Ťažké kovy v pôde. Prehľad literatúry

Ťažké kovy- biochemicky aktívne prvky zaradené do kolobehu organických látok a pôsobiace predovšetkým na živé organizmy. Medzi ťažké kovy patria prvky ako olovo, meď, zinok, kadmium, nikel, kobalt a množstvo ďalších.

Migrácia ťažkých kovov v pôdach závisí predovšetkým od alkalicko-kyslých a redoxných podmienok, ktoré určujú diverzitu pôdno-geochemického prostredia. Významnú úlohu pri migrácii ťažkých kovov v pôdnom profile zohrávajú geochemické bariéry, v niektorých prípadoch zosilňujúce a v iných oslabujúce (kvôli schopnosti konzervácie) odolnosť pôd voči kontaminácii ťažkými kovmi. Každá geochemická bariéra si zachováva určitú skupinu chemických prvkov, ktoré majú podobné geochemické vlastnosti.

Špecifiká hlavných pôdotvorných procesov a typ vodného režimu určujú charakter distribúcie ťažkých kovov v pôdach: akumulácia, konzervácia alebo odstraňovanie. Boli identifikované skupiny pôd s akumuláciou ťažkých kovov v rôznych častiach pôdneho profilu: na povrchu, v hornej časti, v strednej časti, s dvomi maximami. Okrem toho boli identifikované pôdy v zóne, ktoré sa vyznačujú koncentráciou ťažkých kovov v dôsledku vnútroprofilovej kryogénnej konzervácie. Osobitnú skupinu tvoria pôdy, kde sa v režime lúhovania a periodického lúhovania z profilu odstraňujú ťažké kovy. Vnútroprofilové rozloženie ťažkých kovov má veľký význam hodnotiť znečistenie pôdy a predpovedať intenzitu akumulácie škodlivín v nich. Charakteristika intraprofilovej distribúcie ťažkých kovov je doplnená o zoskupovanie pôd podľa intenzity ich zapojenia do biologického cyklu. Celkovo existujú tri stupne: vysoká, stredná a slabá.

Zvláštna je geochemická situácia pre migráciu ťažkých kovov v pôdach riečnych niv, kde so zvýšeným obsahom vody výrazne stúpa mobilita chemických prvkov a zlúčenín. Špecifickosť geochemických procesov je tu spôsobená predovšetkým výraznou sezónnosťou zmien redoxných podmienok. Je to spôsobené zvláštnosťami hydrologického režimu riek: trvanie jarných povodní, prítomnosť alebo neprítomnosť jesenných povodní a charakter obdobia nízkej vody. Trvanie zaplavovania terás záplavových vôd záplavovými vodami určuje prevahu buď oxidačných (krátkodobé zaplavenie záplavového územia) alebo redoxných (dlhodobý záplavový režim) podmienok.

Orné pôdy sú vystavené najväčším antropogénnym vplyvom plošného charakteru. Hlavným zdrojom znečistenia, s ktorým sa do ornej pôdy dostáva až 50 % z celkového množstva ťažkých kovov, sú fosforečné hnojivá. Na určenie stupňa potenciálnej kontaminácie orných pôd bola vykonaná súdržná analýza pôdnych vlastností a vlastností polutantov: zohľadnil sa obsah, zloženie humusu a granulometrické zloženie pôd, ako aj alkalicko-kyslé podmienky. Údaje o koncentrácii ťažkých kovov vo fosforitoch z ložísk rôznej genézy umožnili vypočítať ich priemerný obsah s prihliadnutím na približné dávky hnojív aplikovaných na ornú pôdu v rôznych oblastiach. Hodnotenie pôdnych vlastností koreluje s hodnotami agrogénneho zaťaženia. Kumulatívne integrované hodnotenie vytvorilo základ pre identifikáciu stupňa potenciálnej kontaminácie pôdy ťažkými kovmi.

Najnebezpečnejšie pôdy z hľadiska stupňa kontaminácie ťažkými kovmi sú pôdy vysokohumusové, hlinito-hlinité s alkalickou reakciou: tmavosivé lesné pôdy, tmavé gaštanové pôdy s vysokou akumulačnou schopnosťou. Pre Moskovskú a Brjanskú oblasť je charakteristické aj zvýšené riziko kontaminácie pôdy ťažkými kovmi. Situácia so sodno-podzolovými pôdami tu neprospieva hromadeniu ťažkých kovov, avšak v týchto oblastiach je technogénna záťaž vysoká a pôdy sa nestihnú „vyčistiť“.

Z ekologického a toxikologického hodnotenia pôd na obsah ťažkých kovov vyplynulo, že 1,7 % poľnohospodárskej pôdy je kontaminovaných látkami I. triedy nebezpečnosti (veľmi nebezpečné) a 3,8 % II. triedy nebezpečnosti (stredne nebezpečné). Kontaminácia pôdy s obsahom ťažkých kovov a arzénu nad stanovené normy bola zistená v Burjatskej republike, Dagestanskej republike, Republike, Mordovskej republike, Republike Tyva, na území Krasnojarska a Primorska, v Ivanove, Irkutsku, Regióny Kemerovo, Kostroma, Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sachalin, Chita.

Lokálna kontaminácia pôdy ťažkými kovmi je spojená predovšetkým s veľkými mestami a. Hodnotenie nebezpečenstva kontaminácie pôdy komplexom ťažkých kovov bolo realizované pomocou ukazovateľa celkové Zc.

V súčasnosti sa na označenie takmer rovnakej skupiny chemických prvkov bežne používajú dva rôzne výrazy: stopové prvky a ťažké kovy.

Mikroelementy sú koncept, ktorý vznikol v geochémii a teraz sa aktívne používa v poľnohospodárskych vedách, medicíne, toxikológii a sanitácii. Označuje skupinu chemických prvkov, ktoré sa nachádzajú v prírodných objektoch vo veľmi malých množstvách - menej ako 0,01%, zvyčajne 10 -3 -10 -12%. Formálne je identifikácia založená na ich rozšírenosti v prírode, ktorá sa výrazne líši pre rôzne prírodné prostredia a objekty (litosféra, pedosféra, spodné sedimenty, hydrosféra, rastliny, živočíchy atď.).

Pojem „ťažké kovy“ do značnej miery odráža vplyv znečistenia životné prostredie a toxické účinky prvkov pri vstupe do bioty. Je vypožičaný z odbornej literatúry, kde sa používa na označenie chemických prvkov s hustotou vyššou ako 5 g/cm 3 . Na základe tohto ukazovateľa by sa 43 z 84 kovov zahrnutých v Mendelejevovej periodickej tabuľke prvkov malo považovať za ťažké. Pri tejto interpretácii však Be - 1,85 g/cm3, Al - 2,7, Sc - 3,0, Ti - 4,6, Rb - 1,5, Sr - 2,6, Y nespadajú pod túto definíciu - 4,5, Cs - 1,9, Ba - 3,8 g/cm 3 , čo môže byť v nadmerných koncentráciách tiež nebezpečné. Potreba zahrnúť ľahké toxické kovy do tejto skupiny bola dosiahnutá zmenou výberových kritérií, keď prvky s atómová hmotnosť viac ako 40. Pri tomto prístupe neboli medzi toxické látky zahrnuté iba Be a Al.

Preto je celkom rozumné zahrnúť do moderného výkladu pojmu „ťažké kovy“ veľkú skupinu toxických chemických prvkov vrátane nekovov.

Celkovo existuje viac ako 40 ťažkých kovov. Pb, Cd, Zn, Hg, As a Cu sú považované za prioritné znečisťujúce látky, pretože ich technogénna akumulácia v životnom prostredí sa vyskytuje vo veľmi vysokej miere. Tieto prvky majú vysokú afinitu k fyziologicky dôležitým organickým zlúčeninám. Ich nadmerné množstvo v organizme živých bytostí narúša všetky metabolické procesy a vedie k závažným ochoreniam ľudí a zvierat. Zároveň mnohé z ich prvkov (Co, Cu, Zn, Se, Mn) sú pomerne široko využívané v národohospodárskej výrobe (najmä v poľnohospodárstve, medicíne a pod.) pod názvom mikroelementy, ako bolo uvedené vyššie.

Chróm (Cr). Obsah prvku v pôdach závisí od jeho obsahu v materských horninách.

Chróm sa vyznačuje širokou škálou oxidačných stavov a schopnosťou vytvárať komplexné aniónové a katiónové ióny (Cr (OH) 2+, CrO 4 2-, CrO 3 -). V prírodných zlúčeninách má mocnosť +3 (chrómové zlúčeniny) a +6 (chrómany). Väčšina z Cr 3+ je prítomný v chrómane FeCr 2 O 4 alebo iných spinelových mineráloch, v ktorých nahrádza železo a hliník.

V pôdach je väčšina chrómu prítomná vo forme Cr 3+ a je súčasťou minerálov alebo tvorí rôzne oxidy Cr 3+ a Fe 3+. Zlúčeniny chrómu v pôdach sú veľmi stabilné, pretože v kyslom prostredí sú inertné (pri pH 5,5 sa takmer úplne vyzrážajú). Správanie chrómu závisí od pH a redoxného potenciálu pôd.

Organické komplexy majú tiež veľký vplyv na správanie sa chrómu v pôdach. Dôležitý bod v správaní prvku, s ktorým je spojená dostupnosť chrómu pre rastliny, je ľahkosť, s akou sa rozpustný Cr 6+ za normálnych pôdnych podmienok premieňa na nerozpustný Cr 3+. V dôsledku oxidačnej schopnosti zlúčenín mangánu v pôdach môže dôjsť k oxidácii Cr 3+.

Chróm je dôležitým prvkom výživy rastlín. Zníženie pohyblivosti chrómu v pôde môže viesť k nedostatku rastlín. Cr 6+ je ľahko rozpustný v pôde a je toxický pre rastliny a živočíchy.

Vápnenie využívaním fosforu a organických látok výrazne znižuje toxicitu chrómu v kontaminovaných pôdach.

Olovo (Pb). Obsah olova v zemskej kôre je 1,6 × 10 -3 hmotnostných percent. Prirodzený obsah olova v pôde sa pohybuje od 3 do 189 mg/kg. V prírodných podmienkach je jeho hlavnou formou galenit PbS. Olovo je prítomné vo forme Pb 2+. Pri zvetrávaní sulfidy olovnaté pomaly oxidujú.

Z hľadiska geochemických vlastností je olovo blízke skupine dvojmocných prvkov alkalických zemín, preto je schopné nahradiť K, Ba, Sr, Ca v mineráloch aj pri sorpčnom procese. V dôsledku rozsiahlej kontaminácie olovom je väčšina pôd, najmä horných horizontov, obohatená o tento prvok.

Spomedzi ťažkých kovov je najmenej mobilný. Olovo sa spája najmä s ílovými minerálmi, oxidmi mangánu, hydroxidmi železa a hliníka a organickými látkami. Pri vysokom pH sa olovo vyzráža v pôde vo forme hydroxidu, fosforečnanu a uhličitanu. Rovnaké podmienky podporujú tvorbu Pb-organických komplexov.

Úrovne, pri ktorých sa prvok stáva toxickým, sa pohybujú od 100 do 500 mg/kg. Znečistenie olovom z podnikov neželeznej metalurgie predstavujú minerálne formy a z výfukových plynov vozidiel - halogenidové soli. Častice výfukových plynov obsahujúce Pb sú nestabilné a ľahko sa menia na oxidy, uhličitany a sírany. Kontaminácia pôdy olovom je nevratná, takže akumulácia mikroprvku v hornom pôdnom horizonte bude pokračovať aj v podmienkach jeho malého prídavku.

Kontaminácia pôd olovom nie je v súčasnosti veľkým problémom kvôli nerozpustnosti adsorbovaných a vyzrážaných iónov Pb v pôdach. Obsah olova v koreňoch rastlín však koreluje s jeho obsahom v pôdach, čo poukazuje na príjem prvku rastlinami. Veľký environmentálny význam má aj akumulácia olova v hornom pôdnom horizonte, pretože silne ovplyvňuje biologickú aktivitu pôd a pôdnu biotu. Jeho vysoké koncentrácie môžu inhibovať mikrobiologické procesy, najmä v pôdach s nízkou kapacitou výmeny katiónov.

Kadmium (Cd). Kadmium je stopový prvok. Množstvo kadmia v zemskej kôre je 5×10-5 hmotnostných percent. Geochémia Cd úzko súvisí s geochémiou zinku, vykazuje väčšiu mobilitu v kyslom prostredí.

Počas zvetrávania kadmium ľahko prechádza do roztoku, kde je prítomné vo forme Cd 2+. Môže vytvárať komplexné ióny CdCl +, CdOH +, CdHCO 3 +, Cd (OH) 3 -, Cd (OH) 4 2-, ako aj organické cheláty. Hlavný valenčný stav kadmia v prírodné prostredie+2. Najdôležitejšími faktormi regulujúcimi mobilitu iónov kadmia sú pH prostredia a redoxný potenciál. Vo vysoko oxidačných podmienkach je Cd schopné samo vytvárať minerály, ako aj akumulovať sa vo fosfátoch a biogénnych sedimentoch.

Hlavným faktorom určujúcim obsah prvku v pôdach je zloženie materských hornín. Priemerný obsah kadmia v pôdach je od 0,07 do 1,1 mg/kg. Hladiny pozadia zároveň nepresahujú 0,5 mg/kg, vyššie hodnoty sú výsledkom antropogénnej aktivity.

Vedúcim procesom pri viazaní kadmia rôznymi zložkami pôdy je konkurenčná adsorpcia na íly. V akejkoľvek pôde je aktivita kadmia vysoko závislá od pH. Prvok je najmobilnejší v kyslých pôdach v rozmedzí pH 4,5-5,5, v zásaditých pôdach je relatívne imobilný. Keď sa pH zvýši na alkalické hodnoty, objaví sa monovalentný hydroxokomplex Cd OH +, ktorý nemôže ľahko nahradiť pozície v iónomeničovom komplexe.

Kadmium s väčšou pravdepodobnosťou migruje dole profilom ako sa hromadí v horných pôdnych horizontoch, preto obohatenie horných vrstiev týmto prvkom naznačuje kontamináciu pôdy. Kontaminácia pôdy Cd je pre biotu nebezpečná. V podmienkach technogénnej záťaže sú maximálne hodnoty kadmia v pôdach typické pre oblasti oloveno-zinkových baní, v blízkosti podnikov neželeznej metalurgie a na poľnohospodárskych pôdach, kde sa používajú odpadové vody a fosfátové hnojivá.

Na zníženie toxicity Cd v pôdach sa využívajú metódy zamerané na zvýšenie pH a katexovej kapacity pôd.

Ortuť (Hg). Ortuť a jej sulfid (rumelku) poznal človek už v staroveku. Toto je jediný kov, ktorý je pri bežných teplotách v tekutej forme. Alchymisti považovali ortuť za nositeľa kovových vlastností a považovali ju za spoločnú zložku všetkých kovov.

Dôležité geochemické vlastnosti ortuti sú: tvorba pevných väzieb so sírou, tvorba organokovových zlúčenín, ktoré sú relatívne stabilné vo vodnom prostredí, prchavosť elementárnej ortuti. Ortuť je počas zvetrávania neaktívna a pôda ju zadržiava najmä vo forme slabo pohyblivých organických komplexov.

Sorpcia Hg 2+ v pôde sa mení v závislosti od hodnoty pH, maximálna je pri pH 4-5. Priemerné koncentrácie ortuti v povrchovej vrstve pôdy nepresahujú 400 μg/kg. Hladiny pozadia prvku možno odhadnúť na 0,n mg/kg, ale presné množstvá je ťažké určiť z dôvodu rozsiahlej kontaminácie pôdy týmto kovom. Kontaminácia pôdy ortuťou je spojená s podnikmi vyrábajúcimi ťažké kovy, chemickou výrobou a používaním fungicídov.

Kontaminácia pôdy ortuťou sama o sebe nepredstavuje vážny problém, avšak aj jednoduché Hg soli alebo kovová ortuť predstavujú nebezpečenstvo pre rastliny a pôdnu biotu kvôli toxickým vlastnostiam ortuťových pár. Spotrebu prvku koreňmi rastlín možno minimalizovať pridaním vápna, zlúčenín obsahujúcich síru a pevných fosfátov.

Arzén (As). Arzén je známy už od staroveku. Aristoteles a Theophrastus spomínajú aj prírodné zlúčeniny síry arzénu používané ako liečivé prípravky a farby. Priemerný obsah prvku v zemskej kôre je 5×10 -4 hmotnostných percent. Vyznačuje sa rovnomerným rozložením v hlavných typoch hornín. Tvorí vlastné minerály a je súčasťou iných. Prvok je spojený s ložiskami iných minerálov a pôsobí ako indikátor pri geochemickom prieskume. Minerály arzénu sú vysoko rozpustné. Intenzita jeho migrácie je však nízka v dôsledku aktívnej sorpcie ílovými časticami, hydroxidmi a organickou hmotou.

Bežné oxidačné stavy As; -3, 0, +3, +5. Komplexné anióny AsO 2 -, AsO 4 3-, NAsO 4 2-, As 2 O 3 - sú najbežnejšie mobilné formy arzénu. Z hľadiska správania je AsO 4 3- blízky fosfátom. Najbežnejšou formou arzénu v podmienkach prostredia je As 5+.

Arzén adsorbovaný pôdou je ťažko desorpčný a sila väzby prvku na pôdu sa rokmi zvyšuje. Najnižšie hladiny arzénu sú charakteristické pre piesčité pôdy. Jeho maximálne koncentrácie sú spojené s aluviálnymi pôdami a pôdami obohatenými organickou hmotou.

Toxicitu arzénu v pôde možno znížiť rôzne cesty v závislosti od zdroja znečistenia a vlastností pôdy. Zvýšenie oxidačného stavu pôd a používanie látok, ktoré podporujú zrážanie a viazanie prvku (síran železnatý, uhličitan vápenatý) obmedzujú biologickú dostupnosť arzénu. Aplikácia fosfátových hnojív tiež znižuje prísun prvku do bioty.

Nikel (Ni). Obsah niklu v zemskej kôre je 8×10 -3 hmotnostných percent. Rozloženie niklu v zemskej kôre je podobné ako u kobaltu a železa. V kontinentálnych sedimentoch je prítomný vo forme sulfidov a arzenidov a často nahrádza železo vo feromagnéziových zlúčeninách. V zlúčeninách je nikel hlavne dvoj- a trojmocný.

Keď horniny zvetrávajú, prvok sa ľahko uvoľňuje a potom sa vyzráža oxidmi železa a mangánu. Vo vodných roztokoch je relatívne stabilný a môže migrovať na veľké vzdialenosti.

V pôdach je nikel úzko spojený s oxidmi mangánu a železa a v tejto forme je pre rastliny najprístupnejší. V horných pôdnych horizontoch je nikel prítomný v organickej forme súvisiace formy ah, z ktorých niektoré sú zastúpené ľahko rozpustnými chelátmi. Najvyššie obsahy Ni sa nachádzajú v ílovitých a hlinitých pôdach, pôdach na mafických a vulkanických horninách a pôdach bohatých na organickú hmotu.

