель поступает в атмосферу от предприятий цветной металлургии, на долю которых приходится 97% всех выбросов никеля, из них 89% на долю предприятий концерна “Норильский никель”, расположенных в Заполярном и Никеле, Мончегорске и Норильске.

Повышенное содержание никеля в окружающей среде приводит к появлению эндемических заболеваний, бронхиального рака. Соединения никеля относят к 1 группе канцерогенов.
На карте видно несколько точек с высокими средними концентрациями никеля в местах расположения концерна Норильский никель: Апатиты, Кандалакша, Мончегорск, Оленегорск.

Выбросы никеля от промышленных предприятий снизились на 28%, средние концентрации – на 35%.

Выбросы М (тыс.т/год) и среднегодовые концентрации q (мкг/м3) никеля.

В природные воды поступает в результате процессов выщелачивания оловосодержащих минералов (касситерит, станнин), а также со сточными водами различных производств (крашение тканей, синтез органических красок, производство сплавов с добавкой олова и др.).

Токсическое действие олова невелико.

В незагрязненных поверхностных водах олово содержится в субмикрограммовых концентрациях. В подземных водах его концентрация достигает единиц микрограммов в 1 дм3.ПДКв составляет 2 мг/дм3.

В поверхностные воды соединения ртути могут поступать в результате выщелачивания пород в районе ртутных месторождений (киноварь, метациннабарит, ливингстонит), в процессе разложения водных организмов, накапливающих ртуть. Значительные количества поступают в водные объекты со сточными водами предприятий, производящих красители, пестициды, фармацевтические препараты, некоторые взрывчатые вещества. Тепловые электростанции, работающие на угле, выбрасывают в атмосферу значительные количества соединений ртути, которые в результате мокрых и сухих выпадений попадают в водные объекты.

Понижение концентрации растворенных соединений ртути происходит в результате извлечения их многими морскими и пресноводными организмами, обладающими способностью накапливать ее в концентрациях, во много раз превышающих содержание ее в воде, а также процессов адсорбции взвешенными веществами и донными отложениями.

В поверхностных водах соединения ртути находятся в растворенном и взвешенном состоянии. Соотношение между ними зависит от химического состава воды и значений рН. Взвешенная ртуть представляет собой сорбированые соединения ртути. Растворенными формами являются недиссоциированные молекулы, комплексные органические и минеральные соединения. В воде водных объектов ртуть может находиться в виде метилртутных соединений.

Соединения ртути высоко токсичны, они поражают нервную систему человека, вызывают изменения со стороны слизистой оболочки, нарушение двигательной функции и секреции желудочно-кишечного тракта, изменения в крови и др. Бактериальные процессы метилирования направлены на образование метилртутных соединений, которые во много раз токсичнее минеральных солей ртути. Метилртутные соединения накапливаются в рыбе и могут попадать в организм человека.

ПДКв ртути составляет 0.0005 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - санитарно-токсикологический), ПДКвр 0.0001 мг/дм3.

Естественными источниками поступления свинца в поверхностные воды являются процессы растворения эндогенных (галенит) и экзогенных (англезит, церуссит и др.) минералов. Значительное повышение содержания свинца в окружающей среде (в т.ч. и в поверхностных водах) связано со сжиганием углей, применением тетраэтилсвинца в качестве антидетонатора в моторном топливе, с выносом в водные объекты со сточными водами рудообогатительных фабрик, некоторых металлургических заводов, химических производств, шахт и т.д. Существенными факторами понижения концентрации свинца в воде является адсорбция его взвешенными веществами и осаждение с ними в донные отложения. В числе других металлов свинец извлекается и накапливается гидробионтами.

Свинец находится в природных водах в растворенном и взвешенном (сорбированном) состоянии. В растворенной форме встречается в виде минеральных и органоминеральных комплексов, а также простых ионов, в нерастворимой - главным образом в виде сульфидов, сульфатов и карбонатов.

В речных водах концентрация свинца колеблется от десятых долей до единиц микрограммов в 1 дм3. Даже в воде водных объектов, прилегающих к районам полиметаллических руд, концентрация его редко достигает десятков миллиграммов в 1 дм3. Лишь в хлоридных термальных водах концентрация свинца иногда достигает нескольких миллиграммов в 1 дм3.

Лимитирующий показатель вредности свинца - санитарно-токсилогический. ПДКв свинца составляет 0.03 мг/дм3, ПДКвр - 0.1 мг/дм3.

Свинец содержится в выбросах предприятиями металлургии, металлообработки, электротехники, нефтехимии и автотранспорта.

Влияние свинца на здоровье происходит при вдыхании воздуха, содержащего свинец, и поступлении свинца с пищей, водой, на пылевых частицах. Свинец накапливается в теле, в костях и поверхностных тканях. Свинец влияет на почки, печень, нервную систему и органы кровообразования. Пожилые и дети особенно чувствительны даже к низким дозам свинца.

Выбросы М (тыс.т/год) и среднегодовые концентрации q (мкг/м3) свинца.

За семь лет выбросы свинца от промышленных источников снизились на 60% вследствие сокращения производства и закрытия многих предприятий. Резкое снижение промышленных выбросов не сопровождается снижением выбросов автотранспорта. Средние концентрации свинца снизились только на 41%. Различие в степени снижения выбросов и концентраций свинца можно объяснить неполным учетом выбросов от автомобилей в предыдущие годы; в настоящее время увеличилось количество автомобилей и интенсивность их движения.

Тетраэтилсвинец

Поступает в природные воды в связи с использованием в качестве антидетонатора в моторном топливе водных транспортных средств, а также с поверхностным стоком с городских территорий.

Данное вещество характеризуется высокой токсичностью, обладает кумулятивными свойствами.

Источниками поступления серебра в поверхностные воды служат подземные воды и сточные воды рудников, обогатительных фабрик, фотопредприятий. Повышенное содержание серебра бывает связано с применением бактерицидных и альгицидных препаратов.

В сточных водах серебро может присутствовать в растворенном и взвешенном виде, большей частью в форме галоидных солей.

В незагрязненных поверхностных водах серебро находится в субмикрограммовых концентрациях. В подземных водах концентрация серебра колеблется от единиц до десятков микрограммов в 1 дм3, в морской воде - в среднем 0.3 мкг/дм3.

Ионы серебра способны уничтожать бактерии и уже в незначительной концентрации стерилизуют воду (нижний предел бактерицидного действия ионов серебра 2.10-11 моль/дм3). Роль серебра в организме животных и человека изучена недостаточно.

ПДКв серебра составляет 0.05 мг/дм3.

Сурьма поступает в поверхностные воды за счет выщелачивания минералов сурьмы (стибнит, сенармонтит, валентинит, сервантит, стибиоканит) и со сточными водами резиновых, стекольных, красильных, спичечных предприятий.

В природных водах соединения сурьмы находятся в растворенном и взвешенном состоянии. В окислительно-восстановительных условиях, характерных для поверхностных вод, возможно существование как трехвалентной, так и пятивалентной сурьмы.

В незагрязненных поверхностных водах сурьма находится в субмикрограммовых концентрациях, в морской воде ее концентрация достигает 0.5 мкг/дм3, в подземных водах - 10 мкг/дм3. ПДКв сурьмы составляет 0.05 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - санитарно-токсикологический), ПДКвр - 0.01 мг/дм3.

В поверхностные воды соединения трех- и шестивалентного хрома попадают в результате выщелачивания из пород (хромит, крокоит, уваровит и др.). Некоторые количества поступают в процессе разложения организмов и растений, из почв. Значительные количества могут поступать в водоемы со сточными водами гальванических цехов, красильных цехов текстильных предприятий, кожевенных заводов и предприятий химической промышленности. Понижение концентрации ионов хрома может наблюдаться в результате потребления их водными организмами и процессов адсорбции.

