Markf?roreningar efter zonernas storlek delas in i bakgrundsf?roreningar, lokala, regionala och globala. Bakgrundsf?roreningar n?ra dess naturliga sammans?ttning. Lokal f?rorening ?r markf?rorening n?ra en eller flera f?roreningsk?llor. Regionala f?roreningar beaktas n?r f?roreningar transporteras upp till 40 km fr?n f?roreningsk?llan, och globala f?roreningar beaktas n?r marken i flera regioner ?r f?rorenad.

Beroende p? graden av f?rorening delas jordar in i mycket f?rorenade, medelf?rorenade, l?tt f?rorenade.

I kraftigt f?rorenade jordar ?r m?ngden f?roreningar flera g?nger h?gre ?n MPC. De har ett antal biologisk produktivitet och betydande f?r?ndringar i fysikalisk-kemiska, kemiska och biologiska egenskaper, som ett resultat av vilket inneh?llet av kemikalier i odlade gr?dor ?verstiger normen. I m?ttligt f?rorenade jordar ?r ?verskottet av MPC obetydligt, vilket inte leder till m?rkbara f?r?ndringar i dess egenskaper.

I l?tt f?rorenade jordar ?verstiger inneh?llet av kemikalier inte MPC, men ?verstiger bakgrunden.

Markf?roreningar beror fr?mst p? klassen av farliga ?mnen som kommer in i marken:

Klass 1 - mycket farliga ?mnen;

Klass 2 - m?ttligt farliga ?mnen;

Klass 3 - l?gfarliga ?mnen.

Faroklassen f?r ?mnen fastst?lls av indikatorer.

Tabell 1 - Indikatorer och klasser av farliga ?mnen

Markf?rorening med radioaktiva ?mnen beror fr?mst p? testning av atom- och k?rnvapen i atmosf?ren, som inte har stoppats av enskilda stater ?n i dag. Att falla ut med radioaktivt nedfall, 90 Sr, 137 Cs och andra nuklider, som kommer in i v?xter, och sedan mat och m?nniskokroppen, orsakar radioaktiv kontaminering p? grund av intern exponering.

Radionuklider - kemiska element som kan spontant s?nderfalla med bildandet av nya element, s?v?l som de bildade isotoper av alla kemiska element. Kemiska grund?mnen som kan spontant s?nderfalla kallas radioaktiva. Den vanligaste synonymen f?r joniserande str?lning ?r radioaktiv str?lning.

Radioaktiv str?lning ?r en naturlig faktor i biosf?ren f?r alla levande organismer, och levande organismer har sj?lva en viss radioaktivitet. Jordar har den h?gsta naturliga graden av radioaktivitet bland biosf?riska f?rem?l.

Men p? 1900-talet st?lldes m?nskligheten inf?r radioaktivitet utanf?r gr?nserna f?r naturlig, och d?rf?r biologiskt onormal. De f?rsta offren f?r alltf?r h?ga doser av str?lning var de stora forskarna som uppt?ckte radioaktiva grund?mnen (radium, polonium) makar Maria Sklodowska-Curie och Pierre Curie. Och sedan: Hiroshima och Nagasaki, testning av atom- och k?rnvapen, m?nga katastrofer, inklusive Tjernobyl, etc. Enorma omr?den var f?rorenade med l?nglivade radionuklider - 137 Cs och 90 Sr. Enligt g?llande lagstiftning ?r ett av kriterierna f?r att klassificera territorier som en zon med radioaktiv f?rorening ?verskottet av f?roreningst?theten med 137 Cs p? 37 kBq/m 2 . Ett s?dant ?verskott sattes till 46,5 tusen km 2 i alla regioner i Vitryssland.

Niv?erna av 90 Sr-f?roreningar ?ver 5,5 kBq/m 2 (lagstiftat kriterium) uppt?cktes p? ett omr?de p? 21,1 tusen km 2 i Gomel- och Mogilev-regionerna, vilket var 10% av landets territorium. Kontaminering med 238,239+240 Pu-isotoper med en densitet p? mer ?n 0,37 kBq/m 2 (ett lagligt fastst?llt kriterium) t?ckte cirka 4,0 tusen km 2, eller cirka 2 % av territoriet, fr?mst i Gomel-regionen (Braginsky, Narovlyansky, Khoiniki , Rechitsa , Dobrush och Loevsky-distrikten) och Cherikovsky-distriktet i Mogilev-regionen.