Nikel sa dnes považuje za vážnu znečisťujúcu látku. Antropogénne zdroje niklu vedú k jeho výraznému nárastu v pôdach. V splaškových kaloch je Ni prítomný vo forme ľahko dostupných organických chelátov a môže byť fytotoxický. Pridanie fosfátov alebo organických látok pomáha znižovať jeho dostupnosť pre rastliny.

Výpočty uskutočnené v Bielorusku ukazujú, že 72 % arzénu, 57 % ortuti, asi 99 % niklu, 27 % kadmia, 33 % chrómu, 27 % medi, 15 % olova sa do atmosféry republiky dostáva až od r. stacionárne zdroje spaľovania paliva.11% zinok. Pri výrobe cementu sa zavádza značné množstvo kadmia, olova a chrómu. Mobilné zdroje znečisťujú ovzdušie najmä zinkom a meďou.

Okrem atmosférickej depozície sa značné množstvo kovov dostáva do pôdy aj používaním hnojív, vrátane hnojív na báze čistiarenských kalov a domáceho odpadu. Nečistoty v hnojivách zahŕňajú kadmium, chróm, meď, olovo, urán, vanád a zinok, s odpadmi z intenzívneho chovu dobytka a hydiny - meď a arzén, s kompostom a hnojom - kadmium, meď, nikel, zinok a arzén, s pesticídmi - kadmium , arzén, ortuť, olovo, mangán a zinok.

Zložitosť zloženia pôdy a veľký súbor chemických zlúčenín podmieňujú možnosť súčasného výskytu rôznych chemických reakcií a schopnosť pevných fáz pôdy udržiavať relatívne konštantné zloženie pôdneho roztoku, z ktorého rastliny priamo čerpajú chemické prvky. Táto schopnosť udržiavať konštantné zloženie pôdneho roztoku sa nazýva pufrovanie pôdy. V prirodzenom prostredí je pufrovacia kapacita pôd vyjadrená tým, že pri spotrebovaní akéhokoľvek prvku z pôdneho roztoku dochádza k čiastočnému rozpusteniu tuhých fáz a k obnoveniu koncentrácie roztoku. Ak sa do pôdneho roztoku dostane zvonku nadmerné množstvo akýchkoľvek zlúčenín, pevné fázy pôdy tieto látky naviažu, čím sa opäť zachová stálosť zloženia pôdneho roztoku. Takže to funguje všeobecné pravidlo: pufrovanie pôdy je spôsobené veľkým súborom súčasne prebiehajúcich chemických reakcií medzi pôdnym roztokom a pevnými časťami pôdy. Chemická diverzita robí pôdu odolnou voči meniacim sa podmienkam prostredia alebo antropogénnym aktivitám.

Všeobecná kontaminácia pôdy je charakterizovaná hrubým množstvom ťažkých kovov. Dostupnosť prvkov pre rastliny je určená ich mobilnými formami. Preto je obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde najdôležitejším ukazovateľom, ktorá charakterizuje sanitárnu a hygienickú situáciu a určuje potrebu zmierňujúcich detoxikačných opatrení.
V závislosti od použitého extrakčného činidla sa extrahujú rôzne množstvá mobilnej formy ťažkého kovu, ktoré možno s určitou konvenciou považovať za prístupné pre rastliny. Na extrakciu mobilných foriem ťažkých kovov sa používajú rôzne chemické zlúčeniny s rôznymi extrakčnými schopnosťami: kyseliny, soli, tlmivé roztoky a voda. Najbežnejšími extrakčnými činidlami sú 1N HCl a tlmivý roztok octanu amónneho s pH 4,8. V súčasnosti sa zatiaľ nenazbieralo dostatočné množstvo experimentálneho materiálu, ktorý by charakterizoval závislosť obsahu ťažkých kovov v rastlinách extrahovaných rôznymi chemickými roztokmi od ich koncentrácie v pôde. Zložitosť tejto situácie je spôsobená aj tým, že dostupnosť mobilnej formy ťažkého kovu pre rastliny závisí vo veľkej miere od vlastností pôdy a špecifických vlastností rastlín. Navyše, správanie každého prvku v pôde má svoje vlastné špecifické, vlastné vzorce.
Na štúdium vplyvu pôdnych vlastností na transformáciu zlúčenín ťažkých kovov sa uskutočnili modelové experimenty s pôdami, ktoré sa výrazne líšia vlastnosťami (tabuľka 8). Ako extrakčné činidlá bola použitá silná kyselina 1N HNO3, neutrálna soľ Ca(NO3)2, tlmivý roztok octanu amónneho a voda.

Analytické údaje uvedené v tabuľkách 9-12 to naznačujú. že obsah v kyseline rozpustných zlúčenín zinku, olova a kadmia, prechádzajúcich do 1N extraktu HNO3, sa blíži ich množstvu pridávanému do pôdy.Tento extraktant extrahoval 78-90% Pb, 88-100% Cd a 78-96 % Zn sa dostalo do pôdy. Počet pevne fixovaných zlúčenín týchto prvkov závisel od úrovne úrodnosti pôdy. Ich obsah v slabo obhospodarovanej sodno-podzolovej pôde bol nižší ako v stredne obrábanej sodno-podzolovej a typickej černozeme.
Množstvo vymeniteľných zlúčenín Cd, Pb a Zn extrahovaných 1-N roztokom neutrálnej soli Ca(NO3)2 bolo niekoľkonásobne menšie ako ich hmotnosť pridávaná do pôdy a záviselo aj od úrovne úrodnosti pôdy. Najnižší obsah prvkov extrahovateľných roztokom Ca(NO3)2 bol získaný v černozeme. So zvyšujúcou sa kultiváciou sodno-podzolových pôd sa znižovala aj mobilita ťažkých kovov. Súdiac podľa soľného extraktu, zlúčeniny kadmia sú najmobilnejšie a zlúčeniny zinku sú o niečo menej mobilné. Zlúčeniny olova extrahované neutrálnou soľou sa vyznačovali najnižšou pohyblivosťou.
Obsah mobilných foriem kovov extrahovaných tlmivým roztokom octanu amónneho s pH 4,8 bol tiež určený predovšetkým typom pôdy, jej zložením a fyzikálno-chemickými vlastnosťami.
Podobne ako pri vymeniteľných (extrahovateľných 1 N Ca(NO3)2) formách týchto prvkov, vzor zostáva zachovaný, vyjadrený zvýšením počtu mobilných zlúčenín Cd, Pb a Zn v kyslej pôde a mobilitou Cd resp. Zn je vyšší ako u Pb. Množstvo kadmia extrahovaného týmto extraktom bolo 90 – 96 % aplikovanej dávky pre slabo obrobenú pôdu, 70 – 76 % pre stredne kultivovanú sodno-podzolovú pôdu a 44 – 48 % pre černozem. Množstvo zinku a olova prechádzajúceho do tlmivého roztoku CH3COONH4 je rovnaké: 57-71 a 42-67 % pre sod-podzolickú slabo obrábanú pôdu, 49-70 a 37-48 % pre stredne obrábanú pôdu; 46-65 a 20-42% pre černozem. Pokles extrakčnej kapacity CH3COONH4 pre olovo na černozeme možno vysvetliť tvorbou stabilnejších komplexov a zlúčenín so stabilnými humusovými zlúčeninami.
Pôdy použité v modelovom experimente sa líšili v mnohých parametroch pôdnej úrodnosti, ale predovšetkým v charakteristikách kyslosti a v počte vymeniteľných zásad. Experimentálne údaje dostupné v literatúre a experimentálne údaje, ktoré sme získali, naznačujú, že reakcia prostredia v pôde výrazne ovplyvňuje mobilitu prvkov.
Zvýšenie koncentrácie vodíkových iónov v pôdnom roztoku viedlo k prechodu málo rozpustných solí olova na rozpustnejšie soli (charakteristický je najmä prechod PbCO3 na Pb(HCO3)2 (B.V. Nekrasov, 1974). acidifikáciou sa znižuje stabilita komplexov olova a humusu Hodnota pH pôdneho roztoku je jedným z najdôležitejších parametrov, ktoré určujú mieru sorpcie iónov ťažkých kovov pôdou So znižovaním pH sa rozpustnosť väčšiny ťažkých kovov zvyšuje. zvyšuje a následne aj ich pohyblivosť v systéme pôda tuhá fáza - roztok J. Esser, N. Bassam (1981), pri štúdiu mobility kadmia v aeróbnych pôdnych podmienkach zistili, že v rozmedzí pH 4-6, pohyblivosť kadmia je určená iónovou silou roztoku a pri pH nad 6 naberá popredné miesto sorpcia oxidmi mangánu Rozpustné organické zlúčeniny podľa autorov tvoria len slabé komplexy s kadmiom a ovplyvňujú jeho sorpciu až pri pH 8.
Najmobilnejšou a najdostupnejšou časťou zlúčenín ťažkých kovov v pôde je ich obsah v pôdnom roztoku. Množstvo kovových iónov vstupujúcich do pôdneho roztoku určuje toxicitu konkrétneho prvku v pôde. Rovnovážny stav v systéme tuhá fáza-roztok určuje sorpčné procesy, ktorých charakter a smer závisí od vlastností a zloženia pôdy. Vplyv pôdnych vlastností na mobilitu ťažkých kovov a ich prechod na vodný extrakt potvrdzujú údaje o rôznych množstvách vo vode rozpustných zlúčenín Zn, Pb a Cd prenesených z pôd s rôznou úrovňou úrodnosti pri rovnakých dávkach aplikovaných kovov (tab. 13). V porovnaní s černozemou viac vo vode rozpustných zlúčenín kovov obsahovala sodno-podzolová stredne kultivovaná pôda. Najvyšší obsah vodorozpustných zlúčenín Zn, Pb a Cd bol v zle obrobenej pôde. Kultivácia pôdy znížila mobilitu ťažkých kovov. V sodno-podzolových slabo obrábaných pôdach je obsah vo vode rozpustných foriem Zn. Pb a Cd boli o 20-35% vyššie ako v priemerne obrábanej pôde a 1,5-2,0-krát vyššie ako v typickej černozeme. Zvýšenie úrodnosti pôdy sprevádzané zvýšením obsahu humusu a fosfátov, neutralizáciou prebytočnej kyslosti a zvýšením tlmivých vlastností vedie k zníženiu obsahu najagresívnejšej vo vode rozpustnej formy ťažkých kovov.

Rozhodujúcu úlohu v distribúcii ťažkých kovov v systéme pôda-roztok zohrávajú procesy sorpcie-desorpcie na pevnej fáze pôdy, determinované vlastnosťami pôdy a nezávislé od formy pridávanej zlúčeniny. Výsledné zlúčeniny ťažkých kovov s tuhou fázou pôdy sú termodynamicky stabilnejšie ako vnesené zlúčeniny a určujú koncentráciu prvkov v pôdnom roztoku (R.I. Pervunina, 1983).
Pôda je silný a aktívny absorbér ťažkých kovov, je schopná pevne viazať a tým znižovať tok toxických látok do rastlín. Minerálne a organické zložky pôdy aktívne inaktivujú zlúčeniny kovov, ale kvantitatívne vyjadrenie ich pôsobenia závisí od typu pôdy (B A. Bolshakov et al., 1978, V. B. Ilyin, 1987).
To naznačuje nahromadený experimentálny materiál. Čo najväčší početťažké kovy sa z pôdy extrahujú 1N kyslým extraktom. V tomto prípade sú údaje blízke celkovému obsahu prvkov v pôde. Túto formu prvkov možno považovať za všeobecnú rezervnú veličinu schopnú premeny na mobilnú, pohyblivú formu. Mobilnejšiu časť charakterizuje obsah ťažkého kovu pri extrakcii z pôdy tlmivým roztokom octanu amónneho. Vymeniteľná forma ťažkého kovu je ešte mobilnejšia. extrahovaná neutrálnym soľným roztokom. V.S. Gorbatov a N.G. Zyrin (1987) sa domnieva, že najdostupnejšou formou pre rastliny je vymeniteľná forma ťažkých kovov, selektívne extrahovaná roztokmi solí, ktorých anión netvorí komplexy s ťažkými kovmi a katión má vysokú vytesňovaciu silu. Toto sú vlastnosti Ca(NO3)2 použitého v našom experimente. Najagresívnejšie rozpúšťadlá - kyseliny, najčastejšie používané 1N HCl a 1N HNO3, extrahujú z pôdy nielen rastlinou asimilované formy, ale aj časť hrubého prvku, ktoré sú najbližšou rezervou na premenu na mobilné zlúčeniny.
Koncentrácia ťažkých kovov extrahovaných vodným extraktom v pôdnom roztoku charakterizuje najaktívnejšiu časť ich zlúčenín. Ide o najagresívnejšiu a najdynamickejšiu frakciu ťažkých kovov, ktorá charakterizuje stupeň mobility prvkov v pôde. Vysoký obsah vo vode rozpustných foriem TM môže viesť nielen ku kontaminácii rastlinných produktov, ale aj k prudkému zníženiu úrody, až k jej úhynu. S veľmi vysokým obsahom vo vode rozpustnej formy ťažkého kovu v pôde sa stáva nezávislým faktorom určujúcim veľkosť úrody a stupeň jej kontaminácie.
Naša krajina má nahromadené informácie o obsahu mobilných foriem TM v nekontaminovaných pôdach, najmä tých známych ako mikroelementy - Mn, Zn, Cu, Mo. Co (tabuľka 14). Na určenie mobilnej formy sa najčastejšie používali jednotlivé extraktanty (podľa Peyve Ya.V. a Rinkis G.Ya.). Ako je zrejmé z tabuľky 14, pôdy jednotlivých regiónov sa výrazne líšili v množstve mobilných foriem toho istého kovu.

Dôvodom môže byť podľa V.B. Ilyin (1991), genetické vlastnosti pôd, predovšetkým špecifickosť granulometrického a mineralogického zloženia, úroveň obsahu humusu a reakcie prostredia. Z tohto dôvodu sa pôdy tej istej prirodzenej oblasti a navyše aj rovnakého genetického typu v rámci tejto oblasti môžu značne líšiť.
Rozdiel medzi minimálnym a maximálnym množstvom pohyblivej formy môže byť v rámci matematického rádu. Absolútne nedostatočné sú informácie o obsahu mobilných foriem Pb, Cd, Cr, Hg a ďalších najtoxickejších prvkov v pôdach. Správne posúdenie mobility TM v pôdach sťažuje použitie ako extrakčného činidla chemických látok, ktoré sa značne líšia svojou schopnosťou rozpúšťania. Napríklad 1 N HCl extrahoval mobilné formy z orného horizontu v mg/kg: Mn - 414, Zn - 7,8, Ni - 8,3, Cu - 3,5, Pb - 6,8, Co - 5,3 (pôdy západnej Sibíri), pričom 2,5 % CH3COOH sa extrahovalo 76; 0,8; 1,2; 1,3; 0,3; 0,7 (pôdy oblasti Tomsk Ob, údaje z Ilyinu, 1991). Tieto materiály naznačujú, že 1 N HCl extrahoval z pôdy, s výnimkou zinku, asi 30 % z celkového množstva kovov a 2,5 % CH3COOH – menej ako 10 %. Extrakčné činidlo 1N HCl, široko používané v agrochemickom výskume a charakterizácii pôdy, má preto vysokú mobilizačnú schopnosť vo vzťahu k zásobám ťažkých kovov.
Hlavná časť mobilných zlúčenín ťažkých kovov je viazaná na humus alebo koreňové pôdne horizonty, v ktorých aktívne prebiehajú biochemické procesy a obsahujú množstvo organických látok. Ťažké kovy. zahrnuté v organických komplexoch, majú vysokú mobilitu. V.B. Ilyin (1991) poukazuje na možnosť akumulácie ťažkých kovov v iluviálnych a karbonátových horizontoch, do ktorých z nadložnej vrstvy migrujú jemné častice nasýtené ťažkými kovmi a vo vode rozpustné formy prvkov. V iluviálnych a karbonátových horizontoch sa zrážajú zlúčeniny s obsahom kovov. To je najviac uľahčené prudkým zvýšením pH v pôde týchto horizontov v dôsledku prítomnosti uhličitanov.
Schopnosť ťažkých kovov akumulovať sa v spodných pôdnych horizontoch dobre ilustrujú údaje o pôdnych profiloch na Sibíri (tab. 15). V humusovom horizonte je zvýšený obsah mnohých prvkov (Sr, Mn, Zn, Ni atď.) bez ohľadu na ich genézu. V mnohých prípadoch je zreteľne viditeľný nárast obsahu mobilného Sr v karbonátovom horizonte. Celkový obsah mobilných foriem v menšom množstve je typický pre piesčité pôdy a v oveľa väčšom množstve pre hlinité pôdy. To znamená, že existuje úzka súvislosť medzi obsahom mobilných foriem prvkov a granulometrickým zložením pôd. Podobný pozitívny vzťah možno vidieť aj medzi obsahom mobilných foriem ťažkých kovov a obsahom humusu.

Obsah mobilných foriem ťažkých kovov podlieha silným výkyvom, čo súvisí s meniacou sa biologickou aktivitou pôd a vplyvom rastlín. Podľa výskumu, ktorý uskutočnil V.B. Ilyin, obsah mobilného molybdénu v sodno-podzolovej pôde a južnej černozeme sa počas vegetačného obdobia zmenil 5-krát.
V niektorých výskumných inštitúciách v posledné rokyŠtudujem vplyv dlhodobého používania minerálnych, organických a vápenných hnojív na obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde.
Na agrochemickej experimentálnej stanici Dolgoprudnaja (DAOS, Moskovská oblasť) bola vykonaná štúdia akumulácie ťažkých kovov, toxických prvkov a ich mobility v pôde v podmienkach dlhodobého používania fosforečných hnojív na vápnených sodno-podzolových ťažkých hlinitých pôdach. pôdy (Yu.A. Potatueva et al., 1994). Systematické používanie balastných a koncentrovaných hnojív už 60 rokov, rôzne formy fosforečnany počas 20 rokov a fosforečnany z rôznych ložísk počas 8 rokov nemali významný vplyv na celkový obsah ťažkých kovov a toxických prvkov (TE) v pôde, ale viedli k zvýšeniu mobility niektorých TM a TE v r. to. Obsah mobilných a vodorozpustných foriem v pôde sa systematickou aplikáciou všetkých študovaných foriem fosforečných hnojív zvýšil približne 2-krát, avšak len na 1/3 MPC. Množstvo mobilného stroncia sa v pôde, ktorá dostala jednoduchý superfosfát, zvýšilo 4,5-krát. Pridanie surových fosforitov z ložiska Kingisepskoye viedlo k zvýšeniu obsahu mobilných foriem v pôde (AAB pH 4,8): olovo o 2 krát, nikel o 20 % a chróm o 17 %, čo predstavovalo 1/4 resp. 1/10 MPC, resp. V pôde, ktorá prijala surové fosfority z ložiska Chilisay, bol zaznamenaný nárast obsahu mobilného chrómu o 17 % (tabuľka 16).