В поверхностных водах соединения хрома находятся в растворенном и взвешенном состояниях, соотношение между которыми зависит от состава вод, температуры, рН раствора. Взвешенные соединения хрома представляют собой в основном сорбированные соединения хрома. Сорбентами могут быть глины, гидроксид железа, высокодисперсный оседающий карбонат кальция, остатки растительных и животных организмов. В растворенной форме хром может находитьсяв виде хроматов и бихроматов. При аэробных условиях Cr(VI) переходит в Cr(III), соли которого в нейтральной и щелочной средах гидролизуются с выделением гидроксида.

В речных незагрязненных и слабозагрязненных водах содержание хрома колеблется от нескольких десятых долей микрограмма в литре до нескольких микрограммов в литре, в загрязненных водоемах оно достигает нескольких десятков и сотен микрограммов в литре. Средняя концентрация в морских водах - 0.05 мкг/дм3, в подземных водах - обычно в пределах n.10 - n.102 мкг/дм3.

Соединения Cr(VI) и Cr(III) в повышенных количествах обладают канцерогенными свойствами. Соединения Cr(VI) являются более опасными.

Попадает в природные воды в результате протекающих в природе процессов разрушения и растворения горных пород и минералов (сфалерит, цинкит, госларит, смитсонит, каламин), а также со сточными водами рудообогатительных фабрик и гальванических цехов, производств пергаментной бумаги, минеральных красок, вискозного волокна и др.

В воде существует главным образом в ионной форме или в форме его минеральных и органических комплексов. Иногда встречается в нерастворимых формах: в виде гидроксида, карбоната, сульфида и др.

В речных водах концентрация цинка обычно колеблется от 3 до 120 мкг/дм3, в морских - от 1.5 до 10 мкг/дм3. Содержание в рудных и особенно в шахтных водах с низкими значениями рН может быть значительным.

Цинк относится к числу активных микроэлементов, влияющих на рост и нормальное развитие организмов. В то же время многие соединения цинка токсичны, прежде всего его сульфат и хлорид.

ПДКв Zn2+ составляет 1 мг/дм3 (лимитирующий показатель вредности - органолептический), ПДКвр Zn2+ - 0.01 мг/дм3 (лимитирующий признак вредности - токсикологический).

Тяжёлые металлы уже сейчас занимают второе место по степени опасности, уступая пестицидам и значительно опережая такие широко известные загрязнители, как двуокись углерода и серы, в прогнозе же они должны стать самыми опасными, более опасными, чем отходы АЭС и твердые отходы. Загрязнение тяжёлыми металлами связано с их широким использованием в промышленном производстве вкупе со слабыми системами очистки, в результате чего тяжёлые металлы попадают в окружающую среду, в том числе и почву, загрязняя и отравляя её.

Тяжёлые металлы относятся к приоритетным загрязняющим веществам, наблюдения за которыми обязательны во всех средах. В различных научных и прикладных работах авторы по-разному трактуют значение понятия «тяжёлые металлы». В некоторых случаях под определение тяжелых металлов попадают элементы, относящиеся к хрупким (например, висмут) или металлоидам (например, мышьяк).

Почва являются основной средой, в которую попадают тяжёлые металлы, в том числе из атмосферы и водной среды. Она же служит источником вторичного загрязнения приземного воздуха и вод, попадающих из неё в Мировой океан. Из почвы тяжёлые металлы усваиваются растениями, которые затем попадают в пищу более высокоорганизованным животным.
продолжение
--PAGE_BREAK--3.3. Свинцовая интоксикация
В настоящее время свинец занимает первое место среди причин промышленных отравлений. Это вызвано широким применением его в различных отраслях промышленности. Воздействию свинца подвергаются рабочие, добывающие свинцовую руду, на свинцово-плавильных заводах, в производстве аккумуляторов, при пайке, в типографиях, при изготовлении хрустального стекла или керамических изделий, этилированного бензина, свинцовых красок и др. Загрязнение свинцом атмосферного воздуха, почвы и воды в окрестности таких производств, а также вблизи крупных автомобильных дорог создает угрозу поражения свинцом населения, проживающего в этих районах, и, прежде всего детей, которые более чувствительны к воздействию тяжелых металлов.
С сожалением надо отметить, что в России отсутствует государственная политика по правовому, нормативному и экономическому регулированию влияния свинца на состояние окружающей среды и здоровье населения, по снижению выбросов (сбросов, отходов) свинца и его соединений в окружающую среду, полному прекращению производства свинецсодержащих бензинов.

Вследствие чрезвычайно неудовлетворительной просветительной работы по разъяснению населению степени опасности воздействия тяжелых металлов на организм человека, в России не снижается, а постепенно увеличивается численность контингентов, имеющих профессиональный контакт со свинцом. Случаи свинцовой хронической интоксикации зафиксированы в 14 отраслях промышленности России. Ведущими являются электротехническая промышленность (производство аккумуляторов), приборостроение, полиграфия и цветная металлургия, в них интоксикация обусловлена превышением в 20 и более раз предельно допустимой концентрации (ПДК) свинца в воздухе рабочей зоны.

Значительным источником свинца являются автомобильные выхлопные газы, так как половина России все еще использует этилированный бензин. Однако металлургические заводы, в частности медеплавильные, остаются главным источником загрязнений окружающей среды. И здесь есть свои лидеры. На территории Свердловской области находятся 3 самых крупных источника выбросов свинца в стране: в городах Красноуральск, Кировоград и Ревда.

Дымовые трубы Красноуральского медеплавильного завода, построенного еще в годы сталинской индустриализации и использующего оборудование 1932 года, ежегодно извергают на 34-тысячный город 150 -170 тонн свинца, покрывая все свинцовой пылью.

Концентрация свинца в почве Красноуральска варьируется от 42,9 до 790,8 мг/кг при предельно допустимой концентрации ПДК=130 мк/кг. Пробы воды в водопроводе соседнего пос. Октябрьский, питаемого подземным водоисточником, фиксировали превышение ПДК до двух раз.

Загрязнение окружающей среды свинцом оказывает влияние на состояние здоровья людей. Воздействие свинца нарушает женскую и мужскую репродуктивную систему. Для женщин беременных и детородного возраста повышенные уровни свинца в крови представляют особую опасность, так как под действием свинца нарушается менструальная функция, чаще бывают преждевременные роды, выкидыши и смерть плода вследствие проникновения свинца через плацентарный барьер. У новорожденных детей высока смертность.

Отравление свинцом чрезвычайно опасно для маленьких детей - он действует на развитие мозга и нервной системы. Проведенное тестирование 165 красноуральских детей от 4 лет выявило существенную задержку психического развития у 75,7%, а у 6,8% обследованных детей обнаружена умственная отсталость, включая олигофрению.

Дети дошкольного возраста наиболее восприимчивы к вредному воздействию свинца, поскольку их нервная система находится в стадии формирования. Даже при низких дозах свинцовое отравление вызывает снижение интеллектуального развития, внимания и умения сосредоточиться, отставание в чтении, ведет к развитию агрессивности, гиперактивности и другим проблемам в поведении ребенка. Эти отклонения в развитии могут носить длительный характер и быть необратимыми. Низкий вес при рождении, отставание в росте и потеря слуха также являются результатом свинцового отравления. Высокие дозы интоксикации ведут к умственной отсталости, вызывают кому, конвульсии и смерть.

Белая книга, опубликованная российскими специалистами, сообщает, что свинцовое загрязнение покрывает всю страну и является одним из многочисленных экологических бедствий в бывшем Советском Союзе, которые стали известны в последние годы. Большая часть территории России испытывает нагрузку от выпадения свинца, превышающую критическую для нормального функционирования экосистемы. В десятках городов отмечается превышение концентраций свинца в воздухе и почве выше величин, соответствующих ПДК.

Наибольший уровень загрязнения воздуха свинцом, превышающий ПДК, отмечался в городах Комсомольск-на-Амуре, Тобольск, Тюмень, Карабаш, Владимир, Владивосток.

Максимальные нагрузки выпадения свинца, ведущие к деградации наземных экосистем, наблюдаются в Московской, Владимирской, Нижегородской, Рязанской, Тульской, Ростовскойи Ленинградской областях.

