Antimon

Přítomný v některých rudách.

Je součástí slitin používaných v různých průmyslových oborech.

Jeho nadbytek způsobuje závažné poruchy příjmu potravy.

Arsen

Hlavním zdrojem kontaminace půdy arsenem jsou látky používané k boji proti škůdcům zemědělských rostlin, například herbicidy, insekticidy. Arsen je hromadící se jed, který působí chronicky. Jeho sloučeniny vyvolávají onemocnění nervového systému, mozku, kůže.

Mangan

Vysoký obsah tohoto prvku je pozorován v půdě a rostlinách.

Když se do půdy dostane další mangan, rychle se vytvoří jeho nebezpečný přebytek. To ovlivňuje lidské tělo ve formě destrukce nervového systému.

Přebytek dalších těžkých prvků není o nic méně nebezpečný.

Z výše uvedeného lze vyvodit závěr, že akumulace těžkých kovů v půdě má vážné důsledky pro stav lidského zdraví a životní prostředí obecně.

Hlavní metody boje proti znečištění půdy těžkými kovy

Metody řešení kontaminace půdy těžkými kovy mohou být fyzikální, chemické a biologické. Mezi nimi lze rozlišit následující metody:

• Zvýšení kyselosti půdy zvyšuje možnost, proto v boji proti znečištění do jisté míry pomáhá zavedení organických látek a jílu, vápnění.
• Výsev, sečení a odstraňování některých rostlin, jako je jetel, z povrchu půdy, výrazně snižuje koncentraci těžkých kovů v půdě. Tato metoda je navíc zcela šetrná k životnímu prostředí.
• Provádění detoxikace podzemních vod, jejich čerpání a čištění.
• Predikce a eliminace migrace rozpustné formy těžkých kovů.
• V některých obzvláště závažných případech je nutné zcela odstranit půdní vrstvu a nahradit ji novou.

Nejnebezpečnějším ze všech těchto kovů je olovo. Má tendenci se hromadit, aby zasáhlo lidské tělo. Rtuť není nebezpečná, pokud se dostane do lidského těla jednou nebo několikrát, obzvláště nebezpečné jsou pouze páry rtuti. Věřím, že průmyslové podniky by měly používat pokročilejší výrobní technologie, které nejsou tak ničivé pro všechny živé věci. Ne jeden člověk by měl myslet, ale hmotnost, pak dospějeme k dobrému výsledku.

OBSAH

Úvod

1. Kryt půdy a jeho použití

2. Půdní eroze (voda a vítr) a způsoby jejího řešení

3. Průmyslové znečištění půdy

3.1 Kyselý déšť

3.2 Těžké kovy

3.3 Otrava olovem

4. Hygiena půdy. Nakládání s odpady

4.1 Úloha půdy v metabolismu

4.2 Environmentální vztah mezi půdou a vodou a kapalným odpadem (odpadní vodou)

4.3 Meze zatížení půdy tuhým odpadem (domácí a pouliční odpad, průmyslový odpad, suchý kal po sedimentaci splašků, radioaktivní látky)

4.4 Úloha půdy při šíření různých chorob

4.5 Škodlivé účinky hlavních druhů znečišťujících látek (tuhé a kapalné odpady) vedoucí k degradaci půdy

4.5.1 Neutralizace kapalného odpadu v půdě

4.5.2.1 Dekontaminace pevného odpadu v půdě

4.5.2.2 Sběr a likvidace odpadu

4.5.3 Konečná likvidace a likvidace

4.6 Likvidace radioaktivního odpadu

Závěr

Seznam použitých zdrojů

Úvod.

Určitá část půdy, jak v Rusku, tak na celém světě, je každý rok vyňata ze zemědělského využití z různých důvodů, které jsou podrobně popsány v UIR. Tisíce nebo více hektarů půdy trpí erozí, kyselými dešti, nesprávnou manipulací a toxickým odpadem. Abyste tomu zabránili, musíte se seznámit s nejproduktivnějšími a nejlevnějšími rekultivačními opatřeními (viz definice rekultivace v hlavní části práce), která zvyšují úrodnost půdního krytu a především s negativním dopadem na půdu a jak se tomu vyhnout.

Tyto studie poskytují přehled o škodlivých účincích na půdu a byly provedeny prostřednictvím řady knih, článků a vědeckých časopisů věnovaných problematice půdy a životního prostředí.

Samotný problém znečištění a degradace půdy byl vždy aktuální. Nyní můžeme přidat k tomu, co bylo řečeno, že v naší době antropogenní vliv silně ovlivňuje přírodu a pouze roste a půda je pro nás jedním z hlavních zdrojů potravy a oblečení, nemluvě o tom, že po ní chodíme a bude s ní vždy v úzkém kontaktu.

1. Půdní kryt a jeho využití.

Půdní kryt je nejdůležitějším přirozeným útvarem. Jeho význam pro život společnosti určuje skutečnost, že půda je hlavním zdrojem potravy a poskytuje 97–98% potravinových zdrojů světové populace. Zároveň je půdní kryt místem lidské činnosti, kde se nachází průmyslová a zemědělská výroba.

Zdůraznil zvláštní roli potravin v životě společnosti, a to i V. I. Lenin zdůraznil: „Skutečným základem ekonomiky je potravinový fond.“

Nejdůležitější vlastností půdního krytu je jeho úrodnost, kterou se rozumí souhrn vlastností půdy, které zajišťují výnos zemědělských plodin. Přirozená úrodnost půdy je regulována rezervou živiny v půdě a jejích vodních, vzdušných a tepelných režimech. Role půdního krytu v produktivitě suchozemských ekologických systémů je skvělá, protože půda vyživuje suchozemské rostliny vodou a mnoha sloučeninami a je nezbytnou součástí fotosyntetické aktivity rostlin. Úrodnost půdy závisí také na množství sluneční energie akumulované v ní. Živé organismy, rostliny a zvířata obývající Zemi fixují sluneční energii ve formě fyto- nebo zoomassu. Produktivita suchozemských ekologických systémů závisí na tepelné a vodní bilanci zemského povrchu, která určuje rozmanitost forem výměny hmoty a hmoty v geografickém obalu planety.

Při analýze významu půdy pro sociální produkci K. Marx identifikoval dva koncepty: půdu a půdu. První z nich by mělo být pochopeno země, která vznikla v procesu jejího evolučního vývoje proti vůli a vědomí lidí a je místem lidského osídlení a zdrojem jeho potravy ... Od okamžiku, kdy se země v procesu rozvoje lidské společnosti stane výrobním prostředkem, objeví se v novém kvalitním kapitálu, bez něhož je pracovní proces nemyslitelný, „... protože dává pracovníkovi ... místo, na kterém stojí ... a jeho proces je jeho rozsah ... “. Z tohoto důvodu je Země univerzálním faktorem při jakékoli lidské činnosti.

Úloha a místo půdy nejsou v různých oblastech výroby materiálu stejné, zejména v průmyslu a zemědělství. Ve zpracovatelském průmyslu, ve stavebnictví, v dopravě je půda místem, kde probíhají pracovní procesy, bez ohledu na přirozenou úrodnost půdy. V jiné kapacitě je půda v zemědělství. Pod vlivem lidské práce se přirozená plodnost mění z potenciální na ekonomickou. Specifičnost využívání půdních zdrojů v zemědělství vede k tomu, že se objevují ve dvou různých kvalitách, jako předmět práce a jako výrobní prostředek. K. Marx poznamenal: „Pouze s jednou novou investicí kapitálu do pozemků ... lidé zvýšili pozemní kapitál bez jakéhokoli zvýšení hmoty Země, tj. Prostoru Země.“

Půda v zemědělství působí jako produktivní síla díky své přirozené úrodnosti, která nezůstává konstantní. Při racionálním využívání půdy lze takovou úrodnost zvýšit zlepšením jejího vodního, vzdušného a tepelného režimu prostřednictvím rekultivačních opatření a zvýšením obsahu živin v půdě. Naopak při iracionálním využívání půdních zdrojů klesá jejich úrodnost, v důsledku čehož dochází ke snižování výnosu zemědělských plodin. Na některých místech se pěstování plodin stává zcela nemožným, zejména na solných a erodovaných půdách.

Při nízké úrovni rozvoje výrobních sil společnosti dochází k rozšíření výroby potravin v důsledku zapojení nových zemí do zemědělství, což odpovídá rozsáhlému rozvoji zemědělství. To usnadňují dvě podmínky: dostupnost volné půdy a možnost provozovat farmu za dostupnou průměrnou úroveň kapitálových výdajů na jednotku plochy. Toto využívání půdy a zemědělství je typické pro mnoho rozvojových zemí v moderním světě.

V době vědecké a technologické revoluce došlo k prudkému vymezení systému zemědělství v průmyslových a rozvojových zemích. První z nich se vyznačují intenzifikací zemědělství s využitím výsledků vědecké a technologické revoluce, v níž se zemědělství nevyvíjí kvůli zvětšení plochy obdělávané půdy, ale kvůli zvýšení objemu kapitálu investovaného do půdy. Známé omezené půdní zdroje pro většinu průmyslově vyspělých kapitalistických zemí, zvýšení poptávky po zemědělských produktech po celém světě v důsledku vysoké míry růstu populace a vyšší kultura zemědělství přispěly k přesunu zemědělství v těchto zemích na cestu intenzivní rozvoj v 50. letech. Zrychlení procesu intenzifikace zemědělství v průmyslově vyspělých kapitalistických zemích je spojeno nejen s výdobytky vědecké a technologické revoluce, ale hlavně se ziskovostí investic do zemědělství, které soustředilo zemědělskou produkci do rukou velkých vlastníků půdy a zničilo drobné farmáře.

Zemědělství se v rozvojových zemích vyvíjelo jiným způsobem. Mezi akutními problémy přírodních zdrojů těchto zemí lze rozlišit: nízkou zemědělskou kulturu, která způsobila degradaci půdy (zvýšená eroze, zasolení, snížená úrodnost) a přirozené vegetace (například tropické lesy), vyčerpání vodních zdrojů, dezertifikace půdy, která se zvláště jasně projevila na africkém kontinentu. Všechny tyto faktory spojené se socioekonomickými problémy rozvojových zemí vedly v těchto zemích k chronickému nedostatku potravin. Na počátku 80. let byly tedy rozvojové země z hlediska zásobování obilím (222 kg) a masem (14 kg) několikrát horší než průmyslově vyspělé kapitalistické země. Řešení problému s potravinami v rozvojových zemích je nemyslitelné bez větších sociálně-ekonomických transformací.

U nás je základem pozemkových vztahů státní (veřejné) vlastnictví půdy, které vzniklo v důsledku znárodnění celé půdy. Agrární vztahy jsou budovány na základě plánů, podle nichž by se zemědělství mělo v budoucnu rozvíjet, s finanční a úvěrovou pomocí státu a dodávkou požadovaného množství strojů a hnojiv. Platby pracovníkům v zemědělství, pokud jde o množství a kvalitu práce, stimulují neustálý růst jejich životní úrovně.

Využití pozemkového fondu jako celku se provádí na základě dlouhodobých státních plánů. Příkladem takových plánů byl rozvoj panenských a ladem ladů na východě země (v polovině 50. let), díky nimž bylo v krátké době možné zavést do orné půdy více než 41 milionů hektarů nových ploch. Dalším příkladem je soubor opatření souvisejících s prováděním potravinového programu, který zajišťuje zrychlení rozvoje zemědělské výroby na základě zlepšení kultury zemědělství, rozsáhlých rekultivačních opatření a provádění širokého programu sociálně-ekonomické reorganizace zemědělských oblastí.

Světové půdní zdroje jako celek umožňují zajistit jídlo pro více lidí, než je v současné době k dispozici a jaké to bude v blízké budoucnosti. Současně s růstem populace, zejména v rozvojových zemích, klesá množství orné půdy na obyvatele.

V zemědělských oblastech ve směru od severu na jih dochází k pravidelnému snižování rozlohy špatně obdělávané půdy a zvětšování rozlohy orné půdy, která dosahuje maxima v lesostepních a stepních zónách. Pokud v severních oblastech nonchernozemské zóny RSFSR je plocha orné půdy 5-6% z celkové plochy, pak v lesostepních a stepních zónách se plocha orné půdy zvětší více než 10krát , dosahující 60-70%. Na sever a na jih od těchto pásem je zemědělská oblast výrazně snížena. Na severu je hranice udržitelného zemědělství určena součtem kladných teplot 1 000 ° během vegetačního období, na jihu - ročními srážkami 200–300 mm. Výjimkou jsou vlhčí podhůří a horské oblasti na jihu evropské části země a střední Asie, kde je zemědělský rozvoj území 20%. Na severu ruské nížiny, v pásmech lesů-tundra a tundra, je plocha orné půdy pouze 75 tisíc hektarů (méně než 0,1% území).

K urychlení rozvoje zemědělství v zemi je zapotřebí řada rozsáhlých opatření:

Zavedení vědecky podloženého zemědělského systému pro každou přírodní zónu a její jednotlivé regiony;

Provádění širokého programu meliorace v různých přírodních zónách;

Eliminace procesů sekundárního zasolování a podmáčení rekultivačních masivů;

Aplikace komplexů opatření k boji proti vodní a větrné erozi na plochách měřených v milionech hektarů;

Vytvoření sítě obdělávaných pastvin v různých přírodních zónách pomocí jejich zavlažování, zalévání a hnojení;

Provádění široké škály opatření pro pěstování rozvinutých půd s vytvořením hlubokého strukturovaného horizontu;

Modernizace vozového parku a strojů na zpracování půdy a zpracování půdy;

Aplikace plné dávky hnojiv na všechny vidlice zemědělských plodin, včetně těch, které jsou špatně rozpustné v ochranné skořápce;

Realizace souboru opatření pro sociální reorganizaci zemědělských oblastí (výstavba silnic, bytů, skladů, škol, nemocnic atd.);

Všestranné zachování stávajícího pozemkového fondu. Tento program může být navržen na dlouhou dobu.