Porovnanie experimentálnych údajov z dlhodobých poľných pokusov DAOS so sanitárnymi a hygienickými normami pre obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde a v prípade ich absencie s odporúčaniami navrhovanými v literatúre naznačuje, že obsah mobilných formy týchto prvkov v pôde boli pod prijateľnou úrovňou. Tieto experimentálne údaje naznačujú, že ani veľmi dlhé – 60 rokov – používanie fosforečných hnojív neviedlo k prekročeniu maximálnej prípustnej úrovne koncentrácie v pôde, či už vo vzťahu k hrubým alebo mobilným formám ťažkých kovov. Tieto údaje zároveň naznačujú, že štandardizácia ťažkých kovov v pôde len objemovými formami nie je dostatočne opodstatnená a mala by byť doplnená o obsah mobilnej formy, ktorá odráža jednak chemické vlastnosti kovov samotných, ale aj vlastnosti pôda, na ktorej sa pestujú rastliny.
Na základe dlhoročných terénnych skúseností etablovaných pod vedením akademika N.S. Avdonina na experimentálnej základni Moskovskej štátnej univerzity „Chashnikovo“, bola vykonaná štúdia vplyvu dlhodobého používania minerálnych, organických, vápenných hnojív a ich kombinácií počas 41 rokov na obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde. (V.G. Mineev a kol., 1994). Výsledky výskumu uvedené v tabuľke 17 ukázali, že vytvorením optimálnych podmienok pre rast a vývoj rastlín sa výrazne znížil obsah mobilných foriem olova a kadmia v pôde. Systematická aplikácia dusíkato-draselných hnojív, okysľovanie pôdneho roztoku a znižovanie obsahu mobilného fosforu zdvojnásobilo koncentráciu mobilných zlúčenín olova a niklu a 1,5-násobne zvýšilo obsah kadmia v pôde.

Obsah objemových a mobilných foriem TM v kyselino-podzolovej ľahkej hlinitej pôde Bieloruska bol študovaný pod dlhodobé užívanie Kal z komunálnych odpadových vôd: termofilne vyhnívaný z kalových polí (TIP) a termofilne vyhnívaný s následným mechanickým odvodnením (TMD).
Za 8 rokov výskumu bola nasýtenosť rotácie plodín OCB 6,25 t/ha (jednorazová dávka) a 12,5 t/ha (dvojitá dávka), čo je približne 2-3 krát viac ako odporúčané dávky.
Ako je možné vidieť z tabuľky 18, existuje jasný vzorec zvyšovania obsahu objemových a mobilných foriem TM v dôsledku trojnásobnej aplikácie WWS. Okrem toho sa zinok vyznačuje najväčšou pohyblivosťou, ktorej množstvo v mobilnej forme vzrástlo 3-4 krát v porovnaní s kontrolnou pôdou (N.P. Reshetsky, 1994). Zároveň sa výrazne nezmenil obsah mobilných zlúčenín kadmia, medi, olova a chrómu.

Výskum vedcov z bieloruského poľnohospodárskeho sektora. Academy ukázala, že po pridaní čistiarenského kalu (SIP-surový kal z kalových polí, TIP, TMO) došlo k citeľnému zvýšeniu obsahu mobilných foriem prvkov v pôde, ale najsilnejšie kadmia, zinku, medi (tab. 19 ). Vápnenie nemalo prakticky žiadny vplyv na pohyblivosť kovov. Podľa autorov. použitie extraktu v 1N HNO3 na charakterizáciu stupňa mobility kovov nie je úspešné, keďže do neho prechádza viac ako 80 % celkového obsahu prvku (A.I. Gorbyleva et al., 1994).

Stanovenie určitých vzťahov medzi zmenami v mobilite TM v pôde a úrovňou kyslosti sa uskutočnilo v mikropoľných experimentoch na vylúhovaných černozemoch centrálnej černozemnej zóny Ruskej federácie. Zároveň sa uskutočnilo stanovenie kadmia, zinku, olova v extraktoch: kyselina chlorovodíková, dusičná, sírová, tlmivý roztok octanu amónneho pri pH 4,8 a pH 3,5, dusičnanu amónneho, destilovaná voda. Bol stanovený úzky vzťah medzi hrubým obsahom zinku a jeho mobilnými formami extrahovanými kyselinami R = 0,924-0,948. Pri použití AAB pH 4,8 R=0,784, AAB pH 3,5=0,721. Olovo extrahované kyselinou chlorovodíkovou a dusičnou menej úzko koreluje s hrubým obsahom: R=0,64-0,66. Ostatné kapoty mali oveľa nižšie korelačné koeficienty. Korelácia medzi zlúčeninami kadmia extrahovanými kyselinami a hrubými zásobami bola veľmi vysoká (R=0,98-0,99). pri extrakcii AAB pH 4,8-R=0,92. Použitie iných extraktov poskytlo výsledky naznačujúce slabé spojenie medzi objemovými a mobilnými formami ťažkých kovov v pôde (N. P. Bogomazov, P. G. Akulov, 1994).
V dlhodobom poľnom pokuse (Celoruský výskumný ústav ľanu, Tverská oblasť) pri dlhodobom používaní hnojív na sodno-podzolovej pôde klesol podiel mobilných zlúčenín kovov z obsahu ich potenciálne dostupných foriem. je badateľný najmä v 3. roku následného účinku vápna v dávke 2 g (tab. 20). V 13. roku účinku vápno v rovnakej dávke znížilo iba obsah mobilného železa a hliníka v pôde. v 15. ročníku - železo, hliník a mangán (L.I. Petrova, 1994).

Preto na zníženie obsahu mobilných foriem olova a medi v pôde je potrebné pôdu prevápniť.
Štúdia mobility ťažkých kovov v černozemiach Rostovskej oblasti ukázala, že v metrovej vrstve obyčajných černozemí sa množstvo zinku extrahovaného tlmivým extraktom octanu amónneho s pH 4,8 pohybovalo v rozmedzí 0,26-0,54 mg/kg. mangán 23,1-35,7 mg/kg, meď 0,24-0,42 (G.V. Agafonov, 1994) Porovnanie týchto údajov s hrubými zásobami mikroprvkov v pôde tých istých oblastí ukázalo, že pohyblivosť rôznych prvkov sa výrazne líši. Zinok v uhličitanovej černozeme je 2,5-4,0-krát menej dostupný pre rastliny ako meď a 5-8-krát menej ako mangán (tabuľka 21).

Ukazujú to výsledky uskutočnených štúdií. že problém mobility ťažkých kovov v pôde je zložitý a multifaktoriálny. Obsah mobilných foriem ťažkých kovov v pôde závisí od mnohých podmienok. Hlavnou technikou vedúcou k zníženiu obsahu tejto formy ťažkých kovov je zvýšenie úrodnosti pôdy (vápnenie, zvýšenie obsahu humusu a fosforu a pod.). Zároveň neexistuje všeobecne akceptovaná formulácia pre mobilné kovy. V tejto časti sme ponúkli naše pochopenie rôznych frakcií mobilných kovov v pôde:
1) celková zásoba mobilných foriem (extrahovateľných kyselinami);
2) mobilná mobilná forma (odstrániteľná pufrovými roztokmi):
3) vymeniteľné (extrahované neutrálnymi soľami);
4) rozpustný vo vode.

OBSAH

Úvod

1. Pôdna pokrývka a jej využitie

2. Erózia pôdy (vodná a veterná) a spôsoby boja proti nej

3. Priemyselné znečistenie pôdy

3.1 Kyslé dažde

3.2 Ťažké kovy

3.3 Toxicita olova

4. Hygiena pôdy. Likvidácia odpadu

4.1 Úloha pôdy v metabolizme

4.2 Ekologické vzťahy medzi pôdou a vodou a kvapalným odpadom (odpadová voda)

4.3 Limity zaťaženia pôdy tuhým odpadom (domáci a pouličný odpad, priemyselný odpad, suchý kal po sedimentácii odpadových vôd, rádioaktívne látky)

4.4 Úloha pôdy v distribúcii rôzne choroby

4.5 Škodlivé účinky hlavných typov znečisťujúcich látok (tuhé a kvapalné odpady), ktoré vedú k degradácii pôdy

4.5.1 Neutralizácia tekutého odpadu v pôde

4.5.2.1 Neutralizácia tuhého odpadu v pôde

4.5.2.2 Zber a odvoz odpadu

4.5.3 Konečné odstránenie a zneškodnenie

4.6 Likvidácia rádioaktívneho odpadu

Záver

Zoznam použitých zdrojov

Úvod.

Každý rok sa určitá časť pôdy v Rusku aj na celom svete vyradí z poľnohospodárskeho využitia rôzne dôvody, podrobne rozobratý v UIR. Tisíce alebo viac hektárov pôdy trpí eróziou, kyslými dažďami, nesprávne spracovanie a toxického odpadu. Aby ste tomu zabránili, musíte sa oboznámiť s najproduktívnejšími a najlacnejšími rekultivačnými opatreniami (definícia rekultivácie pozri hlavnú časť práce), ktoré zvyšujú úrodnosť pôdneho krytu a predovšetkým s negatívnym dopadom na samotná pôda a ako sa jej vyhnúť.

Tieto štúdie poskytujú pohľad na škodlivé účinky na pôdu a boli vykonané prostredníctvom množstva kníh, článkov a vedeckých časopisov zaoberajúcich sa problematikou pôdy a ochranou životného prostredia.

Problém znečistenia a degradácie pôdy bol vždy aktuálny. Teraz môžeme dodať k tomu, čo bolo povedané, že v našej dobe má antropogénny vplyv na prírodu silný vplyv a len rastie a pôda je pre nás jedným z hlavných zdrojov potravy a oblečenia, nehovoriac o tom, že chodiť po nej a vždy s ňou bude v blízkom kontakte.

1. Pôdna pokrývka a jej využitie.

Pôdny pokryv je najdôležitejším prírodným útvarom. Jeho význam pre život spoločnosti určuje skutočnosť, že pôda je hlavným zdrojom potravy, ktorá poskytuje 97 – 98 % potravinových zdrojov obyvateľstva planéty. Pôdna pokrývka je zároveň miestom ľudskej činnosti, na ktorom sa nachádza priemyselná a poľnohospodárska výroba.

V.I. Lenin zdôraznil osobitnú úlohu potravín v živote spoločnosti a zdôraznil: „Skutočnými základmi ekonomiky sú potravinový fond.

Najdôležitejšou vlastnosťou pôdneho krytu je jeho úrodnosť, ktorá sa chápe ako súhrn pôdnych vlastností, ktoré zabezpečujú úrodu poľnohospodárskych plodín. Prirodzená úrodnosť pôdy je regulovaná rezervou živiny v pôde a jej vodnom, vzdušnom a tepelnom režime. Úloha pôdneho krytu v produktivite suchozemských ekologických systémov je veľká, pretože pôda vyživuje suchozemské rastliny vodou a mnohými zlúčeninami a je základnou zložkou fotosyntetickej aktivity rastlín. Úrodnosť pôdy závisí aj od množstva slnečnej energie v nej akumulovanej. Živé organizmy, rastliny a živočíchy obývajúce Zem zaznamenávajú slnečnú energiu vo forme fyto- alebo zoomasy. Produktivita suchozemských ekologických systémov závisí od tepelných a vodná bilancia zemský povrch, ktorý určuje rozmanitosť foriem výmeny hmoty a hmoty v rámci geografického obalu planéty.

Pri analýze významu pôdy pre spoločenskú výrobu K. ​​Marx identifikoval dva pojmy: pôda-hmota a pôda-kapitál. Prvému z nich treba rozumieť Zem, ktorá vznikla v procese svojho evolučného vývoja bez vôle a vedomia ľudí a je miestom ľudského osídlenia a zdrojom jeho potravy. Od okamihu, keď je Zem v procese vývoja ľudská spoločnosť sa stáva výrobným prostriedkom, pôsobí v novej kvalite – kapitále, bez ktorého je pracovný proces nemysliteľný, „... pretože dáva robotníkovi... miesto, na ktorom stojí..., a jeho procesu sféru akcie...“ . Z tohto dôvodu je Zem univerzálnym faktorom akejkoľvek ľudskej činnosti.

Úloha a miesto pôdy sú rôzne v rôznych sférach materiálnej výroby, predovšetkým v priemysle a poľnohospodárstve. Vo výrobnom priemysle, stavebníctve a doprave je Zem miestom, kde prebiehajú pracovné procesy bez ohľadu na prirodzenú úrodnosť pôdy. Pôda zohráva v poľnohospodárstve inú úlohu. Prirodzená plodnosť sa vplyvom ľudskej práce mení z potenciálnej na ekonomickú. Špecifickosť využívania pôdnych zdrojov v poľnohospodárstve vedie k tomu, že pôsobia v dvoch rôznych kvalitách, ako predmet práce a ako výrobný prostriedok. K. Marx poznamenal: „Len novým investovaním kapitálu do pozemkov... ľudia zväčšili pôdny kapitál bez akéhokoľvek zväčšenia hmoty zeme, t. j. priestoru zeme.“

Pôda v poľnohospodárstve pôsobí ako produktívna sila vďaka svojej prirodzenej úrodnosti, ktorá nezostáva konštantná. Pri racionálnom využívaní pôdy je možné takúto úrodnosť zvýšiť zlepšením jej vodných, ovzdušia a tepelných pomerov rekultivačnými opatreniami a zvýšením obsahu živín v pôde. Naopak, pri iracionálnom využívaní pôdnych zdrojov ich úrodnosť klesá, čo má za následok pokles poľnohospodárskych výnosov. Na niektorých miestach je pestovanie plodín úplne nemožné, najmä na slaných a erodovaných pôdach.

Pri nízkom stupni rozvoja výrobných síl spoločnosti dochádza v dôsledku zapájania nových pozemkov do poľnohospodárstva k rozširovaniu výroby potravín, čomu zodpovedá aj extenzívny rozvoj poľnohospodárstva. Uľahčujú to dve podmienky: dostupnosť voľnej pôdy a možnosť hospodárenia na dostupnej priemernej úrovni kapitálových nákladov na jednotku plochy. Toto využívanie pôdnych zdrojov a poľnohospodárstvo je typické pre mnohé rozvojové krajiny moderného sveta.

Počas éry vedeckej a technologickej revolúcie existoval ostrý rozdiel medzi systémom poľnohospodárstva v priemyselných a rozvojových krajinách. Prvé sa vyznačujú intenzifikáciou poľnohospodárstva s využitím úspechov vedeckej a technologickej revolúcie, v ktorej sa poľnohospodárstvo nerozvíja v dôsledku zvyšovania plochy obrábanej pôdy, ale v dôsledku zvyšovania množstva kapitálu investovaného do pôdy. . Známe obmedzenie pôdnych zdrojov pre väčšinu industrializovaných kapitalistických krajín, rastúci dopyt po poľnohospodárskych produktoch na celom svete v dôsledku vysokej miery rastu populácie a vyššia kultúra poľnohospodárstva prispeli k presunu poľnohospodárstva v týchto krajinách späť do 50. na ceste intenzívneho rozvoja. Zrýchlenie procesu intenzifikácie poľnohospodárstva v industrializovaných kapitalistických krajinách je spojené nielen s výdobytkami vedecko-technickej revolúcie, ale hlavne s výnosnosťou investovania kapitálu do poľnohospodárstva, ktoré sústredilo poľnohospodársku výrobu do rúk veľkostatkárov a zruinovalo malé poľnohospodárov.

Poľnohospodárstvo sa v rozvojových krajinách rozvíjalo iným spôsobom. Medzi akútne problémy s prírodnými zdrojmi týchto krajín možno identifikovať nasledovné: nízke poľnohospodárske štandardy, ktoré spôsobili degradáciu pôdy (zvýšená erózia, salinizácia, znížená úrodnosť) a prirodzenej vegetácie (napríklad tropické lesy), vyčerpávanie vodných zdrojov, dezertifikáciu krajín, zvlášť zreteľne sa prejavuje v afrických krajinách.kontinent. Všetky tieto faktory súvisiace so sociálno-ekonomickými problémami rozvojových krajín viedli k chronickému nedostatku potravín v týchto krajinách. Začiatkom 80-tych rokov boli teda rozvojové krajiny z hľadiska zásobovania na osobu obilím (222 kg) a mäsom (14 kg) niekoľkonásobne horšie ako industrializované kapitalistické krajiny. Riešenie potravinového problému v rozvojových krajinách je nemysliteľné bez veľkých sociálno-ekonomických transformácií.

U nás je základom pozemkových vzťahov národnostné (národné) vlastníctvo pôdy, ktoré vzniklo v dôsledku znárodnenia všetkej pôdy. Agrárne vzťahy sú budované na základe plánov, podľa ktorých by sa malo poľnohospodárstvo v budúcnosti rozvíjať, s finančnou a úverovou pomocou štátu a dodaním potrebného počtu strojov a hnojív. Platenie poľnohospodárskych robotníkov podľa množstva a kvality práce stimuluje neustále zvyšovanie ich životnej úrovne.

Využívanie pôdneho fondu ako celku sa uskutočňuje na základe dlhodobých štátnych plánov. Príkladom takýchto plánov bol rozvoj panenskej a ladom ležiacej pôdy na východe krajiny (polovica 50. rokov), vďaka ktorej bolo možné v krátkom čase zaviesť do ornej pôdy viac ako 41 miliónov hektárov nových plôch. . Ďalším príkladom je súbor opatrení súvisiacich s implementáciou Potravinového programu, ktorý zabezpečuje urýchlenie rozvoja poľnohospodárskej výroby na základe zlepšovania štandardov hospodárenia, rozsiahlych melioračných aktivít, ako aj realizáciu širokého programu sociálno-ekonomickej rekonštrukcie poľnohospodárskych oblastí.

Svetové zdroje pôdy ako celok umožňujú zabezpečiť potravu pre viac ľudí, ako je v súčasnosti dostupné a bude tomu tak aj v blízkej budúcnosti. Zároveň v dôsledku rastu populácie najmä v rozvojových krajinách množstvo ornej pôdy na obyvateľa klesá.

V poľnohospodárskych regiónoch dochádza v smere zo severu na juh k prirodzenému úbytku výmery zle obhospodarovanej pôdy a k nárastu výmery ornej pôdy, ktorá dosahuje maximum v lesostepných a stepných zónach. . Ak v severných oblastiach nečernozemskej zóny RSFSR je plocha ornej pôdy 5-6% z celkovej plochy, potom v lesostepných a stepných zónach sa plocha ornej pôdy zväčšuje viac ako 10-krát, dosahujúc 60-70%. Na sever a juh od týchto zón sa poľnohospodárske územie výrazne zmenšuje. Na severe je hranica trvalo udržateľného poľnohospodárstva určená súčtom kladných teplôt 1000 ° počas vegetačného obdobia, na juhu - ročnými zrážkami 200 - 300 mm. Výnimkou sú lepšie zvlhčené podhorské a horské oblasti juhu európskej časti krajiny a Stredná Ázia, kde poľnohospodárska rozvinutosť územia je 20 %. Na severe Ruskej nížiny v zónach lesnej tundry a tundry je plocha ornej pôdy iba 75 tisíc hektárov (menej ako 0,1% územia).