Стационарные источники ответственны за сброс более 50 тонн свинца в виде различных соединений в водные объекты. При этом 7 аккумуляторных заводов сбрасывают ежегодно 35 тонн свинца через канализационную систему. Анализ распределения сбросов свинца в водные объекты на территории России показывает, что по этому виду нагрузки лидируют Ленинградская, Ярославская, Пермская, Самарская, Пензенская и Орловская области.

В стране необходимы срочные меры по снижению свинцового загрязнения, однако пока экономический кризис России затмевает экологические проблемы. В затянувшейся промышленной депрессии Россия испытывает недостаток средств для ликвидации прежних загрязнений, но если экономика начнет восстанавливаться, а заводы вернутся к работе, загрязнение может только усилиться.
10 наиболее загрязненных городов бывшего СССР

(Металлы приведены в порядке убывания уровня приоритетности для данного города)

4. Гигиена почвы. Обезвреживание отходов.
Почва в городах и прочих населенных пунктах и их окрест­ностях уже давно отличается от природной, биологически цен­ной почвы, играющей важную роль в поддержании экологиче­ского равновесия. Почва в городах подвержена тем же вредным воздействиям, что и городской воздух и гидросфера, поэтому по­всеместно происходит значительная ее деградация. Гигиене поч­вы не уделяется достаточного внимания, хотя ее значение как одного из основных компонентов биосферы (воздух, вода, поч­ва) и биологического фактора окружающей среды еще более весомое, чем воды, поскольку количество последней (в первую очередь качество подземных вод) определяется состоянием поч­вы, и отделить эти факторы друг от друга невозможно. Почва обладает способностью биологического самоочищения: в почве происходит расщепление попавших в нее отходов н их минера­лизация; в конечном итоге почва компенсирует за их счет утра­ченные минеральные вещества.

Если в результате перегрузки почвы будет утерян любой из компонентов ее минерализирующей способности, это неизбеж­но приведет к нарушению механизма самоочищения и к полной деградации почвы. И, напротив, создание оптимальных условий для самоочищения почвы способствует сохранению экологиче­ского равновесия и условий для существования всех живых ор­ганизмов, в том числе и человека.

Поэтому проблема обезвреживания отходов, оказывающих вредное биологическое действие, не сводится только к вопросу их вывоза; она является более сложной гигиенической пробле­мой, так как почва является связующим звеном между водой, воздухом и человеком.
4.1.
Роль почвы в обмене веществ

Биологическая взаимосвязь между почвой и человеком осу­ществляется главным образом путем обмена веществ. Почва является как бы поставщиком минеральных веществ, необхо­димых для цикла обмена веществ, для роста растений, потреб­ляемых человеком и травоядными животными, съедаемыми в свою очередь человеком и плотоядными животными. Таким об­разом, почва обеспечивает пищей многих представителей расти­тельного и животного мира.

Следовательно, ухудшение качества почвы, понижение ее биологической ценности, способности к самоочищению вызы­вает биологическую цепную реакцию, которая в случае продол­жительного вредного воздействия может привести к самым различным расстройствам здоровья у населения. Более того, в слу­чае замедления процессов минерализации образующиеся при распаде веществ нитраты, азот, фосфор, калий и т. д. могут по­падать в используемые для питьевых нужд подземные воды и явиться причиной серьезных заболеваний (например, нитраты могут вызвать метгемоглобинемию, в первую очередь у детой грудного возраста).

Потребление воды из бедной йодом почвы может стать при­чиной эндемического зоба и т. д.
4.2.
Экологическая взаимосвязь между почвой и водой и жид­кими отходами (сточными водами)

Человек добывает из почвы воду, необходимую для поддер­жания процессов обмена веществ и самой жизни. Качество воды зависит от состояния почвы; оно всегда отражает биологическое состояние данной почвы.

Это в особенности относится к подземным водам, био­логическая ценность которых существенно определяется свой­ствами грунтов и почвы, способностью к самоочищению послед­ней, ее фильтрационной способностью, составом ее макрофлоры, микрофауны и т. д.

Прямое влияние почвы на поверхностные воды уже ме­нее значительно, оно связано главным образом с выпадением осадков. Например, после обильных дождей из почвы смываются в открытые водоемы (реки, озера) различные загрязняющие ве­щества, в том числе искусственные удобрения (азотные, фос­фатные), пестициды, гербициды, в районах карстовых, трещино­ватых отложений загрязняющие вещества могут проникнуть че­рез щели в глубоко расположенные подземные воды.

Несоответствующая очистка сточных вод также может стать причиной вредного биологического действия на почву и в конеч­ном итоге привести к ее деградации. Поэтому охрана почвы в населенных пунктах представляет одно из основных требований охраны окружающей среды в целом.
4.3.
Пределы нагрузки почвы твердыми отходами (бытовой и уличный мусор, промышленные отходы, сухой ил, остающийся после осаждения сточных вод, радиоактивные вещества и т. д.)

Проблема осложняется тем, что в результате образования все большего количества твердых отходов в городах почва в их окрестностях подвергается все более значительным нагрузкам. Свойства и состав почвы ухудшаются все более бы­стрыми темпами.

Из произведенных в США64,3 млн. т бумаги49,1 млн. т попадает в отходы (из этого количества26 млн. т «поставляет» домашнее хозяйство, а23,1 млн. т- торговая сеть).

В связи с изложенным удаление и окончательное обезврежи­вание твердых отходов представляет весьма существенную, более трудно осуществимую гигиеническую проблему в ус­ловиях усиливающейся урбанизации.

Окончательное обезвреживание твердых отходов в загрязнен­ной почве представляется возможным. Однако ввиду постоянно ухудшающейся способности к самоочищению городской почвы окончательное обезвреживание отходов, закапываемых в землю, невозможно.

Человек мог бы с успехом воспользоваться для обезврежи­вания твердых отходов биохимическими процессами, происходя­щими в почве, ее обезвреживающей и обеззараживающей способ­ностью, однако городская почва в результате многовекового проживания в городах человека и его деятельности уже давно стала непригодной для этой цели.

Механизмы самоочищения, минерализации, происходящие в почве, роль участвующих в них бактерий и энзимов, а также промежуточные и конечные продукты распада веществ хорошо известны. В настоящее время исследования направлены на вы­явление факторов, обеспечивающих биологическое равновесие природной почвы, а также на выяснение вопроса, какое количе­ство твердых отходов (и какой их состав) может привести к нарушению биологического равновесия почвы.
Количество бытовых отходов (мусора) из расчета на одного жителя некоторых крупных городов мира

Необходимо отметить, что гигиеническое состояние почвы в городах в результате ее перегрузки быстро ухудшается, хотя способность почвы к самоочищению является основным гигиени­ческим требованием для сохранения биологического равновесия. Почва в городах уже не в состоянии справиться без помощи че­ловека со своей задачей. Единственный выход из создавшегося положения- полное обезвреживание и уничтожение отходов в соответствии с гигиеническими требованиями.

Поэтому деятельность по строительству коммунальных соору­жений должна быть направлена на сохранение природной спо­собности почвы к самоочищению, а если эта ее способность ста­ла уже неудовлетворительной, то надо восстановить ее искус­ственным путем.

Наиболее неблагоприятным является токсическое действие промышленных отходов- как жидких, так и твердых. В почву попадает все большее количество таких отходов, с которыми она не в состоянии справиться. Так, например, установлено за­грязнение почвы мышьяком в окрестностях заводов по производ­ству суперфосфатов (в радиусе3 км). Как известно, некото­рые пестициды, такие, как хлорорганические соединения, попав­шие в почву, длительно не подвергаются распаду.

Подобным же образом обстоит дело и с некоторыми синте­тическими упаковочными материалами (поливинилхлорид, по­лиэтилен и т. д.).