Nečernozemská zóna RSFSR se táhne od pobaltských plání na západě k hřebenu Uralu na východě, od pobřeží Severního ledového oceánu na severu až k hranici lesostepu na jihu. Jeho rozloha je asi 2,8 km 2. Nečernozemská oblast se vyznačuje vysokou koncentrací populace. Žije zde více než 60 milionů lidí (asi 44% populace RSFSR), z toho asi 73% ve městech. Tato zóna má 47 milionů hektarů zemědělské půdy, z toho 32 milionů hektarů orné půdy. Zónu černozem se vyznačuje rozvinutým zemědělstvím, které představuje až 30% zemědělských produktů RSFSR, včetně téměř všech lněných vláken, až 20% obilí, více než 50 - brambory, asi 40 - mléko a vejce, 43 - zelenina, 30% - maso ...

Nejdůležitějším rysem nečernozemské zóny je přítomnost velké plochy přírodních pícnin. Každý hektar orné půdy zde představuje 1 až 3 hektary krmných senných polí a pastvin. Přírodní a klimatické podmínky téměř všude podporují rozvoj zemědělství se specializací na maso a mléčné výrobky. Pro intenzifikaci zemědělství se plánuje provést rekultivační opatření a chemizaci zemědělské půdy v bažinách a mokřadech.

2. Půdní eroze (voda a vítr) a způsoby boje proti ní.

Široké využívání území, zejména v době vědecké a technologické revoluce, vedlo ke zvýšení šíření vodní a větrné eroze (deflace). Pod jejich vlivem dochází k odstraňování (vodou nebo větrem) agregátů půdy z horní, nejcennější vrstvy půdy, což vede ke snížení její úrodnosti. Vodní a větrná eroze způsobující vyčerpání půdních zdrojů je nebezpečným environmentálním faktorem.

Celková plocha půdy vystavené vodní a větrné erozi se měří na mnoha milionech hektarů. Odhaduje se, že 31% půdy je ovlivněno vodní erozí a 34% větrem. Nepřímým důkazem zvýšeného rozsahu vodní a větrné eroze v éře STE je nárůst pevného odtoku řeky do oceánu, který se nyní odhaduje na 60 miliard tun, i když před 30 lety byla tato hodnota téměř dvakrát nižší.

Celkové využití zemědělské půdy (včetně pastvin a seno) je asi 1/3 rozlohy půdy. V důsledku vodní a větrné eroze na celém světě bylo zasaženo přibližně 430 milionů hektarů půdy, a pokud bude současná úroveň eroze pokračovat, může se toto číslo do konce století zdvojnásobit.

Nejcitlivější na větrnou erozi jsou půdní částice 0,5-0,1 mm nebo méně, které se při rychlostech větru poblíž povrchu půdy 3,8-6,6 m / s uvedou do pohybu a pohybují se na velké vzdálenosti. Malé půdní částice (<,0,1 мм) способны преодо­левать расстояние в сотни (иногда тысячи километров). На осно­вании аэрокосмических снимков выявлено, что пыльные бури в Са­харе прослеживались вплоть до Северной Америки.

Kategorie částic 0,5 - 0,1 mm je jednou z agronomicky cenných, proto větrná eroze snižuje úrodnost půdy. Vodní eroze je stejně aktivní proces, protože při odplavování vodou se zvyšuje velikost vyplavených půdních částic.

Vymývání půdy závisí na typu půdy, jejím fyzikálním a mechanickém složení, množství povrchového odtoku a stavu povrchu půdy (agrofon). Míra vymývání půdy se pro různé orné půdy mění v širokém rozmezí. U jižních černozemů se indexy vymývání půdy (t / ha) pohybují od 21,7 (podzimní orba podél svahu), 14,9 (stejná přes svah) až 0,2 (trvalá ladem). Intenzita eroze v moderní době je generována přímými nebo nepřímými důsledky antropogenního původu. První by měla zahrnovat rozsáhlou orbu půdy v oblastech ohrožených erozí, zejména v suchých nebo polosuchých zónách. Tento jev je typický pro většinu rozvojových zemí.

Intenzita eroze se však zvýšila také ve vyspělých zemích, včetně Francie, Itálie, Německa a Řecka. Některé oblasti nečernozemské zóny RSFSR jsou považovány za erozně nebezpečné, protože šedé lesní půdy jsou velmi náchylné k erozi. K erozi dochází také v podmáčených zavlažovaných oblastech.

Oblasti, kde dochází současně k vodní a větrné erozi, jsou v obtížné situaci. U nás to zahrnuje lesostepní a částečně stepní oblasti střední Černozem, oblast Volhy, Trans-Ural, západní a východní Sibiř s intenzivním zemědělským využitím. Vodní a větrná eroze se vyvíjí v pásmu nedostatečné vlhkosti se střídáním mokrých a suchu odolných let (nebo ročních období) podle následujících schémat: vymývání - odvodnění půdy - vyfukování, vyfukování - zamokření půdy - vymývání. Je třeba poznamenat, že v oblastech se složitým reliéfem se může projevit odlišně: na svazích severních expozic převládá vodní eroze a na jižních svazích převládá větrná eroze s větrným efektem. Současný vývoj vodní a větrné eroze může způsobit obzvláště velké poruchy půdního krytu.

Větrná eroze se vyskytuje v stepních oblastech s velkými plochami orné půdy při rychlosti větru 10-15 m / s. (Oblast Volhy, severní Kavkaz, jižně od západní Sibiře). Největší škody na zemědělství způsobují prachové bouře (pozorované na začátku jara a léta), které vedou ke zničení plodin, snížení úrodnosti půdy, znečištění ovzduší, zavedení pásů a melioračních systémů. Hranice prachových bouří vede jižně od linie Balta - Kremenčug - Poltava - Charkov - Balashov - Kujbyšev - Ufa - Novotroitsk.

Systém ochrany půdy v zemědělství, vyvinutý v Kazachstánu, se rozšířil. Je založen na přechodu z zpracování půdy na formovací desku pomocí pluhu na bezformální pomocí nástrojů pro ploché řezání, které zachovávají strniště a zbytky rostlin na povrchu půdy, a na půdách s lehkou strukturou - zavedení rotací plodin chránících půdu s umístěním pásu ročních plodin a vytrvalých trav. Díky systému ochrany půdy v zemědělství je zajištěna nejen ochrana půd před větrnou erozí, ale také efektivnější využívání srážek. V případě kultivace na plocho půda zamrzne do mělčí hloubky a jarní povrchový odtok se použije k zvlhčení povrchových půdních horizontů, čímž se sníží ničivý účinek sucha na obilné plodiny v nejsušších letech. Eroze půdy může způsobit jak přímé škody - v důsledku snížení úrodnosti půdy, tak nepřímé - v důsledku převodu některé cenné orné půdy do jiné, méně hodnotné (například lesní pásy nebo louky). Pouze pro agrolesnická opatření na ochranu půdy před erozí, kterou potřebuje mnoho milionů hektarů orné půdy, je nutné využít asi 2,6% této plochy pro lesní plantáže.

K ochraně půdy před erozí se v současné době používá systém vědeckých a organizačních, agrolesnických a hydraulických opatření. Hlavními typy regulace vodní eroze jsou maximální snížení množství povrchového odtoku a jeho přenos do podzemí v důsledku půdně-ochranných rotací plodin s poměrem plodin vytrvalých trav a jednoletých plodin 1: 2, hluboký příčný brázdění svahů , kopání půdy a zavádění lesních plantáží. Hydro-technická opatření k omezení vodní eroze zahrnují výstavbu rybníků a nádrží ke snížení množství odtoku taveniny. Všechny zemědělské půdy jsou rozděleny do devíti kategorií v závislosti na stupni vymývání půdy. První z nich zahrnuje pozemky, které nepodléhají erozi, deváté - pozemky nevhodné pro zemědělství. Pro každou z kategorií půdy (kromě deváté) se doporučuje vlastní protierozní zemědělský systém.

3. Průmyslové znečištění půdy.

3.1. Kyselý déšť

Termín „kyselý déšť“ označuje všechny druhy meteorologických srážek - déšť, sníh, krupobití, mlhu, déšť a sníh - jejichž pH je nižší než průměrné pH dešťové vody (průměrné pH dešťové vody je 5,6). Oxid siřičitý (SO 2) a oxidy dusíku (NO x) emitované v průběhu lidské činnosti se v zemské atmosféře přeměňují na kyselinotvorné částice. Tyto částice reagují s atmosférickou vodou a přeměňují ji na kyselé roztoky, které snižují pH dešťové vody. Poprvé byl termín „kyselý déšť“ zaveden v roce 1872 anglickým průzkumníkem Angusem Smithem. Upoutal pozornost viktoriánský smog v Manchesteru. Ačkoliv tehdejší vědci odmítli teorii o existenci kyselého deště, dnes už nikdo nepochybuje, že kyselý déšť je jedním z důvodů úmrtí ve vodních útvarech, lesích, plodinách a vegetaci. Kyselý déšť navíc ničí budovy a kulturní památky, potrubí, činí auta nepoužitelnými, snižuje úrodnost půdy a může vést k prosakování toxických kovů do vodonosných vrstev půdy.

Voda obyčejného deště je také mírně kyselý roztok. To je způsobeno skutečností, že přírodní látky v atmosféře, jako je oxid uhličitý (CO 2), reagují s dešťovou vodou. Tak se vytvoří slabá kyselina uhličitá (C02 + H20 -\u003e H2C03). Zatímco v ideálním případě je pH dešťové vody 5,6-5,7, v reálný život Index kyselosti (pH) dešťové vody v jedné oblasti se může lišit od indexu kyselosti dešťové vody v jiné oblasti. To především závisí na složení plynů obsažených v atmosféře určité oblasti, jako je oxid sírový a oxidy dusíku.

V roce 1883 vytvořil švédský vědec Svante Arrhenius dva termíny - kyselinu a zásadu. Nazval kyselé látky, které po rozpuštění ve vodě tvoří volné kladně nabité vodíkové ionty (H +). Nazval bazické látky, které po rozpuštění ve vodě tvoří volné záporně nabité hydroxidové ionty (OH -). Termín pH se používá jako měřítko kyselosti vody. „Termín pH znamená v překladu z angličtiny„ indikátor stupně koncentrace vodíkových iontů. “

Hodnota pH se měří na stupnici od 0 do 14. Vodné ionty (H +) i hydroxidové ionty (OH-) jsou přítomny ve vodě a vodných roztocích. Když se koncentrace vodíkových iontů (H +) ve vodě nebo roztoku rovná koncentraci hydroxidových iontů (OH -) ve stejném roztoku, je takový roztok neutrální. PH neutrálního roztoku je 7 (na stupnici od 0 do 14). Jak již víte, při rozpuštění kyselin ve vodě se zvyšuje koncentrace volných vodíkových iontů (H +). Poté zvyšují kyselost vody nebo jinými slovy pH vody. Současně se zvyšováním koncentrace iontů vodíku (H +) klesá koncentrace hydroxidových iontů (OH -). Jedná se o roztoky, jejichž hodnota pH je na dané stupnici v rozmezí od 0 do<7, называются кислыми. Когда в воду попадают щелочи, то в воде повышается концентрация гидроксид-ионов (ОН -). При этом в растворе понижается концентрация ионов водорода (Н +). Растворы, значение рН которых находится в пределах от >7 až 14 se nazývá alkalické.

Je třeba poznamenat ještě jednu vlastnost stupnice pH. Každý následující krok na stupnici pH naznačuje desetinásobné snížení koncentrace vodíkových iontů (H +) (a tedy i kyselosti) v roztoku a zvýšení koncentrace hydroxidových iontů (OH-). Například kyselost látky s hodnotou pH4 je desetkrát vyšší než kyselost látky s hodnotou pH5, stokrát vyšší než kyselost látky s hodnotou pH6 a stotisíckrát vyšší než kyselost látky s pH 9.

Kyselý déšť je produkován reakcí mezi vodou a znečišťujícími látkami, jako je oxid siřičitý (SO 2) a různé oxidy dusíku (NO x). Tyto látky jsou emitovány do ovzduší silniční dopravou v důsledku činnosti hutnických podniků a elektráren, jakož i při spalování uhlí a dřeva. Při reakci s atmosférickou vodou se přemění na roztoky kyselin - sírové, sirné, dusičné a dusičné. Potom spolu se sněhem nebo deštěm spadnou na zem.

Důsledky kyselých dešťů lze pozorovat v USA, Německu, České republice, na Slovensku, v Nizozemsku, Švýcarsku, Austrálii, republikách bývalé Jugoslávie a v mnoha dalších zemích světa.

Kyselý déšť má negativní vliv na vodní útvary - jezera, řeky, zátoky, rybníky - zvyšuje jejich kyselost na takovou úroveň, že v nich zahyne flóra a fauna. Vodní rostliny rostou nejlépe ve vodě s hodnotami pH mezi 7 a 9,2. Se zvyšováním kyselosti (hodnoty pH se pohybují vlevo od referenčního bodu 7) začínají vodní rostliny odumírat a připravují ostatní zvířata o rezervoár potravy. Při pH 6 umírají sladkovodní krevety. Když kyselost stoupne na pH 5,5, zemřou bakterie dna, které rozloží organickou hmotu a listy, a na dně se začnou hromadit organické zbytky. Poté plankton zemře - malé zvíře, které tvoří základ potravinového řetězce nádrže a živí se látkami, které vznikají při rozkladu bakterií organickou hmotou. Když kyselost dosáhne pH 4,5, všechny ryby, většina žab a hmyzu jsou zabity.

Když se organická hmota hromadí na dně vodních útvarů, začnou se z nich vylučovat toxické kovy. Zvýšená kyselost vody přispívá k vyšší rozpustnosti nebezpečných kovů, jako je hliník, kadmium, rtuť a olovo ze sedimentů a půd.

Tyto toxické kovy jsou nebezpečné pro lidské zdraví. Lidé, kteří pijí vodu s vysokým obsahem olova nebo jedí ryby s vysokým obsahem rtuti, mohou vážně onemocnět.

Kyselý déšť není škodlivý pouze pro vodní organismy. Také ničí vegetaci na souši. Vědci věří, že i když předtím dnes mechanismus dosud není zcela objasněn, „komplexní směs znečišťujících látek, včetně kyselých srážek, ozonu a těžkých kovů ... společně vede k degradaci lesů.

