Těžké kovy v půdě. Přehled literatury

Těžké kovy jsou biochemicky aktivní prvky, které vstupují do cyklu organických látek a ovlivňují hlavně živé organismy. Těžké kovy zahrnují prvky jako olovo, měď, zinek, kadmium, nikl, kobalt a několik dalších.

Migrace těžkých kovů v půdách závisí především na podmínkách alkalických kyselin a redox, které určují rozmanitost půdně-geochemických podmínek. Důležitou roli při migraci těžkých kovů v půdním profilu hrají geochemické bariéry, v některých případech zesílení, v jiných oslabení (kvůli 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 druh vodního režimu určují povahu distribuce těžkých kovů v půdě: akumulace, konzervace nebo odstraňování. Byly rozlišeny skupiny půd s hromaděním těžkých kovů v různých částech půdního profilu: na povrchu, v horní, ve střední části, se dvěma maximami. Kromě toho byly v zóně identifikovány půdy, které se vyznačují koncentrací těžkých kovů v důsledku kryogenní ochrany v terénu. Zvláštní skupinu tvoří půdy, kde z podmínek praní a periodického praní jsou z profilu odstraněny těžké kovy. Distribuce těžkých kovů v profilu je velmi důležitá pro hodnocení znečištění půdy a předpovídání intenzity akumulace znečišťujících látek v nich. Charakteristický profil distribuce těžkých kovů je doplněn seskupením půd podle intenzity jejich zapojení do biologického cyklu. Celkově se rozlišují tři gradace: vysoká, střední a slabá.

Zvláštní geochemickou situací je migrace těžkých kovů v půdách říčních niv, kde se zvýšeným řezem vody výrazně zvyšuje mobilita chemických prvků a sloučenin. Specifičnost geochemických procesů je způsobena především výraznou sezónností změny redoxních podmínek. Je to kvůli zvláštnostem hydrologického režimu řek: trvání pramene, přítomnost nebo nepřítomnost podzimních povodní, povaha období nízkých vod. Doba povodně terasy lužních luhů určuje výskyt oxidačních (krátkodobých záplavových území) nebo redoxních (režim dlouhého toku).

Orné půdy jsou vystaveny největším technologickým dopadům plošného charakteru. Hlavním zdrojem znečištění, s nímž až 50% celkového množství těžkých kovů vstupuje do orné půdy, jsou fosforečná hnojiva. Pro stanovení stupně potenciální kontaminace orných půd byla provedena párová analýza vlastností půdy a znečišťujících látek: byl zohledněn obsah půdy, složení humusu a distribuce velikosti částic v půdě, jakož i podmínky alkalických kyselin. Údaje o koncentraci těžkých kovů ve fosforu v ložiskách různé geneze umožnily vypočítat jejich průměrný obsah s přihlédnutím k přibližným dávkám hnojiva v orných půdách v různých oblastech. Posouzení vlastností půdy souvisí s hodnotami agrogenního zatížení. Kumulativní integrované hodnocení tvořilo základ pro identifikaci stupně potenciálního znečištění půdy těžkými kovy.

Nejnebezpečnějšími půdami s těžkými kovy jsou vícehumové, jílovité hlinité půdy s alkalickou reakcí: tmavě šedý les a tmavé kaštanové půdy s vysokou akumulační schopností. Zvýšené nebezpečí znečištění půdy těžkými kovy je také charakteristické pro regiony Moskva a Bryansk. situace s sodopodolickými půdami nepřispívá k akumulaci těžkých kovů, v těchto oblastech je však technologická zátěž vysoká a půdy nemají čas na „samočištění“.

Ekologické a toxikologické hodnocení obsahu těžkých kovů v půdách ukázalo, že 1,7% zemědělské půdy je kontaminováno látkami třídy nebezpečnosti I (vysoce nebezpečné) a 3,8% třídy nebezpečnosti II (středně nebezpečné). Kontaminace půdy těžkými kovy a obsahem arsenu nad stanovenými normami byla zjištěna v Burjatské republice, Republice Dagestan, Republice Mordovia, Republice Tuva, Krasnojarsk a Primorsky, Ivanovo, Irkutsk, Kemerovo, Kostroma, Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sakhalin, Chita regiony.

Místní znečištění půd těžkými kovy je primárně spojeno s velkými městy a. Posouzení rizika znečištění půdy komplexem těžkých kovů bylo provedeno podle celkového ukazatele Zc.

V současné době se široce používají dva různé termíny pro označení téměř identické skupiny chemických prvků: stopové prvky a těžké kovy.

Stopové prvky - koncept, který vznikl v geochemii a nyní se aktivně používá v zemědělských vědách, medicíně, toxikologii a sanitaci. Označuje skupinu chemických prvků, které jsou obsaženy v přírodních objektech ve velmi malém množství - méně než 0,01%, obvykle 10 -3 -10 -12%. Formálně je alokace založena na jejich prevalenci v přírodě, která se pro různá přírodní prostředí a objekty (litosféra, pedosféra, sediment, hydrosféra, rostliny, zvířata atd.) Výrazně liší.

Termín „těžké kovy“ ve větší míře odráží vliv znečištění životního prostředí a toxické účinky prvků při jejich vstupu do bioty. Půjčuje se z technické literatury, kde se používá k označení chemických prvků s hustotou vyšší než 5 g / cm3. Na základě tohoto ukazatele by 43 z 84 kovů, které jsou součástí periodické tabulky prvků, mělo být považováno za těžké. Při této interpretaci však Be - 1,85 g / cm3, Al - 2,7, Sc - 3,0, Ti - 4,6, Rb - 1,5, Sr - 2,6, Y nespadají do této definice. - 4,5, Cs - 1,9, Ba - 3,8 g / cm3, které jsou při nadměrných koncentracích také nebezpečné. Potřeba zahrnout lehce toxické kovové kovy do této skupiny byla dosažena změnou kritéria výběru, když do této skupiny začaly být zařazovány prvky s atomovou hmotností vyšší než 40. Při tomto přístupu nebyly do toxinů zahrnuty pouze Be a Al.

Proto je zcela rozumné zahrnout do moderní interpretace pojmu „těžké kovy“ velkou skupinu toxických chemických prvků, včetně nekovů.

Celkem existuje více než 40 těžkých kovů. Za prioritní znečišťující látky se považují Pb, Cd, Zn, Hg, As a Cu, protože jejich technogenní akumulace v životním prostředí je velmi vysoká. Tyto prvky mají velkou afinitu k fyziologicky důležitým organickým sloučeninám. Jejich nadměrné množství v těle živých bytostí narušuje všechny metabolické procesy a vede k závažným onemocněním lidí a zvířat. Zároveň je mnoho z jejich prvků (Co, Cu, Zn, Se, Mn) v národní ekonomice (zejména v zemědělství, medicíně atd.) Poměrně často využíváno pod názvem stopových prvků, jak bylo uvedeno výše.

Chrome (Cr). Obsah prvku v půdách závisí na jeho obsahu v rodičovských horninách.

Chrom je charakterizován širokou škálou oxidačních stavů a \u200b\u200bschopností vytvářet komplexní aniontové a kationtové ionty (Cr (OH) 2+, Cr04-, Cr03-). V přírodních sloučeninách má valenci +3 (sloučeniny chrómu) a +6 (chromáty). Většina Cr 3+ je přítomna v FeCr204 chromátu nebo jiných minerálech spinelu, ve kterých nahrazuje železo a hliník.

V půdách je většina chrómu přítomného ve formě Cr 3+ součástí minerálů nebo tvoří různé oxidy Cr 3+ a Fe 3+. Sloučeniny chrómu v půdě jsou velmi stabilní, protože v kyselém prostředí je inertní (při pH 5,5 se téměř úplně vysráží). Chování chrómu závisí na pH a redoxním potenciálu půdy.

Chování chrómu v půdě je velmi ovlivněno organickými komplexy. Důležitým bodem v chování prvku spojeného s dostupností chrómu pro rostliny je snadnost, s jakou se rozpustný Cr 6+ za normálních půdních podmínek stane nerozpustným Cr 3+. V důsledku oxidační schopnosti sloučenin manganu v půdách lze pozorovat oxidaci Cr 3+.

Chrom je důležitým prvkem výživy rostlin. Snížení jeho mobility chromu v půdě může vést k nedostatku rostlin. Cr 6+, snadno rozpustný v půdě, je toxický pro rostliny a zvířata.

Limitní používání fosforu a organických látek výrazně snižuje toxicitu chrómu v kontaminovaných půdách.

Olovo (Pb). Obsah olova v zemské kůře je 1,6 × 10 -3 hmotnostních procent. Přirozený obsah olova v půdě se pohybuje od 3 do 189 mg / kg. In vivo, jeho hlavní forma je PbS galena. Olovo je přítomno jako Pb 2+. Během zvětrávání se sulfidy olova pomalu oxidují.

Z hlediska geochemických vlastností je olovo blízké skupině dvojmocných prvků alkalických zemin, a proto je schopno nahradit K, Ba, Sr, Ca jak v minerálech, tak během sorpčního procesu. V důsledku rozšířeného znečištění olovem je tímto prvkem obohacena většina půd, zejména horní obzory.

Mezi těžkými kovy je to nejméně mobilní. Olovo je spojováno hlavně s jílovými minerály, oxidy manganu, hydroxidy železa a hliníku a organickou hmotou. Při vysokém pH je olovo uloženo v půdě ve formě hydroxidu, fosfátu, uhličitanu. Stejné podmínky přispívají k tvorbě Pb-organických komplexů.

Hladiny, při kterých se prvek stává toxickým, se pohybují od 100 do 500 mg / kg. Znečištění olova z metalurgických podniků neželezných kovů je reprezentováno minerálními formami, z výfukových plynů vozidel - halogenidových solí. Výfukové částice obsahující Pb jsou nestabilní a snadno se přeměňují na oxidy, uhličitany, sírany. Znečištění půdy olovem je nevratné, a proto bude hromadění stopových prvků v horním horizontu půdy pokračovat i v podmínkách jeho malého přínosu.

Kontaminace půdy olovem není v současné době příliš znepokojivá kvůli nerozpustnosti adsorbovaných a vysrážených iontů Pb v půdách. Obsah olova v kořenech rostlin však koreluje s jeho obsahem v půdě, což naznačuje absorpci prvku rostlinami. Akumulace olova v horním půdním horizontu má také velký environmentální význam, protože silně ovlivňuje biologickou aktivitu půd a půdní bioty. Jeho vysoké koncentrace mohou inhibovat mikrobiologické procesy, zejména v půdách s nízkou kapacitou kationtové výměny.

Kadmium (Cd). Kadmium je rozptýlený prvek. Prevalence kadmia v zemské kůře je 5 × 10-5 hmotnostních procent. Geochemie Cd úzce souvisí s geochemií zinku, vykazuje velkou mobilitu v kyselých médiích.

Při zvětrávání přechází kadmium do roztoku, kde je přítomno ve formě Cd 2+. Může tvořit komplexní ionty CdCl +, CdOH +, CdHCO3 +, Cd (OH) 3-, Cd (OH) 4-2, jakož i organické cheláty. Hlavní valenční stav kadmia v přírodním prostředí je +2. Nejdůležitějšími faktory ovlivňujícími pohyblivost kadmiových iontů jsou pH média a redoxní potenciál. Za vysoce oxidačních podmínek je Cd schopen vytvářet vlastní minerály a také se hromadí ve fosfátech a biogenních sedimentech.

Hlavním faktorem určujícím obsah prvku v půdě je složení původních hornin. Průměrný obsah kadmia v půdách je od 0,07 do 1,1 mg / kg. Současně hladiny pozadí nepřesahují 0,5 mg / kg, vyšší hodnoty jsou výsledkem antropogenní aktivity.

Při vazbě kadmia na různé složky půdy je hlavním procesem konkurenční adsorpce na jílech. V jakékoli půdě je aktivita kadmia vysoce závislá na pH. Prvek je nejvíce mobilní v kyselých půdách v rozmezí pH 4,5 - 5,5, v alkalických půdách je relativně nehybný. Se zvýšením pH na alkalické hodnoty se objeví monovalentní hydroxokomplex Cd OH +, který nemůže snadno nahradit pozice v iontoměničovém komplexu.

U kadmia je migrace po profilu charakterističtější než akumulace v horních horizontech půd, proto obohacení o prvek z horních vrstev znamená kontaminaci půdy. Cd znečištění půdy je pro biotu nebezpečné. V podmínkách antropogenní zátěže jsou maximální úrovně kadmia v půdách charakteristické pro oblasti olovo-zinkových dolů, v blízkosti neželezných metalurgických podniků a na zemědělských půdách, kde se používají odpadní vody a fosforečná hnojiva.

Ke snížení toxicity Cd v půdách se používají metody ke zvýšení pH a kationtové výměnné kapacity půd.

Rtuť (Hg). Rtuť a její sulfid (cinnabar) jsou člověku známy již od starověku. Toto je jediný kov, který je v normální formě při normální teplotě. Alchymisté považovali rtuť za nosič kovových vlastností a považovali ji za běžnou součást všech kovů.

Důležité geochemické vlastnosti rtuti jsou: tvorba silných vazeb se sírou, tvorba organokovových sloučenin, které jsou relativně stabilní ve vodním prostředí, a volatilita elementární rtuti. Rtuť je při počasí neaktivní, zadržuje ji hlavně půda ve formě slabě mobilních organických komplexů.

Sorpce Hg 2+ v půdě se liší v závislosti na pH, maximální při pH 4-5. Průměrné koncentrace rtuti v povrchové půdní vrstvě nepřesahují 400 μg / kg. Hladiny pozadí prvku lze odhadnout na 0, n mg / kg, přesná množství je však obtížné určit kvůli rozsáhlé kontaminaci půdy tímto kovem. Rtuťové znečištění půd je spojeno s podniky vyrábějícími těžké kovy, s chemickou výrobou as použitím fungicidů.

Znečištění půdy rtutí není samo o sobě vážným problémem, ale ani jednoduché Hg soli nebo kovová rtuť představují nebezpečí pro rostliny a půdní biotu kvůli toxickým vlastnostem par rtuti. Spotřeba prvků kořeny rostlin může být minimalizována přidáním vápna, sloučenin obsahujících síru a pevných fosfátů.

Arsen (As). Arzén je znám již od starověku. Aristoteles a Theophrastus také zmiňují přírodní sloučeniny síry arsenu, používané jako terapeutické látky a barvy. Průměrný obsah prvků v zemské kůře je 5 × 10 -4 hmotnostních procent. Vyznačuje se rovnoměrným rozložením hlavních typů hornin. Tvoří vlastní minerály a je součástí ostatních. Prvek je spojen s ložisky jiných minerálů a působí jako indikátor při geochemickém průzkumu. Arsenové minerály jsou vysoce rozpustné. Intenzita jeho migrace je však nízká díky aktivní sorpci částicemi hlíny, hydroxidy a organickými látkami.

Běžné oxidační stavy As; -3, 0, +3, +5. Složité anionty AsО 2 -, AsО 4 3-, НСОО 2 2-, As 2 О 3 - jsou nejčastějšími mobilními formami arsenu. Podle zvláštností chování je AsО 4 3- blízká fosfátům. Nejběžnější forma arzenu v prostředí je As 5+.

Arsen adsorbovaný v půdě je obtížné desorbovat a síla vazby prvku půdou se v průběhu let zvyšuje. Nejnižší úrovně arzenu jsou charakteristické pro písčité půdy. Jeho maximální koncentrace jsou spojeny s aluviálními půdami a půdami obohacenými organickou hmotou.

Toxicita arsenu v půdě může být snížena různými způsoby, v závislosti na zdroji znečištění a vlastnostech půdy. Zvýšení oxidačního stavu půd, použití látek, které přispívají k ukládání a vázání prvku (síran železa, uhličitan vápenatý), omezuje biologickou dostupnost arsenu. Použití fosfátových hnojiv také snižuje vstup prvku do bioty.