De naturliga s?nderfallsprocesserna f?r radionuklider under de 25 ?r som har g?tt sedan Tjernobyl-katastrofen har gjort justeringar av strukturen f?r deras distribution i regionerna i Vitryssland. Under denna period har niv?erna och omr?dena av f?roreningar minskat. Fr?n 1986 till 2010 minskade omr?det i territoriet som var f?rorenat med 137 Cs med en densitet ?ver 37 kBq/m2 (?ver 1 Ci/km2) fr?n 46,5 till 30,1 tusen km2 (fr?n 23% till 14,5 %). F?r 90 Sr-f?roreningar med en densitet p? 5,5 kBq / m 2 (0,15 Ci / km 2) minskade denna indikator - fr?n 21,1 till 11,8 tusen km 2 (fr?n 10% till 5,6%) (tabell 2).

f?roreningsteknologisk jordradionuklid

Tabell 2 - F?rorening av Republiken Vitrysslands territorium med 137Cs som ett resultat av katastrofen vid k?rnkraftverket i Tjernobyl (fr?n och med 1 januari 2012)

De viktigaste objekten i biosf?ren, som best?mmer de biologiska funktionerna f?r alla levande varelser, ?r jordar.

Jordarnas radioaktivitet beror p? inneh?llet av radionuklider i dem. Det finns naturlig och artificiell radioaktivitet.

Den naturliga radioaktiviteten i jordar orsakas av naturliga radioaktiva isotoper, som alltid finns i varierande m?ngder i jordar och jordbildande bergarter.

Naturliga radionuklider delas in i 3 grupper. Den f?rsta gruppen inkluderar radioaktiva grund?mnen - grund?mnen vars alla isotoper ?r radioaktiva: uran (238 U, 235 U), torium (232 Th), radium (226 Ra) och radon (222 Rn, 220 Rn). Den andra gruppen inkluderar isotoper av "vanliga" grund?mnen med radioaktiva egenskaper: kalium (40 K), rubidium (87 Rb), kalcium (48 Ca), zirkonium (96 Zr), etc. Den tredje gruppen best?r av radioaktiva isotoper som bildas i atmosf?ren under inverkan av kosmiska str?lar: tritium (3 H), beryllium (7 Be, 10 Be) och kol (14 C).

Enligt metoden och tidpunkten f?r bildandet delas radionuklider in i: prim?ra - bildas samtidigt med planetens bildande (40 K, 48 Ca, 238 U); sekund?ra s?nderfallsprodukter av prim?ra radionuklider (totalt 45 - 232 Th, 235 U, 220 Rn, 222 Rn, 226 Ra, etc.); inducerad - bildas under inverkan av kosmiska str?lar och sekund?ra neutroner (14 C, 3 H, 24 Na). Det finns mer ?n 300 naturliga radionuklider totalt. Bruttoinneh?llet av naturliga radioaktiva isotoper beror huvudsakligen p? moderbergarter. Jordar som bildas p? v?derprodukterna fr?n sura bergarter inneh?ller fler radioaktiva isotoper 24 ?n de som bildas p? basiska och ultrabasiska bergarter; tunga jordar inneh?ller mer av dem ?n l?tta.

Naturliga radioaktiva grund?mnen ?r vanligtvis f?rdelade relativt j?mnt ?ver markprofilen, men i vissa fall ackumuleras de i illuvial- och gleshorisonter. I jordar och stenar finns de huvudsakligen i starkt bunden form.

Den artificiella radioaktiviteten i jordar beror p? att radioaktiva isotoper som bildats till f?ljd av atom?ra och termonukle?ra explosioner, i form av avfall fr?n k?rnkraftsindustrin eller till f?ljd av olyckor i k?rnkraftsf?retag kommer in i marken. Bildandet av isotoper i jordar kan uppst? p? grund av inducerad str?lning. Oftast orsakas artificiell radioaktiv f?rorening av jordar av isotoper 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs, etc.