Na urýchlenie rozvoja poľnohospodárstva krajiny je potrebných niekoľko rozsiahlych opatrení:

Zavedenie vedecky podloženého systému hospodárenia pre každú prírodnú zónu a jej jednotlivé regióny;

Realizácia širokého programu rekultivácie pôdy v rôznych prírodných oblastiach;

Eliminácia procesov sekundárnej salinizácie a zaplavovania rekultivačných oblastí;

Aplikácia komplexov opatrení na boj proti vodnej a veternej erózii na plochách s rozlohou milióny hektárov;

Vytvorenie siete obhospodarovaných pasienkov v rôznych prírodných zónach s využitím ich zavlažovania, zavlažovania a hnojenia;

Vykonávanie širokého spektra opatrení na kultiváciu rekultivovaných pôd s vytvorením hlbokého štruktúrovaného horizontu;

Modernizácia strojového a traktorového parku a náradia na obrábanie pôdy;

Aplikácia plnej dávky hnojív pre všetky plodiny, vrátane tých, ktoré sú zle rozpustné v ochrannom nátere;

Realizácia súboru opatrení na sociálnu rekonštrukciu poľnohospodárskych území (výstavba ciest, bytov, skladov, škôl, nemocníc atď.);

Úplné zachovanie existujúceho pôdneho fondu. Tento program môže byť navrhnutý na dlhú dobu.

Nečernozemná zóna RSFSR sa rozprestiera od pobaltských nížin na západe po pohorie Ural na východe, od pobrežia Severného ľadového oceánu na severe po hranicu lesostepí na juhu. Jeho rozloha je cca 2,8 km2. Oblasť mimo Čiernej Zeme sa vyznačuje vysokou koncentráciou obyvateľstva. Žije tu viac ako 60 miliónov ľudí (asi 44 % obyvateľov RSFSR), z toho asi 73 % v mestách. Táto zóna má 47 miliónov hektárov poľnohospodárskej pôdy, z toho 32 miliónov hektárov je orná pôda. Nečernozemná zóna sa vyznačuje rozvinutým poľnohospodárstvom, ktoré predstavuje až 30% poľnohospodárskych produktov RSFSR, vrátane takmer všetkej ľanovej vlákniny, až 20% obilia, viac ako 50 - zemiaky, asi 40 - mlieko a vajcia , 43 - zelenina, 30% - mäso .

Najdôležitejšia vlastnosť Nečernozemná zóna je prítomnosť veľkej oblasti prírodných krmív. Na každý hektár ornej pôdy pripadá 1 až 3 hektáre krmovín a pasienkov. Prírodné a klimatické podmienky takmer všade podporujú rozvoj poľnohospodárstva so špecializáciou na mäso a mliečne výrobky. Na zintenzívnenie poľnohospodárstva sa plánuje realizovať rekultivačné opatrenia a chemizácia poľnohospodárskej pôdy v močiaroch a mokradiach.

2. Erózia pôdy (vodná a veterná) a spôsoby boja proti nej.

Rozsiahle využívanie pôdy, obzvlášť zvýšené v období vedeckej a technologickej revolúcie, viedlo k nárastu šírenia vodnej a veternej erózie (deflácia). Pod ich vplyvom sa odstraňujú (vodou alebo vetrom) pôdne agregáty z hornej, najcennejšej vrstvy pôdy, čo vedie k zníženiu jej úrodnosti. Vodná a veterná erózia spôsobujúca vyčerpávanie pôdnych zdrojov je nebezpečným environmentálnym faktorom.

Celková plocha pôdy podliehajúcej vodnej a veternej erózii sa meria v mnohých miliónoch hektárov. Podľa dostupných odhadov je 31 % pôdy náchylných na vodnú eróziu a 34 % na veternú eróziu. Nepriamym dôkazom zvýšeného rozsahu vodnej a veternej erózie v ére vedeckej a technologickej revolúcie je nárast pevného odtoku z riek do oceánu, ktorý sa v súčasnosti odhaduje na 60 miliárd ton, hoci pred 30 rokmi bola táto hodnota takmer dvojnásobná. menej.

Celkové využitie poľnohospodárskej pôdy (vrátane pasienkov a seníkov) predstavuje približne 1/3 výmery pôdy. V dôsledku vodnej a veternej erózie bolo celosvetovo poškodených asi 430 miliónov hektárov pôdy a ak bude súčasný rozsah erózie pokračovať, do konca storočia by sa táto hodnota mohla zdvojnásobiť.

Najnáchylnejšie na veternú eróziu sú častice pôdy 0,5 – 0,1 mm alebo menej, ktoré sa pri rýchlosti vetra na povrchu pôdy 3,8 – 6,6 m/s začnú pohybovať a presúvať na veľké vzdialenosti. Jemné častice pôdy (<,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.

Kategória častíc 0,5-0,1 mm patrí medzi agronomicky hodnotné, preto veterná erózia znižuje úrodnosť pôdy. Rovnako aktívnym procesom je vodná erózia, keďže pri odplavovaní vodou sa zväčšuje veľkosť vyplavených častíc pôdy.

Úbytok pôdy závisí od typu pôdy, jej fyzikálno-mechanického zloženia, množstva povrchového odtoku a stavu pôdneho povrchu (poľnohospodárskeho zázemia). Miera úbytku pôdy sa líši pre rôzne orné pôdy vo veľmi širokých medziach. Pre južné černozeme sa miera straty pôdy (t/ha) pohybuje od 21,7 (pádová orba pozdĺž svahu), 14,9 (rovnaká naprieč svahom) do 0,2 (dlhodobá pôda ležiaca úhorom). Intenzitu erózie v modernej dobe vytvárajú priame alebo nepriame dôsledky antropogénneho pôvodu. Medzi prvé patrí široká orba pôdy v oblastiach ohrozených eróziou, najmä v suchých alebo polosuchých zónach. Tento jav je typický pre väčšinu rozvojových krajín.

Intenzita erózie sa však zvýšila aj vo vyspelých krajinách vrátane Francúzska, Talianska, Nemecka a Grécka. Niektoré oblasti nečernozemnej zóny RSFSR sa považujú za nebezpečné pre eróziu, pretože sivé lesné pôdy sú veľmi náchylné na eróziu. K erózii dochádza aj v podmáčaných zavlažovaných oblastiach.

Oblasti, v ktorých súčasne dochádza k vodnej a veternej erózii, sú v zložitej situácii. U nás sú to lesostepné a čiastočne stepné oblasti Strednej černozemskej oblasti, Povolží, Zaural, západná a východná Sibír s intenzívnym poľnohospodárskym využitím. Vodná a veterná erózia sa rozvíja v pásme nedostatočnej vlahy so striedaním vlhkých a suchu odolných rokov (resp. ročných období) podľa nasledovných schém: obmývanie - vysychanie pôdy - vyfukovanie, vyfukovanie - podmáčanie pôdy - obmývanie. Je potrebné poznamenať, že v oblastiach so zložitým terénom sa môže prejaviť odlišne: na svahoch so severnou expozíciou prevláda vodná erózia a na južných svahoch s veterným účinkom prevláda veterná erózia. Súčasný rozvoj vodnej a veternej erózie môže spôsobiť obzvlášť veľké poruchy pôdneho krytu.

Veterná erózia sa vyskytuje v stepných oblastiach s veľkými plochami ornej pôdy pri rýchlosti vetra 10-15 m/s. (región Volga, severný Kaukaz, juh západnej Sibíri). Najväčšie škody v poľnohospodárstve spôsobujú prašné búrky (pozorované začiatkom jari a leta), ktoré vedú k ničeniu úrody, zníženiu úrodnosti pôdy, znečisteniu ovzdušia, vnikaniu pásov a rekultivačných systémov. Hranica prachových búrok prebieha južne od línie Balta - Kremenčug - Poltava - Charkov - Balashov - Kuibyshev - Ufa - Novotroitsk.

Poľnohospodársky systém ochrany pôdy vyvinutý v Kazachstane našiel široké uplatnenie. Jej základom je prechod od pluhu k obrábaniu pôdy bez odhrňovača pomocou plochých kosiacich nástrojov, ktoré zachovávajú strnisko a zvyšky rastlín na povrchu pôdy a na pôdach ľahkého mechanického zloženia - zavedenie pôdoochranných striedaní plodín s pásom. umiestnenie jednoročných plodín a viacročných tráv. Vďaka pôdoochrannému systému hospodárenia je zabezpečená nielen ochrana pôdy pred veternou eróziou, ale aj efektívnejšie využitie zrážok. Pri obrábaní pôdy naplocho premrzne pôda do menšej hĺbky a na zvlhčenie povrchových pôdnych horizontov sa využíva jarný povrchový odtok, čo má za následok zníženie deštruktívneho účinku sucha na obilniny v najsuchších rokoch. Pôdna erózia môže spôsobiť priame škody – v dôsledku zníženia úrodnosti pôdy – aj nepriame škody – v dôsledku presunu niektorých hodnotných orných pôd na iné, menej hodnotné (napríklad lesné pásy alebo lúky). Len na agrolesnícke opatrenia na ochranu pôd pred eróziou, ktorú si vyžadujú mnohé milióny hektárov ornej pôdy, je potrebné na výsadbu lesa využiť asi 2,6 % tejto plochy.

Na ochranu pôd pred eróziou sa v súčasnosti využíva systém vedeckých, organizačných, agrolesníckych a vodohospodárskych opatrení. Hlavnými typmi boja proti vodnej erózii je minimalizácia množstva povrchového odtoku a jeho prenos do podzemia prostredníctvom pôdoochranného striedania plodín s pomerom trvalých tráv a jednoročných plodín 1:2, hlboké priečne ryhovanie svahov, prekopávanie pôdy a pod. zavádzanie lesných plantáží. Hydraulické opatrenia na boj proti vodnej erózii zahŕňajú výstavbu rybníkov a nádrží na zníženie množstva odtoku taveniny. V závislosti od stupňa erózie pôdy je všetka poľnohospodárska pôda rozdelená do deviatich kategórií. Prvý z nich zahŕňa pozemky nepodliehajúce erózii, deviaty pozemky nevhodné na poľnohospodárstvo. Pre každú kategóriu pôdy (okrem deviatej) sa odporúča vlastný protierózny systém hospodárenia.

3. Priemyselné znečistenie pôdy.

3.1. Kyslý dážď

Pod pojmom „kyslé dažde“ sa rozumejú všetky druhy meteorologických zrážok – dážď, sneh, krúpy, hmla, dážď so snehom – ktorých pH je nižšie ako priemerné pH dažďovej vody (priemerné pH dažďovej vody je 5,6). Oxid siričitý (SO 2) a oxidy dusíka (NO x) uvoľňované pri ľudskej činnosti sa v zemskej atmosfére premieňajú na kyselinotvorné častice. Tieto častice reagujú so atmosférickou vodou a menia ju na kyslé roztoky, ktoré znižujú pH dažďovej vody. Termín „kyslý dážď“ prvýkrát použil v roku 1872 anglický prieskumník Angus Smith. Jeho pozornosť upútal viktoriánsky smog v Manchestri. A hoci vtedajší vedci odmietali teóriu o existencii kyslých dažďov, dnes už nikto nepochybuje, že kyslé dažde sú jednou z príčin smrti života vo vodných útvaroch, lesoch, plodinách a vegetácii. Kyslé dažde navyše ničia budovy a kultúrne pamiatky, potrubia, robia autá nepoužiteľnými, znižujú úrodnosť pôdy a môžu viesť k presakovaniu toxických kovov do vodonosných vrstiev.

Voda obyčajného dažďa je tiež mierne kyslý roztok. K tomu dochádza, pretože prírodné atmosférické látky, ako je oxid uhličitý (CO2), reagujú s dažďovou vodou. V tomto prípade vzniká slabá kyselina uhličitá (CO 2 + H 2 O -> H 2 CO 3). Kým ideálne pH dažďovej vody je 5,6-5,7, v reálnom živote sa kyslosť (pH) dažďovej vody v jednej oblasti môže líšiť od kyslosti dažďovej vody v inej oblasti. To v prvom rade závisí od zloženia plynov obsiahnutých v atmosfére konkrétnej oblasti, ako sú oxidy síry a oxidy dusíka.

V roku 1883 švédsky vedec Svante Arrhenius vymyslel dva pojmy – kyselina a zásada. Kyseliny nazval látky, ktoré po rozpustení vo vode tvoria voľné kladne nabité vodíkové ióny (H +). Zásadami nazval látky, ktoré po rozpustení vo vode tvoria voľné záporne nabité hydroxidové ióny (OH -). Pojem pH sa používa ako indikátor kyslosti vody. „Pojem pH znamená v preklade z angličtiny „ukazovateľ stupňa koncentrácie vodíkových iónov“.

Hodnota pH sa meria na stupnici od 0 do 14. Voda a vodné roztoky obsahujú vodíkové ióny (H +) aj hydroxidové ióny (OH -). Keď sa koncentrácia vodíkových iónov (H +) vo vode alebo roztoku rovná koncentrácii hydroxidových iónov (OH -) v rovnakom roztoku, potom je takýto roztok neutrálny. Hodnota pH neutrálneho roztoku je 7 (na stupnici od 0 do 14). Ako už viete, pri rozpustení kyselín vo vode sa zvyšuje koncentrácia voľných vodíkových iónov (H+). Tie potom zvyšujú kyslosť vody alebo inak povedané pH vody. Súčasne s nárastom koncentrácie vodíkových iónov (H +) klesá koncentrácia hydroxidových iónov (OH -). Tie roztoky, ktorých hodnota pH na danej stupnici sa pohybuje od 0 do<7, называются кислыми. Когда в воду попадают щелочи, то в воде повышается концентрация гидроксид-ионов (ОН -). При этом в растворе понижается концентрация ионов водорода (Н +). Растворы, значение рН которых находится в пределах от >7 až 14 sa nazývajú alkalické.

Je potrebné poznamenať ešte jednu vlastnosť pH stupnice. Každý nasledujúci krok na stupnici pH indikuje desaťnásobný pokles koncentrácie vodíkových iónov (H+) (a teda kyslosti) v roztoku a zvýšenie koncentrácie hydroxidových iónov (OH-). Napríklad kyslosť látky s hodnotou pH desaťkrát vyššou ako kyslosť látky s hodnotou pH 5, stokrát vyššia ako kyslosť látky s hodnotou pH 6 a sto tis. krát vyššia ako kyslosť látky s hodnotou pH 9.

Kyslé dažde vznikajú reakciou medzi vodou a znečisťujúcimi látkami, ako sú oxid síry (SO2) a rôzne oxidy dusíka (NOx). Tieto látky sa do ovzdušia dostávajú z motorových vozidiel, v dôsledku činnosti hutníckych podnikov a elektrární, ako aj pri spaľovaní uhlia a dreva. Reakciou so vzdušnou vodou sa menia na roztoky kyselín - sírovej, sírovej, dusičnej a dusičnej. Potom spolu so snehom alebo dažďom padajú na zem.

Následky kyslých dažďov pozorujú v USA, Nemecku, Českej republike, na Slovensku, v Holandsku, Švajčiarsku, Austrálii, republikách bývalej Juhoslávie a v mnohých ďalších krajinách sveta.

Kyslé dažde majú negatívny vplyv na vodné plochy – jazerá, rieky, zálivy, rybníky – zvyšujú ich kyslosť na takú úroveň, že v nich umiera flóra a fauna. Vodné rastliny najlepšie rastú vo vode s hodnotami pH medzi 7 a 9,2. So zvýšením kyslosti (hodnoty pH sa pohybujú doľava od referenčného bodu 7) vodné rastliny začnú odumierať, čím ostatné živočíchy zbavujú zásobárne potravy. Pri kyslosti pH 6 sladkovodné krevety hynú. Keď kyslosť stúpne na pH 5,5, spodné baktérie, ktoré rozkladajú organickú hmotu a listy, odumierajú a organické nečistoty sa začínajú hromadiť na dne. Potom zomiera planktón – maličký živočích, ktorý tvorí základ potravinového reťazca rezervoáru a živí sa látkami vznikajúcimi pri rozklade organických látok baktériami. Keď kyslosť dosiahne pH 4,5, všetky ryby, väčšina žiab a hmyz uhynú.

Keď sa organická hmota hromadí na dne vodných plôch, toxické kovy sa začnú vyplavovať von. Zvýšená kyslosť vody podporuje vyššiu rozpustnosť nebezpečných kovov ako hliník, kadmium, ortuť a olovo zo sedimentov a pôd.

Tieto toxické kovy predstavujú riziko pre ľudské zdravie. ľudia, pitná voda s vysokým obsahom olova alebo ktorí jedia ryby s vysokým obsahom ortuti môžu vážne ochorieť.

Kyslý dážď škodí viac než len vodnému životu. Ničí aj vegetáciu na súši. Vedci sa domnievajú, že hoci dnes Mechanizmus ešte nie je úplne pochopený, „komplexná zmes znečisťujúcich látok vrátane kyslých zrážok, ozónu a ťažkých kovov... sa spája, aby viedla k degradácii lesov.

Ekonomické straty z kyslých dažďov v USA odhaduje jedna štúdia na 13 miliónov dolárov ročne na východnom pobreží a do konca storočia straty dosiahnu 1,750 miliardy dolárov zo straty lesov; Straty na úrode vo výške 8 300 miliárd dolárov (len v povodí rieky Ohio) a len v Minnesote 40 miliónov dolárov na liečebné náklady. Jediným spôsobom, ako zmeniť situáciu k lepšiemu, je podľa mnohých odborníkov zníženie množstva škodlivých emisií do atmosféry.

3.2. Ťažké kovy

Ťažké kovy sú prioritné znečisťujúce látky, ktorých monitorovanie je povinné vo všetkých prostrediach.

Termín ťažké kovy, ktorý charakterizuje širokú skupinu škodlivín, sa v poslednom čase rozšíril. V rôznych vedeckých a aplikovaných prácach autori interpretujú význam tohto pojmu rôzne. V tomto ohľade sa množstvo prvkov klasifikovaných ako ťažké kovy značne líši. Ako kritériá členstva sa používajú mnohé charakteristiky: atómová hmotnosť, hustota, toxicita, prevalencia v prírodnom prostredí, stupeň zapojenia do prírodných a človekom vytvorených cyklov. V niektorých prípadoch definícia ťažkých kovov zahŕňa prvky klasifikované ako krehké (napríklad bizmut) alebo metaloidy (napríklad arzén).