Nikl (Ni) Obsah niklu v zemské kůře je 8 × 10 -3 hmotnostních procent. Distribuce niklu v zemské kůře je podobná jako kobalt a železo. V kontinentálních sedimentech je přítomen ve formě sulfidů a arsenidů a často nahrazuje železo ve sloučeninách železa a hořčíku. Ve sloučeninách je nikl hlavně dvojmocný a trojmocný.

Při zvětrávání hornin se prvek snadno uvolní a poté se vysráží oxidy železa a manganu. Ve vodných roztocích je relativně stabilní a může migrovat na velké vzdálenosti.

V půdách je nikl úzce spojen s oxidy manganu a železa, a v této formě je rostlinám nejvíce přístupný. V horních horizontech půd je nikl přítomen v organicky vázaných formách, z nichž některé jsou snadno rozpustné cheláty. Nejvyšší obsah Ni je pozorován v jílovitých a hlinitých půdách, v půdách na základních a vulkanických horninách a v půdách bohatých na organickou hmotu.

Nikl je v současné době považován za závažnou znečišťující látku. Antropogenní zdroje niklu vedou k významnému nárůstu půd. V čistírenských kalech je Ni přítomen ve formě snadno dostupných organických chelátů a může být fytotoxický. Snížení jeho dostupnosti rostlinám přispívá k zavádění fosfátů nebo organických látek.

Výpočty provedené v Bělorusku naznačují, že 72% arsenu, 57% rtuti, asi 99% niklu, 27% kadmia, 33% chrómu, 27% mědi, 15% olova vstupuje do atmosféry republiky pouze ze stacionárních zdrojů spalování paliva. 11% zinku. Výroba cementu přináší značné množství kadmia, olova a chrómu. Mobilní zdroje znečišťují atmosféru hlavně zinkem a mědí.

Kromě atmosférických srážek se do půdy při používání hnojiv zavádí značné množství kovu, a to i na bázi splaškových kalů a domácího odpadu. Mezi nečistoty v hnojivech patří kadmium, chrom, měď, olovo, uran, vanad a zinek, s odpady z intenzivního chovu zvířat a drůbeže - měď a arsen, s kompostem a hnojem - kadmium, měď, nikl, zinek a arsen, s pesticidy - kadmium, arzen, rtuť, olovo, mangan a zinek.

Složitost půdní skladby, velký soubor chemických sloučenin umožňuje, aby různé chemické reakce probíhaly současně a schopnost pevných fází půd udržovat relativně konstantní složení půdního roztoku, ze kterého rostliny přímo odvozují chemické prvky. Tato schopnost udržovat konstantní složení půdy se nazývá pufrování půdy. V přirozeném prostředí je pufrování půdy vyjádřeno tím, že když je některý prvek spotřebován z půdního roztoku, dochází k částečnému rozpuštění pevných fází a koncentrace roztoku je obnovena. Pokud se do půdního roztoku dostane zvenčí nadměrné množství jakékoli sloučeniny, pak pevné fáze půdy váží takové látky, přičemž se opět udržuje konstantní složení půdního roztoku. Platí tedy obecné pravidlo: pufrování půdy je způsobeno velkým množstvím současně se vyskytujících chemických reakcí mezi půdním roztokem a pevnými částmi půdy. Chemická rozmanitost dělá půdu stabilní za měnících se podmínek prostředí nebo během antropogenních činností.

Celková kontaminace půdy je charakterizována hrubým množstvím těžkého kovu. Dostupnost prvků pro rostliny je určena jejich mobilními formami. Proto je obsah mobilních forem těžkých kovů v půdě nejdůležitějším ukazatelem charakterizujícím hygienicko-hygienickou situaci a určujícím potřebu rekultivačních detoxikačních opatření.
V závislosti na použitém extrakčním činidle se získá různé množství mobilní formy těžkého kovu, které lze za určitých podmínek považovat za dostupné pro rostliny. Pro extrakci mobilních forem těžkých kovů se používají různé chemické sloučeniny, které mají nerovnoměrnou extrakční sílu: kyseliny, soli, pufrovací roztoky a voda. Nejběžnějšími extrakčními činidly jsou 1N HCI a pufr octanu amonného s pH 4,8. V současné době se nashromáždil nedostatečný experimentální materiál charakterizující závislost obsahu těžkých kovů v rostlinách extrahovaných různými chemickými roztoky na jejich koncentraci v půdě. Složitost této polohy je také způsobena skutečností, že dostupnost mobilní formy těžkého kovu pro rostliny do značné míry závisí na vlastnostech půdy a specifických vlastnostech rostlin. Kromě toho má chování každého prvku v půdě své vlastní specifické zákony.
Ke studiu vlivu vlastností půdy na transformaci sloučenin těžkých kovů byly provedeny modelové experimenty s výrazně odlišnými vlastnostmi půdy (tabulka 8). Jako extrakční činidla se používá silná kyselina - 1N HNO3, neutrální sůl Ca (NO3) 2, pufrový roztok octanu amonného a voda.

Analytické údaje uvedené v tabulkách 9-12 to ukazují. že obsah sloučenin zinku, olova a kadmia rozpustných v kyselině procházejících do 1N HNO3 extraktu je blízký množství zavedenému do půdy. Tento extrakční činidlo extrahovalo 78-90% Pb, 88-100% Cd a 78-96% Zn, které vstoupily do půdy. . Počet pevně fixovaných sloučenin těchto prvků závisel na úrovni úrodnosti půdy. Jejich obsah ve špatně kultivované sodno-podzolické půdě byl nižší než v sodno-podzolickém středně kultivovaném a typickém chernozemu.
Množství sloučenin Cd, Pb a Zn získaných 1-roztokem neutrální soli Ca (NO3) 2 bylo několikrát menší než množství zavedené do půdy a také záviselo na úrovni úrodnosti půdy. Nejmenší obsah prvků extrahovaných roztokem Ca (NO3) 2 byl získán na chernozemu. S rostoucím pěstováním sodno-podzolické půdy se snížila také mobilita těžkých kovů. Soudě podle extraktu soli jsou nejmobilnější sloučeniny kadmium, poněkud méně zinku. Sloučeniny olova extrahované neutrální solí byly charakterizovány nejnižší mobilitou.
Obsah mobilních forem kovů získaných roztokem acetát-amonný pufr s pH 4,8 byl také určen primárně podle typu půdy, jejího složení a fyzikálně-chemických vlastností.
Co se týče výměnných (regenerovatelných 1 n Ca (NO3) 2) forem těchto prvků, je vzorec zachován, což se projevuje zvýšením počtu mobilních sloučenin Cd, Pb a Zn v kyselé půdě a mobilita Cd a Zn je vyšší než Pb. Množství kadmia získaného tímto extraktem bylo 90-96% aplikované dávky pro špatně kultivovanou půdu, 70-76% pro sodno-podzolické kultivované médium a 44-48% chernozem. Množství zinku a olova, které prochází do pufrového roztoku CH3COONH4, jsou stejná: 57-71% a 42-67% pro sodnodolickou špatně kultivovanou půdu, 49-70 a 37-48% pro středně kultivovanou; 46-65 a 20-42% pro černou půdu. Snížení extrakční schopnosti CH3COONH4 pro olovo na chernozemu lze vysvětlit vytvořením stabilnějších komplexů a sloučenin se stabilními huminovými sloučeninami.
Půdy použité v modelovém experimentu se lišily v mnoha parametrech úrodnosti půdy, ale v největší míře z hlediska charakterizace kyseliny a počtu metabolických bází. Dostupné v literatuře a experimentální údaje, které jsme získali, naznačují, že reakce média v půdě silně ovlivňuje mobilitu prvků.
Zvýšení koncentrace iontů vodíku v půdním roztoku vedlo k přechodu slabě rozpustných olovnatých solí na rozpustnější soli (přechod PbCO3 na Pb (HCO3) 2 je obzvláště charakteristický (BV Nekrasov, 1974). Kromě toho se stabilita komplexů olova a humusu snižuje po okyselení. PH půdního roztoku je jedním z nejdůležitějších parametrů, které určují sorpci iontů těžkých kovů v půdě, při klesajícím pH roste rozpustnost většiny těžkých kovů a tím i jejich pohyblivost v systému pevné fáze půdy - roztok J. Esser, N. Bassam (1981), studující pohyblivost kadmia za aerobních půdních podmínek, zjistili, že v rozmezí pH 4–6 je mobilita kadmia stanovena iontovou silou roztoku a sorpce oxidy manganu nabývá hlavní hodnoty při pH 6. Rozpustné organické sloučeniny podle autorů tvoří s kadmiem pouze slabé komplexy a ovlivňují jeho sorpci pouze při pH 8.
Nejsilnější a nejpřístupnější pro rostliny část sloučenin těžkých kovů v půdě je jejich obsah v půdním roztoku. Počet kovových iontů přijatých v půdním roztoku určuje toxicitu konkrétního prvku v půdě. Rovnovážný stav v systému tuhého roztoku určuje sorpční procesy, jejichž povaha a směr závisí na vlastnostech a složení půdy. Vliv vlastností půdy na mobilitu těžkých kovů a jejich přechod na extrakci vodou je potvrzen údaji o různých množstvích ve vodě rozpustných sloučenin Zn, Pb a Cd, které prochází z půd s různými úrovněmi plodnosti při stejných dávkách zavedených kovů (tabulka 13). Ve srovnání s chernozemem byly ve vodě kultivované půdě s podzolickým prostředím nalezeny více sloučeniny kovů rozpustné ve vodě. Nejvyšší obsah ve vodě rozpustných sloučenin Zn, Pb a Cd byl ve špatně kultivované půdě. Pěstování půdy snížilo mobilitu těžkých kovů. Ve špatně obdělávané půdě s podzolovým obsahem obsah vodorozpustných forem Zn. Pb a Cd byly o 20-35% vyšší než v kultivovaném médiu a 1,5-2,0krát vyšší než v typickém chernozemu. Zvýšení úrodnosti půdy, doprovázené zvýšením obsahu humusu, fosfátů, neutralizací nadměrné kyselosti a zvýšením vlastností pufrů, vede ke snížení obsahu nejagresivnější ve vodě rozpustné formy těžkých kovů.

Rozhodující roli v distribuci těžkých kovů v systému půda - roztok hrají procesy sorpce - desorpce na pevné fázi půdy, určené vlastnostmi půdy a nezávislé na formě zavedené sloučeniny. Výsledné sloučeniny těžkých kovů s pevnou fází půdy jsou termodynamicky stabilnější než zavedené sloučeniny a určují koncentraci prvků v půdním roztoku (RI Pervunina, 1983).
Půda je silným a aktivním absorbérem těžkých kovů, je schopna pevně se vázat a tím snížit tok toxických látek do rostlin. Minerální sloučeniny a organické složky půdy aktivně inaktivují kovové sloučeniny, ale kvantitativní vyjádření jejich působení závisí na typu půdy (B A. Bolshakov a kol., 1978, VB Ilyin, 1987).
Nahromaděný experimentální materiál to naznačuje. že největší množství těžkých kovů z půdy je extrahováno 1N kyselým extraktem. Navíc se údaje blíží hrubému obsahu prvků v půdě. Tuto formu prvků lze považovat za obecnou rezervní veličinu, která je schopna přecházet do pohyblivé pohyblivé formy. Obsah těžkých kovů při extrakci z půdy octanem amonným pufrem charakterizuje již pohyblivější pohyblivou část. Ještě mobilnější je výměnná forma těžkých kovů. extrahovatelný neutrálním solným roztokem. V.S. Gorbatov a N.G. Zyrin (1987) se domnívá, že pro rostliny je nejpřístupnější výměnná forma těžkých kovů, selektivně extrahovaná s roztoky solí, jejichž aniont netvoří komplexy s těžkými kovy a kationt má vysokou vytlačovací sílu. Tyto vlastnosti mají Ca (NO3) 2, který byl použit v našem experimentu. Nejagresivnější rozpouštědla, kyseliny nejčastěji používané 1N HC1 a 1N HNO3, extrahují z půdy nejen formy asimilované rostlinami, ale také část hrubého prvku, který je nejbližší rezerva, pro přenos do mobilních sloučenin.
Koncentrace těžkých kovů v půdním roztoku získaná vodným extraktem charakterizuje nejaktivnější část jejich sloučenin. Jedná se o nejagresivnější a nejdynamičtější zlomek těžkých kovů charakterizující stupeň mobility prvků v půdě. Vysoký obsah ve vodě rozpustných forem TM může vést nejen ke kontaminaci rostlinných produktů, ale také k prudkému poklesu výnosu až do jeho úmrtí. S velmi vysokým obsahem v půdě ve vodě rozpustné formy těžkého kovu se stává nezávislým faktorem určujícím velikost plodiny a její stupeň kontaminace.
V naší zemi byly shromážděny informace o obsahu mobilní formy TM v nekontaminovaných půdách, zejména těch, které jsou známé jako stopové prvky - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (tab. 14). K určení mobilní formy byly nejčastěji používány jednotlivé extrakční látky (podle Peyve Y. V. a Rinkis G. Ya.). Jak je vidět z tabulky 14, půdy jednotlivých regionů se výrazně lišily v počtu pohyblivých forem stejného kovu.

Důvodem může být podle VB Ilyin (1991), genetické vlastnosti půd, zejména specifičnost velikosti částic a mineralogických kompozic, úroveň obsahu humusu a reakce prostředí. Z tohoto důvodu se půdy jedné přírodní oblasti a navíc dokonce stejného genetického typu v této oblasti mohou velmi lišit.
Rozdíl mezi minimálním a maximálním počtem pohyblivých formulářů, které se mohou vyskytnout, může být v matematickém pořadí. O obsahu Pb, Cd, Cr, Hg a dalších nejvíce toxických prvků v půdách mobilní formy nejsou absolutně dostatečné informace. Správné posouzení mobility TM v půdě ztěžuje použití chemikálií, které se výrazně liší v jejich rozpouštěcí schopnosti jako extrakčního činidla. Například 1 n HCl byla extrahována z orného horizontu mobilních forem v mg / kg: Mn - 414, Zn - 7,8 Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (půdy západní Sibiře), zatímco 2,5% CH3COOH získalo 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (půda oblasti Tomsk Ob, data Ilyin. 1991). Tyto materiály ukazují, že 1 n HCl extrahovaná z půdy, s výjimkou zinku, asi 30% kovů z celkového množství a 2,5% CH3COOH - méně než 10%. Extrakční 1N HC1, široce používaný v agrochemických studiích a při charakterizaci půdy, má proto vysokou mobilizační schopnost ve vztahu k zásobám těžkých kovů.
Většina mobilních sloučenin těžkých kovů je omezena na horizonty humusu nebo kořenových stanovišť v půdě, ve kterých se aktivně vyskytují biochemické procesy a obsahují mnoho organických látek. Těžké kovy. které jsou součástí organických komplexů, mají vysokou mobilitu. V.B. Ilyin (1991) poukazuje na možnost hromadění těžkých kovů v illuviálním a karbonátovém horizontu, do kterého jemně rozptýlené částice nasycené těžkými kovy migrující z překrývající vrstvy a ve vodě rozpustné formy prvků. V illuviálním a uhličitanovém horizontu se sloučeniny obsahující kov vysrážejí. To je nejvíce podporováno prudkým zvýšením pH média v půdě uvedených horizontů v důsledku přítomnosti uhličitanů.
Schopnost těžkých kovů se akumulovat v nižších horizontech půd je dobře ilustrována údaji o půdních profilech Sibiře (tabulka 15). V humusovém horizontu je zaznamenán zvýšený obsah mnoha prvků (Sr, Mn, Zn, Ni atd.), Bez ohledu na jejich vznik. V mnoha případech je jasně pozorován nárůst obsahu mobilního Sr v uhličitanovém horizontu. Celkový obsah mobilních forem v menším množství je typický pro písčité půdy, v mnohem větším - pro hlinité půdy. To znamená, že existuje úzký vztah mezi obsahem pohyblivých forem prvků a granulometrickým složením zemin. Podobný pozitivní vztah je pozorován mezi obsahem mobilních forem těžkých kovů a obsahem humusu.