Ekonomické ztráty způsobené kyselými dešti ve Spojených státech se podle jedné studie odhadují na východním pobřeží na 13 milionů dolarů ročně a do konce století ztráty způsobené ztrátami lesů dosáhnou 1 750 miliard dolarů; Ztráty na úrodě 8,3 miliardy USD (pouze Ohio) a pouze v Minnesotě 40 milionů na léčebné výdaje. Jediným způsobem, jak změnit situaci k lepšímu, je podle mnoha odborníků snížení množství škodlivých emisí do atmosféry.

3.2. Těžké kovy

Těžké kovy patří mezi prioritní znečišťující látky, které je třeba sledovat ve všech prostředích.

Období těžké kovy , který charakterizuje širokou skupinu znečišťujících látek, se v poslední době rozšířil. V různých vědeckých a aplikovaných pracích autoři interpretují význam tohoto pojmu různými způsoby. V tomto ohledu se množství prvků klasifikovaných jako těžké kovy pohybuje v širokých mezích. Jako kritéria členství se používá řada charakteristik: atomová hmotnost, hustota, toxicita, prevalence v přírodním prostředí, stupeň zapojení do přírodních a člověkem vytvořených cyklů. V některých případech zahrnuje definice těžkých kovů prvky související s křehkými (například bismut) nebo metaloidy (například arsen).

V pracích věnovaných problematice znečištění životního prostředí a monitorování životního prostředí, dnes těžké kovy zahrnují více než 40 kovů periodického systému D.I. Mendělejev s atomovou hmotností více než 50 atomových jednotek: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi V tomto případě hrají při kategorizaci těžkých kovů důležitou roli následující podmínky: jejich vysoká toxicita pro živé organismy v relativně nízkých koncentracích a také schopnost bioakumulace a biomagnifikace. Téměř všechny kovy, které spadají pod tuto definici (s výjimkou olova, rtuti, kadmia a vizmutu, jejichž biologická role v současné době není jasná), se aktivně účastní biologických procesů, jsou součástí mnoha enzymů. Podle klasifikace N. Reimerse by kovy s hustotou vyšší než 8 g / cm 3 měly být považovány za těžké. Těžké kovy tedy zahrnují Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg .

Formálně definice těžké kovy odpovídá velkému počtu položek. Podle názoru výzkumníků zabývajících se praktickými činnostmi souvisejícími s organizací pozorování stavu a znečištění životního prostředí však sloučeniny těchto prvků zdaleka nejsou rovnocenné znečišťujícím látkám. V mnoha dílech proto dochází ke zúžení rozsahu skupiny těžkých kovů v souladu s prioritními kritérii vzhledem ke směru a specifikům práce. V již klasických dílech Yu.A. Izrael v seznamu chemických látek, které mají být stanoveny v přírodním prostředí na pozaďových stanicích v biosférických rezervacích, v části těžké kovy pojmenovaný Pb, Hg, Cd, As. Na druhé straně podle rozhodnutí pracovní skupiny pro emise těžkých kovů, která pracuje pod záštitou Evropské hospodářské komise OSN a shromažďuje a analyzuje informace o emisích znečišťujících látek v evropské země, pouze Zn, As, Se a Sb byli přiděleni těžké kovy ... Podle definice N. Reimerse zůstávají ušlechtilé a vzácné kovy oddělené od těžkých kovů pouze Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg ... V aplikované práci se nejčastěji přidávají těžké kovy Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn .

Kovové ionty jsou nepostradatelnou součástí přírodních vodních útvarů. V závislosti na podmínkách prostředí (pH, redox potenciál, přítomnost ligandů) existují v různých oxidačních stavech a jsou součástí různých anorganických a organokovových sloučenin, které mohou být skutečně rozpuštěny, koloidně dispergovány nebo mohou být součástí minerálních a organické suspenze.

Skutečně rozpuštěné formy kovů jsou zase velmi rozmanité, což souvisí s procesy hydrolýzy, hydrolytické polymerace (tvorba polynukleárních hydroxokomplexů) a komplexace s různými ligandy. V souladu s tím závisí jak katalytické vlastnosti kovů, tak jejich dostupnost pro vodní mikroorganismy na formách jejich existence ve vodním ekosystému.

Mnoho kovů tvoří s organickými látkami poměrně silné komplexy; tyto komplexy jsou jednou z nejdůležitějších forem migrace prvků v přírodních vodách. Většina organických komplexů je tvořena chelátovým cyklem a jsou stabilní. Komplexy tvořené půdními kyselinami se solemi železa, hliníku, titanu, uranu, vanadu, mědi, molybdenu a jiných těžkých kovů jsou relativně dobře rozpustné v neutrálních, slabě kyselých a slabě alkalických médiích. Organokovové komplexy jsou proto schopné migrovat v přírodních vodách na velmi dlouhé vzdálenosti. To je zvláště důležité pro nízko mineralizované a primárně povrchové vody, ve kterých je tvorba dalších komplexů nemožná.

Abychom pochopili faktory, které regulují koncentraci kovu v přírodních vodách, jejich chemickou reaktivitu, biologickou dostupnost a toxicitu, je nutné znát nejen hrubý obsah, ale také podíl volných a vázaných forem kovu.

Přechod kovů ve vodném prostředí na formu kovového komplexu má tři důsledky:

1. Může dojít ke zvýšení celkové koncentrace kovových iontů v důsledku jeho přechodu do roztoku ze spodních sedimentů;

2. Membránová propustnost komplexních iontů se může významně lišit od permeability hydratovaných iontů;

3. Toxicita kovu v důsledku komplexace se může velmi lišit.

Chelatované formy Cu, Cd, Hg méně toxické než volné ionty. Abychom pochopili faktory, které regulují koncentraci kovu v přírodních vodách, jejich chemickou reaktivitu, biologickou dostupnost a toxicitu, je nutné znát nejen hrubý obsah, ale také podíl vázaných a volných forem.

Zdrojem znečištění vody těžkými kovy jsou odpadní vody z galvanických dílen, těžby, metalurgie železa a neželezných kovů, strojíren. Těžké kovy se nacházejí v hnojivech a pesticidech a mohou se dostat do vodních toků spolu s odtokem ze zemědělské půdy.

Zvýšení koncentrace těžkých kovů v přírodních vodách je často spojeno s jinými typy znečištění, jako je okyselování. Spad kyselých srážek přispívá ke snížení hodnoty pH a přechodu kovů ze stavu sorbovaného na minerální a organické látky do volného stavu.

Zajímavé jsou především ty kovy, které nejvíce znečišťují ovzduší v důsledku jejich použití ve významných objemech ve výrobních činnostech a v důsledku jejich akumulace ve vnějším prostředí představují vážné nebezpečí z hlediska jejich biologického aktivita a toxické vlastnosti. Patří sem olovo, rtuť, kadmium, zinek, vizmut, kobalt, nikl, měď, cín, antimon, vanad, mangan, chrom, molybden a arsen.

Biogeochemické vlastnosti těžkých kovů

B - vysoká, Y - střední, H - nízká

Vanad se vyskytuje hlavně v rozptýleném stavu a nachází se v železných rudách, oleji, asfaltu, bitumenu, ropných břidlicích, uhlí atd. Jedním z hlavních zdrojů přirozeného znečištění vody vanadem je ropa a její produkty.

V přírodních vodách se vyskytuje ve velmi nízkých koncentracích: v říční vodě 0,2 - 4,5 μg / dm 3, v mořské vodě - v průměru 2 μg / dm 3

Ve vodě tvoří stabilní aniontové komplexy (V 4 O 12) 4- a (V 10 O 26) 6-. Při migraci vanadu je zásadní role jeho rozpuštěných komplexních sloučenin s organickými látkami, zejména s huminovými kyselinami.

Vyšší koncentrace vanadu jsou škodlivé pro lidské zdraví. MPC ve vanadu je 0,1 mg / dm 3 (limitující indikátor nebezpečí je hygienický a toxikologický), MPC br je 0,001 mg / dm 3.

Přirozeným zdrojem vstupu bismutu do přírodních vod jsou procesy vyluhování minerálů obsahujících bismut. Odpadní voda z farmaceutického a parfumérského průmyslu, některé podniky sklářského průmyslu mohou být také zdrojem vstupu do přírodních vod.

V neznečištěných povrchových vodách se nachází v submikrogramových koncentracích. Nejvyšší koncentrace se nachází v podzemních vodách a je 20 μg / dm 3, v mořských vodách - 0,02 μg / dm 3. MPC in je 0,1 mg / dm 3

Hlavním zdrojem sloučenin železa v povrchových vodách jsou procesy chemického zvětrávání hornin doprovázené jejich mechanickým ničením a rozpouštěním. V procesu interakce s minerálními a organickými látkami obsaženými v přírodních vodách vzniká komplexní komplex sloučenin železa, které jsou ve vodě v rozpuštěném, koloidním a suspendovaném stavu. Významné množství železa pochází z podzemního odtoku a odpadních vod z metalurgického, kovozpracujícího, textilního, barevného a lakového průmyslu a ze zemědělských odpadních vod.

Fázové rovnováhy závisí na chemické složení voda, pH, Eh a do určité míry i teplota. V rutinní analýze během vážená forma emitovat částice větší než 0,45 mikronů. Skládá se hlavně z minerálů obsahujících železo, hydrátu oxidu železitého a sloučenin železa absorbovaných v suspenzích. Skutečně rozpuštěná a koloidní forma se obvykle posuzují společně. Rozpuštěné železo je reprezentován sloučeninami v iontové formě, ve formě hydroxokomplexu a komplexů s rozpuštěnými anorganickými a organickými látkami přírodních vod. Je to hlavně Fe (II), který migruje v iontové formě, a Fe (III), při absenci komplexotvorných látek, nemůže být ve významném množství v rozpuštěném stavu.

Železo se nachází hlavně ve vodách s nízkými hodnotami Eh.

V důsledku chemické a biochemické (za účasti bakterií železa) oxidace se Fe (II) přemění na Fe (III), který se hydrolyzuje a vysráží ve formě Fe (OH) 3. Fe (II) i Fe (III) mají tendenci tvořit hydroxokomplexy tohoto typu + , 4+ , + , 3+ , - a další, koexistující v roztoku v různých koncentracích v závislosti na pH a obecně určujících stav systému železo-hydroxy. Hlavní formou výskytu Fe (III) v povrchových vodách jsou jeho komplexní sloučeniny s rozpuštěnými anorganickými a organickými sloučeninami, zejména huminickými látkami. Při pH \u003d 8,0 je hlavní formou Fe (OH) 3. Nejméně studovaná je koloidní forma železa; jde o hydrát oxidu železitého Fe (OH) 3 a komplexy s organickými látkami.

Obsah železa v povrchových vodách země je desetiny miligramu, v blízkosti bažin - několik miligramů. Zvýšený obsah železa je pozorován v bažinných vodách, ve kterých se nachází ve formě komplexů se solemi huminových kyselin - humáty. Nejvyšší koncentrace železa (až několik desítek a stovek miligramů v 1 dm 3) jsou pozorovány v podzemních vodách s nízkými hodnotami pH.

Jako biologicky aktivní prvek železo do určité míry ovlivňuje intenzitu vývoje fytoplanktonu a kvalitativní složení mikroflóry v nádrži.

Koncentrace železa podléhá významným sezónním výkyvům. Obvykle je u nádrží s vysokou biologickou produktivitou v období letní a zimní stagnace patrný nárůst koncentrace železa ve spodních vodních vrstvách. Podzimní jarní míchání vodních hmot (homotermie) je doprovázeno oxidací Fe (II) v Fe (III) a jeho srážením ve formě Fe (OH) 3.

Do přírodních vod vstupuje při loužení půd, polymetalických a měděných rud v důsledku rozkladu vodních organismů schopných jej akumulovat. Sloučeniny kadmia se vypouštějí do povrchových vod s odpadními vodami ze závodů na olovo-zinek, závodů na zpracování rudy, řady chemických závodů (výroba kyseliny sírové), galvanické výroby a důlních vod. Ke snížení koncentrace rozpuštěných sloučenin kadmia dochází v důsledku sorpčních procesů, srážení hydroxidu a uhličitanu kademnatého a jejich spotřeby vodními organismy.

Rozpuštěné formy kadmia v přírodních vodách jsou hlavně minerální a organominerální komplexy. Hlavní suspendovanou formou kadmia jsou jeho sorbované sloučeniny. Významná část kadmia může migrovat v buňkách vodních organismů.

V neznečištěných a mírně znečištěných říčních vodách je kadmium obsaženo v submikrogramových koncentracích, ve znečištěných a odpadních vodách může koncentrace kadmia dosáhnout desítek mikrogramů na 1 dm 3.

Sloučeniny kadmia hrají důležitou roli v životě zvířat a lidí. Ve vysokých koncentracích je toxický, zejména v kombinaci s jinými toxickými látkami.

MPC in je 0,001 mg / dm 3, MPC br - 0,0005 mg / dm 3 (mezní známka poškození je toxikologická).

Sloučeniny kobaltu vstupují do přírodních vod v důsledku jejich vyluhování z pyritu mědi a jiných rud, z půd při rozkladu organismů a rostlin a také z odpadních vod z metalurgických, kovozpracujících a chemických závodů. Určitá množství kobaltu pocházejí z půdy v důsledku rozkladu rostlinných a živočišných organismů.

Sloučeniny kobaltu v přírodních vodách jsou v rozpuštěném a suspendovaném stavu, jejichž kvantitativní poměr je určen chemickým složením vody, teplotou a hodnotami pH. Rozpuštěné formy jsou reprezentovány hlavně komplexními sloučeninami, vč. s organickými látkami přírodních vod. Pro povrchové vody jsou nejběžnější sloučeniny dvojmocného kobaltu. V přítomnosti oxidantů může existovat trojmocný kobalt ve znatelných koncentracích.

Kobalt je jedním z biologicky aktivních prvků a vždy se nachází v těle zvířat a rostlin. Jeho nedostatečný obsah v půdách je spojen s nedostatečným obsahem kobaltu v rostlinách, což přispívá k rozvoji anémie u zvířat (taiga-lesní nečernozemská zóna). Kobalt, který je součástí vitaminu B 12, velmi aktivně ovlivňuje příjem dusíkatých látek, zvyšuje obsah chlorofylu a kyseliny askorbové, aktivuje biosyntézu a zvyšuje obsah bílkovinného dusíku v rostlinách. Zvýšené koncentrace sloučenin kobaltu jsou však toxické.