V prácach venovaných problémom znečisťovania životného prostredia a monitorovania životného prostredia, dnes ťažké kovy zahŕňajú viac ako 40 kovov periodickej tabuľky D.I. Mendelejev s atómovou hmotnosťou viac ako 50 atómových jednotiek: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi Pri kategorizácii ťažkých kovov zároveň zohrávajú významnú úlohu tieto podmienky: ich vysoká toxicita pre živé organizmy v relatívne nízkych koncentráciách, ako aj schopnosť bioakumulácie a biomagnifikácie. Takmer všetky kovy, ktoré spadajú pod túto definíciu (s výnimkou olova, ortuti, kadmia a bizmutu, ktorých biologická úloha je v súčasnosti nejasná), sa aktívne podieľajú na biologických procesoch a sú súčasťou mnohých enzýmov. Podľa klasifikácie N. Reimersa by sa za ťažké mali považovať kovy s hustotou vyššou ako 8 g/cm 3 . Medzi ťažké kovy teda patrí Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg .

Formálne definované ťažké kovy zodpovedá veľké množstvo prvkov. Podľa výskumníkov zaoberajúcich sa praktickými aktivitami spojenými s organizovaním pozorovaní stavu a znečistenia životného prostredia však zlúčeniny týchto prvkov zďaleka nie sú ekvivalentné znečisťujúcim látkam. Preto je v mnohých prácach rozsah skupiny ťažkých kovov zúžený v súlade s prioritnými kritériami určenými smerom a špecifikami práce. V dnes už klasických dielach Yu.A. Izrael v zozname chemických látok určených na stanovenie v prírodnom prostredí na pozaďových staniciach v biosférických rezerváciách, v odd ťažké kovy pomenovaný Pb, Hg, Cd, As. Na druhej strane, podľa rozhodnutia pracovnej skupiny pre emisie ťažkých kovov, ktorá pracuje pod záštitou Európskej hospodárskej komisie Organizácie Spojených národov a zbiera a analyzuje informácie o emisiách znečisťujúcich látok v európske krajiny iba Zn, As, Se a Sb boli pripisované ťažké kovy. Podľa definície N. Reimersa sa ušľachtilé a vzácne kovy odlišujú od ťažkých kovov, resp len Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. V aplikovaných prácach sa najčastejšie pridávajú ťažké kovy Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn .

Kovové ióny sú základnými zložkami prírodných vodných plôch. V závislosti od podmienok prostredia (pH, redoxný potenciál, prítomnosť ligandov) existujú v rôznych oxidačných stavoch a sú súčasťou rôznych anorganických a organokovových zlúčenín, ktoré môžu byť skutočne rozpustené, koloidne dispergované alebo súčasťou minerálnych a organických suspenzií.

Skutočne rozpustené formy kovov sú zase veľmi rôznorodé, čo súvisí s procesmi hydrolýzy, hydrolytickej polymerizácie (tvorba viacjadrových hydroxokomplexov) a komplexácie s rôznymi ligandami. V súlade s tým tak katalytické vlastnosti kovov, ako aj ich dostupnosť pre vodné mikroorganizmy závisia od foriem ich existencie vo vodnom ekosystéme.

Mnohé kovy tvoria dosť silné komplexy s organickou hmotou; Tieto komplexy sú jednou z najdôležitejších foriem migrácie prvkov v prírodných vodách. Väčšina organických komplexov sa tvorí prostredníctvom chelátového cyklu a sú stabilné. Komplexy tvorené pôdnymi kyselinami so soľami železa, hliníka, titánu, uránu, vanádu, medi, molybdénu a iných ťažkých kovov sú pomerne dobre rozpustné v neutrálnom, mierne kyslom a mierne zásaditom prostredí. Organokovové komplexy sú preto schopné migrovať v prírodných vodách na veľmi veľké vzdialenosti. To je dôležité najmä pre nízkomineralizované a predovšetkým povrchové vody, v ktorých nie je možná tvorba iných komplexov.

Pre pochopenie faktorov, ktoré regulujú koncentráciu kovu v prírodných vodách, ich chemickú reaktivitu, biologickú dostupnosť a toxicitu, je potrebné poznať nielen celkový obsah, ale aj podiel voľných a viazaných foriem kovu.

Prechod kovov vo vodnom prostredí do formy kovového komplexu má tri dôsledky:

1. Môže dôjsť k zvýšeniu celkovej koncentrácie kovových iónov v dôsledku ich prechodu do roztoku zo spodných sedimentov;

2. Membránová permeabilita komplexných iónov sa môže výrazne líšiť od permeability hydratovaných iónov;

3. Toxicita kovu sa môže výrazne zmeniť v dôsledku tvorby komplexov.

Takže chelátové formy Cu, Cd, Hg menej toxické ako voľné ióny. Pre pochopenie faktorov, ktoré regulujú koncentráciu kovu v prírodných vodách, ich chemickú reaktivitu, biologickú dostupnosť a toxicitu, je potrebné poznať nielen celkový obsah, ale aj pomer viazaných a voľných foriem.

Zdrojmi znečistenia vôd ťažkými kovmi sú odpadové vody z galvanických dielní, ťažobných podnikov, železnej a neželeznej metalurgie a strojárskych závodov. Ťažké kovy sa nachádzajú v hnojivách a pesticídoch a môžu sa dostať do vodných útvarov cez poľnohospodársky odpad.

Zvýšené koncentrácie ťažkých kovov v prírodných vodách sú často spojené s inými typmi znečistenia, ako je acidifikácia. Kyslé zrážanie prispieva k zníženiu pH a prechodu kovov zo stavu sorbovaného na minerálne a organické látky do voľného stavu.

V prvom rade ide o kovy, ktoré najviac znečisťujú ovzdušie v dôsledku ich používania vo významných objemoch v priemyselných činnostiach a v dôsledku akumulácie v vonkajšie prostredie predstavujú vážne nebezpečenstvo z hľadiska ich biologickej aktivity a toxických vlastností. Patria sem olovo, ortuť, kadmium, zinok, bizmut, kobalt, nikel, meď, cín, antimón, vanád, mangán, chróm, molybdén a arzén.

Biogeochemické vlastnosti ťažkých kovov

Nehnuteľnosť
Biochemická aktivita
Toxicita
Karcinogenita
Obohacovanie aerosólom
Forma distribúcie minerálov
Organická forma rozmnožovania
Mobilita
Trend k biokoncentrácii
Akumulačná účinnosť
Komplexujúca schopnosť
Sklon k hydrolýze
Rozpustnosť zlúčenín
Život

V - vysoká, U - stredná, N - nízka

Vanád sa nachádza prevažne v rozptýlenom stave a nachádza sa v železných rudách, rope, asfalte, bitúmene, ropných bridliciach, uhlí atď. Jedným z hlavných zdrojov znečistenia prírodných vôd vanádom je ropa a jej rafinované produkty.

V prírodných vodách sa nachádza vo veľmi nízkych koncentráciách: v riečnej vode 0,2 - 4,5 μg/dm3, v morskej vode - v priemere 2 μg/dm3

Vo vode tvorí stabilné aniónové komplexy (V 4 O 12) 4- a (V 10 O 26) 6-. Pri migrácii vanádu je významná úloha rozpustených komplexných zlúčenín s organickými látkami, najmä s humínovými kyselinami.

Zvýšené koncentrácie vanádu sú škodlivé pre ľudské zdravie. Najvyššia prípustná koncentrácia pre vanád je 0,1 mg/dm 3 (limitný ukazovateľ nebezpečnosti je sanitárno-toxikologický), maximálna prípustná koncentrácia pre vr je 0,001 mg/dm 3.

Prírodné zdroje bizmutu v prírodné vody sú procesy vylúhovania minerálov s obsahom bizmutu. Zdrojom vstupu do prírodných vôd môžu byť aj odpadové vody z farmaceutickej a parfumérskej výroby a niektorých podnikov sklárskeho priemyslu.

Nachádza sa v submikrogramových koncentráciách v neznečistených povrchových vodách. Najvyššia koncentrácia bola zistená v podzemnej vode a je 20 μg/dm 3, v morských vodách - 0,02 μg/dm 3. Maximálna prípustná koncentrácia je 0,1 mg/dm 3

Hlavným zdrojom zlúčenín železa v povrchových vodách sú procesy chemického zvetrávania hornín, sprevádzané ich mechanickou deštrukciou a rozpúšťaním. V procese interakcie s minerálnymi a organickými látkami obsiahnutými v prírodných vodách vzniká komplexný komplex zlúčenín železa, ktoré sú vo vode v rozpustenom, koloidnom a suspendovanom stave. Značné množstvo železa pochádza z podzemných vôd a odpadových vôd z hutníckeho, kovospracujúceho, textilného priemyslu, priemyslu farieb a lakov az poľnohospodárskych odpadových vôd.

Fázová rovnováha závisí od chemické zloženie voda, pH, Eh a do určitej miery aj teplota. V rutinnej analýze vážená forma emitujú častice väčšie ako 0,45 mikrónu. Pozostáva prevažne z minerálov obsahujúcich železo, hydrátu oxidu železa a zlúčenín železa sorbovaných v suspenziách. Skutočne rozpustené a koloidné formy sa zvyčajne posudzujú spoločne. Rozpustené železo je reprezentovaná zlúčeninami v iónovej forme, vo forme hydroxokomplexu a komplexov s rozpustenými anorganickými a organickými látkami prírodných vôd. Je to hlavne Fe(II), ktoré migruje v iónovej forme a Fe(III) v neprítomnosti komplexotvorných látok nemôže byť v rozpustenom stave vo významných množstvách.

Železo sa nachádza najmä vo vodách s nízkymi hodnotami Eh.

V dôsledku chemickej a biochemickej (za účasti železitých baktérií) oxidácie sa Fe(II) transformuje na Fe(III), ktoré sa pri hydrolýze vyzráža vo forme Fe(OH) 3 . Fe(II) aj Fe(III) sa vyznačujú tendenciou vytvárať hydroxokomplexy tohto typu + , 4+ , + , 3+ , - a iné, koexistujúce v roztoku v rôznych koncentráciách v závislosti od pH a všeobecne určujúce stav systému železo-hydroxyl. Hlavnou formou prítomnosti Fe(III) v povrchových vodách sú jeho komplexné zlúčeniny s rozpustenými anorganickými a Organické zlúčeniny, hlavne humínové látky. Pri pH = 8,0 je hlavnou formou Fe(OH) 3. Najmenej prebádaná je koloidná forma železa, je to hydrát oxidu železa Fe(OH) 3 a komplexy s organickými látkami.

Obsah železa v povrchových vodách pevniny je desatina miligramu, pri močiaroch je to niekoľko miligramov. Zvýšený obsah železa sa pozoruje v močiarnych vodách, v ktorých sa nachádza vo forme komplexov so soľami humínových kyselín – humátov. Najvyššie koncentrácie železa (až niekoľko desiatok a stoviek miligramov na 1 dm 3) sú pozorované v podzemných vodách s nízkymi hodnotami pH.

Železo ako biologicky aktívny prvok do určitej miery ovplyvňuje intenzitu rozvoja fytoplanktónu a kvalitatívne zloženie mikroflóry v nádrži.

Koncentrácie železa podliehajú výrazným sezónnym výkyvom. Typicky v nádržiach s vysokou biologickou produktivitou počas obdobia letnej a zimnej stagnácie dochádza k výraznému zvýšeniu koncentrácie železa v spodných vrstvách vody. Jesenno-jarné miešanie vodných hmôt (homotermia) je sprevádzané oxidáciou Fe(II) na Fe(III) a jeho vyzrážaním vo forme Fe(OH)3.

Do prírodných vôd sa dostáva vyplavovaním pôd, polymetalických a medených rúd v dôsledku rozkladu vodných organizmov schopných ho akumulovať. Zlúčeniny kadmia sa do povrchových vôd dostávajú odpadovými vodami z oloveno-zinkových závodov, úpravní rúd, množstva chemických podnikov (výroba kyseliny sírovej), galvanickej výroby a tiež banských vôd. K poklesu koncentrácie rozpustených zlúčenín kadmia dochádza v dôsledku procesov sorpcie, zrážania hydroxidu a uhličitanu kademnatého a ich spotreby vodnými organizmami.

Rozpustené formy kadmia v prírodných vodách sú najmä minerálne a organominerálne komplexy. Hlavnou suspendovanou formou kadmia sú jeho sorbované zlúčeniny. Významná časť kadmia môže migrovať v bunkách vodných organizmov.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách je kadmium obsiahnuté v submikrogramových koncentráciách, v znečistených a odpadových vodách môže koncentrácia kadmia dosahovať desiatky mikrogramov na 1 dm 3 .

Zlúčeniny kadmia hrajú dôležitú úlohu v životných procesoch zvierat a ľudí. Vo zvýšených koncentráciách je toxický, najmä v kombinácii s inými toxickými látkami.

Najvyššia prípustná koncentrácia v je 0,001 mg/dm 3, najvyššia prípustná koncentrácia v je 0,0005 mg/dm 3 (limitný znak škodlivosti je toxikologický).

Do prírodných vôd sa zlúčeniny kobaltu dostávajú ako výsledok vymývacích procesov z pyritu meďnatého a iných rúd, z pôd pri rozklade organizmov a rastlín, ako aj s odpadovými vodami z hutníckych, kovospracujúcich a chemických závodov. Určité množstvá kobaltu pochádzajú z pôd v dôsledku rozkladu rastlinných a živočíšnych organizmov.

Zlúčeniny kobaltu v prírodných vodách sú v rozpustenom a suspendovanom stave, kvantitatívny vzťah medzi nimi je určený chemickým zložením vody, teplotou a hodnotami pH. Rozpustené formy sú zastúpené najmä komplexnými zlúčeninami, vr. s organickými látkami prírodných vôd. Pre povrchové vody sú najtypickejšie zlúčeniny dvojmocného kobaltu. V prítomnosti oxidačných činidiel môže trojmocný kobalt existovať v viditeľných koncentráciách.

Kobalt je jedným z biologicky aktívnych prvkov a vždy sa nachádza v tele zvierat a rastlín. Nedostatočný obsah kobaltu v pôdach súvisí s nedostatočným obsahom kobaltu v rastlinách, čo prispieva k rozvoju anémie u zvierat (tajga-lesná mimočernozemná zóna). Kobalt ako súčasť vitamínu B12 veľmi aktívne ovplyvňuje prísun dusíkatých látok, zvyšuje obsah chlorofylu a kyseliny askorbovej, aktivuje biosyntézu a zvyšuje obsah bielkovinového dusíka v rastlinách. Zvýšené koncentrácie zlúčenín kobaltu sú však toxické.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách sa jeho obsah pohybuje v desatinách až tisícinách miligramu na 1 dm3, priemerný obsah v morskej vode je 0,5 μg/dm3. Najvyššia prípustná koncentrácia v je 0,1 mg/dm 3, najvyššia prípustná koncentrácia v v je 0,01 mg/dm 3.

mangán

Mangán sa do povrchových vôd dostáva ako dôsledok vylúhovania feromangánových rúd a iných minerálov obsahujúcich mangán (pyroluzit, psilomelán, braunit, manganit, čierny okr). Značné množstvo mangánu pochádza z rozkladu vodných živočíchov a rastlinných organizmov, najmä modrozelených, rozsievok a vyšších vodných rastlín. Zlúčeniny mangánu sa dostávajú do nádrží s odpadovou vodou z tovární na obohacovanie mangánu, hutníckych závodov, podnikov chemického priemyslu a banských vôd.

K poklesu koncentrácie iónov mangánu v prírodných vodách dochádza v dôsledku oxidácie Mn(II) na MnO 2 a iné vysokomocné oxidy, ktoré sa vyzrážajú. Hlavnými parametrami, ktoré určujú oxidačnú reakciu, sú koncentrácia rozpusteného kyslíka, hodnota pH a teplota. Koncentrácia rozpustených zlúčenín mangánu klesá v dôsledku ich využitia riasami.

Hlavnou formou migrácie zlúčenín mangánu v povrchových vodách sú suspenzie, ktorých zloženie je zase dané zložením hornín odvodňovaných vodami, ako aj koloidných hydroxidov ťažkých kovov a sorbovaných zlúčenín mangánu. Významný význam pri migrácii mangánu v rozpustenej a koloidnej forme majú organické látky a procesy komplexnej tvorby mangánu s anorganickými a organickými ligandami. Mn(II) tvorí rozpustné komplexy s hydrogénuhličitanmi a síranmi. Komplexy mangánu s iónmi chlóru sú zriedkavé. Komplexné zlúčeniny Mn(II) s organickými látkami sú zvyčajne menej stabilné ako s inými prechodnými kovmi. Patria sem zlúčeniny s amínmi, organickými kyselinami, aminokyselinami a humínovými látkami. Mn(III) vo vysokých koncentráciách môže byť v rozpustenom stave iba v prítomnosti silných komplexotvorných činidiel, Mn(YII) sa v prírodných vodách nenachádza.

V riečnych vodách sa obsah mangánu zvyčajne pohybuje od 1 do 160 μg/dm 3, priemerný obsah v morských vodách je 2 μg/dm 3, v podzemných vodách - n. 10 2 - n. 103 ug/dm3.

Koncentrácie mangánu v povrchových vodách podliehajú sezónnym výkyvom.

Faktory určujúce zmeny koncentrácií mangánu sú pomer medzi povrchovým a podzemným odtokom, intenzita jeho spotreby pri fotosyntéze, rozklad fytoplanktónu, mikroorganizmov a vyššej vodnej vegetácie, ako aj procesy jeho ukladania na dno. vodné telá.

Úloha mangánu v živote vyšších rastlín a rias vo vodných útvaroch je veľmi veľká. Mangán podporuje využitie CO 2 rastlinami, čím zvyšuje intenzitu fotosyntézy a podieľa sa na procesoch redukcie dusičnanov a asimilácie dusíka rastlinami. Mangán podporuje prechod aktívneho Fe(II) na Fe(III), čím chráni bunku pred otravou, urýchľuje rast organizmov atď. Dôležitá ekologická a fyziologická úloha mangánu si vyžaduje štúdium a distribúciu mangánu v prírodných vodách.

Pre zásobníky na sanitárne použitie je maximálna povolená koncentrácia (MPC) (pre ióny mangánu) nastavená na 0,1 mg/dm 3 .

Nižšie sú uvedené mapy distribúcie priemerných koncentrácií kovov: mangánu, medi, niklu a olova, skonštruované podľa pozorovacích údajov za roky 1989 - 1993. v 123 mestách. Použitie novších údajov sa považuje za nevhodné, pretože v dôsledku zníženia výroby sa koncentrácie suspendovaných látok a teda aj kovov výrazne znížili.

Vplyv na zdravie. Mnohé kovy sú súčasťou prachu a majú významný vplyv na zdravie.

Mangán sa do atmosféry dostáva z emisií z metalurgie železa (60 % všetkých emisií mangánu), strojárstva a kovoobrábania (23 %), metalurgie neželezných kovov (9 %) a mnohých malých zdrojov, napríklad zo zvárania.

Vysoké koncentrácie mangánu vedú k neurotoxickým účinkom, progresívnemu poškodeniu centrálneho nervového systému a zápalu pľúc.
Najvyššie koncentrácie mangánu (0,57 - 0,66 μg/m3) sú pozorované vo veľkých centrách metalurgie: Lipetsk a Čerepovec, ako aj Magadan. Väčšina miest s vysokou koncentráciou Mn (0,23 - 0,69 μg/m3) je sústredená na polostrove Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (pozri mapu).