Obsah mobilních forem těžkých kovů podléhá silným výkyvům, které jsou spojeny s měnící se biologickou aktivitou půd a vlivem rostlin. Podle studií provedených V.B. Ilyin, obsah mobilního molybdenu v sodopodzolické půdě a jižním chernozemu se během vegetačního období 5krát změnil.
V některých výzkumných institucích byl v posledních letech zkoumán vliv dlouhodobého používání minerálních, organických a vápenatých hnojiv na obsah mobilních forem těžkých kovů v půdě.
Na Agrochemické experimentální stanici Dolgoprudny (DAOOS, Moskevská oblast) byla studována akumulace těžkých kovů, toxických prvků a jejich mobilita v půdě za podmínek dlouhodobého používání fosforečných hnojiv na kalcinované sodno-podzolické těžké hlinité půdě (Yu.A Potatueva et al., 1994 ) Systematické používání balastu a koncentrovaných hnojiv po dobu 60 let, různých forem fosfátů po dobu 20 let a fosforitové mouky různých ložisek po dobu 8 let nemělo významný vliv na hrubý obsah těžkých kovů a toxických prvků (TE) v půdě, ale vedlo ke zvýšení mobility v tom nějaké TM a TE. Obsah mobilních a ve vodě rozpustných forem v půdě se systematickým používáním všech studovaných forem fosforečných hnojiv zvýšil asi dvakrát, avšak tvořil pouze 1/3 MPC. Množství mobilního stroncia vzrostlo 4,5krát v půdě, která obdržela jednoduchý superfosfát. Zavedení surových fosforitanů z ložiska Kingisep vedlo ke zvýšení obsahu mobilních forem v půdě (AAB pH 4,8): olovo dvakrát, nikl o 20% a chrom o 17%, což činilo 1/4 a 1/10 MPC. V půdě ošetřené surovými fosfority ložiska Chilisaysky bylo zaznamenáno zvýšení obsahu mobilního chromu o 17% (tabulka 16).



Porovnání experimentálních dat dlouhodobých polních pokusů DAO s hygienickými a hygienickými standardy pro obsah mobilních forem těžkých kovů v půdě a v jejich nepřítomnosti s doporučeními navrženými v literatuře ukazuje, že obsah mobilních forem těchto prvků v půdě byl pod přijatelnou úrovní. Tyto experimentální údaje naznačují, že ani velmi dlouho - po dobu 60 let používání fosforečných hnojiv nevedlo k překročení úrovně MPC v půdě ani ve vztahu k hrubým nebo mobilním formám těžkých kovů. Tyto údaje zároveň naznačují, že regulace těžkých kovů v půdě pouze hrubými formami není dostatečně podložena a měla by být doplněna obsahem mobilní formy, která odráží jak chemické vlastnosti samotných kovů, tak vlastnosti půdy, na které se rostliny pěstují.
Na základě dlouhodobých terénních zkušeností stanovených pod vedením akademika N.S. Na experimentální základně Moskevské státní univerzity "Chashnikovo" byla provedena studie o vlivu používání minerálních, organických, vápenných hnojiv a jejich kombinace na obsah mobilních forem těžkých kovů v půdě po dobu 41 let (V.G. Mineev et al., 1994). Výsledky studií provedených v tabulce 17 ukázaly, že vytvoření optimálních podmínek pro růst a vývoj rostlin významně snížilo obsah mobilních forem olova a kadmia v půdě. Systematická aplikace dusíkato-draselných hnojiv, okyselení půdního roztoku a snížení obsahu mobilního fosforu zdvojnásobila koncentraci mobilních sloučenin olova a niklu a zvýšila obsah kadmia v půdě 1,5krát.

Obsah hrubých a pohyblivých forem TM v sodno-podzolické lehce hlinité půdě v Bělorusku byl studován s dlouhodobým využitím městských splaškových kalů: termofilně fermentované z polní půdy (TIP) a termofilně fermentované s následnou mechanickou dehydratací (TMT).
Během 8 let výzkumu byla saturace střídání plodin OCB 6,25 t / ha (jednorázová dávka) a 12,5 t / ha (dvojitá dávka), což je přibližně 2-3krát vyšší než doporučené dávky.
Jak je vidět z tabulky 18, je zřejmé, že v důsledku trojnásobného zavedení WWS dochází ke zvýšení obsahu hrubých a mobilních forem TM. Kromě toho se zinek vyznačuje nejvyšší pohyblivostí, jejíž množství v mobilní formě vzrostlo 3-4krát ve srovnání s kontrolní půdou (N. P. Reshetsky, 1994). Obsah mobilních sloučenin kadmia, mědi, olova a chrómu se významně nezměnil.

Studie vědců běloruského zemědělství Akademie ukázaly, že při aplikaci čistírenských kalů (SIP-sediment surového z kalových polí, TIP, TMT) došlo k výraznému nárůstu obsahu mobilních forem prvků v půdě, ale nejsilněji kadmia, zinku, mědi (tabulka 19). Liming prakticky neovlivnil mobilitu kovů. Podle autorů. použití extraktu 1 n HNO3 pro charakterizaci stupně mobility kovů není úspěšné, protože do něj přechází více než 80% celkového obsahu prvků (A.I. Gorbyleva et al., 1994).

Stanovení určitých závislostí změn v TM TM v půdě na hladině kyselosti bylo provedeno v experimentech s mikropolí na vyluhovaných chernozémech centrální elektrárny Černozem Ruské federace. V tomto případě byly kadmium, zinek a olovo stanoveny v následujících extraktech: kyselina chlorovodíková, dusičná, kyselina sírová, pufr octanu amonného při pH 4,8 a pH 3,5, dusičnan amonný, destilovaná voda. Byl zjištěn úzký vztah mezi celkovým obsahem zinku a jeho mobilními formami získatelnými kyselinami R \u003d 0,924-0,948. Při použití AAB pH 4,8 R \u003d 0,784, AAB pH 3,5 \u003d 0,721. Extrahované olovo s kyselinou chlorovodíkovou a kyselinou dusičnou bylo méně korelováno s hrubým obsahem: R \u003d 0,64-0,66. Ostatní kapuce měly korelační koeficienty mnohem nižší. Korelace mezi sloučeninami kadmia získanými kyselinami a hrubými rezervami byla velmi vysoká (R \u003d 0,98-0,99). při extrakci AAB pH 4,8-R \u003d 0,92. Použití dalších digestoří přineslo výsledky naznačující slabé spojení mezi hrubou a pohyblivou formou těžkých kovů v půdě (N. P. Bogomazov, P. G.. Akulov, 1994).
Při dlouhodobém polním experimentu (All-Russian Research Institute of Flax, Tver Region), s dlouhodobým používáním hnojiv na sodno-podzolické půdě, se podíl mobilních kovových sloučenin z obsahu jejich potenciálně dostupných forem znatelně snížil zejména ve 3. roce následného vápna v dávce 2 g K. (tabulka) 20). Ve 13. roce následného působení vápna při stejné dávce se v půdě snížil pouze obsah mobilního železa a hliníku. 15. rok - železo, hliník a mangan (L. I. Petrova, 1994).

Proto, aby se snížil obsah mobilních forem olova a mědi v půdě, je nutné znovu vápnit půdy.
Studie mobility těžkých kovů v chernozémech Rostovského kraje ukázala, že v metru dlouhé vrstvě obyčejných chernozémů se množství zinku získaného pomocí acetát-amoniového pufrového extraktu s pH 4,8 pohybovalo v rozmezí 0,26 až 0,54 mg / kg. mangan 23,1-35,7 mg / kg, měď 0,24-0,42 (G. V. Agafonov, 1994). Porovnání těchto čísel s hrubými zásobami stopových prvků v půdě stejných oblastí ukázalo, že pohyblivost různých prvků se významně liší. Zinek na uhličitanovém chernozemu je 2,5–4,0krát méně přístupný rostlinám než měď a 5–8krát méně než mangan (tabulka 21).

Výsledky studií tak ukazují. že problém mobility těžkých kovů v půdě je složitý a multifaktoriální. Obsah mobilních forem těžkých kovů v půdě závisí na mnoha podmínkách. Hlavní technikou vedoucí ke snížení obsahu této formy těžkých kovů je zvýšení úrodnosti půdy (vápnění, zvýšení obsahu humusu a fosforu atd.). Současně neexistuje žádná všeobecně přijímaná formulace o pohybujících se kovech. V této části jsme navrhli naši představu o různých frakcích mobilních kovů v půdě:
1) celková zásoba mobilních forem (získatelná kyselinami);
2) mobilní mobilní forma (extrahovaná pomocí vyrovnávacích roztoků):
3) výměna (extrahovaná neutrálními solemi);
4) rozpustný ve vodě.

OBSAH

Úvod

1. Půdní pokryv a jeho využití

2. Eroze půdy (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. Likvidace odpadu

4.1 Úloha půdy v metabolismu

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

4.3 Mezní zatížení půdy pro tuhý odpad (domácí a silniční odpad, průmyslový odpad, suchý kal po uložení odpadních vod, radioaktivní látky)

4.4 Úloha půdy při šíření různých nemocí

4.5 Škodlivé účinky hlavních typů znečišťujících látek (pevný a kapalný odpad), které vedou k degradaci půdy

4.5.1 Likvidace tekutého odpadu v půdě

4.5.2.1 Likvidace 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 po celém světě, každoročně opouští zemědělský oběh z různých důvodů, podrobně diskutovaných v URI. Tisíce nebo více hektarů půdy trpí erozí, kyselým deštěm, nesprávnou manipulací a toxickým odpadem. Abyste tomu zabránili, musíte se seznámit s nejproduktivnějšími a nejlevnějšími opatřeními k rekultivaci půdy (definice rekultivace půdy viz hlavní část práce), která zvyšují úrodnost půdního pokryvu a zejména s negativním dopadem na samotnou půdu a jak se jí vyhnout.

Tyto studie poskytují pohled na škodlivé účinky na půdu a byly provedeny v řadě knih, článků a vědeckých časopisů o problémech s půdou a ochraně životního prostředí.

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

1. Půdní pokryv a jeho využití.

Půdní pokryv je nejdůležitější přírodní formací. Její význam pro společnost je určován skutečností, že půda je hlavním zdrojem potravy a poskytuje 97 až 98% potravinových zdrojů světové populace. Půdní pokrývka je zároveň místem lidské činnosti, na které se nachází průmyslová a zemědělská produkce.

Zdůrazňující zvláštní roli jídla v životě společnosti, dokonce i V. I. Lenin zdůraznil: „Skutečným základem ekonomiky je potravinový fond.“

Nejdůležitější vlastností půdního pokryvu je jeho úrodnost, která se chápe jako souhrn půdních vlastností, které zajišťují výnos zemědělských plodin. Přirozená úrodnost půdy je regulována přísunem živin do půdy a jejím vodním, vzduchovým a tepelným podmínkám. Úloha půdního pokryvu v produktivitě suchozemských ekologických systémů je velká, protože půda živí půdní rostliny vodou a mnoha sloučeninami a je základní složkou fotosyntetické aktivity rostlin. Úrodnost půdy také závisí na množství akumulované sluneční energie. Živé organismy, rostliny a zvířata, které obývají Zemi, zaznamenávají sluneční energii ve formě fyto- nebo zoomassu. Produktivita suchozemských ekologických systémů závisí na tepelné a vodní rovnováze zemského povrchu, která určuje rozmanitost forem výměny hmoty a hmoty uvnitř geografické obálky planety.

Při analýze významu půdy pro sociální výrobu vybral K. Marx dva pojmy: hmota země a kapitál země. První z nich je třeba pochopit země, která vznikla v procesu jejího evolučního vývoje kromě vůle a vědomí lidí a je místem lidského osídlení a jeho zdrojem . Od chvíle, kdy se Země v procesu vývoje lidské společnosti stává výrobním prostředkem, se objevuje v novém kvalitativním kapitálu, bez něhož je proces práce nemyslitelný, „... protože to dává pracovníkovi ... místo, kde stojí ... a jeho proces, rozsah ... “. Z tohoto důvodu je půda univerzálním faktorem jakékoli lidské činnosti.

Role a místo půdy nejsou stejné v různých oblastech materiálové produkce, zejména v průmyslu a zemědělství. Ve zpracovatelském průmyslu, ve stavebnictví, v dopravě, je půda místem, kde dochází k pracovním procesům bez ohledu na přirozenou úrodnost půdy. V jiné funkci země působí v zemědělství. Pod vlivem lidské práce se přirozená plodnost mění z potenciálu na ekonomický. Specifika využití půdy v zemědělství vede k tomu, že se objevují ve dvou různých kvalitách, jako předmět práce a jako prostředek produkce. K. Marx poznamenal: „Jen s novou investicí kapitálu do země ... lidé zvýšili kapitál země bez jakéhokoli zvýšení hmoty země, to znamená prostoru Země.“

Půda v zemědělství působí jako produktivní síla díky své přirozené úrodnosti, která nezůstává konstantní. Při racionálním využívání půdy lze takovou plodnost zvýšit zlepšením jejích vodních, vzduchových a tepelných podmínek prostřednictvím opatření na rekultivaci půdy a zvýšením obsahu živin v půdě. Naopak, s iracionálním využíváním půdních zdrojů se jejich úrodnost snižuje, což má za následek snížení výnosů plodin. Na některých místech je pěstování plodin naprosto nemožné, zejména na slaných a erodovaných půdách.

S nízkou úrovní rozvoje produktivních sil společnosti dochází k expanzi potravinářské výroby v důsledku zapojení nových zemí do zemědělství, což odpovídá rozsáhlému rozvoji zemědělství. K tomu přispívají dvě podmínky: dostupnost volné půdy a schopnost hospodařit za přijatelnou průměrnou úroveň kapitálových výdajů na jednotku plochy. Takové využívání půdy a zemědělství jsou typické pro mnoho rozvojových zemí v moderním světě.

V době vědecké a technologické revoluce došlo v průmyslových a rozvojových zemích k výraznému vymezení zemědělského systému. První z nich je charakterizována zintenzivněním zemědělství s využitím výsledků vědeckého a technologického pokroku, ve kterém se zemědělství nevyvíjí zvyšováním plochy obdělávané půdy, ale zvyšováním objemu kapitálu investovaného do půdy. Známé omezené zdroje půdy pro většinu průmyslově vyspělých kapitalistických zemí, zvýšená poptávka po zemědělských produktech po celém světě v důsledku vysoké míry růstu populace a vyšší zemědělská kultura přispěly k převodu zemědělství v těchto zemích zpět do 50. let 20. století na cestě intenzivního rozvoje. Zrychlení intenzifikace zemědělství v industrializovaných kapitalistických zemích je spojeno nejen s úspěchy vědeckého a technologického pokroku, ale především se ziskovostí investic do zemědělství, které soustředilo zemědělskou produkci do rukou velkých vlastníků půdy a ničilo drobné zemědělce.

Jiné způsoby rozvinutého zemědělství v rozvojových zemích. Mezi akutní problémy přírodních zdrojů v těchto zemích lze rozlišovat: nízká zemědělská kultura, která způsobila degradaci půdy (zvýšená eroze, salinizace, snížená plodnost) a přírodní vegetace (například tropické lesy), vyčerpání vodních zdrojů a dezertifikace zemí, což bylo zvláště výrazné v Africe kontinent. Všechny tyto faktory spojené se sociálně-ekonomickými problémy rozvojových zemí vedly v těchto zemích k chronickému nedostatku potravin. Na začátku 80. let tedy byly rozvojové země, pokud jde o zásobu zrna (222 kg) a masa (14 kg) na osobu, několikrát menší než průmyslově vyspělé kapitalistické země. Řešení potravinového problému v rozvojových zemích je nemyslitelné bez velkých sociálně-ekonomických transformací.