Некоторые токсические соединения рано пли поздно попа­дают в подземные воды, в результате чего нарушается не только биологическое равновесие почвы, но ухудшается и качествоподземных вод до такой степени, что их уже нельзя использо­вать в качестве питьевых.
Процентное соотношение количества основных синтетических материалов, содержащихся в бытовых отходах (мусор)

*
Вместе с отходами прочих пластмасс, затвердевающих под дейст­вием тепла.
Проблема отходов возросла в наши дни еще и потому, что часть отходов, главным образом фекалии человека и животных используют для удобрения сельскохозяйственных угодий [в фе­калиях содержится значительное количество азота-0.4- 0,5%, фосфора (Р20з)-0,2-0,6%, калия (К?0)-0,5-1,5%, углерода-5-15%]. Эта проблема города распространилась и на городские окрестности.
4.4.
Роль почвы в распространении различных заболеваний

Почве принадлежит определенная роль в распространении инфекционных заболеваний. Об этом сообщали еще в прош­лом веке Petterkoffer(1882) и Fodor(1875),осветившие глав­ным образом роль почвы в распространении кишечных заболе­ваний: холеры, брюшного тифа, дизентерии и т. д. Они обрати­ли внимание также на то обстоятельство, что некоторые бакте­рии и вирусы сохраняют в почве месяцами жизнеспособность и вирулентность. В последующем ряд авторов подтвердили их наблюдения, в особенности в отношении городской почвы. Так, например, возбудитель холеры сохраняет жизнеспособность и патогенность в подземных водах от20 до200 дней, возбудитель брюшного тифа в фекалиях- от30 до100 дней, возбудитель паратифа- от30 до60 дней. (С точки зрения распространения инфекционных болезней городская почва представляет значи­тельно большую опасность, чем почва на полях, удобренная на­возом.)

Для определения степени загрязнения почвы ряд авторов пользуются определением бактериального числа (кишечной па­лочки), как и при определении качества воды. Другие авторы считают целесообразным определять, кроме того, число термо­фильных бактерий, принимающих участие в процессе минера­лизации.

Распространению инфекционных болезней посредст­вом почвы в значительной степени способствует полив земель сточными водами. При этом ухудшаются и минерализационные свойства почвы. Поэтому полив сточными водами должен осу­ществляться под постоянным строгим санитарным надзором и только вне городской территории.

4.5.
Вредное действие основных типов загрязнителей (твер­дых и жидких отходов), приводящихк деградации почвы

4.5.1.
Обезвреживание жидких отходов в почве

В ряде населенных пунктов, не имеющих канализации, некоторые отходы, в том числе и навоз, обезвреживают в почве.

Как известно, это наиболее простой способ обезвреживания. Однако он допустим лишь в том случае, если мы имеем дело с биологически полноценной почвой, сохранившей способность к самоочищению, что нехарактерно для городских почв. Если поч­ва уже не обладает этими качествами, то для того, чтобы защи­тить ее от дальнейшей деградации, возникает необходимость в сложных технических сооружениях для обезвреживания жид­ких отходов.

В ряде мест отходы обезвреживают в компостных ямах. В техническом отношении это решение представляет со­бой сложную задачу. Кроме того, жидкие способны проникнуть в почве на довольно большие расстояния. Задача осложняется еще и тем, что в городских сточных водах содержится все большее количе­ство токсических промышленных отходов, ухудшающих минерализационные свойства почвы еще в большей степени, чем че­ловеческие и животные фекалии. Поэтому в компостные ямы допустимо спускать лишь сточные воды, подвергшиеся предва­рительно отстою. В противном случае нарушается фильтрационная способность почвы, затем почва утрачивает и остальные защитные свойства, постепенно происходит закупорка пор и т. д.

Применение человеческих фекалий для полива сель­скохозяйственных полей представляет второй способ обезврежи­вания жидких отходов. Этот способ представляет собой двойную гигиеническую опасность: во-первых, он может привести к перегрузке почвы;во-вторых, эти отходы могут стать серьезным источником рас­пространения инфекции. Поэтому фекалии необходимо предва­рительно обеззараживать и подвергать соответствующей обра­ботке и лишь после этого использовать в качестве удобрения. Здесь сталкиваются две противоположные точки зрения. Сог­ласно гигиеническим требованиям, фекалии подлежат почти полному уничтожению, а с точки зрения народного хозяйства они представляют ценное удобрение. Свежие фекалии нельзя использовать для полива огородов и полей без предварительного их обеззараживания. Если все же приходится пользоваться све­жими фекалиями, то они требуют такой степени обезврежива­ния, что как удобрение они уже не представляют почти никакой ценности.

Фекалии могут быть использованы в качество удобрения только на специально выделенных участках- при постоянном санитарно-гигиеническом контроле, в особенности за состояни­ем подземных вод, количеством, мух и т. д.

Требования к удалению и почвенному обезврежива­нию фекалий животных в принципе не отличаются от требова­ний, предъявляемых к обезвреживанию человеческих фекалий.

До недавнего времени навоз представлял в сельском хозяй­стве существенный источник ценных питательных веществ, необходимых для повышения плодородия почвы. Однако в пос­ледние годы навоз утратил свое значение отчасти из-за механи­зации сельского хозяйства, отчасти из-за все более широкого применения искусственных удобрений.

При отсутствии соответствующей обработки и обезвреживания навоз также представляет опасность, как и необезвреженные фекалии человека. Поэтому навозу перед тем, как его вывезти на поля, дают созреть, чтобы за это время в нем (при температуре60-70°С) могли произойти необходимые биотермические процессы. После этого навоз считается «зрелым» и освободившимся от большинства содержащихся в нем возбуди­телей болезней (бактерии, яйца глистов и т. д.).

Необходимо помнить, что хранилища навоза могут представ­лять идеальные места для размножения мух, способствующих распространению различных кишечных инфекций. Следует от­метить, что мухи для размножения охотнее всего выбирают сви­ной навоз, затем конский, овечий и в последнюю очередь коро­вий. Перед вывозом навоза на поля его обязательно надо обработать инсектицидными средствами.
продолжение
--PAGE_BREAK--

Тяжелые металлы - биохимически активные элементы, входящие в круговорот органических веществ и воздействующие преимущественно на живые организмы. К тяжелым металлам относятся такие элементы, как свинец, медь, цинк, кадмий, никель, кобальт и ряд других.

Миграция тяжёлых металлов в почвах зависит, прежде всего, от щёлочно-кислотных и окислительно-восстановительных условий, определяющих разнообразие почвенно-геохимических обстановок. Важную роль в миграции тяжелых металлов в профиле почв играют геохимические барьеры, в одних случаях усиливающие, в других ослабляющие (в силу способности к консервации) устойчивость почв к загрязнению тяжелыми металлами. На каждом из геохимических барьеров задерживается определённая группа химических элементов, обладающая сходными геохимическими свойствами.

Специфика основных почвообразовательных процессов и тип водного режима обусловливают характер распределения тяжелых металлов в почвах: накопление, консервацию или вынос. Выделены группы почв с накоплением тяжелых металлов в разных частях почвенного профиля: на поверхности, в верхней, в средней части, с двумя максимумами. Кроме того, выделены почвы в зоне , которым присуща концентрация тяжелых металлов за счёт внутрипрофильной криогенной консервации. Особую группу образуют почвы, где в условиях промывного и периодически промывного режимов происходит вынос тяжелых металлов из профиля. Внутрипрофильное распределение тяжелых металлов имеет большое значение для оценки загрязнения почв и прогноза интенсивности аккумуляции в них загрязнителей. Характеристика внутрипрофильного распределения тяжелых металлов дополнена группировкой почв по интенсивности их вовлечения в биологический круговорот. Всего выделено три градации: высокая, умеренная и слабая.

Своеобразна геохимическая обстановка миграции тяжелых металлов в почвах речных пойм, где при повышенной обводнённости значительно возрастает подвижность химических элементов и соединений. Специфика геохимических процессов здесь обусловлена, прежде всего, резко выраженной сезонностью смены окислительно-восстановительных условий. Это связано с особенностями гидрологического режима рек: продолжительностью весенних, наличием или отсутствием осенних паводков, характером меженного периода. Длительность затопления паводковыми водами пойменных террас определяет преобладание либо окислительных (кратковременное затопление поймы), либо окислительно-восстановительных (долгопоёмный режим) условий.