V rokoch 1991-1994 emisie mangánu z priemyselných zdrojov klesli o 62 %, priemerné koncentrácie o 48 %.

Meď je jedným z najdôležitejších stopových prvkov. Fyziologická aktivita medi je spojená najmä s jej začlenením do aktívnych centier redoxných enzýmov. Nedostatočný obsah medi v pôdach negatívne ovplyvňuje syntézu bielkovín, tukov a vitamínov a prispieva k neplodnosti rastlinných organizmov. Meď sa podieľa na procese fotosyntézy a ovplyvňuje vstrebávanie dusíka rastlinami. Nadmerné koncentrácie medi majú zároveň nepriaznivý vplyv na rastlinné a živočíšne organizmy.

Cu(II) zlúčeniny sa najčastejšie vyskytujú v prírodných vodách. Zo zlúčenín Cu(I) sú najbežnejšie Cu 2 O, Cu 2 S a CuCl, ktoré sú ťažko rozpustné vo vode. V prítomnosti ligandov vo vodnom prostredí spolu s rovnováhou disociácie hydroxidu je potrebné vziať do úvahy tvorbu rôznych komplexných foriem, ktoré sú v rovnováhe s vodnými iónmi kovov.

Hlavným zdrojom medi vstupujúcej do prírodných vôd sú odpadové vody z chemického a hutníckeho priemyslu, banské vody a aldehydové činidlá používané na ničenie rias. Meď môže byť výsledkom korózie medeného potrubia a iných štruktúr používaných vo vodovodných systémoch. V podzemnej vode je obsah medi určený interakciou vody s horninami, ktoré ju obsahujú (chalkopyrit, chalkocit, covellit, bornit, malachit, azurit, chryzacol, brotantín).

Najvyššia prípustná koncentrácia medi vo vodách nádrží na použitie sanitárnej vody je 0,1 mg/dm 3 (obmedzujúcim znakom nebezpečenstva je všeobecná sanita), vo vodách rybárskych nádrží - 0,001 mg/dm 3 .

Emisie M (tis. ton/rok) oxidu medi a priemerné ročné koncentrácie q (µg/m 3) medi.

Meď sa do ovzdušia dostáva s emisiami z hutníckej výroby. V tuhých emisiách je obsiahnutý najmä vo forme zlúčenín, najmä oxidu medi.

Podniky neželeznej metalurgie predstavujú 98,7 % všetkých antropogénnych emisií tohto kovu, z ktorých 71 % realizujú podniky koncernu Norilsk Nickel so sídlom v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk a približne 25 % emisií medi sa prenáša. v Revde a Krasnouralsku, Kolčugine a ďalších.

Vysoké koncentrácie medi vedú k intoxikácii, anémii a hepatitíde.

Ako je zrejmé z mapy, najvyššie koncentrácie medi boli zaznamenané v mestách Lipetsk a Rudnaya Pristan. Koncentrácie medi sa zvýšili aj v mestách na polostrove Kola, v Zapolyarnom, Mončegorsku, Nikeli, Olenegorsku, ako aj v Norilsku.

Emisie medi z priemyselných zdrojov klesli o 34 %, priemerné koncentrácie o 42 %.

molybdén

Zlúčeniny molybdénu sa dostávajú do povrchových vôd v dôsledku vylúhovania z exogénnych minerálov obsahujúcich molybdén. Molybdén tiež vstupuje do vodných útvarov s odpadovými vodami zo spracovateľských závodov a podnikov hutníctva neželezných kovov. K poklesu koncentrácií zlúčenín molybdénu dochádza v dôsledku zrážania ťažko rozpustných zlúčenín, adsorpčných procesov minerálnymi suspenziami a konzumácie rastlinnými vodnými organizmami.

Molybdén v povrchových vodách je hlavne vo forme MoO 4 2-. Je veľmi pravdepodobné, že existuje vo forme organominerálnych komplexov. Možnosť určitej akumulácie v koloidnom stave vyplýva zo skutočnosti, že produkty oxidácie molybdenitu sú voľné, jemne rozptýlené látky.

V riečnych vodách sa molybdén vyskytoval v koncentráciách od 2,1 do 10,6 μg/dm3. Morská voda obsahuje v priemere 10 µg/dm3 molybdénu.

V malých množstvách je molybdén nevyhnutný pre normálny vývoj rastlinných a živočíšnych organizmov. Molybdén je súčasťou enzýmu xantín oxidázy. Pri nedostatku molybdénu sa enzým tvorí v nedostatočnom množstve, čo spôsobuje negatívne reakcie v tele. Vo zvýšených koncentráciách je molybdén škodlivý. S nadbytkom molybdénu je metabolizmus narušený.

Najvyššia prípustná koncentrácia molybdénu vo vodných útvaroch na sanitárne využitie je 0,25 mg/dm3.

Do prírodných vôd sa arzén dostáva z minerálnych prameňov, oblastí mineralizácie arzénu (pyrit arzénový, realgar, orpiment), ako aj zo zón oxidácie polymetalických, medeno-kobaltových a volfrámových hornín. Časť arzénu pochádza z pôdy a tiež z rozkladu rastlinných a živočíšnych organizmov. Konzumácia arzénu vodnými organizmami je jednou z príčin poklesu jeho koncentrácie vo vode, čo sa najvýraznejšie prejavuje v období intenzívneho rozvoja planktónu.

Značné množstvo arzénu sa do vodných útvarov dostáva z odpadových vôd zo spracovateľských závodov, odpadu z výroby farbív, garbiarní a závodov na pesticídy, ako aj z poľnohospodárskych pozemkov, kde sa pesticídy používajú.

V prírodných vodách sú zlúčeniny arzénu v rozpustenom a suspendovanom stave, pričom vzťah medzi nimi je určený chemickým zložením vody a hodnotami pH. V rozpustenej forme sa arzén vyskytuje v troj- a päťmocných formách, hlavne ako anióny.

V neznečistených riečnych vodách sa arzén zvyčajne nachádza v mikrogramových koncentráciách. V minerálnych vodách môže jeho koncentrácia dosiahnuť niekoľko miligramov na 1 dm 3, v morských obsahuje priemerne 3 μg/dm 3, v podzemných vodách sa nachádza v koncentráciách n. 105 ug/dm3. Zlúčeniny arzénu vo vysokých koncentráciách sú toxické pre telo zvierat a ľudí: inhibujú oxidačné procesy a inhibujú prísun kyslíka do orgánov a tkanív.

Najvyššia prípustná koncentrácia arzénu je 0,05 mg/dm 3 (limitný ukazovateľ nebezpečnosti je sanitárno-toxikologický) a najvyššia prípustná koncentrácia arzénu je 0,05 mg/dm 3 .

Prítomnosť niklu v prírodných vodách je spôsobená zložením hornín, ktorými voda prechádza: nachádza sa na miestach, kde sa ukladajú sulfidické medenoniklové rudy a železoniklové rudy. Do vody sa dostáva z pôd a z rastlinných a živočíšnych organizmov pri ich rozklade. V modrozelených riasach bol zistený zvýšený obsah niklu v porovnaní s inými druhmi rias. Zlúčeniny niklu sa tiež dostávajú do vodných útvarov s odpadovou vodou z poniklovacích dielní, závodov na výrobu syntetického kaučuku a závodov na koncentráciu niklu. Obrovské emisie niklu sprevádzajú spaľovanie fosílnych palív.

Jeho koncentrácia môže klesať v dôsledku zrážania zlúčenín, ako sú kyanidy, sulfidy, uhličitany alebo hydroxidy (so zvyšujúcimi sa hodnotami pH), v dôsledku jeho spotreby vodnými organizmami a adsorpčných procesov.

V povrchových vodách sú zlúčeniny niklu v rozpustenom, suspendovanom a koloidnom stave, pričom kvantitatívny pomer medzi nimi závisí od zloženia vody, teploty a hodnôt pH. Sorbentmi pre zlúčeniny niklu môžu byť hydroxid železa, organické látky, vysoko disperzný uhličitan vápenatý a íly. Rozpustené formy sú predovšetkým komplexné ióny, najčastejšie s aminokyselinami, humínovými a fulvovými kyselinami a tiež ako silný kyanidový komplex. Najbežnejšie zlúčeniny niklu v prírodných vodách sú tie, v ktorých sa nachádza v oxidačnom stave +2. Zlúčeniny Ni 3+ vznikajú zvyčajne v alkalickom prostredí.

Zlúčeniny niklu hrajú dôležitú úlohu v hematopoetických procesoch, pretože sú katalyzátormi. Jeho zvýšený obsah má špecifický vplyv na kardiovaskulárny systém. Nikel patrí medzi karcinogénne prvky. Je schopný spôsobiť ochorenia dýchacích ciest. Predpokladá sa, že voľné ióny niklu (Ni2+) sú približne 2-krát toxickejšie ako jeho komplexné zlúčeniny.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách sa koncentrácia niklu zvyčajne pohybuje od 0,8 do 10 μg/dm 3 ; u kontaminovaných je to niekoľko desiatok mikrogramov na 1 dm 3 . Priemerná koncentrácia niklu v morskej vode je 2 μg/dm 3, v podzemnej vode - n. 103 ug/dm3. Pri obmývaní hornín s obsahom niklu podzemnou vodou sa koncentrácia niklu niekedy zvyšuje na 20 mg/dm3.

Nikel vstupuje do atmosféry z podnikov neželeznej metalurgie, ktoré tvoria 97 % všetkých emisií niklu, z čoho 89 % pochádza z podnikov koncernu Norilsk Nickel so sídlom v Zapolyarny a Nikel, Monchegorsk a Norilsk.

Zvýšený obsah niklu v životnom prostredí vedie k vzniku endemických ochorení, rakoviny priedušiek. Zlúčeniny niklu patria do skupiny 1 karcinogénov.

Mapa zobrazuje niekoľko bodov s vysokými priemernými koncentráciami niklu v lokalitách koncernu Norilsk Nickel: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Emisie niklu z priemyselných podnikov klesli o 28 %, priemerné koncentrácie o 35 %.

Emisie M (tis. ton/rok) a priemerné ročné koncentrácie q (µg/m 3) niklu.

Do prírodných vôd sa dostáva v dôsledku procesov lúhovania minerálov obsahujúcich cín (kasiterit, stanín), ako aj s odpadovými vodami z rôznych priemyselných odvetví (farbenie tkanín, syntéza organických farieb, výroba zliatin s prídavkom cínu atď.). ).

Toxický účinok cínu je malý.

V neznečistených povrchových vodách sa cín nachádza v submikrogramových koncentráciách. V podzemnej vode jeho koncentrácia dosahuje niekoľko mikrogramov na 1 dm3. Maximálna prípustná koncentrácia je 2 mg/dm3.

Zlúčeniny ortuti sa môžu dostať do povrchových vôd v dôsledku vylúhovania hornín v oblasti ložísk ortuti (rumelka, metacinabarit, živýstonit), pri rozklade vodných organizmov, ktoré akumulujú ortuť. Značné množstvá sa dostávajú do vodných útvarov s odpadovými vodami z podnikov vyrábajúcich farbivá, pesticídy, liečivá a niektoré výbušniny. Tepelné elektrárne spaľujúce uhlie vypúšťajú do atmosféry značné množstvo zlúčenín ortuti, ktoré sa v dôsledku mokrej a suchej depozície dostávajú do vodných útvarov.

K poklesu koncentrácie rozpustených zlúčenín ortuti dochádza v dôsledku ich extrakcie mnohými morskými a sladkovodnými organizmami, ktoré majú schopnosť akumulovať ju v koncentráciách mnohonásobne vyšších ako je jej obsah vo vode, ako aj adsorpčnými procesmi suspendovanými látkami a spodné sedimenty.

V povrchových vodách sú zlúčeniny ortuti v rozpustenom a suspendovanom stave. Pomer medzi nimi závisí od chemického zloženia vody a hodnôt pH. Suspendovaná ortuť sú sorbované zlúčeniny ortuti. Rozpustené formy sú nedisociované molekuly, komplexné organické a minerálne zlúčeniny. Ortuť môže byť prítomná vo vode vodných útvarov vo forme zlúčenín metylortuti.

Zlúčeniny ortuti sú vysoko toxické, ovplyvňujú nervový systém človeka, spôsobujú zmeny na slizniciach, zhoršenú motoriku a sekréciu gastrointestinálny trakt, zmeny v krvi a pod. Bakteriálne metylačné procesy sú zamerané na tvorbu zlúčenín metylortuti, ktoré sú mnohonásobne toxickejšie ako minerálne soli ortuti. Zlúčeniny metylortuti sa hromadia v rybách a môžu sa dostať do ľudského tela.

Najvyššia prípustná koncentrácia v ortuti je 0,0005 mg/dm 3 (limitný znak nebezpečenstva je sanitárno-toxikologický), najvyššia prípustná koncentrácia vr je 0,0001 mg/dm 3.

Prírodné zdroje olova vstupujúceho do povrchových vôd sú procesy rozpúšťania endogénnych (galenit) a exogénnych (anglesit, ceruszit atď.) minerálov. Výrazný nárast obsahu olova v životnom prostredí (aj v povrchových vodách) súvisí so spaľovaním uhlia, používaním tetraetylolova ako antidetonačného činidla v motorových palivách a vynášaním do vodných útvarov s odpadovými vodami z rúd. spracovateľské závody, niektoré hutnícke závody, chemické závody, bane a pod. Významnými faktormi znižovania koncentrácie olova vo vode je jeho adsorpcia suspendovanými látkami a zrážanie s nimi do dnových sedimentov. Olovo okrem iných kovov získavajú a akumulujú vodné organizmy.

Olovo sa v prírodných vodách nachádza v rozpustenom a suspendovanom (sorbovanom) stave. V rozpustenej forme sa nachádza vo forme minerálnych a organominerálnych komplexov, ako aj jednoduchých iónov, v nerozpustnej forme - hlavne vo forme sulfidov, síranov a uhličitanov.

V riečnych vodách sa koncentrácia olova pohybuje od desatín až po jednotky mikrogramov na 1 dm 3 . Aj vo vodách vodných útvarov susediacich s oblasťami polymetalických rúd jeho koncentrácia zriedka dosahuje desiatky miligramov na 1 dm 3 . Len v chloridových termálnych vodách dosahuje koncentrácia olova niekedy niekoľko miligramov na 1 dm 3 .

Limitný ukazovateľ škodlivosti olova je sanitárno-toxikologický. Maximálna prípustná koncentrácia olova je 0,03 mg/dm 3, maximálna prípustná koncentrácia olova je 0,1 mg/dm 3.

Olovo je obsiahnuté v emisiách z hutníctva, kovoobrábania, elektrotechniky, petrochemie a automobilovej dopravy.

Vplyv olova na zdravie sa prejavuje vdychovaním vzduchu s obsahom olova a požitím olova cez potraviny, vodu a prachové častice. Olovo sa hromadí v tele, v kostiach a povrchových tkanivách. Olovo ovplyvňuje obličky, pečeň, nervový systém a krvotvorné orgány. Starší ľudia a deti sú obzvlášť citliví aj na nízke dávky olova.

Emisie M (tis. ton/rok) a priemerné ročné koncentrácie q (µg/m 3) olova.

Počas siedmich rokov sa emisie olova z priemyselných zdrojov znížili o 60 % v dôsledku zníženia výroby a mnohých zatváraní závodov. Prudký pokles priemyselných emisií nie je sprevádzaný poklesom emisií vozidiel. Priemerné koncentrácie olova klesli len o 41 %. Rozdiely v znižovaní a koncentráciách emisií olova možno vysvetliť podhodnotením emisií vozidiel v predchádzajúcich rokoch; V súčasnosti sa zvýšil počet áut a intenzita ich premávky.

Tetraetyl olovo

Do prírodných vôd sa dostáva vďaka použitiu vodnej vody ako antidetonačného činidla v motorových palivách. Vozidlo, ako aj s povrchovým odtokom z mestských častí.

Táto látka sa vyznačuje vysokou toxicitou a má kumulatívne vlastnosti.

Zdroje striebra vstupujúceho do povrchových vôd sú Podzemná voda a odpadové vody z baní, spracovateľských závodov, fotografických podnikov. Zvýšený obsah striebra je spojený s užívaním baktericídnych a algicídnych prípravkov.

V odpadových vodách môže byť striebro prítomné v rozpustenej a suspendovanej forme, väčšinou vo forme halogenidových solí.

V neznečistených povrchových vodách sa striebro nachádza v submikrogramových koncentráciách. V podzemnej vode sa koncentrácia striebra pohybuje od niekoľkých do desiatok mikrogramov na 1 dm 3, v morskej vode - v priemere 0,3 μg/dm 3 .

Ióny striebra sú schopné ničiť baktérie a už v malých koncentráciách sterilizujú vodu (spodná hranica baktericídneho účinku iónov striebra je 2,10 -11 mol/dm 3 ). Úloha striebra v tele zvierat a ľudí nie je dostatočne preskúmaná.

Maximálna prípustná koncentrácia striebra je 0,05 mg/dm3.

Antimón sa do povrchových vôd dostáva vylúhovaním antimónových minerálov (stibnit, senarmontit, valentinit, sluha, stibiokanit) a odpadovými vodami z gumárenských, sklárskych, farbiarní a zápaliek.

V prírodných vodách sú zlúčeniny antimónu v rozpustenom a suspendovanom stave. Za redoxných podmienok charakteristických pre povrchové vody je možná existencia trojmocného aj päťmocného antimónu.

V neznečistených povrchových vodách sa antimón nachádza v submikrogramových koncentráciách, v morskej vode dosahuje jeho koncentrácia 0,5 μg/dm 3, v podzemnej vode - 10 μg/dm 3. Najvyššia prípustná koncentrácia pre antimón je 0,05 mg/dm 3 (limitný ukazovateľ nebezpečnosti je sanitárno-toxikologický), maximálna prípustná koncentrácia pre vr je 0,01 mg/dm 3.

Zlúčeniny troj- a šesťmocného chrómu sa dostávajú do povrchových vôd v dôsledku vylúhovania z hornín (chromit, krokoit, uvarovit atď.). Niektoré množstvá pochádzajú z rozkladu organizmov a rastlín z pôdy. Značné množstvá sa môžu dostať do vodných útvarov s odpadovými vodami z galvanických dielní, farbiarní textilných tovární, garbiarní a podnikov chemického priemyslu. Pokles koncentrácie iónov chrómu možno pozorovať v dôsledku ich spotreby vodnými organizmami a adsorpčných procesov.

V povrchových vodách sú zlúčeniny chrómu v rozpustenom a suspendovanom stave, pričom pomer medzi nimi závisí od zloženia vody, teploty a pH roztoku. Suspendované zlúčeniny chrómu sú hlavne sorbované zlúčeniny chrómu. Sorbenty môžu byť íly, hydroxid železitý, vysoko disperzný usadzujúci sa uhličitan vápenatý, zvyšky rastlinných a živočíšnych organizmov. V rozpustenej forme sa chróm nachádza vo forme chrómanov a dichrómanov. Za aeróbnych podmienok sa Cr(VI) transformuje na Cr(III), ktorého soli hydrolyzujú v neutrálnom a alkalickom prostredí za uvoľnenia hydroxidu.