Milj?konsekvenserna av radioaktiv f?rorening av mark ?r f?ljande. Radionuklider ing?r i det biologiska kretsloppet och kommer in i m?nniskokroppen genom v?xt- och djurfoder och orsakar radioaktiv exponering. Radionuklider, liksom m?nga andra f?roreningar, koncentreras gradvis i n?ringskedjorna.

Ur ekologisk synvinkel utg?r 90 Sr och 137 Cs den st?rsta faran. Detta beror p? en l?ng halveringstid (28 ?r f?r 90 Sr och 33 ?r f?r 137 Cs), h?g str?lningsenergi och f?rm?gan att enkelt inkluderas i det biologiska kretsloppet, i n?ringskedjan. N?r det g?ller kemiska egenskaper ?r strontium n?ra kalcium och ing?r i benv?vnad, medan cesium ?r n?ra kalium och ing?r i m?nga reaktioner hos levande organismer.

Konstgjorda radionuklider fixeras huvudsakligen (upp till 80-90%) i det ?vre jordlagret: p? jungfrulig jord - ett lager p? 0-10 cm, p? ?kermark - i ?kerhorisonten. Jordar med h?g humushalt, tung granulometrisk sammans?ttning, rik p? montmorillonit och hydromica, med en icke-lakande typ av vattenregim har den h?gsta sorptionen. I s?dana jordar ?r radionuklider endast obetydligt kapabla att migrera. Enligt graden av r?rlighet i jordar bildar radionuklider serien 90 Sr > 106 Ru > 137 Ce > 129 J > 239 Pu. Hastigheten f?r naturlig sj?lvrening av jordar fr?n radioisotoper beror p? hastigheten f?r deras radioaktiva s?nderfall, vertikala och horisontella migration. Halveringstiden f?r en radioaktiv isotop ?r den tid det tar f?r halva antalet av dess atomer att s?nderfalla.

Tabell 3 - Karakteristika f?r radioaktiva ?mnen

Radioaktivitet i levande organismer har en kumulativ effekt. F?r m?nniskor ?r v?rdet p? LD 50 (d?dlig dos, exponering f?r vilken orsakar 50 % d?d av biologiska f?rem?l) 2,5-3,5 Gy.

En dos p? 0,25 Gy anses vara villkorligt normal f?r extern exponering. 0,75 Gy helkroppsexponering eller 2,5 Gy sk?ldk?rtelexponering fr?n radioaktivt jod 131 I kr?ver ?tg?rder f?r str?lskydd av befolkningen.

Det speciella med radioaktiv kontaminering av jordt?cket ?r att m?ngden radioaktiva f?roreningar ?r extremt liten, och de orsakar inte f?r?ndringar i jordens grundl?ggande egenskaper - pH, f?rh?llandet mellan mineraln?ringselement och fertilitetsniv?n.

D?rf?r ?r det f?rst och fr?mst n?dv?ndigt att begr?nsa (normalisera) koncentrationerna av radioaktiva ?mnen som kommer fr?n marken till v?xtprodukter. Eftersom radionuklider huvudsakligen ?r tungmetaller ?r de huvudsakliga problemen och s?tten att ransonera, reng?ra och skydda marken fr?n f?rorening av radionuklider och tungmetaller mer lika och kan ofta betraktas tillsammans.

S?lunda beror jordars radioaktivitet p? inneh?llet av radionuklider i dem. Jordarternas naturliga radioaktivitet orsakas av naturligt f?rekommande radioaktiva isotoper, som alltid finns i varierande m?ngder i jordar och jordbildande bergarter. Den artificiella radioaktiviteten i jordar beror p? att radioaktiva isotoper som bildats till f?ljd av atom?ra och termonukle?ra explosioner, i form av avfall fr?n k?rnkraftsindustrin eller till f?ljd av olyckor i k?rnkraftsf?retag kommer in i marken.