V neznečištěných a mírně znečištěných říčních vodách se jeho obsah pohybuje od desetin do tisícin miligramu v 1 dm 3, průměrný obsah v mořské vodě je 0,5 μg / dm 3. MPC in je 0,1 mg / dm 3, MPC bp 0,01 mg / dm 3.

Mangan

Mangan vstupuje do povrchových vod v důsledku vyluhování ferromanganových rud a dalších minerálů obsahujících mangan (pyrolusit, psilomelan, brownit, manganit, černý okr). Významné množství manganu pochází z rozkladu vodních živočichů a rostlinných organismů, zejména modrozelených řas, rozsivek a vyšších vodních rostlin. Sloučeniny manganu se dostávají do nádrží s odpadní vodou z manganových koncentráků, hutnických závodů, chemických závodů a důlních vod.

Ke snížení koncentrace manganových iontů v přírodních vodách dochází v důsledku oxidace Mn (II) na MnO 2 a vysrážené další vysoce silné oxidy. Hlavními parametry, které určují oxidační reakci, jsou koncentrace rozpuštěného kyslíku, hodnota pH a teplota. Koncentrace rozpuštěných sloučenin manganu klesá v důsledku jejich využití řasami.

Hlavní formou migrace sloučenin manganu v povrchových vodách je suspendovaná hmota, jejíž složení je určováno složením vod odváděných hornin, jakož i koloidními hydroxidy těžkých kovů a sorbovanými sloučeninami manganu. Organické látky a procesy komplexace manganu s anorganickými a organickými ligandy mají velký význam při migraci manganu v rozpuštěné a koloidní formě. Mn (II) tvoří rozpustné komplexy s hydrogenuhličitany a sírany. Komplexy manganu s ionty chloru jsou vzácné. Složité sloučeniny Mn (II) s organickými látkami jsou obvykle méně silné než u jiných přechodných kovů. Patří sem sloučeniny s aminy, organickými kyselinami, aminokyselinami a huminovými látkami. Mn (III) ve vysokých koncentracích může být v rozpuštěném stavu pouze v přítomnosti silných komplexotvorných činidel; Mn (YII) se v přírodních vodách nevyskytuje.

V říčních vodách se obsah manganu obvykle pohybuje od 1 do 160 μg / dm 3, průměrný obsah v mořských vodách je 2 μg / dm 3, v podzemních vodách - n. 10 2 - č. 10 3 μg / dm 3.

Koncentrace manganu v povrchových vodách podléhá sezónním výkyvům.

Faktory určujícími změny koncentrací manganu jsou poměr odtoku povrchové a podzemní vody, intenzita její spotřeby během fotosyntézy, rozklad fytoplanktonu, mikroorganismů a vyšší vodní vegetace, jakož i procesy jeho depozice na dno vodních útvarů. .

Role manganu v životě vyšších rostlin a řas ve vodních útvarech je velmi velká. Mangan podporuje využití CO 2 rostlinami, čímž zvyšuje intenzitu fotosyntézy, a podílí se na procesech regenerace dusičnanů a asimilace dusíku rostlinami. Mangan podporuje přechod aktivního Fe (II) na Fe (III), který chrání buňku před otravou, zrychluje růst organismů atd. Vzhledem k důležité ekologické a fyziologické roli manganu je nutné studovat a distribuovat mangan v přírodních vodách.

Pro vodní útvary pro sanitární a domácí použití je MPC v (pro manganový iont) nastaven na 0,1 mg / dm 3.

Níže jsou uvedeny mapy distribuce průměrných koncentrací kovů: manganu, mědi, niklu a olova, které byly vytvořeny na základě pozorování pro roky 1989 - 1993. ve 123 městech. Použití pozdějších údajů se považuje za nevhodné, protože v souvislosti se snížením výroby se koncentrace nerozpuštěných látek, a tedy i kovů, významně snížily.

Dopad na zdraví. Mnoho kovů je složkou prachu a má významné účinky na zdraví.

Mangan vstupuje do atmosféry z emisí z podniků na metalurgii železa (60% všech emisí manganu), ze strojírenství a zpracování kovů (23%), z metalurgie neželezných kovů (9%), z mnoha malých zdrojů, například ze svařování.

Vysoké koncentrace manganu vedou k výskytu neurotoxických účinků, progresivnímu poškození centrálního nervového systému, pneumonii.
Nejvyšší koncentrace manganu (0,57 - 0,66 μg / m3) jsou pozorovány ve velkých centrech metalurgie: v Lipecku a Čerepovci a také v Magadanu. Většina měst s vysokou koncentrací Mn (0,23 - 0,69 μg / m 3) je soustředěna na poloostrově Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (viz mapa).

1991-1994 emise manganu z průmyslových zdrojů poklesly o 62%, průměrné koncentrace o 48%.

Měď je jedním z nejdůležitějších stopových prvků. Fyziologická aktivita mědi je spojena hlavně s jejím začleněním do aktivních center redoxních enzymů. Nedostatečný obsah mědi v půdě negativně ovlivňuje syntézu bílkovin, tuků a vitamínů a přispívá k neplodnosti rostlinných organismů. Měď se účastní procesu fotosyntézy a ovlivňuje absorpci dusíku rostlinami. Současně má nadměrná koncentrace mědi nepříznivý účinek na rostlinné a živočišné organismy.

V přírodních vodách se nejčastěji nacházejí sloučeniny Cu (II). Ze sloučenin Cu (I) jsou nejrozšířenější Cu20, Cu2S, CuCl, které jsou těžko rozpustné ve vodě. V přítomnosti ligandů ve vodném prostředí, spolu s rovnováhou disociace hydroxidu, je nutné vzít v úvahu vznik různých komplexních forem, které jsou v rovnováze s kovovými vodnými ionty.

Hlavním zdrojem mědi vstupující do přírodních vod jsou odpadní vody z chemického a metalurgického průmyslu, těžební vody, aldehydová činidla používaná k ničení řas. Měď se může objevit v důsledku koroze měděných trubek a jiných konstrukcí používaných ve vodovodních systémech. V podzemních vodách je obsah mědi důsledkem interakce vody s horninami, které ji obsahují (chalkopyrit, chalkokit, covelit, bornit, malachit, azurit, chrysacolla, brotantin).

Maximální přípustná koncentrace mědi ve vodě sanitárních vodních útvarů je 0,1 mg / dm 3 (limitujícím znakem škodlivosti je obecná sanitární), ve vodě rybářských vodních útvarů - 0,001 mg / dm 3.

Emise М (tisíc tun / rok) oxidu mědi a průměrné roční koncentrace q (μg / m3) mědi.

Měď vstupuje do ovzduší s emisemi z metalurgických zařízení. V pevných emisích je obsažen hlavně ve formě sloučenin, zejména oxidu měďnatého.

Podniky metalurgie neželezných kovů tvoří 98,7% všech antropogenních emisí tohoto kovu, z čehož 71% provádějí podniky koncernu Norilsk Nickel v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk a přibližně 25% emisí mědi je prováděné v Revdě, Krasnouralsku, Kolčuginu a dalších.

Jak je patrné z mapy, nejvyšší koncentrace mědi byly zaznamenány ve městech Lipetsk a Rudnaya Pristan. Koncentrace mědi také vzrostly ve městech poloostrova Kola, v Zapolyarny, Monchegorsku, Nikelu, Olenegorsku a také v Norilsku.

Emise mědi z průmyslových zdrojů poklesly o 34%, průměrné koncentrace o 42%.

Molybden

Sloučeniny molybdenu vstupují do povrchových vod v důsledku jejich vyluhování z exogenních minerálů obsahujících molybden. Molybden také vstupuje do vodních útvarů s odpadní vodou z koncentračních továren a podniků metalurgie neželezných kovů. Ke snížení koncentrace sloučenin molybdenu dochází v důsledku srážení těžko rozpustných sloučenin, procesů adsorpce minerálními suspenzemi a spotřeby rostlinných vodních organismů.

Molybden v povrchových vodách je hlavně ve formě MoO 4 2- ... Je velmi pravděpodobné, že bude existovat ve formě organominerálních komplexů. Možnost určité akumulace v koloidním stavu vyplývá ze skutečnosti, že produkty oxidace molybdenitu jsou sypké jemně dispergované látky.

V říčních vodách se molybden nachází v koncentracích od 2,1 do 10,6 μg / dm 3. Mořská voda obsahuje v průměru 10 μg / dm 3 molybdenu.

V malém množství je molybden nezbytný pro normální vývoj rostlinných a živočišných organismů. Molybden je součástí enzymu xanthinoxidázy. Při nedostatku molybdenu je enzym produkován v nedostatečném množství, což způsobuje negativní reakce v těle. Ve vysokých koncentracích je molybden škodlivý. Při nadbytku molybdenu je metabolismus narušen.

Maximální přípustná koncentrace molybdenu ve vodních útvarech pro sanitární a domácí použití je 0,25 mg / dm 3.

Arsen pochází z přírodních vod z minerálních pramenů, z oblastí mineralizace arsenu (pyrit arzeničitý, realgar, koření) a ze zón oxidace hornin polymetalických, měď-kobaltových a wolframových typů. Část arsenu pochází z půdy a také z rozkladu rostlinných a živočišných organismů. Spotřeba arsenu vodními organismy je jedním z důvodů poklesu jeho koncentrace ve vodě, který se nejzřetelněji projevuje v období intenzivního vývoje planktonu.

Významné množství arsenu vstupuje do vodních útvarů s odpadními vodami ze zpracovatelských závodů, odpady z výroby barviv, koželužnami a pesticidním průmyslem, jakož i ze zemědělských půd, kde se pesticidy používají.

V přírodních vodách jsou sloučeniny arsenu v rozpuštěném a suspendovaném stavu, jejichž poměr je určen chemickým složením vody a hodnotami pH. V rozpuštěné formě se arsen nachází v tris a pentavalentní formě, hlavně ve formě aniontů.

V neznečištěných říčních vodách se arsen obvykle nachází v mikrogramových koncentracích. V minerálních vodách může jeho koncentrace dosáhnout několika miligramů na 1 dm 3, v mořských vodách obsahuje v průměru 3 μg / dm 3, v podzemních vodách se nachází v koncentracích n. 10 5 μg / dm 3. Sloučeniny arsenu ve vysokých koncentracích jsou toxické pro tělo zvířat a lidí: inhibují oxidační procesy, inhibují přísun kyslíku do orgánů a tkání.

MPC v arsenu je 0,05 mg / dm 3 (limitující indikátor nebezpečí je hygienicko-toxikologický) a MPC br je 0,05 mg / dm 3.

Přítomnost niklu v přírodních vodách je dána složením hornin, kterými voda prochází: nachází se v místech ložisek sulfidových měďnatých a niklových rud a železo-niklových rud. Do vody se dostává z půdy a z rostlinných a živočišných organismů během jejich rozpadu. U modrozelených řas byl zjištěn zvýšený obsah niklu ve srovnání s jinými druhy řas. Sloučeniny niklu také vstupují do vodních útvarů s odpadní vodou z obchodů s niklováním, továren na syntetický kaučuk a továren na zpracování niklu. Spalování fosilních paliv doprovázejí obrovské emise niklu.

Jeho koncentrace se může snížit v důsledku srážení sloučenin, jako jsou kyanidy, sulfidy, uhličitany nebo hydroxidy (se zvýšením hodnot pH), v důsledku jeho spotřeby vodními organismy a adsorpčních procesů.

V povrchových vodách jsou sloučeniny niklu v rozpuštěném, suspendovaném a koloidním stavu, jejichž kvantitativní poměr závisí na složení vody, teplotě a hodnotách pH. Pohlcovači sloučenin niklu mohou být hydroxid železitý, organické látky, vysoce dispergovaný uhličitan vápenatý a jíly. Rozpuštěné formy jsou hlavně komplexní ionty, nejčastěji s aminokyselinami, huminovými a fulvokyselinami, a také ve formě silného kyanidového komplexu. Sloučeniny niklu se nejčastěji vyskytují v přírodních vodách, ve kterých je v oxidačním stavu +2. Sloučeniny Ni 3+ se obvykle tvoří v alkalickém prostředí.

Sloučeniny niklu hrají důležitou roli v hematopoetických procesech, jsou katalyzátory. Jeho zvýšený obsah má specifický účinek na kardiovaskulární systém... Nikl je jedním z karcinogenních prvků. Může způsobit dýchací potíže. Předpokládá se, že volné ionty niklu (Ni 2+) jsou asi dvakrát toxičtější než jeho komplexní sloučeniny.

Nikl vstupuje do atmosféry z podniků metalurgie neželezných kovů, které tvoří 97% veškerých emisí niklu, z nichž 89% pochází z podniků koncernu Norilsk Nickel se sídlem v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk.

Zvýšený obsah niklu v životním prostředí vede k výskytu endemických onemocnění, rakoviny průdušek. Sloučeniny niklu jsou klasifikovány jako karcinogenní skupina 1.

Mapa ukazuje několik bodů s vysokou průměrnou koncentrací niklu v lokalitách koncernu Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Emise niklu z průmyslové podniky snížil o 28%, průměrné koncentrace - o 35%.

Emise М (tisíce tun / rok) a průměrné roční koncentrace q (μg / m3) niklu.

Do přírodních vod vstupuje v důsledku procesů vyluhování minerálů obsahujících cín (kasiterit, stanin), jakož i odpadních vod z různých průmyslových odvětví (barvení tkanin, syntéza organických barviv, výroba slitin s přísadami cínu atd.) .

Toxický účinek cínu je malý.

V neznečištěných povrchových vodách se cín nachází v submikrogramových koncentracích. V podzemní vodě dosahuje její koncentrace jednotek mikrogramů na 1 dm 3. MPC v je 2 mg / dm 3.

Sloučeniny rtuti se mohou dostat do povrchových vod v důsledku loužení hornin v oblasti rtuti (cinabar, metacinnabar, livingstonit), v procesu rozkladu vodních organismů, které akumulují rtuť. Významné množství vstupuje do vodních útvarů s odpadní vodou z podniků vyrábějících barviva, pesticidy, léčiva a některé výbušniny. Uhelné tepelné elektrárny vypouštějí do atmosféry značné množství sloučenin rtuti, které se v důsledku mokré a suché depozice dostávají do vodních útvarů.