Наибольшим техногенным воздействиям площадного характера подвергаются пахотные почвы. Основной источник загрязнения, с которым в пахотные почвы поступает до 50 % общего количества тяжелых металлов, - фосфорные удобрения. Для определения степени потенциального загрязнения пахотных почв проведен сопряженный анализ свойств почв и свойств загрязнителя: учитывались содержание, состав гумуса и гранулометрический состав почв, а также щелочно-кислотные условия. Данные по концентрации тяжелых металлов в фосфоритах месторождений разного генезиса позволили рассчитать их среднее содержание с учетом приблизительных доз внесения удобрений в пахотные почвы разных районов. Оценка свойств почв соотнесена с величинами агрогенной нагрузки. Совокупная интегральная оценка легла в основу выделения степени потенциального загрязнения почв тяжелыми металлами.

Наиболее опасны по степени загрязнения тяжелыми металлами почвы многогумусовые, глинисто-суглинистые с щелочной реакцией среды: темно-серые лесные, и темно-каштановые - почвы, обладающие высокой аккумулятивной способностью. Повышенной опасностью загрязнения почв тяжелыми металлами характеризуются также Московская и Брянская области. обстановка с дерново-подзолистыми почвами не способствует здесь аккумуляции тяжелых металлов, однако в этих областях техногенная нагрузка велика и почвы не успевают «самоочищаться».

Эколого-токсикологическая оценка почв на содержание тяжелых металлов показала, что 1,7 % земель сельскохозяйственного назначения загрязнено веществами I класса опасности (высокоопасными) и 3,8 % - II класса опасности (умеренно опасными). Загрязнение почв с содержанием тяжелых металльов и мышьяка выше установленных норм выявлено в Республике Бурятия, Республике Дагестан, Республике , Республике Мордовия, Республике Тыва, в Красноярском и Приморском краях, в Ивановской, Иркутской, Кемеровской, Костромской, Мурманской, Новгородской, Оренбургской, Сахалинской, Читинской областях.

Локальное загрязнение почв тяжелыми металлами связано, прежде всего, с крупными городами и . Оценка опасности загрязнения почв комплексом тяжелых металлов проводилась по суммарному показателю Zc.

В настоящий момент для обозначения практически одинаковой группы химических элементов широко применяются два различных термина: микроэлементы и тяжелые металлы.

Микроэлементы - понятие, зародившееся в геохимии и ныне активно используемое в сельскохозяйственных науках, медицине, токсикологии, санитарии. Оно обозначает группу химических элементов, которые содержатся в природных объектах в очень малых количествах - менее 0,01%, как правило, 10 -3 -10 -12 %. Формально в основу выделения положена их распространенность в природе, которая для разных природных сред и объектов (литосфера, педосфера, донные осадки, гидросфера, растения, животные и др.) существенно различается.

Термин ""тяжелые металлы"" в большей степени отражают эффект загрязнения окружающей среды и токсичное воздействие элементов при их поступлении в биоту. Он заимствован из технической литературы, где применяется для обозначения химических элементов с плотностью более 5 г/см 3 . Если исходить из этого показателя, тяжелыми следует считать 43 из 84 металлов, входящих в Периодическую систему элементов Менделеева. Однако при такой трактовке под данное определение не попадают Be - 1,85 г/см 3 , Al - 2,7, Sc - 3,0, Ti - 4,6, Rb - 1,5, Sr - 2,6, Y - 4,5, Cs - 1,9, Ba - 3,8 г/см 3 , которые при избыточных концентрациях также бывают опасными. Необходимость включения в эту группу легких металлов-токсикантов была достигнута изменением критерия отбора, когда в данную группу стали относить элементы с атомной массой более 40. При таком подходе из токсикантов в нее не попали лишь Be и Al.

Поэтому вполне обоснованным является включение в современную трактовку термина “тяжелые металлы” большой группы токсичных химических элементов, в том числе и неметаллов.

Всего насчитывается свыше 40 тяжелых металлов. Приоритетными загрязнителями считаются Pb, Cd, Zn, Hg, As и Cu, так как их техногенное накопление в окружающей среде идет очень высокими темпами. Эти элементы обладают большим сродством к физиологически важным органическим соединениям. Их избыточные количества в организме живых существ нарушает все процессы метаболизма и приводят к серьезным заболевания человека и животных. В то же время, многие их элементов (Co, Cu, Zn, Se, Mn) довольно широко используются в народнохозяйственном производстве (особенно в сельском хозяйстве, медицине и др.) под названием микроэлементы, о чем говорилось выше.

Хром (Cr ). Содержание элемента в почвах зависит от его содержания в материнских породах.

Хром отличается широким разнообразием состояний окисления и способностью формировать комплексные анионные и катионные ионы (Cr (OH ) 2+ , CrO 4 2- , CrO 3 -). В природных соединениях он обладает валентностью +3 (хромовые соединения) и +6 (хроматы). Большая часть Cr 3+ присутствует в хромате FeCr 2 O 4 или других минералах шпинелевого ряда в которых он замещает железо и алюминий.

В почвах большая часть хрома присутствует в виде Cr 3+ входит в состав минералов или образует различные Cr 3+ и Fe 3+ оксиды. Соединения хрома в почвах весьма стабильны, так как в кислой среде он инертен (при рН 5,5 он почти полностью выпадает в осадок). Поведение хрома зависит от рН и окислительно-восстановительного потенциала почв.

На поведение хрома в почвах большое влияние оказывают и органические комплексы. Важным моментом в поведении элемента, с которым связана доступность хрома для растений, является легкость, с которой растворимый Cr 6+ при нормальных почвенных условиях переходит в нерастворимый Cr 3+ . В результате окисляющей способности соединений марганца в почвах может наблюдаться окисление Cr 3+ .

Хром является важным элементом питания растений. Снижение его подвижности хрома в почвах может приводить к дефициту в растениях. Легко растворимый в почвах Cr 6+ токсичен для растений и животных.

Известкование применение фосфора и органических веществ заметно снижает токсичность хрома в загрязненных почвах.

Свинец (Pb). Содержание свинца в земной коре составляет 1,6×10 -3 весовых процента. Естественное содержание свинца в почвах колеблется от 3 до 189 мг/кг. В естественных условиях его главная форма - галенит PbS . Свинец присутствует в виде Pb 2+ . При выветривании сульфиды свинца медленно окисляются.

По геохимическим свойствам свинец близок к группе двухвалентных щелочноземельных элементов, поэтому способен замещать К, Ва, Sr , Са как в минералах, так и при процессе сорбции. Из-за широкомасштабного загрязнения свинцом большинство почв, особенно верхние горизонты, обогащены этим элементом.

Среди тяжелых металлов он наименее подвижен. Свинец ассоциируется главным образом с глинистыми минералами, оксидами марганца, гидроксидами железа и алюминия, органическим веществом. При высоких рН свинец осаждается в почве в виде гидроксида, фосфата, карбоната. Эти же условия способствуют образованию Pb -органических комплексов.

Уровни содержаний, при котором элемент становится токсичным, колеблются в пределах 100-500 мг/кг. Свинцовые загрязнения от предприятий цветной металлургии представлены минеральными формами, от выхлопных газов автотранспорта - галогенидных солей. Содержащие Pb частицы выхлопных газов неустойчивы и легко превращаются в оксиды, карбонаты, сульфаты. Загрязнение почв свинцом носит необратимый характер, поэтому накопление микроэлемента в верхнем горизонте почв будет идти даже в условиях его небольшого привноса.

Загрязнение почв свинцом в настоящее время не вызывает большого беспокойства из-за нерастворимости адсорбированных и осажденных ионов Pb в почвах. Однако содержание свинца в корнях растений коррелирует с его содержанием в почвах, что указывает на поглощение элемента растениями. Накопление свинца в верхнем горизонте почв имеет также большое экологическое значение, так как он сильно воздействует на биологическую активность почв и почвенную биоту. Его высокие концентрации могут тормозить микробиологические процессы особенно в почвах с низким значением катионообменной емкости.