Oftast orsakas artificiell radioaktiv f?rorening av jordar av isotoper 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs, etc. Intensiteten av radioaktiv f?rorening i ett visst omr?de best?ms av tv? faktorer:

a) Koncentrationen av radioaktiva ?mnen och isotoper i jordar.

b) beskaffenheten av sj?lva grund?mnena och isotoper, som i f?rsta hand best?ms av halveringstiden.

Ur ekologisk synvinkel utg?r 90 Sr och 137 Cs den st?rsta faran. De ?r stadigt fixerade i jordar, k?nnetecknas av en l?ng halveringstid (90 Sr - 28 ?r och 137 Cs - 33 ?r) och ing?r l?tt i det biologiska kretsloppet som grund?mnen n?ra Ca och K. De ackumuleras i kroppen. ?r konstanta k?llor f?r inre str?lning.

I enlighet med GOST ?r giftiga kemiska element indelade i hygieniska faroklasser. Jordar ?r:

a) Klass I: arsenik (As), beryllium (Be), kvicksilver (Hg), selen (Sn), kadmium (Cd), bly (Pb), zink (Zn), fluor (F);

b) II klass: krom (Cr), kobolt (Co), bor (B), molybden (Mn), nickel (Ni), koppar (Cu), antimon (Sb);

c) Klass III: barium (Ba), vanadin (V), volfram (W), mangan (Mn), strontium (Sr).

Tungmetaller ligger redan p? andra plats vad g?ller fara, bakom bek?mpningsmedel och l?ngt f?re s? v?lk?nda f?roreningar som koldioxid och svavel. I framtiden kan de bli farligare ?n k?rnkraftsavfall och fast avfall. F?roreningar med tungmetaller ?r f?rknippade med deras utbredda anv?ndning i industriell produktion. P? grund av ofullkomliga reng?ringssystem kommer tungmetaller in i milj?n, inklusive jorden, f?rorenar och f?rgiftar den. Tungmetaller ?r speciella f?roreningar, vars ?vervakning ?r obligatorisk i alla milj?er.

Jord ?r det huvudsakliga mediet som tungmetaller kommer in i, inklusive fr?n atmosf?ren och vattenmilj?n. Det fungerar ocks? som en k?lla till sekund?r f?rorening av ytluft och vatten som kommer in i v?rldshavet fr?n den. Fr?n marken tas tungmetaller upp av v?xter som sedan faller ner i maten.

Termen "tungmetaller", som k?nnetecknar en bred grupp av f?roreningar, har p? senare tid blivit mycket anv?nd. I olika vetenskapliga och till?mpade verk tolkar f?rfattarna inneb?rden av detta begrepp p? olika s?tt. I detta avseende varierar antalet grund?mnen som tilldelas gruppen tungmetaller ?ver ett brett intervall. M?nga egenskaper anv?nds som medlemskapskriterier: atommassa, densitet, toxicitet, prevalens i den naturliga milj?n, graden av inblandning i naturliga och teknogena cykler.

I verk som ?gnas ?t problemen med markf?roreningar och milj??vervakning finns idag mer ?n 40 delar av det periodiska systemet f?r D.I. Mendeleev med en atommassa p? mer ?n 40 atomenheter: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi, etc. Enligt klassificeringen av N. Reimers , b?r tungmetaller ?verv?gas med en densitet p? mer ?n 8 g/cm 3. Samtidigt spelar f?ljande f?rh?llanden en viktig roll i kategoriseringen av tungmetaller: deras h?ga toxicitet f?r levande organismer i relativt l?ga koncentrationer, samt deras f?rm?ga att bioackumuleras och biomagnifieras. N?stan alla metaller som faller under denna definition (med undantag av bly, kvicksilver, kadmium och vismut, vars biologiska roll f?r n?rvarande inte ?r klarlagd) deltar aktivt i biologiska processer och ing?r i m?nga enzymer.