V naší zemi je základem pozemkových vztahů státní (celostátní) vlastnictví půdy, které je výsledkem znárodnění celé země. Zemědělské vztahy jsou budovány na základě plánů, podle nichž by se zemědělství mělo v budoucnu rozvíjet, s finanční a úvěrovou pomocí státu a dodávkou potřebného počtu strojů a hnojiv. Platba zemědělských pracovníků z hlediska množství a kvality práce stimuluje neustálé zvyšování jejich životní úrovně.

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

Pozemkové zdroje celého světa umožňují poskytovat potravu více lidem, než je v současnosti a jaké to bude v blízké budoucnosti. V důsledku populačního růstu, zejména v rozvojových zemích, však počet orné půdy na obyvatele klesá.

V zemědělských oblastech od severu k jihu dochází k pravidelnému poklesu plochy špatně obdělávané půdy a ke zvýšení plochy orné půdy, která dosahuje maxima v lesní stepi a stepní zóně. Zatímco v severních oblastech zóny bez chernozemu RSFSR činí plocha orné půdy 5–6% celkové plochy, v lesních stepích a stepních zónách se plocha orné půdy zvyšuje více než 10krát a dosahuje 60–70%. Na sever a na jih od těchto zón je zemědělské území výrazně zmenšeno. Na severu je hranice udržitelného zemědělství určována součtem pozitivních teplot 1000 ° během vegetačního období, na jihu - ročními srážkami 200-300 mm. Výjimkou jsou lépe zvlhčené podhůří a hornaté oblasti na jihu evropské části země a střední Asie, kde je zemědělský rozvoj území 20%. Na severu Ruské nížiny v zalesněných oblastech tundra a tundra je plocha orné půdy pouze 75 tisíc hektarů (méně než 0,1% území).

K urychlení rozvoje zemědělství v zemi je třeba provést řadu rozsáhlých opatření:

Zavedení vědecky založeného zemědělského systému pro každou přírodní oblast a její jednotlivé regiony;

Realizace širokého programu rekultivace půdy v různých přírodních zónách;

Eliminace procesů sekundární salinizace a zamokření rekultivačních masivů;

Použití komplexů opatření k boji proti vodní a větrné erozi v oblastech měřených v milionech hektarů;

Vytvoření sítě kulturních pastvin v různých přírodních zónách s využitím zavlažování, zalévání a hnojení;

Provádění širokého spektra opatření pro kultivaci vyspělých půd s vytvářením hlubokého strukturovaného horizontu;

Modernizace strojního a traktorového parku a nářadí pro zpracování půdy;

Použití plné dávky hnojiva pro všechny vidličky plodin, včetně mírně rozpustných v ochranné skořepině;

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

Komplexní ochrana stávajícího pozemkového fondu. Tento program může být navržen na dlouhou dobu.

Non-chernozemská zóna RSFSR sahá od Baltických plání na západě k pohoří Ural na východě, od pobřeží Severního ledového oceánu na severu k hranici lesní stepi na jihu. Jeho rozloha je asi 2,8 km 2. Non-chernozemská oblast se vyznačuje vysokou koncentrací populace. Žije zde více než 60 milionů lidí (asi 44% populace RSFSR), včetně asi 73% ve městech. Tato zóna má 47 milionů hektarů zemědělské půdy, z toho 32 milionů hektarů je orná půda. Non-chernozemská zóna se vyznačuje rozvinutým zemědělstvím, které představuje až 30% zemědělské produkce RSFSR, včetně téměř všech lněných vláken, až 20% obilí, více než 50 - brambor, asi 40 - mléko a vejce, 43 - zelenina, 30% - maso .

Nejdůležitějším rysem zóny bez chernozemu je přítomnost velké plochy přírodní pícniny. Na každý hektar orné půdy je 1 až 3 ha krmných polí a pastvin. Přírodní a klimatické podmínky téměř všude podporují rozvoj zemědělství specializace na maso a mléčné výrobky. Pro zintenzivnění zemědělství se navrhuje provádět rekultivační opatření a chemizaci zemědělské půdy v bažinách a mokřadech.

2. Eroze půdy (voda a vítr) a způsoby jejího řešení.

Rozsáhlé využívání půdy, zejména zvýšené během vědecké a technologické revoluce, vedlo ke zvýšení šíření vodní a větrné eroze (deflace). Pod jejich vlivem jsou půdní agregáty odstraněny (vodou nebo větrem) z horní, nejcennější půdní vrstvy, což vede ke snížení její úrodnosti. Vodní a větrná eroze, která způsobuje vyčerpání půdních zdrojů, jsou nebezpečným environmentálním faktorem.

Celková rozloha půdy ovlivněná vodní a větrnou erozí je měřena mnoha miliony hektarů. Podle dostupných odhadů je vodní eroze ovlivněna 31% půdy a větrná eroze 34%. Nepřímým důkazem zvýšené míry vodní a větrné eroze v éře vědeckého a technologického pokroku je nárůst pevného odtoku řek do oceánu, který se nyní odhaduje na 60 miliard tun, i když tato hodnota před 30 lety byla téměř dvakrát nižší.

Celkové zemědělské využití půdy (včetně pastvin a sena) je asi 1/3 půdy. V důsledku vodní a větrné eroze bylo po celém světě zasaženo asi 430 milionů hektarů půdy a při současném rozsahu eroze by se tato hodnota mohla do konce století zdvojnásobit.

Větrná eroze je nejcitlivější na částice půdy 0,5-1,1 mm nebo méně, které při rychlosti větru blízko povrchu půdy 3,8-6,6 m / s přicházejí do pohybu a cestují na velké vzdálenosti. Jemné částice půdy (<,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. Neméně aktivním procesem je vodní eroze, protože při promývání vodou se zvyšuje velikost odplavených částic půdy.

Splachování půdy závisí na typu půdy, jejím fyzikálním a mechanickém složení, velikosti povrchového odtoku a stavu povrchu půdy (zemědělské zázemí). Míra vymývání půdy se velmi liší pro různé orné půdy. U jižních chernozémů se ukazatele eroze půdy (t / ha) liší od 21,7 (podzimní orba podél svahu), 14,9 (stejná přes svah) až 0,2 (dlouhodobá úhor). Intenzita eroze v moderní době je způsobena přímými nebo nepřímými důsledky antropogenního původu. První by měla zahrnovat rozsáhlou orbu půdy v oblastech ohrožených erozí, zejména ve vyprahlých nebo polosuchých zónách. Tento jev je typický pro většinu rozvojových zemí.

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

Oblasti, ve kterých dochází současně k erozi vody a větru, jsou v obtížné situaci. V naší zemi se jedná o lesostepní a částečně stepní regiony ve střední oblasti Černé Země, Volze, Trans-Ural, západní a východní Sibiři s intenzivním zemědělským využitím. Vodní a větrná eroze se vyvíjí v zóně nedostatečné vlhkosti se střídajícími se vlhkými roky a roky odolnými vůči suchu (nebo ročními obdobími) podle následujících schémat: spláchnutí - odvodnění půdy - foukání, foukání - zamokření půdy - spláchnutí. Je třeba poznamenat, že se může vyskytovat v oblastech se složitou topografií odlišně: na svazích severních expozic převládá vodní eroze a na jižních s větrnou erozí převládá větrná eroze. Současný vývoj vodní a větrné eroze může způsobit zvláště velké poruchy půdního pokryvu.

Větrná eroze se vyskytuje v stepních oblastech s velkými plochami orné půdy při rychlosti větru 10-15 m / s. (Region Volga, severní Kavkaz, jižně od západní Sibiře). Největší škody na zemědělství jsou způsobeny prachovými bouřkami (pozorovanými brzy na jaře a v létě), které vedou ke zničení plodin, snížení úrodnosti půdy, znečištění ovzduší, zavedení pruhů a rekultivačních systémů. Hranice prachových bouří běží jižně od Baltského moře - Kremenchug - Poltava - Charkov - Balashov - Kuybyshev - Ufa - Novotroitsk.

Zemědělský systém na ochranu půdy vyvinutý v Kazachstánu je rozšířený. Jejím základem je přechod od obdělávání půdy pomocí pluhu na jiné než plísňové zpracování pomocí plochých řezných nástrojů, které zachovávají strniště a zbytky rostlin na povrchu půdy a na půdách lehkého mechanického složení - zavedení střídání plodin s ochranou půdy s umístěním jednoletých plodin a trvalých trav. Díky systému ochrany půdy je zajištěna nejen ochrana půdy před větrnou erozí, ale také účinnější využití srážek. Během kultivace s plochým řezem půda zamrzne do menší hloubky a na povrchových horizontech půdy se používá odtok z jarního povrchu, v důsledku čehož se snižují škodlivé účinky sucha a výnos plodin v nejsušších letech. Eroze půdy může způsobit jak přímé poškození - snížením úrodnosti půdy, tak nepřímé - převodem některé cenné orné půdy na jiné, méně cenné (například lesní pásy nebo louky). Pouze pro zemědělsko-lesnická opatření na ochranu půdy před erozí, kterou potřebuje mnoho milionů hektarů orné půdy, je nutné k výsadbě využít 2,6% této plochy.

Pro ochranu půd před erozí je v současnosti používán systém vědeckých a organizačních, agrolesnických a hydrotechnických opatření. Hlavními typy ochrany proti vodní erozi jsou maximální redukce povrchového odtoku a jeho přenos do podzemí v důsledku střídání plodin chráněných proti půdě s poměrem plodin víceletých trav a ročních plodin 1: 2, hluboké postranní brázdění svahů, obdělávání půdy a zalesňování. Hydrotechnická opatření k boji proti vodní erozi zahrnují výstavbu rybníků a rybníků, aby se snížilo množství odtoku taveniny. V závislosti na stupni eroze půdy jsou všechny zemědělské pozemky rozděleny do devíti kategorií. První z nich zahrnuje pozemky, které nepodléhají erozi, devátá - nevhodné půdy pro zemědělství. Pro každou z kategorií půdy (s výjimkou deváté) se doporučuje vlastní protierozní systém zemědělství.

3. Průmyslové znečištění půdy.

3.1. Kyselý déšť

Termín "kyselý déšť" se vztahuje na všechny typy meteorologických srážek - déšť, sníh, krupobití, mlha, déšť a sníh - jejichž pH je nižší než průměrné pH dešťové vody (průměrné pH dešťové vody je 5,6). Oxid siřičitý (S02) a oxidy dusíku (NO x) uvolňované během lidské činnosti se v atmosféře Země přeměňují na kyselinotvorné částice. Tyto částice reagují s atmosférickou vodou a mění je v kyselé roztoky, které snižují pH dešťové vody. Termín kyselý déšť byl poprvé představen v roce 1872 anglickým učencem Angusem Smithem. Jeho pozornost byla přitahována k viktoriánskému smogu v Manchesteru. A ačkoli vědci té doby odmítli teorii existence kyselého deště, dnes nikdo nepochybuje o tom, že kyselý déšť je jednou z příčin smrti ve vodních útvarech, lesích, plodinách a vegetaci. Kromě toho kyselý déšť ničí budovy a kulturní památky, potrubí, znečišťuje auta, snižuje úrodnost půdy a může vést k úniku toxických kovů do kolektorů.

Normální dešťová voda je také mírně kyselým roztokem. Důvodem je skutečnost, že přírodní atmosférické látky, jako je oxid uhličitý (CO 2), reagují s dešťovou vodou. V tomto případě se vytvoří slabá kyselina uhličitá (C02 + H20 -\u003e H2CO3). Zatímco v ideálním případě je pH dešťové vody 5,6 - 5,7, v reálném životě se může kyselost (pH) dešťové vody v jedné lokalitě lišit od kyselosti dešťové vody v jiné lokalitě. To závisí především na složení plynů obsažených v atmosféře dané oblasti, jako je oxid siřičitý a oxidy dusíku.

V roce 1883 vytvořil švédský vědec Svante Arrhenius dva termíny - kyselinu a bázi. Nazýval kyselé látky, které po rozpuštění ve vodě vytvářejí volné kladně nabité ionty vodíku (H +). Nazval základní látky, které po rozpuštění ve vodě vytvářejí volné záporně nabité hydroxidové ionty (OH -). Termín pH se používá jako indikátor kyselosti vody. „Termín pH znamená v angličtině“ indikátor míry koncentrace iontů vodíku. “

Hodnota pH se měří na stupnici od 0 do 14. Vodíkové ionty (H +) i hydroxidové ionty (OH -) jsou přítomny ve vodě a vodných roztocích. Pokud je koncentrace vodíkových iontů (H +) ve vodě nebo v roztoku stejná jako koncentrace hydroxidových iontů (OH -) ve stejném roztoku, je takový roztok neutrální. PH neutrálního roztoku je 7 (na stupnici od 0 do 14). Jak již víte, rozpuštění kyselin ve vodě zvyšuje koncentraci volných vodíkových iontů (H +). Poté zvyšují kyselost vody, jinými slovy, pH vody. Současně se zvýšením koncentrace iontů vodíku (H +) klesá koncentrace hydroxidových iontů (OH -). Roztoky, jejichž hodnota pH na stupnici je v rozmezí 0 až<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 nazývají zásadité.

Je třeba poznamenat, že je třeba uvést další rys stupnice pH. Každý následný krok na stupnici pH ukazuje desetinásobné snížení koncentrace vodíkových iontů (H +) (a v důsledku toho kyselosti) v roztoku a zvýšení koncentrace hydroxidových iontů (OH -). Například kyselost látky s hodnotou pH4 je desetkrát vyšší než kyselost látky s hodnotou pH 5, stokrát vyšší než kyselost látky s hodnotou pH 6 a stokrátkrát vyšší než kyselost látky s hodnotou pH9.

Kyselý déšť je výsledkem reakce mezi vodou a znečišťujícími látkami, jako je oxid siřičitý (S02) a různé oxidy dusíku (NO x). Tyto látky jsou do ovzduší vypouštěny silnicí v důsledku činností hutních podniků a elektráren, jakož i spalování uhlí a dřeva. Reakcí s atmosférickou vodou se promění v roztoky kyselin - sírové, sírové, dusičné a dusičné. Potom spolu se sněhem nebo deštěm padají na zem.

Důsledky kyselého deště jsou pozorovány v USA, Německu, České republice, Slovensku, Nizozemsku, Švýcarsku, Austrálii, republikách bývalé Jugoslávie a 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 umírá 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) vodní rostliny začnou umírat, takže ostatní zvířata přicházejí o potravu. S pH 6 umírají krevety sladkovodní. Když kyselost stoupne na pH 5,5, bakterie z dna odumřou, které rozkládají organickou hmotu a listy, a organické zbytky se začnou hromadit na dně. Pak plankton zemře - malé zvíře, které tvoří základ potravního řetězce nádrže a živí se látkami vytvářenými rozkladem organických látek bakteriemi. Když kyselost dosáhne pH 4,5, uhynou všechny ryby, většina žab a hmyzu.

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

Tyto toxické kovy představují zdravotní riziko. Lidé, kteří pijí vodu s vysokým obsahem olova nebo jedí ryby s vysokým obsahem rtuti, mohou mít vážné choroby.

Kyselý déšť poškozuje nejen vodní život. Rovněž ničí vegetaci na souši. Vědci se domnívají, že ačkoli tento mechanismus ještě nebyl plně prozkoumán, „komplexní směsice znečišťujících látek, včetně srážení kyselin, ozonu a těžkých kovů ... spolu vedou k degradaci lesů.

Hospodářské ztráty způsobené kyselým deštěm ve Spojených státech podle jedné studie činí 13 milionů dolarů ročně na východním pobřeží a do konce století by ztráty dosáhly 1,750 miliard dolarů ze ztráty lesa; 8,300 miliard dolarů ze ztráty plodin (pouze v povodí řeky Ohio) a pouze ve státě Minnesota 40 milionů dolarů na lékařské výdaje. Jediným způsobem, jak změnit situaci k lepšímu, je podle mnoha odborníků snížení množství škodlivých emisí do atmosféry.