Ke snížení koncentrace rozpuštěných sloučenin rtuti dochází v důsledku jejich extrakce mnoha mořskými a sladkovodními organismy, které mají schopnost akumulovat je v koncentracích mnohonásobně vyšších, než je jejich obsah ve vodě, a také procesy adsorpce suspendovanými látkami a spodní sedimenty.

V povrchových vodách jsou sloučeniny rtuti v rozpuštěném a suspendovaném stavu. Poměr mezi nimi závisí na chemickém složení vody a hodnotách pH. Suspendovaná rtuť je sorbované sloučeniny rtuti. Rozpuštěné formy jsou nedisociované molekuly, komplexní organické a minerální sloučeniny. Rtuť může být přítomna ve vodě ve vodních útvarech ve formě sloučenin metylortuti.

Sloučeniny rtuti jsou vysoce toxické, působí na lidský nervový systém, způsobují změny na sliznici, zhoršují motorické funkce a sekreci gastrointestinální trakt, změny v krvi atd. Procesy bakteriální methylace jsou zaměřeny na tvorbu sloučenin methylrtuti, které jsou mnohokrát toxičtější než minerální soli rtuti. Sloučeniny rtuti se hromadí v rybách a mohou se dostat do lidského těla.

MPC ve rtuti je 0,0005 mg / dm 3 (mezní známka škodlivosti je hygienická a toxikologická), MPC bp je 0,0001 mg / dm 3.

Přirozeným zdrojem olova vstupujícího do povrchových vod jsou procesy rozpouštění endogenních (galenitových) a exogenních (anglesit, cerussit atd.) Minerálů. Významné zvýšení obsahu olova v životním prostředí (i v povrchových vodách) je spojeno se spalováním uhlí, používáním tetraethyl olova jako protikusového činidla v motorových palivech s jeho odstraňováním do vodních útvarů s odpadními vodami ze závodů na zpracování rud , některá hutnická zařízení, chemický průmysl, doly atd. Významnými faktory při snižování koncentrace olova ve vodě jsou jeho adsorpce suspendovanými pevnými látkami a depozice s nimi ve spodních sedimentech. Mezi jinými kovy je olovo extrahováno a akumulováno vodními organismy.

Olovo se nachází v přírodních vodách v rozpuštěném a suspendovaném (sorbovaném) stavu. V rozpuštěné formě se vyskytuje ve formě minerálních a organominerálních komplexů, stejně jako jednoduchých iontů, v nerozpustné formě, zejména ve formě sulfidů, síranů a uhličitanů.

V říčních vodách se koncentrace olova pohybuje od desetin do několika mikrogramů na 1 dm 3. I ve vodě vodních útvarů sousedících s oblastmi polymetalických rud dosahuje jeho koncentrace zřídka desítek miligramů na 1 dm 3. Pouze v chloridových termálních vodách dosahuje koncentrace olova někdy několik miligramů na 1 dm 3.

Omezujícím ukazatelem škodlivosti olova je sanitární a toxikologický údaj. MPC v olově je 0,03 mg / dm 3, MPC br je 0,1 mg / dm 3.

Olovo je obsaženo v emisích z metalurgie, zpracování kovů, elektrotechnického, petrochemického a automobilového průmyslu.

Zdravotní účinky olova nastávají vdechováním vzduchu obsahujícího olovo a požitím olova z potravin, vody a prachových částic. Olovo se hromadí v těle, kostech a povrchových tkáních. Olovo ovlivňuje ledviny, játra, nervový systém a orgány tvořící krev. Starší lidé a děti jsou obzvláště citliví na i nízké dávky olova.

Emise М (tis. Tun / rok) a průměrné roční koncentrace q (μg / m3) olova.

Tetraethyl olovo

Do přírodních vod vstupuje díky svému použití jako protiblokovací činidlo v motorovém palivu vody vozidloa také s povrchovým odtokem z městských oblastí.

Tato látka je vysoce toxická a má kumulativní vlastnosti.

Zdrojem stříbra vstupujícího do povrchových vod jsou podzemní vody a odpadní vody z dolů, koncentračních zařízení, fotografických podniků. Zvýšený obsah stříbra je spojen s používáním baktericidních a algicidních přípravků.

V odpadních vodách může být stříbro přítomno v rozpuštěné a suspendované formě, většinou ve formě halogenidových solí.

V neznečištěných povrchových vodách se stříbro nachází v submikrogramových koncentracích. V podzemních vodách se koncentrace stříbra pohybuje od jednotek do desítek mikrogramů na 1 dm 3, v mořské vodě - v průměru 0,3 μg / dm 3.

Ionty stříbra jsou schopné ničit bakterie a sterilizovat vodu i v nevýznamné koncentraci (spodní hranice baktericidního působení iontů stříbra je 2,10 - 11 mol / dm 3). Role stříbra v těle zvířat a lidí není dobře známa.

Maximální koncentrační limit pro stříbro je 0,05 mg / dm 3.

Antimon vstupuje do povrchových vod v důsledku vyluhování antimonových minerálů (stibnit, senarmontit, valentinit, servantit, stibiokanit) a odpadních vod z továren na výrobu gumy, skla, barvení a zápalek.

V přírodních vodách jsou sloučeniny antimonu v rozpuštěném a suspendovaném stavu. Za redoxních podmínek typických pro povrchové vody může existovat jak trojmocný, tak pětimocný antimon.

V neznečištěných povrchových vodách se antimon nachází v submikrogramových koncentracích, v mořské vodě dosahuje koncentrace 0,5 μg / dm 3, v podzemních vodách - 10 μg / dm 3. MPC v antimonu je 0,05 mg / dm 3 (limitující indikátor nebezpečí je hygienický a toxikologický), MPC br je 0,01 mg / dm 3.

Sloučeniny trojmocného a šestimocného chrómu vstupují do povrchových vod v důsledku vyluhování z hornin (chromit, crocoit, uvarovit atd.). Některá množství pocházejí z rozkladu organismů a rostlin z půdy. Významné množství může vstoupit do nádrží s odpadní vodou z galvanických dílen, barvíren textilních podniků, koželužen a podniků chemického průmyslu. Snížení koncentrace iontů chrómu lze pozorovat v důsledku jejich spotřeby vodními organismy a adsorpčních procesů.

V povrchových vodách jsou sloučeniny chrómu v rozpuštěném a suspendovaném stavu, jejichž poměr závisí na složení vody, teplotě a pH roztoku. Suspendované sloučeniny chrómu jsou hlavně sorbované sloučeniny chrómu. Pohlcovači mohou být jíly, hydroxid železitý, jemně rozptýlený usazovací uhličitan vápenatý, zbytky rostlinných a živočišných organismů. V rozpuštěné formě může být chrom ve formě chromanů a dichromanů. Za aerobních podmínek se Cr (VI) transformuje na Cr (III), jehož soli v neutrálním a alkalickém prostředí jsou hydrolyzovány uvolňováním hydroxidu.

V neznečištěných a mírně znečištěných říčních vodách se obsah chromu pohybuje od několika desetin mikrogramu na litr do několika mikrogramů na litr, ve znečištěných vodních útvarech dosahuje několika desítek a stovek mikrogramů na litr. Průměrná koncentrace v mořských vodách je 0,05 μg / dm 3, v podzemních vodách, obvykle do n. 10 - n. 10 2 μg / dm 3.

Sloučeniny Cr (VI) a Cr (III) ve zvýšeném množství mají karcinogenní vlastnosti. Sloučeniny Cr (VI) jsou nebezpečnější.

Vstupuje do přírodních vod v důsledku přírodních procesů ničení a rozpouštění hornin a minerálů (sfalerit, zinit, goslarit, smithsonit, kalamín), stejně jako s odpadními vodami z továren na zpracování rud a galvanických dílen, výroby pergamenového papíru, minerálních barev , viskózové vlákno a dr.

Ve vodě existuje hlavně v iontové formě nebo ve formě svých minerálních a organických komplexů. Někdy se vyskytuje v nerozpustných formách: ve formě hydroxidu, uhličitanu, sulfidu atd.

V říčních vodách se koncentrace zinku obvykle pohybuje od 3 do 120 μg / dm 3, v mořských vodách - od 1,5 do 10 μg / dm 3. Obsah v rudě a zejména v důlních vodách s nízkými hodnotami pH může být významný.

Zinek je jedním z aktivních stopových prvků, které ovlivňují růst a normální vývoj organismů. Současně je mnoho sloučenin zinku toxických, zejména jeho síranů a chloridů.

MPC v Zn 2+ je 1 mg / dm 3 (omezující nebezpečí je organoleptické), MPC bp pro Zn 2+ je 0,01 mg / dm 3 (omezující riziko je toxikologické).

Těžké kovy již zaujímají druhé místo z hlediska nebezpečí, produkují pesticidy a výrazně před tak široce známými znečišťujícími látkami, jako je oxid uhličitý a síra, podle prognózy by se měly stát nejnebezpečnějšími a nebezpečnějšími než jaderný odpad a pevný odpad. Znečištění těžkými kovy je spojeno s jejich širokým využitím v průmyslové výrobě ve spojení se slabými čisticími systémy, v důsledku čehož těžké kovy vstupují do životního prostředí, včetně půdy, znečišťují ji a otravují.

Těžké kovy patří mezi prioritní znečišťující látky, které je třeba sledovat ve všech prostředích. V různých vědeckých a aplikovaných pracích autoři interpretují význam pojmu „těžké kovy“ různými způsoby. V některých případech zahrnuje definice těžkých kovů prvky související s křehkými (například bismut) nebo metaloidy (například arsen).

Půda je hlavním médiem, do kterého vstupují těžké kovy, a to i z atmosféry a vodního prostředí. Slouží také jako zdroj sekundárního znečištění povrchového vzduchu a vod, které z něj vstupují do Světového oceánu. Z půdy jsou těžké kovy asimilovány rostlinami, které poté vstupují do potravy vysoce organizovaných zvířat.

3.3. Intoxikace olovem

Olovo je v současné době na prvním místě mezi příčinami průmyslové otravy. To je způsobeno jeho širokým využitím v různých průmyslových odvětvích. Pracovníci, kteří extrahují olověnou rudu, v závodech na tavení olova, při výrobě baterií, při pájení, v tiskárnách, při výrobě křišťálového skla nebo keramiky, olovnatého benzínu, barev olova atd., Jsou vystaveni olovu. atmosférické ovzduší, půda a voda v blízkosti těchto průmyslových odvětví, jakož i v blízkosti hlavních dálnic, představují nebezpečí úrazu pro obyvatelstvo žijící v těchto oblastech, zejména pro děti, které jsou citlivější na účinky těžkých kovů.

Je třeba s politováním konstatovat, že v Rusku neexistuje žádná státní politika týkající se právní, regulační a ekonomické regulace dopadu olova na životní prostředí a veřejné zdraví, snižování emisí (vypouštění, odpadu) olova a jeho sloučenin do životního prostředí , a úplné zastavení výroby benzínů obsahujících olovo.

Vzhledem k mimořádně neuspokojivé pedagogické práci, která má vysvětlit populaci stupeň nebezpečí expozice těžkým kovům na lidském těle, v Rusku počet kontingentů, kteří mají profesionální kontakt s olovem, neklesá, ale postupně roste. Případy chronické intoxikace olovem byly zaznamenány ve 14 průmyslových odvětvích v Rusku. Mezi nejvýznamnější patří elektrotechnický průmysl (výroba baterií), výroba nástrojů, tisk a metalurgie neželezných kovů, ve které je intoxikace způsobena více než 20krát nebo vícekrát maximální přípustnou koncentrací (MPC) olova ve vzduchu pracovního plocha.

Automobilové výfukové plyny jsou významným zdrojem olova, protože polovina Ruska stále používá olovnatý benzín. Hlavním zdrojem znečištění životního prostředí však zůstávají metalurgické závody, zejména tavírny mědi. A jsou tu vůdci. Sverdlovská oblast má 3 největší zdroje emisí olova v zemi: ve městech Krasnouralsk, Kirovograd a Revda.

Komíny krasnouralské huti na tavení mědi, postavené v letech Stalinovy \u200b\u200bindustrializace a za použití zařízení z roku 1932, chrlí na 34-tisícové město každoročně 150-170 tun olova a vše pokryje olověným prachem.

Koncentrace olova v půdě Krasnouralsku se pohybuje od 42,9 do 790,8 mg / kg s maximální přípustnou koncentrací MPC \u003d 130 μ / kg. Vzorky vody ve vodovodu sousední vesnice. Oktyabrsky, napájený zdrojem podzemní vody, zaznamenal přebytek MPC až dvakrát.

Znečištění životního prostředí olovem ovlivňuje lidské zdraví. Expozice olovu ovlivňuje ženský a mužský reprodukční systém. Pro těhotné ženy a plodného věku Zvýšené hladiny olova v krvi představují zvláštní nebezpečí, protože olovo zhoršuje menstruační funkci a předčasný porod, potraty a smrt plodu jsou častější kvůli pronikání olova přes placentární bariéru. Novorozenci mají vysokou úmrtnost.

Otrava olovem je pro malé děti extrémně nebezpečná - ovlivňuje vývoj mozku a nervového systému. Testování 165 dětí z Krasouralsku starších 4 let odhalilo významné zpoždění mentálního vývoje u 75,7% a u 6,8% vyšetřovaných dětí byla zjištěna mentální retardace, včetně oligofrenie.

Děti předškolní věk nejvíce náchylní ke škodlivým účinkům olova, protože jejich nervový systém je v procesu tvorby. I při nízkých dávkách otrava olovem způsobuje snížení intelektuálního vývoje, pozornosti a schopnosti soustředit se, zpoždění čtení a vede k rozvoji agresivity, hyperaktivity a dalších problémů v chování dítěte. Tyto vývojové odchylky mohou být dlouhodobé a nevratné. Nízká porodní hmotnost, zakrnění a ztráta sluchu jsou také důsledkem otravy olovem. Vysoké dávky intoxikace vedou k mentální retardaci, kómatu, křečím a smrti.

Bílá kniha, kterou zveřejnili ruští odborníci, uvádí, že znečištění olovem pokrývá celou zemi a je jednou z mnoha ekologických katastrof v bývalém Sovětském svazu, o nichž se v posledních letech dozvídáme. Většina území Ruska zažívá zatížení depozicí olova přesahující kritické pro normální fungování ekosystémy. V desítkách měst je koncentrace olova ve vzduchu a půdě vyšší než hodnoty odpovídající MPC.