Tungmetaller n?r markytan i olika former. Dessa ?r oxider och olika salter av metaller, b?de l?sliga och praktiskt taget ol?sliga i vatten (sulfider, sulfater, arseniter, etc.). I sammans?ttningen av utsl?pp fr?n malmbearbetningsf?retag och icke-j?rnmetallurgif?retag - den huvudsakliga k?llan till milj?f?roreningar - tungmetaller - ?r huvuddelen av metaller (70-90%) i form av oxider. V?l p? markytan kan de antingen ackumuleras eller spridas, beroende p? arten av de geokemiska barri?rerna som finns i det givna territoriet. F?rdelning av tungmetaller i olika objekt i biosf?ren och k?llor f?r deras intr?de i milj?n (tabell 4).

Tabell 4 - K?llor till tungmetaller i milj?n

De mest kraftfulla leverant?rerna av metallberikat avfall ?r sm?ltf?retag f?r icke-j?rnmetaller (aluminium, aluminiumoxid, koppar-zink, blysm?ltning, nickel, titan-magnesium, kvicksilver), s?v?l som bearbetning av icke-j?rnmetaller (radioteknik, elektroteknik, instrumenttillverkning, galvanisering, etc. .). I stoftet fr?n metallurgiska industrier, malmbearbetningsanl?ggningar kan koncentrationen av Pb, Zn, Bi, Sn ?kas j?mf?rt med litosf?ren med flera storleksordningar (upp till 10-12), koncentrationen av Cd, V, Sb - tiotusentals g?nger, Cd, Mo, Pb, Sn, Zn, Bi, Ag - hundratals g?nger. Avfall fr?n icke-j?rnmetallurgif?retag, f?rg- och lackfabriker och armerade betongkonstruktioner berikas med kvicksilver. Koncentrationen av W, Cd, Pb ?kar i stoftet fr?n maskinbyggande anl?ggningar (tabell 5).

Tabell 5 - Huvudsakliga teknogena k?llor till tungmetaller

Under p?verkan av metallberikade utsl?pp bildas omr?den med landskapsf?roreningar fr?mst p? regional och lokal niv?. En betydande m?ngd Pb sl?pps ut i milj?n med bilavgaser, vilket ?verstiger dess intag med avfall fr?n metallurgiska f?retag.

Jordarna i v?rlden ?r ofta berikade inte bara med tunga utan ocks? med andra ?mnen av naturligt och antropogent ursprung. Identifiering av "m?ttnad" av jordar med metaller och grund?mnen E.A. Novikov f?rklarade det som en konsekvens av samspelet mellan m?nniska och natur (tabell 6).

Bly ?r det huvudsakliga f?roreningselementet i f?rortsmarkerna i Vitryssland. Dess ?kade inneh?ll observeras i f?rortsomr?dena Minsk, Gomel, Mogilev. Markf?rorening med bly p? MPC-niv? (32 mg/kg) och h?gre noterades lokalt, i sm? omr?den, i riktning mot de r?dande vindarna.

Tabell 6 - Kombination av interaktion mellan m?nniska och natur

Som framg?r av tabellen f?rsvinner de flesta metaller, inklusive tunga, av en person. Distributionsm?nstren av m?nskligt spridda element i pedosf?ren representerar en viktig och oberoende trend inom markforskning. A.P. Vinogradov, R. Mitchell, D. Swain, H. Bowen, R. Brooks, V.V. Dobrovolsky. Resultatet av deras forskning var identifieringen av medelv?rdena f?r koncentrationerna av element i jordarna p? enskilda kontinenter i l?nder, regioner och hela v?rlden (tabell 7).

P? vissa f?lt i Minsks gr?nsaksfabrik, d?r kommunalt fast avfall har anv?nts som g?dningsmedel under ett antal ?r, n?r blyhalten 40-57 mg/kg jord. I samma f?lt ?r halten av r?rliga former av zink och koppar i marken 65 respektive 15 mg/kg, medan gr?nsv?rdet f?r zink ?r 23 mg/kg och koppar ?r 5 mg/kg.