3.2. Těžké kovy

Těžké kovy jsou prioritními znečišťujícími látkami, které musí být monitorovány ve všech prostředích.

Termín těžké kovy , charakterizující širokou skupinu znečišťujících látek, nedávno získala významnou distribuci. V různých vědeckých a užitých pracích autoři interpretují význam tohoto pojmu různými způsoby. V tomto ohledu se počet prvků připadajících na skupinu těžkých kovů značně liší. Jako kritéria členství se používají četné charakteristiky: atomová hmotnost, hustota, toxicita, prevalence v přírodním prostředí, stupeň zapojení do přírodních a umělých cyklů. V některých případech definice těžkých kovů zahrnuje prvky, které jsou křehké (například bismut) nebo metaloidy (například arsen).

V pracích věnovaných problematice znečištění životního prostředí a monitorování životního prostředí dnes těžké kovy   přepravují více než 40 kovů periodického systému Mendeleev 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, jakož i schopnost bioakumulace a biomagnifikace. Téměř všechny kovy, na které se tato definice vztahuje (s výjimkou olova, rtuti, kadmia a bizmutu, jejichž biologická role je v současné době nejasná), se aktivně účastní biologických procesů a jsou součástí mnoha enzymů. Podle klasifikace N. Reimers by kovy s hustotou vyšší než 8 g / cm3 měly být považovány za těžké. Tedy těžké kovy jsou Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg .

Formálně definované těžké kovy   odpovídá velkému počtu prvků. Avšak podle vědců zabývajících se praktickými činnostmi souvisejícími s organizací pozorování stavu a znečištění životního prostředí nejsou sloučeniny těchto prvků zdaleka ekvivalentní jako znečišťující látky. V mnoha pracích je tedy rámec skupiny těžkých kovů zúžen v souladu s prioritními kritérii určenými směrem a specifikami práce. Takže v již klasických dílech Yu.A. Izrael v seznamu chemických látek, které mají být stanoveny v přírodním prostředí na pozaďových stanicích v biosférických rezervách, v roce 2006 těžké kovy   pojmenováno Pb, Hg, Cd, As. Na druhou stranu podle rozhodnutí pracovní skupiny pro emise těžkých kovů pracuje pod záštitou Evropské hospodářské komise OSN a shromažďuje a analyzuje informace o emisích znečišťujících látek v evropských zemích pouze Zn, As, Se a Sb   byly připsány těžké kovy  . Podle definice N. Reimerse zůstávají ušlechtilé a vzácné kovy odděleně od těžkých kovů pouze Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg  . V aplikovaných pracích se k počtu těžkých kovů nejčastěji přidávají těžké kovy. Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn .

Kovové ionty jsou nezbytnou součástí přírodních rezervoárů. V závislosti na okolních podmínkách (pH, redoxní potenciál, přítomnost ligandů) existují v různých stupních oxidace a jsou součástí různých anorganických a organokovových sloučenin, které mohou být skutečně rozpuštěny, koloidně dispergovány nebo mohou být součástí minerálních a organických suspenzí.

Skutečně rozpuštěné formy kovů jsou zase velmi rozmanité, což je spojeno s procesy hydrolýzy, hydrolytické polymerace (tvorba polynukleárních hydroxokomplexů) a komplexací s různými ligandy. Katalytické vlastnosti kovů a jejich dostupnost pro vodní mikroorganismy tedy závisí na jejich existenci ve vodním ekosystému.

Mnoho kovů tvoří poměrně silné komplexy s organickými látkami; tyto komplexy jsou jednou z nejdůležitějších forem migrace prvků v přírodních vodách. Většina organických komplexů tvoří chelátový cyklus a jsou stabilní. Komplexy tvořené půdními kyselinami se solemi železa, hliníku, titanu, uranu, vanadu, mědi, molybdenu a dalších těžkých kovů jsou relativně dobře rozpustné v neutrálním, mírně kyselém a mírně alkalickém prostředí. Organokovové komplexy jsou proto schopny migrovat v přírodních vodách na velmi značné vzdálenosti. To je obzvláště důležité pro slanou slanost a především pro 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 médiu do formy 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 výrazně lišit od propustnosti hydratovaných iontů;

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

Takže chelátované 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 celkový obsah, ale také podíl vázaných a volných forem.

Zdrojem znečištění vody těžkými kovy jsou odpadní vody z galvanických obchodů, těžebních, železářských a neželezných podniků a strojíren. Těžké kovy jsou součástí hnojiv a pesticidů a mohou pronikat do vodních útvarů spolu s odtokem ze zemědělské půdy.

Zvýšení koncentrace těžkých kovů v přírodních vodách je často spojeno s jinými typy znečištění, například okyselením. Srážení kyselých sraženin přispívá ke snížení pH a přechodu kovů ze stavu adsorbovaného na minerálních a organických látkách do volného stavu.

Především jsou to kovy, které nejvíce znečišťují ovzduší, zajímavé z důvodu jejich významného využití ve výrobních činnostech a v důsledku akumulace v životním prostředí představují vážné nebezpečí, pokud jde o jejich biologickou aktivitu a toxické vlastnosti. Patří mezi ně olovo, rtuť, kadmium, zinek, bizmut, kobalt, nikl, měď, cín, antimon, vanad, mangan, chrom, molybden a arsen.

Biogeochemické vlastnosti těžkých kovů

Vlastnost
Biochemická aktivita
Toxicita
Karcinogenita
Obohacování aerosolem
Minerální forma distribuce
Organická forma distribuce
Mobilita
Trend biokoncentrace
Účinnost akumulace
Komplexní schopnost
Tendence k hydrolýze
Rozpustnost sloučenin
Životní čas

B - vysoká, U - střední, N - nízká

Vanad je převážně v rozptýleném stavu a nachází se v železných rudách, ropě, asfaltu, bitumenu, břidlicovém břidlicovém uhlí, uhlí atd. Ropa a její produkty zpracování jsou jedním z hlavních zdrojů přírodního znečištění vody.

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

Ve vodě tvoří stabilní aniontové komplexy (V 4 O 12) 4- a (V 10 O 26) 6-. Důležitou roli při migraci vanadu jsou jeho rozpuštěné komplexní sloučeniny s organickými látkami, zejména s huminovými kyselinami.

Zvýšené koncentrace vanadu jsou škodlivé pro lidské zdraví. MPC ve vanadu je 0,1 mg / dm 3 (mezní ukazatel škodlivosti je hygienicko-toxikologický), MPC bp je 0,001 mg / dm3.

Přírodní zdroje bizmutu v přírodních vodách vyluhují minerály obsahující bizmut. Odpadní vody z farmaceutického a parfémového průmyslu a některé podniky sklářského průmyslu mohou být také zdrojem přírodní vody.

Nekontaminované povrchové vody se nacházejí v sub-mikrogramových koncentracích. Nejvyšší koncentrace byla zjištěna v podzemních vodách a činí 20 μg / dm 3, v mořských vodách - 0,02 μg / dm 3. MAC v 0,1 mg / dm3

Hlavními zdroji sloučenin železa v povrchových vodách jsou procesy chemického zvětrávání hornin, doprovázené jejich mechanickým ničením a rozpouštěním. Při interakci s minerálními a organickými látkami obsaženými v přírodních vodách se tvoří komplexní komplex sloučenin železa, které jsou ve vodě v rozpuštěném, koloidním a suspendovaném stavu. Značná množství železa pocházejí z podzemních splašků a splašků z podniků hutního, kovozpracujícího, textilního, barevného a lakového průmyslu a ze zemědělských odtoků.

Fázové rovnováhy závisí na chemickém složení vod, pH, Eh a do jisté míry na teplotě. V rutinní analýze během vážená forma   izolované částice s velikostí větší než 0,45 mikronů. Skládá se hlavně z minerálů obsahujících železo, hydrátu oxidu železa a sloučenin železa sorbovaných v suspenzích. Opravdu rozpuštěná a koloidní forma je obvykle posuzována společně. Rozpuštěné železo   představované sloučeninami v iontové formě, ve formě hydroxokomplexu a komplexy s rozpuštěnými anorganickými a organickými látkami přírodních vod. V iontové formě Fe (II) migruje hlavně a Fe (III) v nepřítomnosti komplexujících látek nemůže být ve významném množství v rozpuštěném stavu.

Železo se vyskytuje hlavně ve vodách s nízkými hodnotami Eh.

V důsledku chemické a biochemické (za účasti železných bakterií) oxidace Fe (II) přechází na Fe (III), který se hydrolyzuje a vysráží ve formě Fe (OH) 3. Jak Fe (II), tak Fe (III) se vyznačují tendencí vytvářet hydroxokomplexy tohoto typu + , 4+ , + , 3+ , -    a další koexistující v roztoku v různých koncentracích v závislosti na pH a obecně určujícím stav železo-hydroxylového systému. Hlavní formou přítomnosti Fe (III) v povrchových vodách jsou jeho komplexní sloučeniny s rozpuštěnými anorganickými a organickými sloučeninami, zejména huminové látky. Při pH \u003d 8,0 je hlavní formou Fe (OH) 3. Koloidní forma železa je nejméně studovaná, jedná se o hydrát oxidu železitého Fe (OH) 3 a komplexy s organickými látkami.

Obsah železa v povrchových vodách země je desetiny miligramu, poblíž bažin - několik miligramů. Zvýšený obsah železa je pozorován ve vodách bažin, ve kterých je ve formě komplexů s huminovými solemi - humáty. Nejvyšší koncentrace železa (až několik desítek a stovek miligramů na 1 dm3) jsou pozorovány v podzemních vodách s nízkými hodnotami pH.

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

Koncentrace železa podléhá znatelným sezónním výkyvům. Typicky je v nádržích s vysokou biologickou produktivitou během letní a zimní stagnace patrný nárůst koncentrace železa ve spodních vrstvách vody. Míchání vodních hmot (homotermie) na podzim a jaro je doprovázeno oxidací Fe (II) v Fe (III) a jeho srážením ve formě Fe (OH) 3.

Vniká do přírodních vod při vyluhování půd, polymetalických a měděných rud v důsledku rozkladu vodních organismů, které ji mohou akumulovat. Sloučeniny kadmia jsou vypouštěny do povrchových vod pomocí odpadních vod z olovo-zinek, úpraven rud, řady chemických provozů (výroba kyseliny sírové), galvanické výroby a důlní vody. K poklesu koncentrace rozpuštěných sloučenin kadmia dochází v důsledku sorpčních procesů, srážení hydroxidu a uhličitanu kadmia a jejich spotřeby vodními organismy.

Rozpuštěné formy kadmia v přírodních vodách jsou hlavně minerální a organicko-minerální komplexy. Hlavní suspendovanou formou kadmia jsou jeho sorbované sloučeniny. Významná část kadmia může migrovat jako součást hydrobiontových buněk.

V nekontaminovaných a mírně kontaminovaných říčních vodách je kadmium obsaženo v koncentracích submikrogramů, v kontaminovaných 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.

Maximální přípustná koncentrace je 0,001 mg / dm 3, maximální přípustná koncentrace je 0,0005 mg / dm 3 (mezní známka škodlivosti je toxikologická).

Sloučeniny kobaltu se dostávají do přírodních vod v důsledku jejich vyluhování z pyritů mědi a jiných rud, z půd při rozkladu organismů a rostlin, jakož i z odpadních vod z metalurgických, kovozpracujících a chemických závodů. Některá množství kobaltu pocházejí z půdy v důsledku rozkladu rostlinných a živočišných organismů.

Sloučeniny kobaltu v přírodních vodách jsou v rozpuštěném a suspendovaném stavu, jehož kvantitativní poměr je určen chemickým složením vody, teplotou a hodnotami pH. Rozpuštěné formy jsou představovány převážně komplexními sloučeninami, vč. s organickými látkami z přírodních vod. Sloučeniny bivalentního kobaltu jsou nejcharakterističtější pro povrchové vody. V přítomnosti oxidačních činidel může existovat trojmocný kobalt ve značných koncentracích.

Kobalt je jedním z biologicky aktivních prvků a vždy se vyskytuje u zvířat a rostlin. Nedostatečný obsah kobaltu v rostlinách je spojen s jeho nedostatečným obsahem v půdách, což přispívá k rozvoji anémie u zvířat (taiga-lesní neererzemní zóna). Jako součást vitamínu B 12 kobalt velmi aktivně ovlivňuje příjem dusíkatých látek, zvýšení obsahu chlorofylu a kyseliny askorbové, aktivuje biosyntézu a zvyšuje obsah bílkovinného dusíku v rostlinách. Zvýšené koncentrace kobaltových sloučenin jsou však toxické.

V neznečištěných a mírně znečištěných říčních vodách se jeho obsah pohybuje od desetin do tisícin miligramu na 1 dm 3, průměrný obsah v mořské vodě je 0,5 μg / dm 3. Maximální koncentrační limit je 0,1 mg / dm 3, maximální koncentrační limit je 0,01 mg / dm3.

Mangan

Mangan vstupuje do povrchových vod v důsledku vyluhování feromanganových rud a dalších minerálů obsahujících mangan (pyrolusit, psilomelan, brownit, manganit, černý okr). Značná množství manganu pocházejí z rozkladu vodních živočichů a rostlinných organismů, zejména modrozelených, rozsivek a vyšších vodních rostlin. Sloučeniny manganu jsou vypouštěny do vodních útvarů s odpadní vodou z úpraven manganu, hutnických zařízení, chemických podniků a důlních vod.

Snížení koncentrace iontů manganu v přírodních vodách nastává v důsledku oxidace Mn (II) na Mn02 a dalších vysoce valentních oxidů, které se vysrážejí. Hlavními parametry, které určují oxidační reakci, jsou koncentrace rozpuštěného kyslíku, pH a teplota. Koncentrace rozpuštěných sloučenin manganu klesá díky jejich likvidaci řasami.

Hlavní formou migrace sloučenin manganu v povrchových vodách je suspendovaná hmota, jejíž složení je určováno složení hornin vypuštěných vodou, jakož i koloidních hydroxidů těžkých kovů a sorbovaných sloučenin manganu. Organické hmoty a procesy komplexace manganu s anorganickými a organickými ligandy jsou nezbytné pro migraci manganu v rozpuštěných a koloidních formách. 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 odolné než s jinými přechodnými kovy. Patří sem sloučeniny s aminy, organickými kyselinami, aminokyselinami a huminové látky. Mn (III) ve zvýšených koncentracích může být v rozpuštěném stavu pouze v přítomnosti silných komplexotvorných látek, Mn (YII) se nevyskytuje v přírodních vodách.

V říčních vodách se obsah manganu obvykle pohybuje v rozmezí 1 až 160 μg / dm 3, průměrný obsah v mořských vodách je 2 μg / dm 3 a v podzemních vodách n. 10 2 - n. 103 μg / dm3.

Koncentrace manganu v povrchových vodách podléhá sezónním výkyvům.

Faktory určující změny v koncentracích manganu jsou poměr mezi povrchovým a podzemním odtokem, intenzita jeho spotřeby při fotosyntéze, rozklad fytoplanktonu, mikroorganismy a vyšší vodní vegetace, jakož i procesy jeho ukládání na dno vodních útvarů.

Role manganu v životě vyšších rostlin a řas ve vodních útvarech je velmi velká. Mangan podporuje využívání CO 2 rostlinami, což zvyšuje intenzitu fotosyntézy, podílí se na procesech redukce dusičnanů a asimilace dusíku rostlinami. Mangan podporuje přechod aktivního Fe (II) na Fe (III), který chrání buňku před otravou, urychluje růst organismů atd. Důležitá ekologická a fyziologická role manganu vyžaduje studium a distribuci manganu v přírodních vodách.