Кадмий (Cd). Кадмий является рассеянным элементом. Распространенность кадмия в земной коре составляет 5×10 -5 весовых процента. Геохимия Cd тесно связана с геохимией цинка, он обнаруживает большую подвижность в кислых средах.

При выветривании кадмий легко переходит в раствор где присутствует в виде Cd 2+ . Он может образовывать комплексные ионы CdCl + , CdOH + , CdHCO 3 + , Cd (OH ) 3 - , Cd (OH ) 4 2- , а также органические хелаты. Главное валентное состояние кадмия в природных средах +2. Наиболее важными факторами, контролирующие подвижность ионов кадмия, являются рН среды и окислительно-восстановительный потенциал. В сильноокислительных условиях Cd способен образовывать собственно минералы, а также накапливаться в фосфатах и биогенных осадках.

Главный фактор, определяющий содержание элемента в почвах - состав материнских пород. Среднее содержание кадмия в почвах - от 0,07 до 1,1 мг/кг. При этом фоновые уровни не превосходят 0,5 мг/кг, более высокие значения являются результатом антропогенной деятельности.

В связывании кадмия различными компонентами почвы ведущим процессом является конкурирующая адсорбция на глинах. В любой почве активность кадмия сильно зависит от рН. Элемент наиболее подвижен в кислых почвах в интервале рН 4,5-5,5, в щелочных он относительно неподвижен. При росте рН до щелочных значений появляется одновалентный гидроксокомплекс Cd ОН + , который не может легко заменить позиции в ионообменном комплексе.

Для кадмия наиболее характерна миграция вниз по профилю, чем накопление в верхних горизонтах почв, поэтому обогащение элементом верхних слоев свидетельствует о загрязнении почв. Загрязнение почв Cd опасно для биоты. В условиях техногенной нагрузки максимальные уровни кадмия в почвах характерны для районов свинцово-цинковых рудников, вблизи предприятий цветной металлургии, на сельскохозяйственных угодьях, где используются сточные воды и фосфатные удобрения.

Для уменьшения токсичности Cd в почвах используются методы, направленные на повышение рН и катионообменной емкости почв.

Ртуть (Hg). Ртуть и ее сульфид (киноварь) известны человеку с давних времен. Это единственный металл, который при обычной температуре находится в жидком виде. Алхимики считали ртуть носительницей металлических свойств и рассматривали ее как общую составную часть всех металлов.

Важными геохимическими свойствами ртути являются: образование сильных связей с серой, образование органо-металлических соединений, сравнительно устойчивых в водной среде, летучесть элементарной ртути. Ртуть малоподвижна при выветривании, задерживается почвой главным образом в форме слабоподвижных органических комплексов.

Сорбция Hg 2+ в почве изменяется в зависимости от величины рН, будучи максимальной при рН 4-5. Средние концентрации ртути в поверхностном слое почвы не превышают 400 мкг/кг. Фоновые уровни элемента можно оценить как 0,n мг/кг, однако точные количества определить трудно из-за широкого загрязнения почв этим металлом. Загрязнение почв ртутью связано с предприятиями, производящими тяжелые металлы, с химическим производством, с применением фунгицидов.

Загрязнение почв ртутью само по себе не является серьезной проблемой, тем не менее даже простые соли Hg или металлическая ртуть создают опасность для растений и почвенной биоты из-за отравляющих свойств паров ртути. Потребление элемента корнями растений может быть сведено до минимума путем внесения извести, серусодержащих соединений и твердых фосфатов.

Мышьяк (As). Мышьяк известен с древности. Еще Аристотель и Теофраст упоминают о естественных сернистых соединениях мышьяка, применявшихся в качестве лечебных средств и красок. Среднее содержание элемента в земной коре - 5×10 -4 весовых процента. Характеризуется однородным распределением в главных типах горных пород. Образует собственные минералы и входит в состав других. Элемент связан с месторождениями других минералах и выступает как индикатор при поисковых геохимических работах. Минералы мышьяка хорошо растворимы. Однако интенсивность его миграции невелика вследствии активной сорбции глинистыми частицами, гидроксидами, органическим веществом.

Обычные состояния окисления As; -3, 0, +3, +5. Комплексные анионы AsО 2 - , AsО 4 3- , НAsО 4 2- , As 2 О 3 - являются наиболее распространенными подвижными формами мышьяка. По особенностям поведения AsО 4 3- близок к фосфатам. Наиболее распространенная форма мышьяка в условиях окружающей среды - As 5+ .

Мышьяк, адсорбированный почвой, с трудом поддается десорбции, а прочность связывания элемента почвой с годами увеличивается. Наиболее низкие уровни содержания мышьяка характерны для песчаных почв. Его максимальные концентрации связаны с аллювиальными почвами и почвами, обогащенными органическим веществом.

Токсичность мышьяка в почвах может быть снижена разными способами в зависимости от источника загрязнения и свойств почв. Увеличение окислительного состояния почв, применение веществ, способствующих осаждению и связыванию элемента (сульфата железа, карбоната кальция), ограничивает биодоступность мышьяка. Внесение фосфатных удобрений также снижает поступление элемента в биоту.

Никель (Ni ). Содержание никеля в земной коре составляет 8×10 -3 весовых процента. В распространении никеля в земной коре наблюдается сходство с кобальтом и железом. В континентальных отложениях он присутствует в виде сульфидов и арсенидов и часто замещает железо в железомагнезиальных соединениях. В соединениях никель главным образом двух- и трехвалентен.

При выветривании горных пород элемент легко высвобождается, а затем осаждается с оксидами железа и марганца. Он относительно стабилен в водных растворах и может мигрировать на большие расстояния.

В почвах никель тесно связан с оксидами марганца и железа, и в этой форме наиболее доступен для растений. В верхних горизонтах почв никель присутствует в органически связанных формах, часть из которых представлена легко растворимыми хелатами. Самые высокие содержания Ni наблюдаются в глинистых и суглинистых почвах, в почвах на основных и вулканических породах и в почвах, богатых органикой.

В настоящее время никель считается серьезным загрязнителем. Антропогенные источники никеля приводят к его существенному увеличению в почвах. В осадках сточных вод Ni присутствует в форме легкодоступных органических хелатов и может быть фитотоксичным. Снижению его доступности для растений способствуют внесение фосфатов или органического вещества.

Расчеты, проведенные в Беларуси, свидетельствуют о том, что в атмосферу республики только от стационарных источников сжигания топлива попадает 72% мышьяка, 57% ртути, около 99% никеля, 27% кадмия, 33% хрома, 27% меди, 15% свинца, 11% цинка. Цементное производство привносит значительные количества кадмия, свинца, хрома. Передвижные источники в основном загрязняют атмосферу цинком и медью.

Кроме атмосферных выпадений, значительное количество металлов привносится в почву при использовании удобрений, в том числе на основе осадков сточных вод и бытовых отходов. В составе примесей в удобрениях находится кадмий, хром, медь свинец, уран, ванадий и цинк, с отходами интенсивного животноводства и птицеводства - медь и мышьяк, с компостом и навозом - кадмий, медь, никель, цинк и мышьяк, с пестицидами - кадмий, мышьяк, ртуть, свинец, марганец и цинк.

Сложность состава почв, большой набор химических соединений обусловливают возможность одновременного протекания различных химических реакций и способность твердых фаз почв поддерживать сравнительно постоянным состав почвенного раствора, откуда растения непосредственно черпают химические элементы. Эту способность поддерживать постоянным состав почвенного раствора называют буферностью почв. В природной обстановке буферность почв выражается в том, что при потреблении какого-либо элемента из почвенного раствора происходит частичное растворение твердых фаз и концентрация раствора восстанавливается. Если в почвенный раствор извне попадают излишние количества каких-либо соединений, то твердые фазы почв связывают такие вещества, вновь поддерживая постоянство состава почвенного раствора. Итак, действует общее правило: буферность почв обусловлена большим набором одновременно протекающих химических реакций между почвенным раствором и твердыми частями почвы. Химическое разнообразие делает почву устойчивой в изменяющихся условиях природной среды или при антропогенной деятельности.