Nejvyšší úroveň znečištění ovzduší olovem, která překračuje MPC, byla zaznamenána ve městech Komsomolsk nad Amurem, Tobolsk, Ťumeň, Karabaš, Vladimir, Vladivostok.

Maximální množství depozice olova vedoucí k degradaci suchozemských ekosystémů lze pozorovat v regionech Moskva, Vladimir, Nižnij Novgorod, Riazan, Tula, Rostov a Leningrad.

Stacionární zdroje jsou odpovědné za vypouštění více než 50 tun olova ve formě různých sloučenin do vodních útvarů. Současně 7 továren na baterie každoročně vypustí 35 tun olova kanalizací. Analýza distribuce vypouštění olova do vodních útvarů na území Ruska ukazuje, že leningradské, Jaroslavlské, Permské, Samarské, Penzské a Orelské oblasti jsou vůdčími osobami v tomto typu zatížení.

Země potřebuje naléhavá opatření ke snížení znečištění olovem, ale ekonomická krize v Rusku dosud zastiňuje problémy životního prostředí. V dlouhodobé průmyslové depresi chybí Rusku prostředky na odstranění starého znečištění, ale pokud se ekonomika začne zotavovat a továrny se vrátí do práce, znečištění se může jen prohloubit.

10 nejvíce znečištěných měst bývalého SSSR

(Kovy jsou uvedeny v sestupném pořadí podle úrovně priority pro dané město)

4. Hygiena půdy. Nakládání s odpady.

Půda ve městech a dalších sídlech a jejich okolí se dlouho liší od přírodní, biologicky cenné půdy, která hraje důležitou roli při udržování ekologické rovnováhy. Půda ve městech podléhá stejným škodlivým účinkům jako městské ovzduší a hydrosféra, a proto všude dochází k významné degradaci. Hygiena půdy není věnována dostatečná pozornost, i když její význam jako jedné z hlavních složek biosféry (vzduch, voda, půda) a biologického faktoru životního prostředí je ještě významnější než voda, protože její množství (především kvalita podzemní vody) je dána stavem půdy a je nemožné tyto faktory od sebe oddělit. Půda má schopnost biologického samočištění: v půdě dochází ke štěpení odpadu, který se do ní dostal, a k jeho mineralizaci; nakonec půda kompenzuje ztracené minerály.

Ztratí-li se v důsledku přetížení půdy některá ze složek její mineralizační schopnosti, nevyhnutelně to povede k narušení samočisticího mechanismu a k úplné degradaci půdy. A naopak, vytvoření optimálních podmínek pro samočištění půdy přispívá k zachování ekologické rovnováhy a podmínek pro existenci všech živých organismů, včetně lidí.

Proto se problém neutralizace odpadů, které mají škodlivý biologický účinek, neomezuje pouze na otázku jejich odstraňování; jde o složitější hygienický problém, protože půda je spojnicí mezi vodou, vzduchem a lidmi.

4.1. Úloha půdy v metabolismu

Biologický vztah mezi půdou a lidmi se provádí hlavně prostřednictvím metabolismu. Půda je jakoby dodavatelem minerálů nezbytných pro metabolický cyklus, pro růst rostlin, konzumovaných lidmi a býložravci, konzumovaných střídavě lidmi a masožravci. Půda tedy poskytuje potravu mnoha zástupcům flóry a fauny.

V důsledku toho zhoršení kvality půdy, pokles její biologické hodnoty, schopnost samočistit, způsobuje biologickou řetězovou reakci, která v případě dlouhodobých škodlivých účinků může vést k různým zdravotním poruchám populace . Navíc, pokud se mineralizační procesy zpomalí, mohou se dusičnany, dusík, fosfor, draslík atd., Vznikající při rozkladu látek, dostat do podzemních vod používaných pro pitnou potřebu a způsobit vážná onemocnění (například dusičnany mohou způsobit methemoglobinemii, zejména u dětí dětství).

Spotřeba vody z půdy chudé na jód může vést k endemické strumě atd.

4.2. Ekologický vztah mezi půdou a vodou a kapalným odpadem (odpadní voda)

Člověk extrahuje vodu z půdy, což je nezbytné pro udržení metabolických procesů a života samotného. Kvalita vody závisí na stavu půdy; vždy odráží biologický stav dané půdy.

To platí zejména pro podzemní vody, jejichž biologická hodnota je významně dána vlastnostmi půdy a půdy, schopností samočistit půdu, její filtrační schopností, složením její makroflóry, mikrofauny atd.

Přímý účinek půdy na povrchové vody je již méně významný, je spojen hlavně se srážkami. Například po silných deštích jsou z půdy vyplavovány různé znečišťující látky do otevřených vodních ploch (řeky, jezera), včetně umělých hnojiv (dusík, fosfáty), pesticidů, herbicidů, v oblastech krasu, rozbitých sedimentů, mohou do nich pronikat znečišťující látky praskliny do hlubin podzemní vody.

Nedostatečné čištění odpadních vod může také způsobit škodlivé biologické účinky na půdu a nakonec vést k její degradaci. Proto je ochrana půdy v sídlech jedním z hlavních požadavků na ochranu životního prostředí obecně.

4.3. Limity zatížení půdy pro tuhý odpad (domácí a komunální odpad, průmyslový odpad, suchý kal po sedimentaci splašků, radioaktivní látky atd.)

Problém je umocněn skutečností, že v důsledku tvorby stále více tuhého odpadu ve městech je půda v jejich okolí vystavena stále většímu stresu. Vlastnosti a složení půdy se zhoršují stále rychlejším tempem.

Z 64,3 milionů tun papíru vyrobeného v USA odpadá 49,1 milionu tun (z toho 26 milionů tun „dodává“ domácnost a 23,1 milionu tun - obchodní síť).

V souvislosti s výše uvedeným je ukládání a konečné uložení pevného odpadu velmi významným a obtížněji realizovatelným hygienickým problémem v kontextu rostoucí urbanizace.

Konečná likvidace pevného odpadu v kontaminované půdě je možná. Vzhledem k neustále se zhoršující kapacitě samočištění městské půdy je však konečné uložení odpadu zakopaného v zemi nemožné.

Osoba by mohla úspěšně využít biochemické procesy probíhající v půdě k neutralizaci tuhého odpadu, jeho detoxikační a dezinfekční schopnosti, ale městská půda se v důsledku staletí lidského života ve městech a jeho činností stala pro tento účel dlouho nevhodnou .

Mechanismy samočištění, mineralizace, vyskytující se v půdě, role bakterií a enzymů, které se na nich podílejí, jakož i meziprodukty a konečné produkty rozkladu látek jsou dobře známy. V současné době je výzkum zaměřen na identifikaci faktorů zajišťujících biologickou rovnováhu přírodní půdy a na objasnění otázky, kolik pevného odpadu (a jaké je jeho složení) může vést k narušení biologické rovnováhy půdy.

Množství domácího odpadu (odpadu) na obyvatele některých velkých měst na světě

Je třeba poznamenat, že hygienický stav půdy ve městech v důsledku jejího přetížení se rychle zhoršuje, ačkoli hlavním hygienickým požadavkem pro udržení biologické rovnováhy je schopnost půdy samočistit se. Půda ve městech již není schopná zvládnout svůj úkol bez lidské pomoci. Jedinou cestou z této situace je úplná neutralizace a likvidace odpadu v souladu s hygienickými požadavky.

Výstavba komunálních zařízení by proto měla být zaměřena na zachování přirozené schopnosti půdy samočistit se, a pokud se tato schopnost již stala neuspokojivou, musí být obnovena umělými prostředky.

Nejnepříznivější je toxický účinek průmyslového odpadu - kapalného i pevného. Rostoucí množství takového odpadu se dostává do půdy, s níž není schopen se vyrovnat. Například byla zjištěna kontaminace půdy arsenem v blízkosti superfosfátových továren (v okruhu 3 km). Jak víte, některé pesticidy, například sloučeniny organického chloru, které se dostanou do půdy, se dlouho nerozkládají.

Totéž platí pro některé syntetické obalové materiály (PVC, polyetylén atd.).

Některé toxické sloučeniny se dříve či později dostanou do podzemních vod, v důsledku čehož je narušena nejen biologická rovnováha půdy, ale také kvalita podzemních vod se zhoršuje natolik, že již nemohou být použity jako pitná voda.

Procento množství základních syntetických materiálů obsažených v domovním odpadu (odpadky)

* Spolu s dalšími plasty tvrditelnými teplem.

Problém odpadu se dnes zvýšil také proto, že část odpadu, zejména lidské a zvířecí výkaly, se používá k hnojení zemědělské půdy [výkaly obsahují značné množství dusíku -0,4-0,5%, fosforu (P20z) -0,2-0, 6%, draslík (K? 0) - 0,5 - 1,5%, uhlík - 5 - 15%]. Tento problém města se rozšířil do městského prostředí.

4.4. Úloha půdy při šíření různých chorob

Při distribuci hraje roli půda infekční choroby... Toto hlásili již v minulém století Petterkoffer (1882) a Fodor (1875), kteří objasnili hlavně úlohu půdy při šíření střevních chorob: cholera, tyfus, úplavice atd. Rovněž upozornili na skutečnost, že některé bakterie a viry si v půdě zachovávají životaschopnost a virulenci po celé měsíce. Řada autorů následně potvrdila svá pozorování, zejména ve vztahu k městské půdě. Například původce cholery zůstává životaschopný a patogenní v podzemních vodách od 20 do 200 dnů, původce tyfu ve stolici - od 30 do 100 dnů, původce paratyfidové horečky - od 30 do 60 dnů. (Z hlediska šíření infekčních chorob představuje městská půda mnohem větší nebezpečí než půda na polích hnojených hnojem.)

Pro stanovení stupně znečištění půdy používá řada autorů definici bakteriálního počtu (E. coli), stejně jako při určování kvality vody. Jiní autoři považují za účelné stanovit kromě toho počet termofilních bakterií účastnících se procesu mineralizace.

Šíření infekčních chorob půdou je do značné míry usnadněno zavlažováním půdy odpadními vodami. V tomto případě se také zhoršují mineralizační vlastnosti půdy. Zavlažování odpadních vod by proto mělo být prováděno pod neustálým přísným hygienickým dohledem a pouze mimo městskou oblast.

4.5. Škodlivé účinky hlavních druhů znečišťujících látek (tuhý a kapalný odpad) vedoucí k degradaci půdy

4.5.1. Neutralizace kapalného odpadu v půdě

V řadě sídel, která nemají kanalizaci, je určitý odpad, včetně hnoje, v půdě neutralizován.

Jak víte, toto je nejjednodušší způsob neutralizace. Je to však přípustné, pouze pokud se jedná o biologicky úplnou půdu, která si zachovává schopnost samočistit, což není typické pro městské půdy. Pokud půda již tyto vlastnosti nemá, je v zájmu její ochrany před další degradací potřeba složitých technických struktur pro neutralizaci kapalného odpadu.

Na mnoha místech je odpad neutralizován v kompostovnách. Toto řešení je technicky náročné. Kromě toho jsou kapaliny schopné pronikat do půdy na poměrně velké vzdálenosti. Úkol je dále komplikován skutečností, že městské odpadní vody obsahují rostoucí množství toxických průmyslových odpadů, které zhoršují mineralizační vlastnosti půdy v ještě větší míře než lidské a zvířecí výkaly. Proto je přípustné odvádět do kompostovacích jímek pouze odpadní vodu, která byla předtím usazena. Jinak je filtrační kapacita půdy narušena, pak půda ztrácí své další ochranné vlastnosti, postupně dochází k ucpávání pórů atd.

Použití lidských výkalů k zavlažování zemědělských polí představuje druhou metodu neutralizace kapalného odpadu. Tato metoda představuje dvojí hygienické riziko: zaprvé může přetížit půdu; zadruhé, tento odpad se může stát vážným zdrojem infekce. Proto musí být výkaly nejprve dezinfikovány a vhodně ošetřeny a teprve poté použity jako hnojivo. Srazí se zde dva protichůdné pohledy. Podle hygienických požadavků jsou výkaly téměř úplně zničeny a z hlediska národního hospodářství představují cenné hnojivo. Čerstvé výkaly nelze použít k zalévání zeleninových zahrad a polí, aniž byste je nejdříve dezinfikovali. Pokud je přesto nutné použít čerstvé výkaly, vyžadují takový stupeň neutralizace, že již nepředstavují téměř žádnou hodnotu jako hnojivo.

Výkaly lze použít jako hnojivo pouze ve speciálně určených oblastech - s neustálou hygienickou a hygienickou kontrolou, zejména nad stavem podzemních vod, množstvím much atd.

Požadavky na likvidaci a neutralizaci zvířecích výkalů se v zásadě neliší od požadavků na neutralizaci lidských výkalů.

Hnoje donedávna představovalo v zemědělství zásadní zdroj cenných živin potřebných ke zlepšení úrodnosti půdy. V posledních letech však hnůj ztratil svůj význam, částečně kvůli mechanizaci zemědělství a částečně kvůli rostoucímu používání umělých hnojiv.

Při absenci vhodného ošetření a neutralizace je nebezpečný také hnůj, stejně jako neneutralizované lidské výkaly. Před transportem na pole se proto hnoj nechá zrát, aby během této doby (při teplotě 60-70 ° C) mohly nastat nezbytné biotermální procesy. Poté je hnůj považován za „dospělý“ a zbavený většiny patogenů v něm obsažených (bakterie, vajíčka červů atd.).

Mělo by se pamatovat na to, že sklady hnoje mohou být ideální živnou půdou pro mouchy, které mohou šířit různé střevní infekce. Je třeba poznamenat, že mouchy pro reprodukci si nejraději vybírají prasečí hnůj, pak koně, ovce a v neposlední řadě krávu. Před odstraněním hnoje na pole musí být ošetřeno insekticidními prostředky.

4.5.2. Neutralizace pevného odpadu v půdě.

Pevný odpad dnes roste alarmujícím tempem všude.