V neznečistených a mierne znečistených riečnych vodách sa obsah chrómu pohybuje od niekoľkých desatín mikrogramu na liter do niekoľkých mikrogramov na liter, v znečistených vodách dosahuje niekoľko desiatok a stoviek mikrogramov na liter. Priemerná koncentrácia v morských vodách je 0,05 μg/dm 3, v podzemných vodách je zvyčajne do n. 10 - n. 102 ug/dm3.

Zlúčeniny Cr(VI) a Cr(III) v zvýšené množstvá majú karcinogénne vlastnosti. Nebezpečnejšie sú zlúčeniny Cr(VI).

Do prírodných vôd sa dostáva v dôsledku procesov deštrukcie a rozpúšťania hornín a minerálov vyskytujúcich sa v prírode (sfalerit, zincit, goslarit, smithsonit, kalamín), ako aj s odpadovými vodami z fabrík na spracovanie rúd a galvanických dielní, výroby pergamenového papiera , minerálne farby, viskózové vlákno a pod.

Vo vode existuje hlavne v iónovej forme alebo vo forme svojich minerálnych a organických komplexov. Niekedy sa vyskytuje v nerozpustných formách: ako hydroxid, uhličitan, sulfid atď.

V riečnych vodách sa koncentrácia zinku zvyčajne pohybuje od 3 do 120 μg / dm 3, v morských vodách - od 1,5 do 10 μg / dm 3. Obsah v rudných vodách a najmä v banských vodách s nízkymi hodnotami pH môže byť významný.

Zinok patrí medzi aktívne mikroelementy, ktoré ovplyvňujú rast a normálny vývoj organizmov. Mnohé zlúčeniny zinku sú zároveň toxické, predovšetkým jeho síran a chlorid.

Najvyššia prípustná koncentrácia v Zn 2+ je 1 mg/dm 3 (limitný ukazovateľ škodlivosti je organoleptický), maximálna prípustná koncentrácia pre Zn 2+ je 0,01 mg/dm 3 (limitný ukazovateľ škodlivosti je toxikologický).

Ťažké kovy už teraz zaberajú druhé miesto z hľadiska nebezpečenstva, podradené pesticídom a výrazne pred takými známymi znečisťujúcimi látkami, akými sú oxid uhličitý a síra, a podľa prognózy by sa mali stať najnebezpečnejšími, nebezpečnejšími ako odpad z jadrových elektrární a pevné látky. mrhať. Znečistenie ťažkými kovmi je spojené s ich rozšíreným použitím v priemyselná produkcia v spojení so slabými čistiacimi systémami, v dôsledku ktorých sa ťažké kovy dostávajú do životného prostredia vrátane pôdy, pričom ju znečisťujú a otravujú.

Ťažké kovy sú prioritné znečisťujúce látky, ktorých monitorovanie je povinné vo všetkých prostrediach. V rôznych vedeckých a aplikovaných prácach autori interpretujú význam pojmu „ťažké kovy“ rôzne. V niektorých prípadoch definícia ťažkých kovov zahŕňa prvky klasifikované ako krehké (napríklad bizmut) alebo metaloidy (napríklad arzén).

Pôda je hlavným médiom, do ktorého vstupujú ťažké kovy, a to aj z atmosféry a vodného prostredia. Slúži aj ako zdroj sekundárneho znečistenia povrchového ovzdušia a vôd, ktoré z neho prúdia do Svetového oceánu. Z pôdy sú ťažké kovy absorbované rastlinami, ktoré sa potom stávajú potravou pre viac organizované živočíchy.

3.3. Toxicita olova

V súčasnosti je olovo na prvom mieste medzi príčinami priemyselných otráv. Je to kvôli jeho širokému použitiu v rôznych priemyselných odvetviach. Olovo sú vystavení pracovníci pri ťažbe olovenej rudy, v olovených hutách, pri výrobe batérií, pri spájkovaní, v tlačiarňach, pri výrobe krištáľového skla alebo keramických výrobkov, olovnatého benzínu, olovených farieb a pod.. Znečistenie ovzdušia olovom , pôdy a vody v blízkosti takýchto priemyselných odvetví, ako aj v blízkosti veľkých diaľnic predstavuje hrozbu expozície olovom pre obyvateľstvo žijúce v týchto oblastiach a predovšetkým pre deti, ktoré sú citlivejšie na účinky ťažkých kovov.

S poľutovaním treba konštatovať, že v Rusku neexistuje štátna politika v oblasti právnej, regulačnej a ekonomickej regulácie vplyvu olova na životné prostredie a verejné zdravie, na znižovanie emisií (vypúšťanie, odpad) olova a jeho zlúčenín do životného prostredia, a o úplnom zastavení výroby benzínu s obsahom olova.

V dôsledku mimoriadne neuspokojivej výchovnej práce s cieľom vysvetliť obyvateľstvu mieru nebezpečenstva účinkov ťažkých kovov na ľudský organizmus v Rusku počet kontingentov s profesionálnym kontaktom s olovom neklesá, ale postupne sa zvyšuje. Prípady olova chronická intoxikácia zaznamenané v 14 priemyselných odvetviach v Rusku. Vedúcimi odvetviami sú elektrotechnický priemysel (výroba batérií), nástrojárstvo, polygrafia a hutníctvo neželezných kovov, v ktorých je intoxikácia spôsobená prekročením maximálnej povolenej koncentrácie (MPC) olova vo vzduchu pracovného priestoru o 20 a viac. krát.

Významným zdrojom olova sú výfukové plyny automobilov, keďže polovica Ruska stále používa olovnatý benzín. Hlavným zdrojom znečistenia životného prostredia však zostávajú hutnícke závody, najmä medené huty. A sú tu lídri. Na území regiónu Sverdlovsk sa nachádzajú 3 najväčšie zdroje emisií olova v krajine: v mestách Krasnouralsk, Kirovograd a Revda.

Komíny krasnouralskej medenej huty, vybudovanej v rokoch stalinskej industrializácie a využívajúce zariadenia z roku 1932, ročne chrlia do 34-tisícového mesta 150 – 170 ton olova, ktoré všetko zasype oloveným prachom.

Koncentrácia olova v pôde Krasnouralsk sa pohybuje od 42,9 do 790,8 mg/kg s maximálnou prípustnou koncentráciou MPC = 130 μ/kg. Vzorky vody vo vodovode susednej obce. Okťabrskij, napájaný podzemným vodným zdrojom, prekročil maximálnu prípustnú koncentráciu až dvojnásobne.

Znečistenie životného prostredia olovom ovplyvňuje ľudské zdravie. Vystavenie olovu narúša ženský a mužský reprodukčný systém. Pre tehotné ženy a v plodnom veku zvýšené hladiny olovo v krvi predstavuje osobitné nebezpečenstvo, pretože pod vplyvom olova je narušená menštruačná funkcia, častejšie sa vyskytujú predčasné pôrody, potraty a smrť plodu v dôsledku prenikania olova cez placentárnu bariéru. Novorodenci majú vysokú úmrtnosť.

Otrava olovom je pre malé deti mimoriadne nebezpečná – ovplyvňuje vývoj mozgu a nervovej sústavy. Testovanie 165 krasnouralských detí vo veku 4 rokov a starších odhalilo výrazné oneskorenie duševný vývoj U 75,7 % a 6,8 % vyšetrených detí bola zistená mentálna retardácia, vrátane mentálnej retardácie.

deti predškolskom veku sú najviac náchylné na škodlivé účinky olova, pretože sú nervový systém je v štádiu formovania. Už pri nízkych dávkach spôsobuje otrava olovom pokles intelektuálneho vývoja, pozornosti a schopnosti koncentrácie, oneskorenie v čítaní a vedie k rozvoju agresivity, hyperaktivity a iných problémov v správaní dieťaťa. Tieto vývojové abnormality môžu byť dlhodobé a nezvratné. Nízka pôrodná hmotnosť, zakrpatenie a strata sluchu sú tiež dôsledkom otravy olovom. Vysoké dávky intoxikácia vedie k mentálna retardácia spôsobiť kómu, kŕče a smrť.

Biela kniha publikovaná ruskými odborníkmi uvádza, že znečistenie olovom pokrýva celú krajinu a je jednou z mnohých ekologických katastrof v bývalom Sovietskom zväze, ktoré vyšli najavo v posledných rokoch. Väčšina územia Ruska je vystavená zaťaženiu z usadzovania olova, ktoré prekračuje kritickú úroveň normálne fungovanie ekosystémov. V desiatkach miest prekračujú koncentrácie olova v ovzduší a pôde hodnoty zodpovedajúce maximálnym prípustným koncentráciám.

Najvyššia úroveň znečistenia ovzdušia olovom, ktorá prekračuje maximálnu povolenú koncentráciu, bola pozorovaná v mestách Komsomolsk na Amure, Toboľsk, Ťumen, Karabaš, Vladimir, Vladivostok.

Maximálne zaťaženie depozície olova, ktoré vedie k degradácii suchozemských ekosystémov, sa pozoruje v regiónoch Moskva, Vladimir, Nižný Novgorod, Ryazan, Tula, Rostov a Leningrad.

Stacionárne zdroje sú zodpovedné za vypustenie viac ako 50 ton olova vo forme rôznych zlúčenín do vodných útvarov. Súčasne 7 tovární na batérie vypustí ročne 35 ton olova cez kanalizáciu. Analýza distribúcie vypúšťania olova do vodných útvarov v Rusku ukazuje, že regióny Leningrad, Jaroslavľ, Perm, Samara, Penza a Oryol sú lídrami v tomto type zaťaženia.

Krajina potrebuje Naliehavé opatrenia znížiť znečistenie olovom, ale zatiaľ ruská hospodárska kríza zatieňuje problémy životného prostredia. V dlhotrvajúcej priemyselnej depresii Rusko nemá prostriedky na vyčistenie znečistenia z minulosti, ale ak sa ekonomika začne zotavovať a továrne sa vrátia do práce, znečistenie by sa mohlo len zhoršiť.

10 najviac znečistených miest bývalý ZSSR

(Kovy sú uvedené v zostupnom poradí podľa úrovne priority pre dané mesto)

1. Rudnaya Pristan (región Primorsky)	olovo, zinok, meď, mangán+vanád, mangán.
2. Belovo (región Kemerovo)	zinok, olovo, meď, nikel.
3. Revda (región Sverdlovsk)	meď, zinok, olovo.
4. Magnitogorsk	nikel, zinok, olovo.
5. Glubokoe (Bielorusko)	meď, olovo, zinok.
6. Usť-Kamenogorsk (Kazachstan)	zinok, meď, nikel.
7. Dalnegorsk (Prímorský kraj)	olovo, zinok.
8. Monchegorsk (oblasť Murmansk)	nikel.
9. Alaverdi (Arménsko)	meď, nikel, olovo.
10. Konstantinovka (Ukrajina)	olovo, ortuť.

4. Hygiena pôdy. Likvidácia odpadu.

Pôda v mestách a iné obývané oblasti a ich okolie sa oddávna líši od prírodnej, biologicky hodnotnej pôdy, ktorá zohráva významnú úlohu pri udržiavaní ekologickej rovnováhy. Pôda v mestách je vystavená rovnakým škodlivým vplyvom ako mestské ovzdušie a hydrosféra, takže všade dochádza k výraznej degradácii. Hygiene pôdy sa nevenuje dostatočná pozornosť, hoci jej význam ako jednej z hlavných zložiek biosféry (vzduch, voda, pôda) a biologického faktora životného prostredia je ešte dôležitejší ako voda, keďže jej kvantita (predovšetkým kvalita podzemná voda) je určená stavom pôdy a nie je možné tieto faktory od seba oddeliť. Pôda má schopnosť biologického samočistenia: v pôde dochádza k rozkladu odpadu, ktorý sa do nej dostáva, a k jeho mineralizácii; V konečnom dôsledku si pôda vynahrádza stratené minerály na ich úkor.

Ak v dôsledku preťaženia pôdy dôjde k strate niektorej zložky jej mineralizačnej schopnosti, nevyhnutne to povedie k narušeniu samočistiaceho mechanizmu a k úplnej degradácii pôdy. A naopak, vytváranie optimálnych podmienok pre samočistenie pôdy pomáha udržiavať ekologickú rovnováhu a podmienky pre existenciu všetkých živých organizmov vrátane človeka.

Preto sa problém neutralizácie odpadu, ktorý má škodlivé biologické účinky, neobmedzuje len na otázku ich odstraňovania; ide o komplexnejší hygienický problém, keďže pôda je spojovacím článkom medzi vodou, vzduchom a ľuďmi.

4.1. Úloha pôdy v metabolizme

Biologický vzťah medzi pôdou a človekom sa uskutočňuje najmä prostredníctvom metabolizmu. Pôda je akoby zásobárňou minerálov nevyhnutných pre metabolický cyklus, pre rast rastlín konzumovaných ľuďmi a bylinožravcami, ktoré zase jedia ľudia a mäsožravce. Pôda teda poskytuje potravu pre mnohých predstaviteľov rastlinného a živočíšneho sveta.

V dôsledku toho zhoršenie kvality pôdy, zníženie jej biologickej hodnoty a jej schopnosti samočistenia spôsobuje biologické reťazová reakcia, čo pri dlhodobej škodlivej expozícii môže viesť k širokému spektru zdravotných porúch v populácii. Navyše, ak sa procesy mineralizácie spomalia, dusičnany, dusík, fosfor, draslík a pod. vznikajúce pri rozklade látok sa môžu dostať do podzemnej vody využívanej na pitnú potrebu a spôsobiť vážnych chorôb(napr. dusičnany môžu spôsobiť methemoglobinémiu, predovšetkým u dojčiat).

Spotreba vody z pôdy chudobnej na jód môže spôsobiť endemickú strumu atď.

4.2. Ekologický vzťah medzi pôdou a vodou a tekutým odpadom (odpadová voda)

Človek získava z pôdy vodu potrebnú na udržanie metabolických procesov a života samotného. Kvalita vody závisí od pôdnych podmienok; vždy odráža biologický stav danej pôdy.

Týka sa to najmä podzemných vôd, ktorých biologická hodnota je výrazne určená vlastnosťami pôdy a pôdy, jej schopnosťou samočistenia, jej filtračnou kapacitou, zložením jej makroflóry, mikrofauny atď.

Priamy vplyv pôdy na povrchové vody je menej významný, súvisí najmä so zrážkami. Napríklad po silných dažďoch sa z pôdy do otvorených vodných plôch (rieky, jazerá) vyplavujú rôzne škodliviny vrátane umelých hnojív (dusík, fosfát), pesticídov, herbicídov, v oblastiach krasových a puklinových ložísk môžu škodliviny prenikať cez trhliny do hlboko ležiacich podzemných vôd.

Nedostatočné čistenie odpadových vôd môže tiež spôsobiť škodlivé biologické účinky na pôdu a v konečnom dôsledku viesť k degradácii pôdy. Preto je ochrana pôdy v obývaných oblastiach jednou z hlavných požiadaviek na ochranu životného prostredia ako celku.

4.3. Limity zaťaženia pôdy pevným odpadom (domáci a pouličný odpad, priemyselný odpad, suchý kal zostávajúci po sedimentácii odpadových vôd, rádioaktívne látky atď.)

Problém je znásobený skutočnosťou, že v dôsledku tvorby stále väčšieho množstva tuhého odpadu v mestách je pôda v ich okolí čoraz výraznejšie zaťažovaná. Vlastnosti a zloženie pôdy sa zhoršujú čoraz rýchlejším tempom.

Zo 64,3 milióna ton papiera vyrobeného v USA končí 49,1 milióna ton v odpade (z tohto množstva 26 miliónov ton „dodávajú“ domácnosti a 23,1 milióna ton dodávajú obchodné reťazce).

V súvislosti s uvedeným predstavuje odvoz a konečná neutralizácia TKO veľmi významný, ťažšie realizovateľný hygienický problém v podmienkach narastajúcej urbanizácie.

Konečná neutralizácia pevného odpadu v kontaminovanej pôde sa zdá byť možná. Avšak vzhľadom na neustále sa zhoršujúcu schopnosť mestskej pôdy samočistiť sa konečná neutralizácia odpadu uloženého v zemi je nemožná.

Človek by mohol úspešne využiť biochemické procesy vyskytujúce sa v pôde, jej neutralizačnú a dezinfekčnú schopnosť na neutralizáciu tuhého odpadu, ale mestská pôda sa v dôsledku stáročí ľudského bývania a činnosti v mestách už dávno stala na tento účel nevhodnou.

Mechanizmy samočistenia a mineralizácie vyskytujúce sa v pôde, úloha baktérií a enzýmov v nich zapojených, ako aj medziprodukty a konečné produkty rozkladu látok sú dobre známe. V súčasnosti je výskum zameraný na identifikáciu faktorov, ktoré zabezpečujú biologickú rovnováhu prírodnej pôdy, ako aj na objasnenie otázky, aké množstvo tuhého odpadu (a aké jeho zloženie) môže viesť k narušeniu biologickej rovnováhy pôdy.

Množstvo domáceho odpadu (odpadu) na obyvateľa niektorých veľkých miest sveta

Treba si uvedomiť, že hygienický stav pôdy v mestách sa v dôsledku jej preťaženia rýchlo zhoršuje, hoci schopnosť samočistenia pôdy je hlavnou hygienickou požiadavkou na udržanie biologickej rovnováhy. Pôda v mestách už nie je schopná zvládnuť svoju úlohu bez ľudskej pomoci. Jediným východiskom z tejto situácie je úplná neutralizácia a likvidácia odpadu v súlade s hygienickými požiadavkami.

Výstavba verejnoprospešných zariadení by preto mala smerovať k zachovaniu prirodzenej schopnosti pôdy samočistiť sa a ak už táto schopnosť nevyhovuje, treba ju umelo obnoviť.

Najnepriaznivejšie je toxický účinok priemyselný odpad – tekutý aj pevný. Do pôdy sa dostáva čoraz viac takéhoto odpadu, s ktorým si nevie poradiť. Napríklad v blízkosti závodov na výrobu superfosfátov (v okruhu 3 km) bola zistená kontaminácia pôdy arzénom. Ako je známe, niektoré pesticídy, ako napríklad organochlórové zlúčeniny, ktoré sa dostávajú do pôdy, sa dlho nerozložia.

Podobná situácia je aj pri niektorých syntetických obalových materiáloch (polyvinylchlorid, polyetylén a pod.).

Niektoré toxické zlúčeniny sa skôr či neskôr dostanú do podzemných vôd, v dôsledku čoho sa naruší nielen biologická rovnováha pôdy, ale zhorší sa aj kvalita podzemných vôd natoľko, že sa už nedajú využiť ako pitná voda.

Percento množstva základných syntetických materiálov obsiahnutých v odpade z domácností (odpadky)

* Spolu s odpadom iných tepelne tvrdených plastov.