L?ngs motorv?garna ?r marken kraftigt f?rorenad av bly och i mindre utstr?ckning av kadmium. F?roreningar av jordar p? v?gkanter p? mellanstatliga v?gar (Brest - Moskva, St. Petersburg - Odessa), republikanska (Minsk - Slutsk, Minsk - Logoisk) och lokala (Zaslavl - Dzerzhinsk, Zhabinka - B. Motykaly) v?rden observeras vid en avst?nd p? upp till 25-50 m fr?n v?gb?dden, beroende p? terr?ngen och f?rekomsten av skyddsb?lten. Den maximala blyhalten i jorden noterades p? ett avst?nd av 5-10 m fr?n motorv?gen. Det ?r h?gre ?n bakgrundsv?rdet med i genomsnitt 2-2,3 g?nger, men n?got l?gre eller n?ra MPC. Inneh?llet av kadmium i marken i Vitryssland ?r p? bakgrundsniv?n (upp till 0,5 mg/kg). Att ?verskrida bakgrunden upp till 2,5 g?nger noterades lokalt p? ett avst?nd av upp till 3-5 km fr?n stora st?der och n?r 1,0-1,2 mg jord vid en MPC p? 3 mg/kg f?r v?steuropeiska l?nder (MPC f?r kadmium f?r jordar) i Vitryssland har inte utvecklats). Omr?det med jordar i Vitryssland som ?r f?rorenat fr?n olika k?llor med bly ?r f?r n?rvarande cirka 100 tusen hektar, med kadmium - 45 tusen hektar.

Tabell 7 - Kombination av interaktion mellan m?nniska och natur

F?r n?rvarande utf?rs agrokemisk kartl?ggning f?r inneh?llet av koppar i Vitrysslands jordar, och det har redan fastst?llts att 260,3 tusen hektar jordbruksmark i republiken ?r f?rorenad med koppar (tabell 8).

Tabell 8 - Jordbruksmark i Vitryssland f?rorenad med koppar (tusen ha)

Den genomsnittliga halten av r?rlig koppar i ?kermarkens jordar ?r l?g och uppg?r till 2,1 mg/kg, f?rb?ttrade sl?tter- och betesmarker - 2,4 mg/kg. Generellt sett har 34 % av ?ker- och 36 % av h?- och betesmarker i republiken en mycket l?g tillg?ng p? koppar (mindre ?n 1,5 mg/kg) och ?r i stort behov av kopparhaltiga g?dselmedel. P? jordar med f?r h?g kopparhalt (3,3 % av jordbruksmarken) b?r anv?ndningen av n?gon form av g?dningsmedel som inneh?ller koppar uteslutas.

Effekt av giftiga ?mnen p? markf?roreningar

JORDFORORENING MED TUNGMETALLER

Markf?roreningar med tungmetaller har olika k?llor:

1. Avfall fr?n metallbearbetningsindustrin.

2. Industriella utsl?pp.

3. Produkter fr?n br?nslef?rbr?nning.

4. Bilavgaser.

5. medel f?r kemiskisering av jordbruket.

Metallurgiska f?retag sl?pper ?rligen ut mer ?n 150 tusen ton koppar, 120 tusen ton zink, omkring 90 tusen ton bly, 12 tusen ton nickel, 1,5 tusen ton molybden, omkring 800 ton kobolt och omkring 30 ton kvicksilver till jordens yta. F?r 1 gram blisterkoppar inneh?ller avfall fr?n kopparsm?ltningsindustrin 2,09 ton damm, som inneh?ller upp till 15 % koppar, 60 % j?rnoxid och 4 % vardera av arsenik, kvicksilver, zink och bly. Avfall fr?n verkstads- och kemisk industri inneh?ller upp till 1 tusen mg/kg bly, upp till 3 tusen mg/kg koppar, upp till 10 tusen mg/kg krom och j?rn, upp till 100 g/kg fosfor och upp till 10 g/kg mangan och nickel . I Schlesien samlas deponier med en zinkhalt p? 2 till 12 % och bly fr?n 0,5 till 3 % runt zinkfabriker, och malmer med en zinkhalt p? 1,8 % exploateras i USA.