Odstraňování a ukládání pevného odpadu v sídlech je problémem kapitálového významu. I dnes však na většině míst používají nejprimitivnější metody ničení odpadu, nepoužívají téměř žádné technické struktury, ale spoléhají se pouze na mineralizační kapacitu půdy.

Hledání nejúčinnějších způsobů nakládání s pevným odpadem je zásadní otázkou. Problém je umocněn skutečností, že významnou část městské oblasti s tvrdým povrchem (silnice, ulice, chodníky) nelze použít pro skládky.

Zpracování pevného odpadu zahrnuje: sběr, likvidaci odpadu a likvidaci.

4.5.2.1. Sběr a odvoz odpadu.

Nejvhodnější je sbírat domácí odpad v bytech v plastovém kbelíku s víkem na pedál. Poté jsou odpadky umístěny do zvláštních kontejnerů (košů) na dvoře nebo jsou dříve vyhozeny do odpadkového žlabu. Druhá metoda je pro obyvatele pohodlnější a také hygieničtější, protože není třeba nechat odpadky v bytě, než je vezmete do kontejneru. Nevýhodou odpadkového žlabu je, že je obtížné udržovat jej čistý. Obzvláště úspěšná je kombinace odpadního žlabu se spalovnou odpadu umístěnou v suterénu.

Pro neutralizaci domácího odpadu je nejvhodnější použít mlecí zařízení připojené k dřezu (dřezu) v kuchyni. Drcený odpad jde přímo do kanalizace. Tato metoda má však několik nevýhod. Například problém odstraňování drceného domácího odpadu z uzavřené kanalizační sítě dosud nebyl vyřešen. Samotná technika drcení odpadu má řadu nevýhod. V USA, kde je tato metoda velmi rozšířená, proto často dochází k přetížení kanalizační sítě.

Z hygienického hlediska si tato metoda zaslouží pozornost, protože kuchyňský odpad na jedné straně nepředstavuje přetížení půdy, které nakonec spadá, na druhé straně je tento způsob ekonomický, protože přeprava odpadu se stává zbytečným a není třeba vykládat půdu pod skládkami.

Velké obytné budovy s více bytovými jednotkami, velké instituce a podniky, které mají odpadový žlab, ale bez pece na spalování odpadů, je vhodné dodávat kontejnery s velkou kapacitou (500-3000 litrů). Kontejnery jsou dodávány speciálními kamiony s jeřábem na skládku nebo do spalovny. Nevýhodou použití kontejnerů je, že odpadky nelze zhutnit. V blízkosti velkých obytných budov je nutné vybavit speciální prostory pro kontejnery.

Na některých místech, kde odpadky nejsou pravidelně odstraňovány, jsou nuceni stavět uzavřené „domky“ z betonu pro sběr a dočasné uložení odpadu. Tyto „domy“ by měly být nejméně 20 m od obytných budov a měla by existovat přístupová cesta pro popelářské vozy. Dveře „domů“ by měly být neustále zavírány, aby se nezměnily v hnízdiště much a nešířily vůni kolem nich.

Jedním z důležitých úkolů je udržovat ulice města čisté. Sběr a přeprava pouličního odpadu, čištění chodníků speciálními stroji, mytí a zalévání ulic, dostatečný počet odpadkových košů v nejrušnějších částech města (na zastávkách veřejné dopravy, v parcích a na náměstích), odklízení sněhu v zimě a příslušná údržba chodníků a chodníků během ledu (pomocí písku nebo soli) jsou nejdůležitějšími součástmi tohoto úkolu.

Pouliční odpad může obsahovat patogeny, včetně tuberkulózy, tetanu, patogenů antraxu, různých patogenních koků atd. Nakonec kluzké ulice mohou způsobit vážné nehody (v důsledku zranění).

Kontejnery na odpad se vytahují na speciálně vybavená popelářská vozidla, ve kterých se odpad zhutňuje. V poslední době se rozšířil sběr odpadu v plastových nebo papírových pytlích. Tento způsob sběru odpadu je hygieničtější než sběr do kontejnerů, protože při přepravě pytlů nevzniká prach a je možné třídění odpadu (na hořlavé - nehořlavé látky, syntetické materiály atd.).

4.5.2.2. Konečná likvidace a likvidace pevného odpadu.

Nejběžnějším způsobem nakládání s pevným odpadem je zaplňování roklí a kamenolomů (například na území bývalých cihelen). Na těchto pozemcích se následně zřizují městské parky, staví se obytné domy atd.

Nejjednodušší verzi této metody představují skládky otevřeného města. Tato možnost je z hygienického a hygienického hlediska neuspokojivá (půda a podzemní vody jsou znečištěné, na skládkách se množí mouchy, krysy atd.). Likvidace odpadu na otevřených skládkách by proto měla být považována pouze za vynucené řešení problému, skládka by měla být umístěna ve vzdálenosti minimálně 1 km od zastavěné části města.

Takzvanou „sanitární skládku“ přijatou v USA lze považovat za vylepšenou hygienickou možnost, metodu, která se později rozšířila i do dalších zemí světa. Dodané odpadky jsou vyhozeny do předem vykopaných příkopů, poté jsou zhutněny (zhutněny) a pokryty vrstvou zeminy o tloušťce 70-80 cm.

Tato vylepšená verze konečného ukládání a ukládání odpadu má však určité nevýhody. Nejprve se každý rok zvyšuje množství tuhého odpadu, takže každý rok je třeba odstraňovat odpad stále více a více území.

Z hygienického hlediska lze druhý způsob nakládání s odpady považovat za uspokojivý. V případě potřeby jej lze použít také v zastavěné městské oblasti. Výhodou metody je, že ji lze použít v jakémkoli prostoru, navíc díky zaplnění roklí a jám odpadem lze obnovené pozemky využívat k různým účelům. Jeho nevýhodou je potřeba poměrně velkých ploch a likvidace odpadu je stále neúplná. Kromě toho nelze použít organické látky požadované v zemědělství.

Spalování odpadu z hygienického hlediska je nejpřijatelnější, a proto se rozšířilo po celém světě. Také se výrazně zlepšil proces spalování; každý rok se staví stále pokročilejší spalovny odpadu.

První spalovny se svými nízkými komíny silně znečišťovaly vzduch, do kterého se dostávalo značné množství prachu a popela (až 13 mg / m 3). Moderní spalovny jsou vybaveny speciálním zařízením vhodným ke spalování nejen běžného odpadu, ale také odpadu z polyvinylchloridu a jiných syntetických materiálů (plastů). Trubky nových továren jsou vyšší a jsou vybaveny elektrickými prachovými filtry. Tyto továrny mohou být také umístěny v zastavěné městské oblasti. Tato metoda likvidace odpadu umožňuje snížit náklady na přepravu odpadu a poskytuje významné ekonomické výhody.

Nevýhodou této metody je, že výstavba moderních spaloven odpadu je spojena s významnými investicemi. Kromě toho jsou provozní náklady také poměrně vysoké. Provoz spaloven je ekonomický pouze ve velkých městech s hustými budovami (s počtem obyvatel nejméně 400–600 tisíc). V takových městech neexistují žádné podmínky pro odstraňování odpadu jinými metodami a jediným přijatelným způsobem je spalování odpadu.

Místní spalovny odpadu jsou oprávněné v továrnách na plasty, v zařízeních, kde je odpad kontaminován, a musí být spalovány na místě (nemocnice, některé výzkumné instituce atd.).

4.6. Odstranění radioaktivního odpadu.

Jakýkoli druh radioaktivního odpadu podléhá speciálnímu zacházení a likvidaci.

V době míru vznikají radioaktivní odpady pouze v podnicích, které produkují radioaktivní látky a používají je při své práci (jaderné reaktory, podniky, které jim slouží atd.). Malé množství radioaktivního odpadu vzniká v laboratořích radioaktivních izotopů některých vědecko-výzkumných institucí v USA nemocnice (oddělení radioterapie, laboratoře radioaktivních izotopů atd.) a také v některých průmyslových a zemědělských podnicích pracujících s radioaktivními látkami.

Vzhledem k tomu, že radioaktivní látky ionizují to, s čím přicházejí do styku, včetně lidského těla, je prakticky nemožné je vyloučit a vzhledem k jejich kumulativnímu účinku jsou mnohem nebezpečnější než běžný odpad.

V současné době existují dva způsoby, jak odstranit radioaktivní odpad: radioaktivní látky s nízkou aktivitou se opakovaně ředí a vrhají do životního prostředí (například odpadní vody kontaminované nízkoaktivními látkami s krátkým poločasem se uvolňují do kanalizační sítě; plynné radioaktivní látky látky se uvolňují vysokými trubkami do vzduchu atd.). Tato metoda již není vhodná pro neutralizaci vysoce radioizotopového odpadu s dlouhým poločasem rozpadu. Tyto radioaktivní látky jsou nejprve koncentrovány a poté umístěny do zvláštních skladovacích zařízení. Zároveň je nutné dbát na to, aby radioaktivní odpad nepronikal do životního prostředí (do půdy, povrchových vod, do ovzduší atd.).

Radioaktivní odpad je skladován ve speciálních kontejnerech ponořených do země (kontejnery) nebo v hlubinných železobetonových vrtech (dolech). Protože půda a podzemní voda musí být co nejvíce chráněny před radioaktivní kontaminací, musí být stěny studny absolutně těsné. Přes všechna přijatá preventivní opatření je nutné neustále provádět radioaktivní monitorování půdy a podzemních vod.

Existují normy, které jasně definují přípustné dávky radioaktivního odpadu vypouštěného do kanalizace.

Závěr

V této práci byly získány poměrně podrobné informace o mnoha druzích znečištění půdy. Jsou brány v úvahu jejich negativní dopady na půdu i na zóny naší země vystavené znečištění. Také obdržel údaje o melioraci, zavlažování a odvodnění půdy. Zjistili jsme, že při nadměrném zavlažování a vysoké hladině podzemní vody existuje nebezpečí sekundárního zasolení půdy.

Pokud jde o typy znečištění, zjistili jsme, jak je to s kyselými dešti v Rusku a jak se formují (z čeho a jakými reakcemi); jaká místa mohou být vystavena erozi a kontaminaci ropnými produkty a které regiony Ruska je třeba před nimi chránit.

Z oblasti zemědělství byla zohledněna maximální přípustná koncentrace hnojiv a škoda způsobená jejich zneužitím. Byly získány údaje o různých druzích pesticidů a škodlivých účincích po jejich použití.

U pevných, kapalných a radioaktivních odpadů byly představeny možné způsoby jejich zneškodňování.

Bylo také zjištěno, že půda hraje roli při šíření různých nemocí. Některé bakterie přetrvávají v půdě po dlouhou dobu.

Získané informace čtenáři poskytují řadu informací o půdě a procesech probíhajících na jejím povrchu. Pokud chceme udržovat naši půdu v \u200b\u200bpořádku, musíme provést alespoň základní opatření k jejímu vyčištění.

SEZNAM POUŽITÝCH ZDROJŮ

1. Razumikhin N.V. Provádění potravinového programu SSSR a ochrana životního prostředí, 1986.

2. Lenin V.I. Complete Works, v. 42, str. 150.

3. Marx K., Engels F. Dokončeno. sbírka cit., v. 23, s. 191.

4. „XX století: posledních 10 let“. Moskva: A / O Publishing Group "Progress", 1992.

5. „Chemie a společnost“. Moskva: Mir, 1995.

6. Bakach Tibor. Ochrana životního prostředí, 1980.

7. „Ekologie a život“. Jaro 1 (9) 1999.

Federální služba pro dohled nad ochranou práv spotřebitelů a blahobytem lidí

2.1.7. PŮDA, ČIŠTĚNÍ VNITROZEMSKÝCH OBLASTÍ, ODPAD Z VÝROBY A SPOTŘEBY ZDRAVOTNÍ OCHRANA PŮDY

Maximální přípustná koncentrace (MPC) chemických látek v půdě

Hygienické normy
GN 2.1.7.2041-06

1. Připravil tým autorů ve složení: N.V. Rusakov, I.A. Kryatov, N.I. Jemná kopie, J.J. Gumarova, N.V. Pirtahia (Státní ústav pro výzkum ekologie člověka a hygieny životního prostředí pojmenovaný podle AN Sysina, Ruská akademie lékařských věd); A.P. Veseloe (Federální služba pro dohled nad ochranou práv spotřebitelů a dobrými životními podmínkami lidí).

2. Doporučeno ke schválení předsednictvem Komise pro státní hygienickou a epidemiologickou standardizaci v rámci Federální služby pro dohled nad ochranou práv spotřebitele a dobrými životními podmínkami (protokol č. 2 ze dne 16. června 2005).

3. Schváleno vedoucím Federální služby pro dohled nad ochranou práv spotřebitelů a blahobytem člověka, hlavním státním hygienikem Ruské federace G.G. Onishenko 19. ledna 2006

4. Ve znění vyhlášky hlavního státního hygienika Ruské federace ze dne 23. ledna 2006 č. 1 ze dne 1. dubna 2006.

5. Zavedeno místo hygienických norem „Seznam maximálních přípustných koncentrací (MPC) a přibližného povoleného množství (APC) chemických látek v půdě“ č. 6229-91 a GN 2.1.7.020-94 (dodatek 1 k č. 6229 -91).

6. Registrováno u Ministerstva spravedlnosti Ruské federace (registrační číslo 7470 ze dne 7. února 2006).

Federální zákon Ruské federace
„O hygienickém a epidemiologickém blahobytu populace“
Č. 52-FZ ze dne 30. března 1999

„Státní hygienická a epidemiologická pravidla a předpisy (dále jen„ hygienická pravidla “) - regulační právní akty, které stanoví hygienické a epidemiologické požadavky (včetně kritérií pro bezpečnost a (nebo) neškodnost faktorů prostředí pro člověka, hygienické a jiné normy), nedodržování který vytváří hrozbu pro lidský život nebo zdraví, jakož i hrozbu vzniku a šíření nemocí “(článek 1).

„Dodržování hygienických pravidel je povinné pro občany, jednotlivé podnikatele a právnické osoby“ (čl. 39 odst. 3).