Pro vodní útvary pro sanitární použití je maximální přípustná koncentrace v (iontem manganu) nastavena na 0,1 mg / dm 3.

Níže jsou uvedeny mapy distribuce průměrných koncentrací kovů: mangan, měď, nikl a olovo, na základě pozorovacích údajů za roky 1989 - 1993. ve 123 městech. Použití pozdějších údajů se považuje za nepraktické, protože v souvislosti se snížením výroby se koncentrace suspendovaných pevných látek, a tedy kovů, významně snížila.

Účinky na zdraví.   Mnoho kovů je součástí prachu a má významný dopad na zdraví.

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

Vysoké koncentrace manganu vedou ke vzniku neurotoxických účinků, progresivním lézím centrální nervové soustavy, pneumonii.
  Nejvyšší koncentrace manganu (0,57 - 0,66 μg / m3) jsou pozorovány ve velkých centrech hutnictví: v Lipetsku a Cherepovetsu, stejně jako v Magadanu. Většina měst s vysokou koncentrací Mn (0,23 - 0,69 μg / m 3) je soustředěna na poloostrov Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (viz mapa).

Pro roky 1991 - 1994 Emise manganu z průmyslových zdrojů klesly 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 podílí na procesu fotosyntézy a ovlivňuje vstřebávání dusíku rostlinami. Nadměrné koncentrace mědi však mají nepříznivý účinek na rostlinné a živočišné organismy.

V přírodních vodách jsou nejčastějšími sloučeninami Cu (II). Ze sloučenin Cu (I) jsou Cu20, Cu2S a CuCl těžko rozpustné ve vodě. V přítomnosti ligandů ve vodném médiu, spolu s rovnováhou disociace hydroxidu, je nutné vzít v úvahu tvorbu různých komplexních forem, které jsou v rovnováze s kovovými akváriemi.

Hlavním zdrojem vstupu mědi do přírodních vod jsou odpadní vody z podniků chemického a hutního průmyslu, důlní voda, aldehydová činidla používaná k ničení řas. Měď se může objevit v důsledku koroze měděných potrubí a dalších struktur používaných v systémech zásobování vodou. V podzemních vodách je obsah mědi způsoben interakcí vody s horninami, které ji obsahují (chalkopyrit, chalcosin, covellit, borit, malachit, azurit, chrysacolla, brotantin).

Maximální přípustná koncentrace mědi ve vodě ve vodních útvarech při použití sanitární vody je 0,1 mg / dm 3 (limitujícím znakem škodlivosti je všeobecná hygienická), ve vodě vodních útvarů rybářského průmyslu - 0,001 mg / dm 3.

Emise M (tisíc tun / rok) oxidu mědi a průměrná roční koncentrace q (μg / m 3) mědi.

Měď vstupuje do ovzduší emisemi z metalurgického průmyslu. V pevných emisích je obsažena hlavně ve formě sloučenin, zejména oxidu mědi.

Hutní podniky neželezných kovů představují 98,7% všech antropogenních emisí tohoto kovu, z nichž 71% je vyráběno podniky Norilsk Nickel se sídlem v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk a dalších 25% emisí mědi je prováděno v Revdě a Krasnouralsku. , Kolchugino a další.

  Vysoké koncentrace mědi vedou k intoxikaci, anémii a hepatitidě.

Jak je vidět z mapy, nejvyšší koncentrace mědi jsou zaznamenány ve městech Lipetsk a Rudnaya Pristan. Koncentrace mědi se také zvyšují ve městech poloostrova Kola, v Zapolyarnech, Monchegorsku, Nickelu, Olenegorsku a také v Norilsku.

Emise mědi z průmyslových zdrojů klesly 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 odpadními vodami z obohacovacích zařízení a metalurgických podniků neželezných kovů. K poklesu koncentrace sloučenin molybdenu dochází v důsledku srážení málo rozpustných sloučenin, adsorpčních procesů minerálními suspenzemi a spotřeby rostlinnými vodními organismy.

Molybden v povrchových vodách je převážně ve formě MoO 4 2-  . Je velmi pravděpodobné, že existuje ve formě organominerálních komplexů. Možnost určité akumulace v koloidním stavu vyplývá ze skutečnosti, že oxidační produkty molybdenitu jsou drobivé, jemně dispergované látky.

V říčních vodách byl molybden zjištěn v koncentracích od 2,1 do 10,6 μg / dm 3. V mořské vodě obsahuje v průměru 10 μg / DM 3 molybden.

V malém množství je molybden nezbytný pro normální vývoj rostlinných a živočišných organismů. Molybden je součástí enzymu xantin oxidázy. S nedostatkem molybdenu se enzym tvoří v nedostatečném množství, což způsobuje negativní reakce těla. Ve zvýšených koncentracích je molybden škodlivý. S přebytkem molybdenu je metabolismus narušen.

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

Arsen přichází do přírodních vod z minerálních zdrojů, z mineralizačních oblastí arzenu (pyrit arzen, realgar, auripigment), jakož i z oxidačních zón typu polymetalických, měď-kobaltových a wolframových typů. Určité množství arsenu pochází z půdy i z rozkladu rostlinných a živočišných organismů. Spotřeba arsenu vodními organismy je jedním z důvodů snížení jeho koncentrace ve vodě, což se nejjasněji projevuje v období intenzivního vývoje planktonu.

Značná množství arsenu vstupují do vodních útvarů s odpadní vodou z obohacovacích zařízení, odpadem z výroby barviv, koželužny a rostlinami produkujícími pesticidy, jakož i ze zemědělské půdy, která používá pesticidy.

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 arzen vyskytuje ve formě tří a pěti atomů, zejména ve formě aniontů.

V nekontaminovaných říčních vodách se arzen obvykle vyskytuje 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 a v podzemních vodách se vyskytuje v koncentracích n. 105 μg / dm 3. Sloučeniny arsenu ve vysokých koncentracích jsou pro zvířata a lidi toxické: inhibují oxidační procesy, inhibují přísun kyslíku do orgánů a tkání.

Maximální přípustná koncentrace v arsenu je 0,05 mg / dm 3 (mezní ukazatel rizika je hygienicko-toxikologický) a maximální přípustná koncentrace v arsenu je 0,05 mg / dm 3.

Přítomnost niklu v přírodních vodách je způsobena složením hornin, kterými voda prochází: nachází se v místech usazování sulfidických měděných niklových rud a železných niklových rud. Během svého rozkladu vstupuje do vody z půdy a rostlinných a živočišných organismů. Zvýšený obsah niklu ve srovnání s jinými typy řas se vyskytuje v modrozelených řasách. Sloučeniny niklu ve vodních útvarech přicházejí také s odpadní vodou z obchodů na pokovování niklu, závodů na syntetický kaučuk, úpraven niklu. Spalování fosilních paliv doprovázejí obrovské emise niklu.

Jeho koncentrace se může snižovat v důsledku srážení takových sloučenin, jako jsou kyanidy, sulfidy, uhličitany nebo hydroxidy (se zvyšujícími se hodnotami pH), v důsledku její spotřeby vodními organismy a adsorpčních procesů.

V povrchových vodách jsou sloučeniny niklu v rozpuštěném, suspendovaném a koloidním stavu, jehož kvantitativní poměr závisí na složení vody, teplotě a hodnotách pH. Sorbenty sloučenin niklu mohou být hydroxid železa, organické látky, vysoce dispergovaný uhličitan vápenatý, jíl. Rozpuštěné formy jsou hlavně komplexní ionty, nejčastěji s aminokyselinami, huminové a fulvové kyseliny, jakož i ve formě silného kyanidového komplexu. Sloučeniny niklu, ve kterých je v oxidačním stavu +2, jsou nejčastější v přírodních vodách. Sloučeniny Ni 3+ se obvykle vytvářejí v alkalickém prostředí.

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

V řekách neznečištěných a mírně znečištěných vodách se koncentrace niklu obvykle pohybuje od 0,8 do 10 μg / dm 3; v kontaminovaném množství činí několik desítek mikrogramů na 1 dm3. Průměrná koncentrace niklu v mořské vodě je 2 μg / dm 3, v podzemních vodách - n. 103 μg / dm3. Při mytí hornin obsahujících nikl v podzemních vodách se koncentrace niklu někdy zvyšuje na 20 mg / dm3.

Nikl přichází do atmosféry z neželezných metalurgických podniků, které představují 97% všech emisí niklu, z toho 89% jsou Norilsk Nikl podniky se sídlem v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk.

Zvýšený obsah niklu v životním prostředí vede ke vzniku endemických chorob, bronchiální rakoviny. Sloučeniny niklu patří do 1. skupiny karcinogenů.

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

Emise niklu z průmyslových podniků se snížily o 28%, průměrné koncentrace - o 35%.

Emise M (tis. Tun / rok) a průměrné roční koncentrace niklu (qg / m 3).

Vstupuje do přírodních vod v důsledku loužení cínových minerálů (kasssit, stannin), jakož i v odpadních vodách různých průmyslových odvětví (barvení tkanin, syntéza organických barev, výroba slitin s přídavkem cínu atd.).

Toxický účinek cínu je malý.

V nekontaminovaných povrchových vodách se cín nachází v koncentracích pod mikrogramem. V podzemní vodě jeho koncentrace dosahuje jednotek mikrogramů v 1 dm 3.   MAC ve 2 mg / DM3.

Sloučeniny rtuti mohou proniknout do povrchových vod v důsledku loužení hornin v oblasti rtuti (cinnabar, metacinabarit, livestoneit), v procesu rozkladu vodních organismů, které akumulují rtuť. Značná množství vstupují do vodních útvarů s odpadní vodou z podniků vyrábějících barviva, pesticidy, léčiva a některé výbušniny. Tepelné elektrárny spalující uhlí emitují do ovzduší značné množství sloučenin rtuti, které v důsledku mokrého a suchého srážení vstupují do vodních útvarů.

K poklesu koncentrace rozpuštěných sloučenin rtuti dochází v důsledku jejich extrakce mnoha mořských a sladkovodních organismů, které jsou schopny akumulovat ji v koncentracích mnohonásobně vyšších než je její obsah ve vodě, jakož i adsorpčních procesů suspendovaných pevných látek a sedimentů na dně.

V povrchových vodách jsou sloučeniny rtuti rozpuštěny a suspendovány. Poměr mezi nimi závisí na chemickém složení vody a hodnotách pH. Vážená rtuť je sorbovaná směs rtuti. Rozpuštěné formy jsou nedisociované molekuly, komplexní organické a minerální sloučeniny. Ve vodě vodních útvarů může být rtuť ve formě sloučenin methylrtuti.

Sloučeniny rtuti jsou vysoce toxické, ovlivňují lidský nervový systém, způsobují změny na sliznici, zhoršené motorické funkce a gastrointestinální sekreci, změny v krvi atd. Bakteriální methylační procesy jsou zaměřeny na tvorbu sloučenin methylrtuti, které jsou mnohokrát toxičtější než minerální soli rtuť. Methyl rtuťové sloučeniny se hromadí v rybách a mohou vstoupit do lidského těla.

Maximální koncentrační limit v rtuti je 0,0005 mg / dm 3 (mezní známka škodlivosti je hygienicko-toxikologická), maximální koncentrační limit je 0,0001 mg / dm 3.

Přírodní zdroje olova do povrchových vod jsou rozpouštění endogenních (galenických) a exogenních (anglesitových, cerussitových atd.) Minerálů. Významné zvýšení olova v životním prostředí (včetně povrchových vod) je spojeno se spalováním uhlí, používáním tetraethylovaného olova jako činidla zabraňujícího pronikání do motorového paliva a převodem úpraven rud, některých hutnických zařízení a chemických závodů do vodních útvarů s odpadní vodou. doly atd. Významnými faktory snižování koncentrace olova ve vodě jsou jeho adsorpce suspendovanými pevnými látkami a jejich sedimentace ve spodních sedimentech. Kromě jiných kovů je olovo extrahováno a akumulováno vodními organismy.

Olovo je v přírodních vodách v rozpuštěném a suspendovaném (sorbovaném) stavu. V rozpuštěné formě se vyskytuje ve formě minerálních a organominerálních komplexů, jakož i jednoduchých iontů, v nerozpustných skupinách - hlavně ve formě sulfidů, síranů a uhličitanů.

V říčních vodách se koncentrace olova pohybuje od desítek do jednotek mikrogramů v 1 dm 3. I ve vodě vodních útvarů sousedících s oblastmi polymetalických rud dosahuje její koncentrace zřídka desítek miligramů na 1 dm 3. Pouze v chloridových termálních vodách dosahuje koncentrace olova někdy několik miligramů na 1 dm3.

Omezujícím ukazatelem škodlivosti olova je hygienicko-toxikologický. Maximální přípustná koncentrace v olovu je 0,03 mg / dm 3 a maximální přípustná koncentrace v olovu je 0,1 mg / dm3.

Olovo je obsaženo v emisích z metalurgických, kovoobráběcích, elektrických, petrochemických a automobilových podniků.

Účinek olova na zdraví nastává vdechováním vzduchu obsahujícího olovo a příjmu olova z potravin, vody a prachových částic. Olovo se hromadí v těle, kostech a povrchových tkáních. Olovo ovlivňuje ledviny, játra, nervový systém a orgány pro tvorbu krve. Starší lidé a děti jsou zvláště citliví na nízké dávky olova.

Emise M (tis. Tun / rok) a průměrné roční koncentrace olova (μg / m 3).

  Během sedmi let se emise olova z průmyslových zdrojů snížily o 60% v důsledku snížené výroby a uzavření mnoha podniků. Prudký pokles průmyslových emisí není doprovázen snížením emisí z vozidel. Průměrné koncentrace olova se snížily pouze o 41%. Rozdíl ve stupni snižování emisí a koncentrací olova lze vysvětlit neúplným účtováním emisí z automobilů v předchozích letech; V současné době se zvýšil počet automobilů a jejich provoz.

Tetraethyl olovo

Vstupuje do přírodních vod v souvislosti s používáním vodních vozidel jako protiklap v motorových palivech as povrchovým odtokem z městských oblastí.

Tato látka se vyznačuje vysokou toxicitou, má kumulativní vlastnosti.

Zdrojem stříbra v povrchových vodách jsou podzemní a odpadní vody z dolů, koncentračních závodů a fotografických podniků. Zvýšený obsah stříbra je spojen s použitím baktericidních a algicidních přípravků.

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

V neznečištěných povrchových vodách se stříbro nachází v koncentracích pod mikrogramem. 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 v nevýznamné koncentraci (spodní hranice baktericidního účinku iontů stříbra je 2,10 - 11 mol / dm 3). Role stříbra u zvířat a lidí není dobře známa.

MAC ve stříbře je 0,05 mg / dm3.

Antimon proniká do povrchové vody díky vyluhování antimonových minerálů (stibnit, senarmontit, valentit, příborník, stibiocanit) a odpadní vodou z gumy, skla, barvení a zápalky.

V přírodních vodách jsou sloučeniny antimonu v rozpuštěném a suspendovaném stavu. Za redoxních podmínek charakteristických pro povrchové vody je možná existence trojmocného i pětimocného antimonu.

Antimon je přítomen v neznečištěných povrchových vodách v koncentracích mikrogramů, v mořské vodě jeho koncentrace dosahuje 0,5 μg / dm 3 a v podzemních vodách dosahuje 10 μg / dm 3. Maximální přípustná koncentrace v antimonu je 0,05 mg / dm 3 (mezní ukazatel škodlivosti je hygienicko-toxikologický), maximální přípustná koncentrace v antimonu je 0,01 mg / dm 3.

Sloučeniny trojmocného a šestimocného chrómu se dostávají do povrchových vod v důsledku vyluhování z hornin (chromit, krokodýl, vyvařování atd.). Některá množství pocházejí z rozkladu organismů a rostlin z půdy. Značná množství mohou být dodána do vodních útvarů s odpadními vodami z galvanických obchodů, barvíren textilních podniků, koželužen a chemického průmyslu. Snížení koncentrace iontů chromu lze pozorovat v důsledku jejich spotřeby vodními organismy a adsorpčními procesy.