К тяжелым металлам (ТМ) относят более 40 химических эле­ментов периодической системы Д. И. Менделеева, масса атомов ко­торых составляет свыше 50 атомных единиц массы (а.е.м.). Это Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co и др.

Сложившееся понятие «тяжелые металлы» не является строгим, так как к ТМ часто от­носят элементы-неметаллы, например As, Se, а иногда даже F, Be и другие элементы, атомная масса которых меньше 50 а.е.м.

Среди ТМ много микроэлементов, биологически важных для живых организмов. Они являются необходимыми и незаменимы­ми компонентами биокатализаторов и биорегуляторов важнейших физиологических процессов. Однако избыточное содержание ТМ в различных объектах биосферы оказывает угнетающее и даже ток­сичное действие на живые организмы.

Источники поступления ТМ в почву делятся на природные (выветривание горных пород и минералов, эрозионные процессы, вулканическая деятельность) и техногенные (добыча и переработ­ка полезных ископаемых, сжигание топлива, влияние автотран­спорта, сельского хозяйства и т. д.) Сельскохозяйственные земли, помимо загрязнения через атмосферу, загрязняются ТМ еще и спе­цифически, при применении пестицидов, минеральных и органи­ческих удобрений, известковании, использовании сточных вод. В последнее время особое внимание ученые уделяют городским поч­вам. Последние испытывают значительный техногенный пресс, со­ставной частью которого является загрязнение ТМ.

В табл. 3.14 и 3.15 представлены распределение ТМ в различ­ных объектах биосферы и источники поступления ТМ в окружаю­щую среду.

Таблица 3.14

Таблица 3.15

Источники загрязнения окружающей среды ТМ

Окончание табл. 3.4

На поверхность почвы ТМ поступают в различных формах. Это оксиды и различные соли металлов как растворимые, так и прак­тически нерастворимые в воде (сульфиды, сульфаты, арсениты и др.). В составе выбросов предприятий по переработке руды и пред­приятий цветной металлургии - основного источника загрязнения окружающей среды ТМ - основная масса металлов (70-90 %) нахо­дится в форме оксидов.

Попадая на поверхность почв, ТМ могут либо накапливать­ся, либо рассеиваться в зависимости от характера геохимических барьеров, свойственных данной территории.

Большая часть ТМ, поступивших на поверхность почвы, закре­пляется в верхних гумусовых горизонтах. ТМ сорбируются на по­верхности почвенных частиц, связываются с органическим вещест­вом почвы, в частности в виде элементно-органических соединений, аккумулируются в гидроксидах железа, входят в состав кристалли­ческих решеток глинистых минералов, дают собственные минера­лы в результате изоморфного замещения, находятся в растворимом состоянии в почвенной влаге и газообразном состоянии в почвенном воздухе, являются составной частью почвенной биоты.

Степень подвижности ТМ зависит от геохимической обстановки и уровня техногенного воздействия. Тяжелый гранулометрический состав и высокое содержание органического вещества приводят к связыванию ТМ почвой. Рост значений рН усиливает сорбирован- ность катионообразующих металлов (медь, цинк, никель, ртуть, свинец и др.) и увеличивает подвижность анионообразующих (мо­либден, хром, ванадий и пр.). Усиление окислительных условий увеличивает миграционную способность металлов. В итоге, по спо­собности связывать большинство ТМ, почвы образуют следующий ряд: серозем > чернозем > дерново-подзолистая почва.

Продолжительность пребывания загрязняющих компонентов в почве значительно больше, чем в других частях биосферы, и загряз­нение почвы, особенно ТМ, практически вечно. Металлы, накапли­ваясь в почве, медленно удаляются при выщелачивании, потреб­лении растениями, эрозии и дефляции (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). Период полуудаления (или удаления половины от начальной концентрации) ТМ сильно варьирует для различных элементов, но составляет достаточно продолжительные периоды времени: для Zn - от 70 до 510 лет; для Cd - от 13 до 110 лет; для Cu - от 310 до 1500 лет и для Pb - 2 - от 740 до 5900 лет (Садовская, 1994).

Загрязнение почв ТМ имеет сразу две отрицательные стороны. Во-первых, поступая по пищевым цепям из почвы в растения, а оттуда в организм животных и человека, ТМ вызывают у них серь­езные заболевания - росту заболеваемости населения и сокраще­нию продолжительности жизни, а также к снижению количества и качества урожаев сельскохозяйственных растений и животновод­ческой продукции.

Во-вторых, накапливаясь в почве в больших количествах, ТМ способны изменять многие ее свойства. Прежде всего, изменения затрагивают биологические свойства почвы: снижается общая чис­ленность микроорганизмов, сужается их видовой состав (разнообра­зие), изменяется структура микробоценозов, падает интенсивность основных микробиологических процессов и активность почвенных ферментов и т. д. Сильное загрязнение ТМ приводит к изменению и более консервативных признаков почвы, таких как гумусное состоя­ние, структура, pH среды и др. Результатом этого является частич­ная, а в ряде случаев и полная утрата почвенного плодородия.

В природе встречаются территории с недостаточным или избы­точным содержанием в почвах ТМ. Аномальное содержание ТМ в почвах обусловлено двумя группами причин: биогеохимически­ми особенностями экосистем и влиянием техногенных потоков ве­щества. В первом случае, районы, где концентрация химических элементов выше или ниже оптимального для живых организмов уровня, называются природными геохимическими аномалиями, или биогеохимическими провинциями. Здесь аномальное содержа­ние элементов обусловлено естественными причинами - особенно­стями почвообразующих пород, почвообразовательного процесса, присутствием рудных аномалий. Во втором случае, территории называются техногенными геохимическими аномалиями. В за­висимости от масштаба они делятся на глобальные, региональные и локальные.

Почва, в отличие от других компонентов природной среды, не только геохимически аккумулирует компоненты загрязнений, но и выступает как природный буфер, контролирующий перенос хими­ческих элементов и соединений в атмосферу, гидросферу и живое вещество.

Различные растения, животные и человек требуют для жиз­недеятельности определенного состава почвы, воды. В местах гео­химических аномалий происходит, усугубляясь, передача отклоне­ний от нормы минерального состава по всей пищевой цепи.

В результате нарушения минерального питания наблюдаются изменения видового состава фито-, зоо- и микробоценозов, заболе­вание дикорастущих форм растений, снижение количества и каче­ства урожаев сельскохозяйственных растений и животноводческой продукции, рост заболеваемости населения и снижение продолжи­тельности жизни (табл. 3.15). Механизм токсического действия ТМ представлен в табл. 3.16.

Таблица 3.15

Физиологические нарушения в растениях при избытке и недостатке содержания в них ТМ (по Ковалевскому, андриановой, 1970; Кабата-пендиас,

пендиас, 1989)

Таблица 3.16

Механизм действия токсичности ТМ (по Торшину с соавт., 1990)

Токсическое воздействие ТМ на биологические системы в пер­вую очередь обусловлено тем, что они легко связываются с сульф- гидрильными группами белков (в том числе и ферментов), подав­ляя их синтез и, тем самым нарушая обмен веществ в организме.

Живые организмы выработали разнообразные механизмы ус­тойчивости к ТМ: от восстановления ионов ТМ в менее токсичные соединения до активации систем ионного транспорта, осуществ­ляющих эффективное и специфическое удаление токсических ио­нов из клетки во внешнюю среду.

Наиболее существенное последствие воздействия ТМ на живые организмы, проявляющееся на биогеоценотическом и биосферном уровнях организации живого вещества, заключается в блокирова­нии процессов окисления органического вещества. Это приводит к снижению скорости его минерализации и накоплению в экосисте­мах. В то же время увеличение концентрации органического веще­ства вызывает связывание им ТМ, что временно снимает нагрузку с экосистемы. Снижение скорости разложения органического ве­щества за счет снижения численности организмов, их биомассы и интенсивности жизнедеятельности считают пассивной реакцией экосистем на загрязнение ТМ. Активное противостояние организ­мов антропогенным нагрузкам проявляется лишь в ходе прижиз­ненной аккумуляции металлов в телах и скелетах. Ответственными за этот процесс являются наиболее устойчивые виды.