HLAVNÍ STÁTNÍ SANITÁRNÍ LÉKAŘ RUSKÉ FEDERACE

ŘEŠENÍ

01.23.06 Moskva №1

O úvodu
hygienické normy
GN 2.1.7.2041-06

Na základě federálního zákona ze dne 30. března 1999 č. 52-FZ „O hygienických a epidemiologických podmínkách obyvatelstva“ (Collected Legislation of the Russian Federation, 1999, No. 14, Art. 1650; 2003, No. 2, čl. 167; č. 27, čl. 2700; 2004, č. 35, čl. 3607) a nařízení o státní hygienické a epidemiologické standardizaci schválená vládou Ruské federace ze dne 24. července 2000 č. 554 (Souhrnná legislativa Ruské federace, 2000, č. 31, čl. 3295), ve znění pozdějších předpisů Vyhláška vlády Ruské federace ze dne 15. 9. 2005 č. 569 (Souhrnná legislativa Ruské federace, 2005, č. 39 , Článek 3953)

ROZHODUJEM se:

1. Uvádět v platnost od 1. dubna 2006 hygienické normy GN 2.1.7.2041-06 „Maximální přípustné koncentrace (MPC) chemických látek v půdě“ schválené hlavním státním hygienikem Ruské federace 19. ledna 2006.

G.G. Onishchenko

SCHVÁLENÝ

Vedoucí federální služby
o dozoru v oblasti ochrany práv
spotřebitelé a blahobyt člověka,
Hlavní státní sanitární zařízení
doktor Ruské federace

G.G. Onishchenko

2.1.7. PŮDA, ČIŠTĚNÍ OBYTNÝCH OBLASTÍ, ODPADY Z VÝROBY A SPOTŘEBY, SANITÁRNÍ OCHRANA PŮDY

Maximální povolená koncentrace (MPC) chemických látek v půdě

Hygienické normy
GN 2.1.7.2041-06

I. Obecná ustanovení a oblast působnosti

1.1. Hygienické normy „Maximální přípustné koncentrace (MPC) chemických látek v půdě“ (dále jen „normy“) jsou vyvíjeny v souladu s Federální zákon ze dne 30.03.1999 N 52-FZ „O hygienických a epidemiologických podmínkách obyvatelstva“ (Collected Legislation of the Russian Federation, 1999, N 14, Art. 1650; 2003, N 2, Art. 167; N 27, Art. 2700; 2004, N 35) a nařízení o státní hygienické a epidemiologické standardizaci schválené vládou Ruské federace ze dne 24. července 2000 N 554 (Collected Legislation of the Russian Federation, 2000, N 31, čl. 3295) ve znění pozměněno nařízením vlády Ruské federace ze dne 15. září 2005 N 569 (Souhrnná legislativa Ruské federace, 2005, N 39, čl. 3953)

1.2. Tyto normy platí na celém území Ruské federace a stanoví maximální přípustnou koncentraci chemických látek v půdě pro různé typy využití půdy.

1.3. Normy se vztahují na půdy sídel, zemědělskou půdu, pásma hygienické ochrany vodovodů, území rekreačních zón a jednotlivé instituce.

1.4. Tyto normy byly vyvinuty na základě komplexních experimentálních studií nebezpečí nepřímého účinku látky - látky znečišťující půdu na lidské zdraví, a při zohlednění její toxicity, epidemiologických studií a zkušeností s mezinárodní normalizací.

1.5. Dodržování hygienických norem je povinné pro občany, jednotlivé podnikatele a právnické osoby.

II. Maximální povolená koncentrace (MPC) chemických látek v půdě

Poznámky.

1. KGU - komplexní granulovaná hnojiva složení N: P: K \u003d 64: 0: 15. MPC KSU je řízen obsahem dusičnanů v půdě, který by neměl překročit 76,8 mg / kg absolutně suché půdy.

KZhU - komplexní kapalná hnojiva složení N: P: K \u003d 10: 34: 0 TU 6-08-290-74 s přísadami manganu nejvýše 0,6% z celkové hmotnosti. Maximální přípustná koncentrace KZhU je řízena obsahem mobilních fosfátů v půdě, který by neměl překročit 27,2 mg / kg absolutně suché půdy.

2. Normy pro arsen a olovo pro různé typy půd jsou uvedeny jako indikativní přípustné koncentrace (TAC) v jiném dokumentu.

3. MPC OFU je řízen obsahem benzo / a / pyrenu v půdě, který by neměl překročit MPC benzo / a / pyrenu.

4. Mobilní forma kobaltu se z půdy extrahuje pufrovacím roztokem octanu sodného s pH 3,5 a pH 4,7 pro šedé půdy a pufrovacím roztokem octanu amonného s pH 4,8 pro jiné typy půdy.

5. Mobilní forma prvku se extrahuje z půdy pufrovacím roztokem octanu amonného s pH 4,8.

6. Mobilní forma fluoru se extrahuje z půdy s pH 6,5 0,006 n HCl, s pH\u003e 6,5 - 0,03 n K2SO4.

Poznámky k části II

Názvy jednotlivých látek jsou pokud možno uvedeny v abecedním pořadí v souladu s pravidly Mezinárodní unie pro čistou aplikovanou chemii (IUPAC) (sloupec 2) a jsou opatřeny registračními čísly služby Chemical Abstracts Service (CAS) (sloupec 3) ) k usnadnění identifikace látek.

Sloupec 4 obsahuje vzorce látek.

Hodnoty norem jsou uvedeny v miligramech látky na kilogram půdy (mg / kg) - sloupec 5 - pro hrubé a mobilní formy jejich obsahu v půdě.

Je uveden indikátor mezního nebezpečí (sloupec 6), podle kterého jsou stanoveny normy: migrace vzduchu (migrace vzduchu), voda stěhování (voda stěhování), sanitární nebo translokace.

Pro usnadnění používání norem je k dispozici rejstřík hlavních synonym (dodatek 1), vzorce látek (dodatek 2) a čísla CAS (dodatek 3).

1. GOST 26204-84, GOST 28213-84 „Půdy. Metody analýzy ".

2. Dmitriev M.T., Kaznina N.I., Pinigina I.A. Sanitární chemická analýza znečišťujících látek v životním prostředí: Příručka. Moskva: Chemistry, 1989.

3. Metoda stanovení furfuralu v půdě č. 012-17 / 145 / MZ UzSSR ze dne 24.03.87. Taškent, 1987.

4. Pokyny pro kvalitativní a kvantitativní stanovení karcinogenních polycyklických uhlovodíků v komplexních produktech č. 1423-76 ze dne 12.05.76. M., 1976.

5. Pokyny pro výběr vzorků z objektů vnějšího prostředí a jejich příprava pro následné stanovení karcinogenních polycyklických aromatických uhlovodíků: č. 1424-76 ze dne 12.05.76.

6. Maximální přípustná koncentrace chemických látek v půdě: č. 1968-79 / SSSR Ministerstvo zdravotnictví ze dne 02.21.79. M., 1979.

7. Maximální přípustná koncentrace chemických látek v půdě: č. 2264-80 ze dne 30.10.80 / Ministerstvo zdravotnictví SSSR. M., 1980.

Těžké kovy jsou možná jedním z nejzávažnějších znečištění půdy, které nám hrozí hromadou nežádoucích a navíc škodlivých důsledků.

Půda je ze své podstaty kombinací různých jílových minerálů organického a anorganického původu. V závislosti na složení půdy, geografických datech a vzdálenosti od průmyslových oblastí může půda obsahovat různé druhy těžké kovy, z nichž každý představuje určitý stupeň ohrožení životního prostředí. Vzhledem k tomu, že na různých místech může být struktura půdy také odlišná, liší se také oxidačně-redukční podmínky, reaktivita a mechanismy vázání těžkých kovů v půdě.

Největší nebezpečí pro půdu nesou technogenní faktory. Bohužel různá průmyslová odvětví, jejichž odpadem jsou částice těžkých kovů, jsou vybavena takovým způsobem, že i ty nejlepší filtry propouštějí prvky těžkých kovů, které nejprve skončí v atmosféře a poté spolu s průmyslovým odpadem proniknou do půdy. Tento typ znečištění se nazývá technogenní. V tomto případě je velmi důležité mechanické složení půdy, obsah uhličitanů a absorpční schopnost. Těžké kovy se liší nejen stupněm dopadu na půdu, ale také stavem, ve kterém se v ní nacházejí.

Nyní je známo, že téměř všechny částice těžkých kovů mohou být v půdě v následujících stavech: ve formě směsi izomorfních částic, oxidovaných, ve formě solných usazenin, v krystalové mřížce, v rozpustné formě, přímo v půdním roztoku a dokonce jako součást organických látek. Je třeba mít na paměti, že v závislosti na redoxních podmínkách, složení půdy a úrovni oxidu uhličitého se chování kovových částic může změnit.

Těžké kovy jsou strašidelné nejen kvůli jejich přítomnosti ve složení půdy, ale také proto, že jsou schopné se pohybovat, měnit a pronikat do rostlin, což může způsobit značné poškození životního prostředí. Mobilita částic těžkých kovů se může lišit v závislosti na tom, zda existuje rozdíl mezi prvky v pevné a kapalné fázi. Znečišťující látky, v tomto případě prvky těžkých kovů, mohou mít při pronikání do půdních vrstev často pevnou formu. V této formě nejsou kovy rostlinám k dispozici. Ve všech ostatních případech kovy snadno pronikají rostlinami.

Ve vodě rozpustné kovové prvky velmi rychle proniknou do půdy. Kromě toho nejen vstupují do vrstvy půdy, jsou schopni migrovat skrz ni. Ze školy každý ví, že v průběhu času se v půdě tvoří nízkomolekulární minerální sloučeniny rozpustné ve vodě, které migrují do spodní části nádrže. A spolu s nimi migrují sloučeniny těžkých kovů a vytvářejí nízkomolekulární komplexy, tj. Transformují se do jiného stavu.

Těžké kovy jsou biochemicky aktivní prvky, které vstupují do oběhu organických látek a ovlivňují hlavně živé organismy. Mezi těžké kovy patří prvky jako olovo, měď, zinek, kadmium, nikl, kobalt a řada dalších.

Migrace těžkých kovů v půdě závisí především na alkalicko-kyselých a redoxních podmínkách, které určují rozmanitost půdně-geochemického prostředí. Důležitou roli v migraci těžkých kovů v půdním profilu hrají geochemické bariéry, které v některých případech zvyšují a v jiných oslabují (kvůli jejich schopnosti uchovat) odolnost půdy vůči znečištění těžkými kovy. U každé z geochemických bariér je zachována určitá skupina chemických prvků s podobnými geochemickými vlastnostmi.

Specifičnost hlavních půdotvorných procesů a typ vodního režimu určují povahu distribuce těžkých kovů v půdě: akumulaci, konzervaci nebo odstraňování. Jsou identifikovány skupiny půd s akumulací těžkých kovů v různých částech půdního profilu: na povrchu, v horní, ve střední části, se dvěma maximy. Kromě toho byly v zóně identifikovány půdy, které se vyznačují koncentrací těžkých kovů v důsledku intraprofilní kryogenní konzervace. Zvláštní skupinu tvoří půdy, kde se z profilu odstraňují těžké kovy za podmínek loužení a pravidelného loužení. Intraprofilové rozdělení těžkých kovů má velký význam pro hodnocení znečištění půdy a predikci intenzity akumulace znečišťujících látek v nich. Charakteristiku intraprofilní distribuce těžkých kovů doplňuje seskupování půd podle intenzity jejich zapojení do biologického cyklu. Celkově existují tři stupně: vysoký, střední a slabý.

Zvláštní je geochemické prostředí migrace těžkých kovů v půdách niv řek, kde se se zvýšeným obsahem vody významně zvyšuje mobilita chemických prvků a sloučenin. Specifičnost geochemických procesů zde je způsobena především výraznou sezónností změn redoxních podmínek. To je způsobeno zvláštnostmi hydrologického režimu řek: délkou jara, přítomností nebo nepřítomností podzimních povodní, povahou období odlivu. Doba zaplavování lužních teras povodňovými vodami určuje převahu buď oxidačních (krátkodobé zaplavení nivy), nebo redoxních (dlouhodobých povodňových) podmínek.

Orné půdy jsou vystaveny největším antropogenním dopadům plošného charakteru. Hlavním zdrojem znečištění, s nímž až 50% z celkového množství těžkých kovů vstupuje na ornou půdu, jsou fosforová hnojiva. Ke stanovení stupně potenciální kontaminace orných půd byla provedena konjugovaná analýza vlastností půd a vlastností znečišťující látky: obsah, složení humusu a granulometrické složení půd, stejně jako podmínky alkalických kyselin byly vzít v úvahu. Údaje o koncentraci těžkých kovů ve fosforitech ložisek různé geneze umožnily vypočítat jejich průměrný obsah s přihlédnutím k přibližným dávkám hnojiv na orných půdách různých oblastí. Hodnocení vlastností půdy koreluje s hodnotami agrogenní zátěže. Kumulativní integrální hodnocení tvořilo základ pro identifikaci stupně potenciálního znečištění půdy těžkými kovy.

Nejnebezpečnější z hlediska stupně kontaminace těžkými kovy jsou polyhumové půdy, jílovito-hlinité s alkalickou reakcí prostředí: tmavě šedé lesní půdy a tmavě kaštanové půdy s vysokou akumulační kapacitou. Regiony Moskva a Brjansk se rovněž vyznačují zvýšeným nebezpečím kontaminace půdy těžkými kovy. Situace s sodno-podzolickými půdami zde nepřispívá k hromadění těžkých kovů, avšak v těchto oblastech je technogenní zatížení velké a půdy nemají čas na „samočištění“.

Ekologické a toxikologické hodnocení obsahu těžkých kovů v půdě ukázalo, že 1,7% zemědělské půdy je kontaminováno látkami třídy nebezpečnosti I (vysoce nebezpečné) a 3,8% - třídou nebezpečnosti II (středně nebezpečné). Kontaminace půd s obsahem těžkých kovů a arsenu nad stanovené normy byla zjištěna v Republice Burjatsko, Republice Dagestan, Republice, Republice Mordovia, Republice Tyva, na územích Krasnojarsk a Primorsk na území Regiony Ivanovskaya, Irkutsk, Kemerovo, Kostroma, Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sachalin, Chita.

Místní znečištění půdy těžkými kovy je spojeno především s velkými městy a. Hodnocení rizika znečištění půdy komplexem těžkých kovů bylo provedeno podle celkového indikátoru Zc.