V povrchových vodách jsou sloučeniny chrómu v rozpuštěných a suspendovaných stavech, jejichž poměr závisí na složení vody, teplotě a pH roztoku. Vážené sloučeniny chrómu jsou hlavně sorbované sloučeniny chrómu. Sorbenty mohou být jíly, hydroxid železa, vysoce dispergovaný precipitující uhličitan vápenatý, zbytky rostlinných a živočišných organismů. V rozpuštěné formě může být chrom ve formě chromátů a dichromátů. Za aerobních podmínek se Cr (VI) transformuje na Cr (III), jehož soli jsou hydrolyzovány v neutrálním a alkalickém prostředí za vzniku hydroxidu.

V neznečištěných a mírně znečištěných říčních vodách se obsah chromu pohybuje od několika desetin mikrogramu na litr do několika mikrogramů v litru a ve znečištěných nádržích dosahuje několika desítek a stovek mikrogramů na litr. Průměrná koncentrace v mořské vodě je 0,05 mcg / dm 3 a v podzemních vodách je obvykle v rozmezí n. 10 - n. 102 μg / dm3.

Sloučeniny Cr (VI) a Cr (III) ve vysokých množstvích mají karcinogenní vlastnosti. Sloučeniny Cr (VI) jsou nebezpečnější.

Do přírodních vod se dostává v důsledku procesů ničení a rozpouštění hornin a minerálů (sfalerit, zinit, goslarit, smitsonit, calamin), které se vyskytují v přírodě, a také s odpadní vodou z úpraven rud a galvanizací, pergamen, minerální barva, viskózová vlákna a jiné

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 - od 1,5 do 10 μg / dm 3. Obsah v rudě a zejména v důlních vodách s nízkými hodnotami pH může být významný.

Zinek patří mezi aktivní stopové prvky, které ovlivňují růst a normální vývoj organismů. Současně je mnoho sloučenin zinku toxických, především jejich síran a chlorid.

Maximální koncentrační limit v Zn 2+ je 1 mg / dm 3 (mezní indikátor škodlivosti je organoleptický), maximální koncentrační limit v Zn 2+ je 0,01 mg / dm 3 (mezní známka škodlivosti je toxikologická).

Těžké kovy již zaujímají druhé místo, pokud jde o nebezpečí, méně než pesticidy a výrazně před tak známými znečišťujícími látkami, jako je oxid uhličitý a síra, v prognóze by se měly stát nejnebezpečnější, nejnebezpečnější než jaderný odpad a pevný odpad. Znečištění těžkými kovy je spojeno s jejich rozšířeným používáním v průmyslové výrobě, ve spojení se špatnými čisticími systémy, v důsledku čehož těžké kovy vstupují do životního prostředí, včetně půdy, znečišťující a otrávené.

Těžké kovy patří mezi prioritní znečišťující látky, jejichž monitorování je povinné ve všech prostředích. V různých vědeckých a užitých pracích autoři interpretují význam pojmu „těžké kovy“ různými způsoby. V některých případech definice těžkých kovů zahrnuje prvky, které jsou křehké (například bismut) nebo metaloidy (například arsen).

Půda je hlavním prostředím, do kterého těžké kovy spadají, a to i z atmosféry a vodního prostředí. Slouží také jako zdroj sekundárního znečištění povrchového vzduchu a vody, která z něj padá do oceánů. Těžké kovy jsou absorbovány z půdy rostlinami, které jsou pak přijímány více organizovanými zvířaty.

3.3. Otrava olovem

Olovo je v současné době na prvním místě mezi příčinami průmyslové otravy. Je to kvůli jeho rozšířenému použití v různých průmyslových odvětvích. Olovo je vystaveno olověným rudným pracovníkům v olověných hutích, ve výrobě baterií, ve pájení, v tiskárnách, ve výrobě křišťálového skla nebo keramických výrobků, olovnatého benzínu, olovnatých barev a dalších. Znečištění ovzduší, půdy a vody v blízkost takových odvětví, stejně jako v blízkosti hlavních dálnic, představuje riziko poškození obyvatelstva žijícího v těchto oblastech, a zejména dětí, které jsou citlivější na závažné x kovy.

Bohužel je třeba poznamenat, že v Rusku neexistuje státní politika týkající se právní, regulační a ekonomické regulace dopadu olova na životní prostředí a veřejné zdraví, snižování emisí (vypouštění, odpadů) olova a jeho sloučenin do životního prostředí a úplného zastavení výroby benzinů obsahujících olovo.

Vzhledem k mimořádně neuspokojivé vzdělávací práci o vysvětlování obyvatelstva se stupeň rizika vystavení těžkým kovům na lidském těle nesnižuje, ale počet kontingentů s profesionálním kontaktem s olovem se postupně zvyšuje. Případy chronické intoxikace olovem byly hlášeny ve 14 průmyslových odvětvích v Rusku. Mezi nejvýznamnější patří elektrotechnický průmysl (výroba baterií), přístrojové vybavení, tisk a metalurgie neželezných kovů, intoxikace je způsobena přebytkem 20 nebo vícenásobku maximální povolené koncentrace (MAC) olova ve vzduchu pracovní oblasti.

Automobilový výfuk je významným zdrojem olova, protože polovina Ruska stále používá olovnatý benzín. Hlavním zdrojem znečištění životního prostředí však zůstávají hutní zařízení, zejména taviče mědi. A jsou tu vůdci. Na území regionu Sverdlovsk jsou 3 největší zdroje emisí olova v zemi: ve městech Krasnouralsk, Kirovograd a Revda.

Komíny tavírny Krasnouralsk, postavené během let Stalinovy \u200b\u200bindustrializace a používající zařízení z roku 1932, každoročně přivedly na 34 000 000 měst 150 až 170 tun olova, pokrývajících vše olovnatým prachem.

Koncentrace olova v půdě Krasnouralsk se pohybuje od 42,9 do 790,8 mg / kg s maximální přípustnou koncentrací MAC \u003d 130 mc / kg. Vzorky vody ve vodním zdroji sousední vesnice. Oktyabrsky, krmený zdrojem podzemní vody, zaznamenal přebytek MPC až dvakrát.

Znečištění životního prostředí olovem ovlivňuje zdraví lidí. Vystavení olovu naruší reprodukční systémy žen a mužů. Pro těhotné ženy a ženy v plodném věku jsou zvláště nebezpečné zvýšené hladiny olova v krvi, protože menstruační funkce je narušena olovem, častějším předčasným porodem, potratem a smrtí plodu v důsledku pronikání olova placentární bariérou. Novorozenci mají vysokou úmrtnost.

Otrava olovem je pro malé děti mimořádně nebezpečná - ovlivňuje vývoj mozku a nervového systému. Testování 165 Krasnurálních dětí od 4 let ukázalo výraznou mentální retardaci u 75,7% a 6,8% vyšetřovaných dětí vykazovalo mentální retardaci, včetně oligofrenie.

Předškolní děti jsou nejvíce citlivé na škodlivé účinky olova, protože jejich nervový systém je v procesu formování. I při nízkých dávkách způsobuje otrava olovem pokles intelektuálního vývoje, pozornosti a soustředění, nedostatek čtení, vede k rozvoji agresivity, hyperaktivity a dalších problémů v chování dítěte. Tyto vývojové abnormality mohou být prodlouženy a nevratné. Nízká porodní hmotnost, zakrnění a ztráta sluchu jsou také důsledkem otravy olovem. Vysoké dávky intoxikace vedou k mentální retardaci, způsobují kómu, křeče a smrt.

Bílá kniha publikovaná ruskými odborníky uvádí, že znečištění olovem pokrývá celou zemi a je jednou z mnoha ekologických katastrof v bývalém Sovětském svazu, které se objevily v posledních letech. Většina území Ruska pociťuje zatížení ukládáním olova, které přesahuje kritické pro normální fungování ekosystému. V desítkách měst převyšuje koncentrace olova ve vzduchu a půdě nad hodnotami odpovídajícími MPC.

Nejvyšší úroveň znečištění ovzduší olovem přesahujícím MPC byla pozorována ve městech Komsomolsk na Amuru, Tobolsku, Tyumen, Karabash, Vladimir, Vladivostok.

Maximální zatížení depozicí olova vedoucí k degradaci suchozemských ekosystémů je pozorováno v regionech Moskva, Vladimir, Nižnij Novgorod, Ryazan, Tula, Rostov a Leningrad.

Stacionární zdroje jsou zodpovědné za vypouštění více než 50 tun olova ve formě různých sloučenin do vodních útvarů. Současně 7 kanalizací odvádí prostřednictvím kanalizačního systému ročně 35 tun olova. Analýza distribuce olověných výpustí do vodních útvarů na území Ruska ukazuje, že Leningradské, Jaroslavské, Permské, Samarské, Penzaské a Orelské regiony jsou v tomto typu zatížení vedoucími.

Ke snížení znečištění olovem v zemi je třeba přijmout naléhavá opatření, ale ruská hospodářská krize zatím zatemňuje problémy životního prostředí. V dlouhotrvající průmyslové depresi Rusko postrádá prostředky k eliminaci bývalého znečištění, ale pokud se ekonomika začne zotavovat a rostliny se vrátí do práce, znečištění se může jen prohloubit.

10 nejvíce znečištěných měst bývalého SSSR

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

1. Ore Pier (Primorye Territory)	olovo, zinek, měď, mangan + vanad, mangan.
2. Belovo (Kemerovo region)	zinek, olovo, měď, nikl.
3. Revda (Sverdlovská oblast)	měď, zinek, olovo.
4. Magnitogorsk	nikl, zinek, olovo.
5. Glubokoe (Bělorusko)	měď, olovo, zinek.
6. Ust-Kamenogorsk (Kazachstán)	zinek, měď, nikl.
7. Dalnegorsk (Primorsky Territory)	olovo, zinek.
8. Monchegorsk (Murmanská oblast)	nikl.
9. Alaverdi (Arménie)	měď, nikl, olovo.
10. Konstantinovka (Ukrajina)	olovo, rtuť.

4. Hygiena půdy. Likvidace odpadu.

Půda ve městech a jiných osadách a jejich okolí se dlouhodobě liší od přírodní, biologicky hodnotné půdy, která hraje důležitou roli při udržování ekologické rovnováhy. Půda ve městech podléhá stejným škodlivým účinkům jako městské ovzduší a hydrosféra, takže k její významné degradaci dochází všude. Hygienice půdy není věnována dostatečná pozornost, i když její význam jako jedné z hlavních složek biosféry (vzduch, voda, půda) a biologického faktoru prostředí je ještě významnější než voda, protože její množství (především kvalita podzemní vody) je určováno 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 jejich mineralizaci; nakonec půda kompenzuje jejich ztracené minerální látky.

Pokud dojde v důsledku přetížení půdy ke ztrátě některé ze složek její mineralizační schopnosti, nevyhnutelně to povede k narušení samočisticího mechanismu a úplnému znehodnocení půdy. Naopak vytvoření optimálních podmínek pro samočištění půdy přispívá k udržování ekologické rovnováhy a podmínek pro existenci všech živých organismů, včetně lidí.

Problém neutralizace odpadů, které mají škodlivý biologický účinek, se proto neomezuje na otázku jejich odstranění; je to složitější hygienický problém, protože půda je spojením mezi vodou, vzduchem a lidmi.

4.1.   Úloha půdy v metabolismu

Biologický vztah mezi půdou a člověkem se provádí hlavně prostřednictvím metabolismu. Půda je, jako by byla, dodavatelem minerálních látek nezbytných pro metabolický cyklus, pro růst rostlin spotřebovaných lidmi a býložravci, které jsou zase jedeny lidmi a masožravci. Půda tak poskytuje potravu mnoha zástupcům rostlinného a živočišného světa.

Zhoršení kvality půdy, snížení její biologické hodnoty, samočistící schopnost tedy způsobuje biologickou řetězovou reakci, která v případě dlouhodobých škodlivých účinků může vést k celé řadě zdravotních poruch v populaci. Navíc, pokud se procesy mineralizace zpomalí, mohou dusičnany, dusík, fosfor, draslík atd., Vznikající při rozkladu látek, padat do podzemních vod používaných pro potřeby pití a způsobit vážné choroby (například dusičnany mohou způsobit methemoglobinemii, především dítě).

Spotřeba vody z půdy chudé na jód může způsobit endemickou strumu atd.

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

Člověk extrahuje z půdy vodu nezbytnou pro udržení metabolických procesů a života sám. Kvalita vody závisí na stavu půdy; vždy odráží biologický stav dané půdy.

To se týká zejména podzemních vod, jejichž biologická hodnota je v podstatě určena vlastnostmi půdy a půdy, schopností samočistit ji, její filtrační schopností, složením její makroflóry, mikrofauny atd.

Přímý vliv půdy na povrchovou vodu je již méně významný, je spojován hlavně se srážkami. Například po silných deštích jsou různé znečišťující látky odplaveny z půdy do otevřených vodních toků (řek, jezer), včetně umělých hnojiv (dusík, fosfát), pesticidů, herbicidů a v oblastech krasových a prasklých ložisek, mohou znečišťující látky proniknout hluboko do trhlin podzemní voda.

Nevhodné čištění odpadních vod může také způsobit škodlivé biologické účinky na půdu a nakonec vést k její degradaci. Ochrana půdy v osadách je proto obecně jedním ze základních požadavků na ochranu životního prostředí.

4.3.   Mezní zatížení půdy pro pevný odpad (domácí a silniční odpad, průmyslový odpad, zbytky suchého kalu po uložení odpadních vod, radioaktivní látky atd.)

Problém je komplikován skutečností, že v důsledku tvorby stále většího množství pevného odpadu ve městech je půda v jejich okolí vystavena stále většímu zatížení. Vlastnosti a složení půdy se zhoršují stále rychleji.

Z 64,3 milionu tun papíru vyrobeného v USA je 49,1 milionu tun zneškodněno jako odpad (z toho 26 milionů tun je „dodáno“ domácností a 23,1 milionu tun je dodáno obchodní sítí).

V souvislosti s výše uvedeným je likvidace a konečné uložení pevného odpadu velmi závažným, obtížnějším proveditelným hygienickým problémem vzhledem k rostoucí urbanizaci.

Konečné uložení pevného odpadu v kontaminované půdě je možné. S ohledem na neustále se zhoršující schopnost samočisticí městské půdy je však konečné odstranění odpadů uložených v zemi nemožné.

Člověk by mohl úspěšně využívat biochemické procesy, které se vyskytují v půdě, její neutralizační a dezinfekční schopnost neutralizovat tuhý odpad, ale městská půda v důsledku staletí lidského bydliště ve městech a jejích aktivitách je pro tento účel již dlouho nevhodná.

Mechanismy samočištění, mineralizace vyskytující se v půdě, úloha bakterií a enzymů v nich obsažených, jakož i meziprodukty a konečné produkty rozkladu látek jsou dobře známy. V současné době je výzkum zaměřen na identifikaci faktorů, které zajišťují biologickou rovnováhu přírodní půdy, a také na objasnění otázky, kolik pevného odpadu (a jaké 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 schopnost půdy se samočistit je hlavním hygienickým požadavkem pro udržení biologické rovnováhy. Půda ve městech již není schopna se vypořádat bez pomoci osoby s jejím úkolem. Jediným východiskem z této situace je úplná neutralizace a likvidace odpadu v souladu s hygienickými požadavky.

Proto by činnost zaměřená na výstavbu komunálních zařízení měla být zaměřena na zachování přirozené schopnosti půdy se samočistit, a pokud již tato schopnost nebyla uspokojivá, musí být obnovena uměle.