Устойчивость живых организмов, прежде всего растений, к по­вышенным концентрациям ТМ и их способность накапливать вы­сокие концентрации металлов могут представлять большую опас­ность для здоровья людей, поскольку допускают проникновение загрязняющих веществ в пищевые цепи. В зависимости от геохи­мических условий производства пища человека как растительного, так и животного происхождения может удовлетворять потребности человека в минеральных элементах, быть дефицитной или содер­жать превышающее их количество, становясь более токсичной, вы­зывая заболевания и даже смерть (табл. 3.17).

Таблица 3.17

Действие ТМ на организм человека (Ковальский, 1974; Краткая медицинская энциклопедия, 1989; Торшин с соавт., 1990; Воздействие на организм.., 1997; Справочник по токсикологии.., 1999)

Разные ТМ представляют опасность для здоровья человека в раз­личной степени. Наиболее опасными являются Hg, Cd, Pb (табл. 3.18).

Таблица 3.18

Классы загрязняющих веществ по степени их опасности (гоСТ 17.4.1.02-83)

Очень сложен вопрос нормирования содержания ТМ в почве. В основе его решения должно лежать признание полифункционально­сти почвы. В процессе нормирования почва может рассматриваться с различных позиций: как естественное природное тело; как среда обитания и субстрат для растений, животных и микроорганизмов; как объект и средство сельскохозяйственного и промышленного производства; как природный резервуар, содержащий патогенные микроорганизмы. Нормирование содержания ТМ в почве необхо­димо проводить на основе почвенно-экологических принципов, ко­торые отрицают возможность нахождения единых значений для всех почв.

По вопросу санации почв, загрязненных ТМ, существует два основных подхода. Первый направлен на очищение почвы от ТМ. Очищение может производиться путем промывок, путем извле­чения ТМ из почвы с помощью растений, путем удаления верх­него загрязненного слоя почвы и т. п. Второй подход основан на закреплении ТМ в почве, переводе их в нерастворимые в воде и недоступные живым организмам формы. Для этого предлагается внесение в почву органического вещества, фосфорных минераль­ных удобрений, ионообменных смол, природных цеолитов, бурого угля, известкование почвы и т. д. Однако любой способ закре­пления ТМ в почве имеет свой срок действия. Рано или поздно часть ТМ снова начнет поступать в почвенный раствор, а оттуда в живые организмы.

Таким образом, к тяжелым металлам относят более 40 хи­мических элементов, масса атомов которых составляет свыше 50 а. е.м. Это Pb, Zn, Cd, Hg, Cu, Mo, Mn, Ni, Sn, Co и др. Среди ТМ много микроэлементов, являющихся необходимыми и незаменимы­ми компонентами биокатализаторов и биорегуляторов важней­ших физиологических процессов. Однако избыточное содержание ТМ в различных объектах биосферы оказывает угнетающее и даже токсическое действие на живые организмы.

Источники поступления ТМ в почву делятся на природные (выветривание горных пород и минералов, эрозионные процессы, вулканическая деятельность) и техногенные (добыча и перера­ботка полезных ископаемых, сжигание топлива, влияние авто­транспорта, сельского хозяйства и т. д.).

На поверхность почвы ТМ поступают в различных формах. Это оксиды и различные соли металлов, как растворимые, так и практически нерастворимые в воде.

Экологические последствия загрязнения почв ТМ зависят от па­раметров загрязнения, геохимической обстановки и устойчивости почв. К параметрам загрязнения относятся природа металла, т. е. его химические и токсические свойства, содержание металла в поч­ве, форма химического соединения, срок от момента загрязнения и т. д. Устойчивость почв к загрязнению зависит от гранулометри­ческого состава, содержания органического вещества, кислотно-ще­лочных и окислительно-восстановительных условий, активности микробиологических и биохимических процессов и т. д.

Устойчивость живых организмов, прежде всего растений, к повышенным концентрациям ТМ и их способность накапливать высокие концентрации металлов могут представлять большую опасность для здоровья людей, поскольку допускают проникнове­ние загрязняющих веществ в пищевые цепи.

При нормировании содержания ТМ в почве должна учиты­ваться полифункциональность почвы. Почва может рассматри­ваться как естественное природное тело, как среда обитания и субстрат для растений, животных и микроорганизмов, как объект и средство сельскохозяйственного и промышленного про­изводства, как природный резервуар, содержащий патогенные микроорганизмы, как часть наземного биогеоценоза и биосферы в целом.

Главные источники тяжелых металлов — отходы промышленных предприятий, различные типы электростанций, заводы из добывающей и перерабатывающей отрасли, а также выхлопы автомобильной и некоторой иной техники. Чаще всего тяжелые металлы попадают в окружающую среду в виде аэрозолей или таких химических соединений как сульфаты, сульфиды, карбонаты, оксиды и др.

Какие из тяжелых металлов чаще всего загрязняют почву? Наиболее распространенным металлами из группы тяжелых в промышленных отходах являются ртуть, свинец и кадмий. Также нередко встречается среди вредных выбросов мышьяк, цинк, железо, медь и марганец.

Тяжелые металлы могут попадать в окружающую среду в нерастворимых и растворимых формах.

Пути засорения почвы тяжелыми металлами

Первый способ загрязнения тяжелыми металлами почвы — попадание в воду и дальнейшее распространение этой воды в грунте.

Другой вариант — попадание тяжелых металлов в атмосферу и выпадение в осадок посредством сухого осаждения или мокрого осаждения.

Взаимодействие почвы с тяжелыми металлами

Почва является адсорбентом различных типов химических элементов, в том числе и тяжелых металлов. На протяжении длительного периода они находятся в грунте, проходя постепенную дезактивацию. Для некоторых тяжелых металлов эти сроки могут составлять несколько сотен или даже тысяч лет.

Ионы тяжелых и других металлов могут вступать в реакцию с компонентами почвы, утилизируясь путем выщелачивания, с помощью эрозии, дефляции и благодаря растениям.

Какие существуют методы определения тяжелых металлов в почве?

Прежде всего, надо понимать, что состав почвы неоднородный, поэтому даже на одном и том же земельном участке почвенные показатели могут сильно различаться в различных его частях. Поэтому нужно брать несколько проб и либо исследовать каждую в отдельности, либо смешивать их в единую массу и брать образец для исследования оттуда.

Количество методов определения металлов в почве достаточно велико, например некоторые из них:

• метод определения подвижных форм.
• метод определения обменных форм.
• метод выявления растворимых в кислотах (техногенных) форм.
• метод валового содержания.

С помощью данных методик производится процесс вытяжки металлов из почвы. Впоследствии нужно определить процент содержания тех или иных металлов в самой вытяжке, для чего применяются три основных технологии:

2) Масс-спектрометрия с индуктивно-связанной плазмой.

3) Электрохимические методы.

Прибор для соответствующей технологии выбирается в зависимости от того, какой элемент исследуется и какая его концентрация предполагается в почвенной вытяжке.

Спектрометрические методы исследования тяжелых металлов в почве

1) Атомно-абсорбционная спектрометрия.

Проба грунта растворяется в специальном растворителе, после чего реагент связывается с определенным металлом, выпадает в осадок, высушивается и прокаливается, чтобы вес стал постоянным. Затем производится взвешивание с использованием аналитических весов.

К недостаткам этого метода относится значительное количество времени, требуемое на анализ, и высокий уровень квалификации исследователя.

2) Атомно-абсорбционная спектрометрия с плазменной атомизацией.

Это более распространенный метод, позволяющий определить сразу несколько различных металлов за один прием. Также отличается точностью. Суть метода заключается в следующем: пробу нужно перевести в газообразное атомное состояние, затем анализируется степень поглощения атомами газов излучения — ультрафиолетового или видимого.

Электрохимические методы исследования тяжелых металлов в почве

Подготовительный этап заключается в растворении образца почвы в водном растворе. В дальнейшем применяются такие технологии определения в нем тяжелых металлов:

• потенциометрия.
• вольтамперометрия.
• кондуктометрия.
• кулонометрия.