Problém odpadov v súčasnosti narastá aj preto, že časť odpadov, najmä ľudských a zvieracích výkalov, sa využíva na hnojenie poľnohospodárskej pôdy [výkaly obsahujú značné množstvo dusíka -0,4-0,5%, fosfor (P203) -0,2-0 . 6 %, draslík (K20) -0,5-1,5 %, uhlík -5-15 %]. Tento problém mesta sa rozšíril aj do okolia mesta.

4.4. Úloha pôdy pri šírení rôznych chorôb

Určitú úlohu v distribúcii zohráva pôda infekčné choroby. Už v minulom storočí o tom informovali Petterkoffer (1882) a Fodor (1875), ktorí vyzdvihovali najmä úlohu pôdy pri šírení črevných chorôb: cholery, brušného týfusu, úplavice atď. niektoré baktérie a vírusy zostávajú životaschopné a virulentné v pôde celé mesiace. Následne množstvo autorov potvrdilo svoje pozorovania najmä vo vzťahu k mestskej pôde. Napríklad pôvodca cholery zostáva životaschopný a patogénny v podzemnej vode od 20 do 200 dní, pôvodca týfusu vo výkaloch - od 30 do 100 dní a pôvodca paratýfusu - od 30 do 60 dní. (Z hľadiska šírenia infekčných chorôb predstavuje mestská pôda oveľa väčšie nebezpečenstvo ako poľná pôda hnojená maštaľným hnojom.)

Na určenie stupňa kontaminácie pôdy mnohí autori využívajú stanovenie počtu baktérií (Escherichia coli), ako aj pri zisťovaní kvality vody. Iní autori považujú za vhodné určiť okrem toho aj počet termofilných baktérií zúčastňujúcich sa na procese mineralizácie.

Šírenie infekčných chorôb pôdou značne uľahčuje zavlažovanie pôdy odpadovou vodou. Zároveň sa zhoršujú mineralizačné vlastnosti pôdy. Preto by sa zavlažovanie odpadovou vodou malo vykonávať pod neustálym prísnym hygienickým dohľadom a iba mimo mestskej oblasti.

4.5. Škodlivé účinky hlavných druhov znečisťujúcich látok (pevný a tekutý odpad) vedúce k degradácii pôdy

4.5.1. Neutralizácia tekutého odpadu v pôde

V mnohých osadách, ktoré nemajú kanalizáciu, sa časť odpadu vrátane hnoja neutralizuje v pôde.

Ako viete, toto je najjednoduchší spôsob neutralizácie. Je to však prípustné len vtedy, ak máme do činenia s biologicky kompletnou pôdou, ktorá si zachovala schopnosť samočistenia, čo nie je typické pre mestské pôdy. Ak pôda už nemá tieto vlastnosti, potom na jej ochranu pred ďalšou degradáciou sú potrebné zložité technické štruktúry na neutralizáciu tekutého odpadu.

Na niektorých miestach sa odpad neutralizuje v kompostovacích jamách. Z technického hľadiska je toto riešenie náročné. Okrem toho môžu kvapaliny preniknúť do pôdy na pomerne veľké vzdialenosti. Úlohu ešte viac komplikuje skutočnosť, že mestské odpadové vody obsahujú čoraz väčšie množstvo toxického priemyselného odpadu, ktorý zhoršuje mineralizačné vlastnosti pôdy ešte vo väčšej miere ako ľudské a zvieracie výkaly. Preto je prípustné vypúšťať do kompostovacích jám iba odpadové vody, ktoré boli predsedimentované. V opačnom prípade je narušená filtračná schopnosť pôdy, potom pôda stráca svoje ďalšie ochranné vlastnosti, postupne sa upchávajú póry atď.

Použitie ľudských výkalov na zavlažovanie poľnohospodárskych polí predstavuje druhú metódu neutralizácie tekutého odpadu. Táto metóda predstavuje dvojité hygienické nebezpečenstvo: po prvé môže viesť k preťaženiu pôdy; po druhé, tento odpad sa môže stať vážnym zdrojom infekcie. Preto treba výkaly najskôr dezinfikovať a podrobiť vhodnému ošetreniu a až potom použiť ako hnojivo. Tu sa stretávajú dva protichodné pohľady. Podľa hygienických požiadaviek sú výkaly takmer úplne zničené a z hľadiska národného hospodárstva predstavujú cenné hnojivo. Čerstvé výkaly nemožno použiť na zavlažovanie záhrad a polí bez toho, aby ste ich najskôr vydezinfikovali. Ak predsa len musíte použiť čerstvé výkaly, potom vyžadujú taký stupeň neutralizácie, že ako hnojivo už nepredstavujú takmer žiadnu hodnotu.

Výkaly sa môžu používať ako hnojivo iba v špeciálne na to určených miestach - s neustálou hygienickou a hygienickou kontrolou, najmä nad stavom podzemnej vody, množstvom, muchami atď.

Požiadavky na odstraňovanie a neutralizáciu pôdy zvieracích výkalov sa v zásade nelíšia od požiadaviek na neutralizáciu ľudských výkalov.

Donedávna predstavoval hnoj v poľnohospodárstve významný zdroj cenných živín potrebných na zvýšenie úrodnosti pôdy. V posledných rokoch však maštaľný hnoj stráca na význame, jednak v dôsledku mechanizácie poľnohospodárstva, jednak v dôsledku narastajúceho používania umelých hnojív.

Pri absencii vhodnej úpravy a neutralizácie je aj hnoj nebezpečný, rovnako ako nezneutralizované ľudské výkaly. Preto sa hnoj pred vyvezením na polia nechá dozrieť, aby v ňom počas tejto doby (pri teplote 60-70°C) mohli nastať potrebné biotermické procesy. Potom sa hnoj považuje za „zrelý“ a zbavený väčšiny patogénov, ktoré obsahuje (baktérie, vajíčka červov atď.).

Je potrebné mať na pamäti, že zariadenia na skladovanie hnoja môžu poskytnúť ideálne miesto na rozmnožovanie múch, čo uľahčuje šírenie rôznych druhov črevné infekcie. Treba poznamenať, že muchy si najľahšie vyberajú na chov prasací hnoj, potom konský hnoj, ovčí hnoj a nakoniec kravský hnoj. Pred prepravou hnoja na polia je potrebné ho ošetriť insekticídmi.

4.5.2. Neutralizácia tuhého odpadu v pôde.

V súčasnosti sa množstvo tuhého odpadu všade zvyšuje alarmujúcou rýchlosťou.

Ukladanie a likvidácia tuhého odpadu v obývaných oblastiach je veľmi dôležitým problémom. Aj dnes však na väčšine miest využívajú najprimitívnejšie spôsoby zneškodňovania odpadu, takmer bez technických štruktúr, ale spoliehajú sa len na mineralizačnú kapacitu pôdy.

Hľadanie najefektívnejších spôsobov likvidácie pevného odpadu je životne dôležitá otázka. Problém komplikuje skutočnosť, že značnú časť intravilánu so spevneným povrchom (cesty, ulice, chodníky) nemožno využiť na skládkovanie.

Spracovanie tuhého odpadu pozostáva zo: zberu, odvozu odpadu a jeho likvidácie.

4.5.2.1. Odvoz a odvoz odpadu.

Domáci odpad v bytoch je najvhodnejšie zbierať do plastového koša s vekom na pedálový pohon. Potom sa odpadky umiestnia do špeciálnych kontajnerov (nádrží) na dvore alebo sa najprv vysypú do odpadkového žľabu. Posledná uvedená metóda je pre obyvateľov výhodnejšia a tiež hygienickejšia, pretože nie je potrebné nechávať odpadky v byte, kým sa nevynesú do kontajnera. Nevýhodou likvidácie odpadu je, že je ťažké ho udržiavať v čistote. Vydarená je najmä kombinácia žľabu na odpadky so spaľovňou odpadu umiestnenou v suteréne.

Na neutralizáciu domáceho odpadu je najvhodnejšie použiť mlecie zariadenie napojené na drez v kuchyni. Rozdrvený odpad ide priamo do kanalizácie. Táto metóda má však množstvo nevýhod. Doposiaľ nie je vyriešený napríklad problém odvozu rozdrveného domového odpadu z uzavretej kanalizačnej siete. Samotná technika drvenia odpadu má množstvo nevýhod. Preto v Spojených štátoch, kde sa tento spôsob rozšíril, často dochádza k preťaženiu kanalizačnej siete.

Z hygienického hľadiska si tento spôsob zasluhuje pozornosť, pretože na jednej strane kuchynský odpad nepredstavuje preťaženie pre pôdu, do ktorej v konečnom dôsledku končí, na druhej strane je tento spôsob ekonomický, pretože preprava odpadu sa stáva zbytočné a netreba ich likvidovať pôda pod skládkami.

Veľké obytné budovy s viacerými bytmi, veľké inštitúcie a podniky, ktoré majú odpadkový žľab, ale nemajú spaľovňu, je vhodné zásobovať veľkokapacitnými kontajnermi (500-3000 l). Kontajnery sú dodávané na špeciálnych vozidlách so žeriavom na skládku alebo do spaľovne. Nevýhodou používania kontajnerov je, že odpad v nich nie je možné zhutniť. V blízkosti veľkých obytných budov je potrebné vybaviť špeciálne priestory pre kontajnery.

Na niektorých miestach, kde sa odpad pravidelne nezbiera, sú nútení stavať uzavreté „domy“ z betónu na zber a dočasné skladovanie odpadu. Tieto „domy“ musia byť umiestnené vo vzdialenosti najmenej 20 m od obytných budov a musí k nim byť zabezpečená prístupová cesta pre smetiarske autá. Dvere „domčekov“ musia byť neustále zatvorené, aby sa nestali živnou pôdou pre muchy a nešírili okolo seba pachy.

Jednou z dôležitých úloh je udržiavať čisté ulice mesta. Zber a zvoz odpadu z ulíc, čistenie chodníkov špeciálnymi strojmi, umývanie a polievanie ulíc, dostatočný počet odpadkových košov v najfrekventovanejších častiach mesta (na zastávkach MHD, v parkoch a námestiach), odhŕňanie snehu v zime a primeraná starostlivosť dlažieb a chodníkov počas námrazy (použitie piesku alebo soli) sú najdôležitejšou súčasťou tejto úlohy.

Pouličný odpad môže obsahovať patogénne mikroorganizmy vrátane tuberkulózy, tetanu, antraxu, rôznych patogénnych kokov atď. Napokon, šmykľavé ulice môžu spôsobiť vážne nehody (v dôsledku zranení).

Kontajnery s odpadkami sa prepravujú na špeciálne vybavených smetiarskych autách, v ktorých sa odpad zhutňuje. V poslednej dobe sa rozšíril zber odpadu do plastových alebo papierových vriec. Tento spôsob zberu odpadu je hygienickejší ako zber do kontajnerov, keďže pri preprave vriec nevzniká prach a je možné odpad triediť (na horľavé - nehorľavé látky, syntetické materiály a pod.).

4.5.2.2. Konečné odstránenie a neutralizácia tuhého odpadu.

Najčastejším spôsobom likvidácie tuhého odpadu je zasypávanie roklín a lomov (napríklad na území bývalých tehelní). Následne sa na týchto pozemkoch vytyčujú mestské parky, stavajú sa obytné domy atď.

Najjednoduchšou verziou tejto metódy sú otvorené mestské skládky. Táto možnosť je nevyhovujúca zo sanitárneho a hygienického hľadiska (pôda a podzemné vody sú znečistené, na skládkach sa množia muchy, potkany a pod.). Zneškodňovanie odpadu na otvorených skládkach by sa preto malo považovať len za nútené riešenie problému, skládka by sa mala nachádzať vo vzdialenosti minimálne 1 km od zastavanej časti mesta.

Za zlepšenú hygienickú možnosť možno považovať takzvanú „sanitárnu skládku“ prijatú v USA – metódu, ktorá sa následne rozšírila aj v iných krajinách sveta. Privezený odpad sa vysype do vopred vykopaných priekop, následne sa zhutní (utlačí) a prikryje vrstvou zeminy s hrúbkou 70-80 cm.

Avšak táto vylepšená možnosť konečnej likvidácie odpadu a likvidácie má určité nevýhody. V prvom rade sa každoročne zvyšuje množstvo tuhého odpadu, takže likvidácia odpadu si každým rokom vyžaduje čoraz väčšie plochy.

Z hygienického hľadiska možno považovať posledný spôsob spracovania odpadu za vyhovujúci. V prípade potreby sa dá využiť aj v zastavaných mestských častiach. Výhodou metódy je, že sa dá použiť v akejkoľvek oblasti, navyše zaplnením roklín a jám odpadom možno obnovené pozemky využiť na rôzne účely. Jeho nevýhodou je potreba pomerne veľkých plôch a likvidácia odpadu je stále neúplná. Okrem toho nie je možné použiť organické látky potrebné pre poľnohospodárstvo.

Z hygienického hľadiska je spaľovanie odpadu najprijateľnejšie, preto sa rozšírilo do celého sveta. Proces spaľovania sa tiež výrazne zlepšil; Každým rokom sa budujú čoraz pokročilejšie spaľovne odpadu.

Prvé spaľovne odpadov s nízkymi komínmi silne znečisťovali ovzdušie, do ktorých padalo značné množstvo prachu a popola (až 13 mg/m 3 ). Moderné spaľovne odpadu sú vybavené špeciálnym zariadením vhodným na spaľovanie nielen bežného odpadu, ale aj odpadu z polyvinylchloridu a iných syntetických materiálov (plastov). Rúry nových závodov sú vyššie a vybavené elektrickými prachovými filtrami. Takéto továrne môžu byť umiestnené aj v zastavaných mestských častiach. Tento spôsob likvidácie odpadu znižuje náklady na prepravu odpadu a poskytuje významný ekonomický efekt.

Nevýhodou tohto spôsobu je, že výstavba moderných spaľovní odpadov si vyžaduje značné kapitálové investície. Navyše prevádzkové náklady sú tiež dosť vysoké. Prevádzka spaľovní odpadov je ekonomická len vo veľkých mestách s hustou zástavbou (s počtom obyvateľov minimálne 400 – 600 tisíc). V takýchto mestách nie sú podmienky na zneškodňovanie odpadu iným spôsobom a spaľovanie odpadu je jedinou prijateľnou metódou.

Miestne spaľovne odpadu majú opodstatnenie v podnikoch, ktoré vyrábajú plastové výrobky, v zariadeniach, kde je odpad kontaminovaný a musí sa spaľovať na mieste (nemocnice, niektoré výskumné inštitúcie atď.).

4.6. Odstraňovanie rádioaktívneho odpadu.

Akýkoľvek druh rádioaktívneho odpadu podlieha špeciálnemu spracovaniu a neutralizácii.

V čase mieru vzniká rádioaktívny odpad len v podnikoch, ktoré vyrábajú rádioaktívne látky a využívajú ich pri svojej práci (jadrové reaktory slúžiace svojim podnikom atď.). Malé množstvá rádioaktívneho odpadu vznikajú v laboratóriách rádioaktívnych izotopov niektorých výskumných inštitúcií, v zdravotníckych zariadení(oddelenia rádioterapie, laboratóriá rádioaktívnych izotopov a pod.), ako aj v niektorých priemyselných a poľnohospodárskych podnikoch pracujúcich s rádioaktívnymi látkami.

Keďže rádioaktívne látky ionizujú to, s čím prídu do kontaktu, vrátane ľudského tela, je takmer nemožné ich eliminovať a pre svoj kumulatívny účinok sú oveľa nebezpečnejšie ako bežný odpad.

V súčasnosti existujú dva spôsoby zneškodňovania rádioaktívnych odpadov: rádioaktívne látky s nízkou aktivitou sa opakovane riedia a uvoľňujú do životného prostredia (napr. odpadové vody kontaminované nízkoaktívnymi látkami s krátkym polčasom rozpadu sa vypúšťajú do stokovej siete, plynné rádioaktívne látky sa uvoľňujú cez vysoké potrubie do ovzdušia a pod.). Na neutralizáciu vysokoaktívneho rádioizotopového odpadu s dlhé obdobie Polčas rozpadu táto metóda už nie je vhodná. Tieto rádioaktívne látky sú najskôr koncentrované a potom umiestnené v špeciálnych skladovacích zariadeniach. Zároveň treba dbať na to, aby rádioaktívne odpady neunikali do životného prostredia (pôdy, povrchových vôd, ovzdušia a pod.).

Rádioaktívne odpady sa ukladajú do špeciálnych kontajnerov zapustených do zeme (kontajnery) alebo do hlbokých železobetónových vrtov (šachty). Keďže pôda a podzemná voda musia byť čo najviac chránené pred rádioaktívnou kontamináciou, steny studne musia byť absolútne utesnené. Napriek všetkým prijatým preventívnym opatreniam je potrebné neustále monitorovať rádioaktivitu pôdy a podzemných vôd.

Existujú normy, ktoré jasne definujú prípustné dávky rádioaktívneho odpadu vypúšťaného do kanalizácie.

Záver

V tejto práci sa získali pomerne podrobné informácie o mnohých typoch znečistenia pôdy. Uvažuje sa o ich negatívnych dopadoch na pôdu, ako aj oblasti našej krajiny náchylné na znečistenie. Získali sa aj údaje o rekultivačných opatreniach, závlahách a odvodňovaní pôd. Zistili sme, že pri nadmernom zavlažovaní a vysoký stupeň podzemných vôd hrozí sekundárne zasolenie pôdy.

Čo sa týka typov znečistenia, dozvedeli sme sa, aká je situácia s kyslými dažďami v Rusku a ako vznikajú (z čoho a akými reakciami); ktoré miesta môžu podliehať erózii a sú vystavené ropnému znečisteniu a ktoré oblasti Ruska je potrebné pred nimi chrániť.

Z oblasti poľnohospodárstva sa posudzovali maximálne prípustné koncentrácie hnojív, ako aj škody spôsobené ich zneužívaním. Údaje prijaté dňa rôzne druhy pesticídy a škodlivé následky po ich použití.

Pokiaľ ide o pevný, kvapalný a rádioaktívny odpad, možné spôsoby ich likvidáciu.

Zistilo sa tiež, že pôda zohráva úlohu pri šírení rôznych chorôb. Niektoré baktérie pretrvávajú v pôde dlhú dobu.

Získané informácie poskytujú čitateľovi rôzne informácie o pôde a procesoch prebiehajúcich na jej povrchu. Ak chceme mať pôdu v poriadku, je potrebné urobiť aspoň základné opatrenia na jej vyčistenie.

ZOZNAM POUŽITÝCH ZDROJOV

1. Razumikhin N.V. Implementácia potravinového programu ZSSR a ochrany životného prostredia, 1986.

2. Lenin V.I. Kompletné práce, zväzok 42, s. 150.

3. Marx K., Engels F. Kompletný. zber cit., zväzok 23, s. 191.

4. "20. storočie: posledných 10 rokov." Moskva: JSC Publishing Group "Progress", 1992.

5. „Chémia a spoločnosť“. Moskva: Mir, 1995.

6. Bakács Tibor. Ochrana životného prostredia, 1980.

7. "Ekológia a život." Jar 1(9) 1999.