Nejnepříznivějším je toxický účinek průmyslového odpadu - tekutého i pevného. Půda získává stále více takových odpadů, které nedokáže zvládnout. Například kontaminace půdy arzénem byla nalezena v blízkosti superfosfátových rostlin (v okruhu 3 km). Jak víte, některé pesticidy, jako jsou organochlorické sloučeniny, které se dostávají do půdy, se dlouho nerozkládají.

Podobná situace je u některých syntetických obalových materiálů (polyvinylchlorid, polyethylen atd.).

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

Procento hlavních syntetických materiálů obsažených v domovním odpadu (odpadky)

*   Společně s odpady z jiných plastů, které tvrdnou vlivem tepla.

Problém odpadu se dnes také zvýšil, protože část odpadu, zejména výkaly člověka a zvířat, 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 městských oblastí.

4.4.   Role půdy v šíření různých nemocí

Půda má roli v šíření infekčních chorob. V minulém století o tom hovořili Petterkoffer (1882) a Fodor (1875), kteří zdůraznili hlavně roli půdy při šíření střevních chorob: cholera, tyfus, úplavice atd. Upozorňovali také na to, že některé bakterie a viry si zachovávají životaschopnost půdy a virulenci několik měsíců. Následně řada autorů potvrdilo svá pozorování, zejména pokud jde o městskou půdu. Například, původce cholery zůstává životaschopný a patogenní v podzemních vodách od 20 do 200 dnů, původce tyfus ve stolici - od 30 do 100 dnů, původce paratyphoidu - od 30 do 60 dnů. (Z hlediska šíření infekčních chorob je městská půda mnohem nebezpečnější než půdní půda hnojená hnojem.)

K určení stupně kontaminace půdy používá řada autorů stanovení bakteriálního čísla (E. coli), jako při stanovení kvality vody. Jiní autoři považují za účelné stanovit navíc počet termofilních bakterií zapojených do procesu mineralizace.

Šíření infekčních chorob půdou je značně usnadněno zavlažováním půdy odpadními vodami. V tomto případě se zhoršují také mineralizační vlastnosti půdy. Zavlažování odpadními vodami by proto mělo být prováděno pod stálým přísným hygienickým dohledem a pouze mimo území města.

4.5.   Škodlivé účinky hlavních typů znečišťujících látek (pevného a kapalného odpadu) vedou k degradaci půdy

4.5.1.   Likvidace tekutého odpadu v půdě

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

Jak víte, jedná se o nejjednodušší způsob neutralizace. Je však přípustné pouze tehdy, jedná-li se o biologicky kompletní půdu, která si zachovala schopnost samočištění, což je pro městské půdy necharakteristické. Pokud půda tyto vlastnosti již nemá, je z důvodu ochrany před dalším rozkladem zapotřebí složitých technických struktur pro likvidaci tekutého odpadu.

Na některých místech je odpad neutralizován v kompostovacích jámách. Technicky je toto rozhodnutí obtížný úkol. Kromě toho je kapalina schopna pronikat do půdy na poměrně velké vzdálenosti. Úkol je dále komplikován skutečností, že městské odpadní vody obsahují rostoucí množství toxického průmyslového odpadu, který degraduje mineralizační vlastnosti půdy ještě více než výkaly člověka a zvířat. Proto je přípustné vypouštět pouze odpadní vody, které byly dříve usazeny do kompostovacích jímek. Jinak je narušena filtrační schopnost půdy, pak půda ztrácí další ochranné vlastnosti, postupně ucpává póry atd.

Použití lidských výkalů k zavlažování zemědělských polí je druhým způsobem neutralizace kapalného odpadu. Tato metoda představuje dvojí nebezpečí hygieny: zaprvé může vést k přetížení půdy; za druhé, tento odpad se může stát vážným zdrojem infekce. Výkaly proto musí být nejprve dezinfikovány a podrobeny náležitému ošetření, a teprve po tomto použití jako hnojivo. Zde se střetávají dva protichůdné úhly pohledu. Podle hygienických požadavků jsou výkaly téměř úplně zničeny a z pohledu národního hospodářství představují cenná hnojiva. Čerstvé výkaly nelze použít k zavlažování zahrad a polí, aniž byste je nejprve dezinfikovali. Pokud stále musíte používat čerstvé výkaly, pak vyžadují takový stupeň neutralizace, že již nemají téměř žádnou hodnotu jako hnojivo.

Výkaly lze použít jako hnojivo pouze ve speciálně určených oblastech - s neustálým hygienickým a hygienickým řízením, zejména stavu podzemních vod, množství, mouchy atd.

Požadavky na odstraňování a likvidaci živočišných trusů se v zásadě neliší od požadavků na likvidaci lidských trusů.

Až donedávna byl statek v zemědělství významným zdrojem hodnotných živin pro zvýšení úrodnosti půdy. V posledních letech však hnoje ztratily svůj význam, částečně kvůli mechanizaci zemědělství, částečně kvůli rostoucímu používání umělých hnojiv.

Při absenci řádného ošetření a likvidace je hnůj také nebezpečný, stejně jako nekontaminované lidské výkaly. Proto se před tím, než se hnůj vytáhne na pole, nechá hnůj dozrát, aby se v něm během této doby mohly vyskytnout nezbytné biotermální procesy (při teplotě 60 až 70 ° C). Poté je hnůj považován za „zralý“ a zbavený většiny patogenů v něm obsažených (bakterie, červí vejce atd.).

Je třeba si uvědomit, že sklady hnoje mohou představovat ideální místa rozmnožování mouch, které přispívají k šíření různých střevních infekcí. Je třeba poznamenat, že mouchy si s největší pravděpodobností vyberou prasečí hnůj pro chov, poté koňský hnůj, ovce a nakonec krávu. Před exportem hnoje na pole musí být ošetřeno insekticidními prostředky.

4.5.2. Likvidace pevného odpadu v půdě.

V dnešní době se množství pevného odpadu všude zvyšuje alarmujícím tempem.

Umístění a zneškodňování pevného odpadu v osadách je problémem velkého kapitálu. I dnes však na většině míst využívají nejprimitivnější metody likvidace odpadu, nepoužívají téměř žádné technické struktury, ale spoléhají se pouze na mineralizační schopnost půdy.

Zásadním problémem je nalezení nejúčinnějších způsobů likvidace pevného odpadu. Problém je komplikován skutečností, že významnou část zpevněné městské oblasti (silnice, ulice, chodníky) nelze použít na skládku.

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

4.5.2.1.   Sběr a likvidace odpadu.

Nejvhodnější je sbírat domácí odpad v bytech v plastovém kbelíku s pedálem s víkem. Poté se odpad umístí do zvláštních kontejnerů (nádrží) na dvoře nebo se do skládky odpadků předtím vrhne. Tato metoda je pro obyvatele výhodnější a hygieničtější, protože není nutné nechat odpadky v bytě před tím, než se vezme do kontejneru. Nevýhodou skluzu je to, že je obtížné udržovat ho v čistotě. Obzvláště úspěšná je kombinace skluzu se spalovnou odpadu umístěnou v suterénu.

Pro likvidaci domácího odpadu je nejvhodnější použít v kuchyni mlecí zařízení připojené k dřezu (dřezu). Drcený odpad jde přímo do kanalizace. Tento způsob má však několik nevýhod. Například problém odstraňování pozemního domácího odpadu z uzavřené kanalizační sítě nebyl dosud vyřešen. Samotná technika mletí odpadu má několik nevýhod. Proto ve Spojených státech, kde je tato metoda široce používána, dochází často k přetížení v kanalizační síti.

Z hlediska hygieny je tato metoda pozoruhodná, protože na jedné straně kuchyňský odpad nepředstavuje přetížení půdy, do které nakonec skončí, na druhé straně je tento způsob ekonomický, protože přeprava odpadu se stává zbytečnou a není nutné přidělovat pozemky. pod skládkou.

Velké bytové domy s více byty, velké instituce a podniky, ve kterých je umístěn skluz na odpadky, ale neexistuje žádná pec na spalování odpadků, je vhodné dodávat kontejnery o velké kapacitě (500 až 3 000 l). Kontejnery se dodávají na speciálních strojích s jeřábem na skládku nebo do spalovny. Nevýhodou použití kontejnerů je to, že odpad v nich nelze zhutnit. V blízkosti velkých obytných budov by měly být vybaveny speciální kontejnerové plošiny.

Na některých místech, kde odpad není pravidelně odstraňován, jsou nuceni stavět uzavřené „domy“ z betonu pro sběr a dočasné skladování odpadků. Tyto „domy“ by měly být umístěny nejméně 20 m od obytných budov a měla by jim být poskytnuta přístupová cesta pro nákladní vozy. Dveře „domů“ musí být neustále zavřeny, aby se nezměnily na místo pro chov mušek a aby kolem nich nerozptylovaly vůni.

Jedním z důležitých úkolů je udržovat městské ulice čisté. Sběr a přeprava odpadků z ulice, čištění chodníků speciálními stroji, mytí a zalévání ulic, dostatečný počet popelnic v nejrušnějších částech města (na zastávkách hromadné dopravy, v parcích a náměstích), v zimě odstraňování sněhu a přiměřená péče o chodníky a chodníky během nejdůležitějším prvkem tohoto úkolu je sleet (používající písek nebo sůl).

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

Kontejnery na odpad se přepravují na speciálně vybavených vozech na odvoz odpadu, ve kterých je odpad zhutněn. V poslední době se rozšířil sběr odpadků v plastových nebo papírových sáčcích. Tento způsob sběru odpadů je hygieničtější než sběr v nádobách, protože se během přepravy sáčků netvoří 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 odstranění pevného odpadu je vyplnění důlů a lomů (například na území bývalých cihelen). Na těchto pozemcích se následně staví městské parky, staví se obytné budovy atd.

Nejjednodušší verzí této metody jsou otevřené městské skládky. Tato možnost je z hygienického a hygienického hlediska neuspokojivá (půda a podzemní voda jsou znečištěny, mouchy, krysy atd., Plemeno na skládkách). Proto by umístění odpadu na otevřené skládky mělo být považováno pouze za povinné řešení problému, skládka by měla být umístěna ve vzdálenosti nejméně 1 km od zastavěné části města.

Zlepšenou hygienickou variantu lze považovat za tzv. „Sanitární vyplnění půdy“ přijaté v USA, což je metoda, která se následně rozšířila v dalších zemích světa. Doručený odpad se předem vyhodí do příkopů vykopaných, pak se zhutní (stlačí) a pokryje vrstvou zeminy o tloušťce 70 až 80 cm.

Tato vylepšená verze konečného odstraňování a odstraňování odpadu má však určité nevýhody. Za prvé, množství pevného odpadu každým rokem roste, takže každý rok je zapotřebí více a více území k odstranění odpadu.

Z hygienického hlediska lze tento druhý způsob zpracování odpadu považovat za uspokojivý. Je-li to nutné, lze jej také použít v zastavěné městské oblasti. Výhodou metody je, že může být použita v jakékoli lokalitě, navíc vyplněním odpadních roklí a důlů obnovené půdy lze využít pro různé účely. Jeho nevýhodou je potřeba poměrně velkých ploch a likvidace odpadu je stále neúplná. Kromě toho nemůžete používat organické látky nezbytné pro zemědělství.

Hygienické spalování je z hygienického hlediska nejpřijatelnější, takže se rozšířilo po celém světě. Spalovací proces se také významně zlepšil; Každý rok se staví stále více a více vyspělých spaloven odpadu.

První spalovny s nízkými dýmkami silně znečišťovaly vzduch, do kterého spadlo značné množství prachu a popela (až do 13 mg / m 3). Moderní spalovny odpadu jsou vybaveny speciálním zařízením vhodným pro spalování nejen běžného odpadu, ale také odpadu polyvinylchloridu a dalších syntetických materiálů (plastů). Trubky nových závodů jsou vyšší a vybavené elektrickými prachovými filtry. Takové rostliny mohou být také umístěny v zastavěné městské oblasti. Tento způsob odstraňování odpadu může snížit náklady na přepravu odpadu a má významný ekonomický účinek.

Nevýhodou této metody je to, že výstavba moderních spaloven je spojena s významnými investicemi. Kromě toho jsou provozní náklady také poměrně vysoké. Činnost spaloven je ekonomická pouze ve velkých městech s hustými budovami (s populací nejméně 400 - 600 tisíc). V takových městech neexistují žádné podmínky pro nakládání s odpady jiným způsobem a spalování je jediným přijatelným způsobem.

Místní spalovny odpadů jsou oprávněné v podnicích vyrábějících plastové výrobky, v institucích, kde je odpad infikován a musí být spalovány místně (nemocnice, některé výzkumné instituce atd.).

4.6.   Likvidace radioaktivního odpadu.

Jakýkoli typ radioaktivního odpadu je předmětem zvláštního ošetření a likvidace.

V době míru se radioaktivní odpad vytváří pouze v podnicích, které vyrábějí radioaktivní látky a používají je ve své práci (jaderné reaktory sloužící jejich podnikům atd.). Malé množství radioaktivního odpadu vzniká v laboratořích radioaktivních izotopů některých výzkumných institucí, ve zdravotnických zařízeních (radioterapeutická oddělení, laboratoře radioaktivních izotopů atd.), Jakož i 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 téměř nemožné je odstranit, a kvůli jejich kumulativnímu účinku jsou mnohem nebezpečnější než běžný odpad.

V současné době existují dva způsoby, jak odstranit radioaktivní odpad: radioaktivní látky s nízkou aktivitou jsou mnohokrát zředěny a vypouštěny do životního prostředí (například odpadní voda kontaminovaná nízkoaktivními látkami s krátkým poločasem je vypouštěna do kanalizační sítě; plynné radioaktivní látky jsou uvolňovány vysokými trubkami do vzduchu atd.). Pro zneškodňování vysoce radioaktivního odpadu izotopů s dlouhým poločasem není tato metoda již vhodná. Tyto radioaktivní látky se nejprve koncentrují a poté umístí do zvláštních skladovacích zařízení. Současně je třeba dbát na to, aby radioaktivní odpad nepronikl do životního prostředí (do půdy, povrchové vody, vzduchu atd.).

Radioaktivní odpad je skladován ve speciálních kontejnerech ponořených do země (kontejnery) nebo do hluboce vyztužených betonových vrstev (dolů). Protože půda a podzemní voda musí být co nejvíce chráněny před radioaktivní kontaminací, musí být stěny studny naprosto nepropustné. Přes veškerá přijatá opatření je nutné neustále sledovat půdu a podzemní vodu.

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. Uvažuje se o jejich negativních dopadech na půdu i na oblasti naší země, které jsou znečištěny. Byly získány také údaje o rekultivačních opatřeních, o zavlažování a odvodňování zemin. Zjistili jsme, že při nadměrném zavlažování a vysoké hladině podzemní vody existuje riziko sekundární zasolení půdy.

Co se týče typů znečištění, dozvěděli jsme se, jak je situace s kyselým deštěm v Rusku a jak jsou vytvářeny (z čeho as jakými reakcemi); která místa mohou být erodována a kontaminována ropnými produkty a které oblasti Ruska musí být před nimi chráněny.

Z oblasti zemědělství byly zkoumány maximální přípustné koncentrace hnojiv a škodlivost způsobená zneužíváním. Byly získány údaje o různých druzích pesticidů a škodlivých účincích po jejich použití.

S ohledem na pevné, kapalné a radioaktivní odpady byly prezentovány možné způsoby jejich zneškodnění.

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

Získaná informace dává čtenáři různé informace o půdě ao procesech, které se vyskytují na jejím povrchu. Pokud chceme udržet půdu v \u200b\u200bpořádku, musíme dodržovat alespoň základní opatření pro její čištění.

SEZNAM POUŽITÝCH ZDROJŮ

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

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

3. Marx K., Engels F. Poln. Sobr. Op., Sv. 23, s. 191.

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

5. "Chemie a společnost." Moskva: Svět, 1995.

6. Bakach Tibor. Ochrana životního prostředí, 1980.

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