Med avgaser kommer mer ?n 250 tusen ton bly per ?r in i markytan; det ?r den huvudsakliga markf?roreningen med bly.

Tungmetaller kommer in i jorden tillsammans med g?dningsmedel, i vilka de ing?r som en f?rorening, s?v?l som med biocider.

L. G. Bondarev (1976) ber?knade det m?jliga infl?det av tungmetaller p? ytan av jordt?cket som ett resultat av m?nsklig produktionsverksamhet med fullst?ndig utarmning av malmreserver, vid f?rbr?nning av befintliga reserver av kol och torv, och j?mf?rde dem med ev. reserver av metaller ackumulerade i humosf?ren hittills. Den resulterande bilden l?ter oss f? en uppfattning om de f?r?ndringar som en person kan orsaka inom 500-1000 ?r, f?r vilka det kommer att finnas tillr?ckligt med utforskade mineraler.

M?jligt intr?de av metaller i biosf?ren i h?ndelse av utarmning av tillf?rlitliga reserver av malm, kol, torv, miljoner ton

F?rh?llandet mellan dessa v?rden g?r det m?jligt att f?ruts?ga omfattningen av p?verkan av m?nsklig aktivitet p? milj?n, i f?rsta hand p? jordt?cket.

Den teknogeniska tillf?rseln av metaller i marken, deras fixering i humushorisonter i markprofilen som helhet kan inte vara enhetlig. Dess oj?mnheter och kontraster ?r fr?mst relaterade till befolkningst?theten. Om detta f?rh?llande anses vara proportionellt, kommer 37,3% av alla metaller att spridas i endast 2% av den bebodda marken.

F?rdelningen av tungmetaller ?ver markytan best?ms av m?nga faktorer. Det beror p? egenskaperna hos f?roreningsk?llor, meteorologiska egenskaper i regionen, geokemiska faktorer och landskapsf?rh?llanden i allm?nhet.

F?roreningsk?llan avg?r i allm?nhet kvaliteten och kvantiteten p? den kasserade produkten. I detta fall beror graden av dess spridning p? h?jden p? utst?tningen. Zonen med maximal f?rorening str?cker sig ?ver ett avst?nd som ?r lika med 10-40 g?nger r?rets h?jd vid h?gt och hett utsl?pp, 5-20 g?nger r?rets h?jd vid l?gt industriellt utsl?pp. Varaktigheten av utsl?ppet av partiklar i atmosf?ren beror p? deras massa och fysikaliska och kemiska egenskaper. Ju tyngre partiklar desto snabbare sedimenterar de.

Den oj?mna teknogena f?rdelningen av metaller f?rv?rras av heterogeniteten i den geokemiska milj?n i naturliga landskap. I detta avseende, f?r att f?ruts?ga m?jliga f?roreningar av teknogena produkter och f?rhindra o?nskade konsekvenser av m?nsklig aktivitet, ?r det n?dv?ndigt att f?rst? geokemins lagar, lagarna f?r migration av kemiska element i olika naturliga landskap eller geokemiska milj?er.

Kemiska grund?mnen och deras f?reningar som kommer in i jorden genomg?r en serie omvandlingar, sprids eller ackumuleras beroende p? arten av de geokemiska barri?rerna som ?r inneboende i det givna territoriet. Begreppet geokemiska barri?rer formulerades av A.I. Perelman (1961) som sektioner av hypergeneszonen, d?r f?r?ndringar i migrationsf?rh?llandena leder till ackumulering av kemiska grund?mnen. Klassificeringen av barri?rer baseras p? typerna av migration av element. P? denna grundval s?rskiljer A.I. Perelman fyra typer och flera klasser av geokemiska barri?rer:

1. barri?rer - f?r alla biogeokemiska element som omf?rdelas och sorteras av levande organismer (syre, kol, v?te, kalcium, kalium, kv?ve, kisel, mangan, etc.);

2. Fysiska och kemiska barri?rer:

1) oxiderande - j?rn eller j?rn-mangan (j?rn, mangan), mangan (mangan), svavelsyra (svavel);

2) reducerande - sulfid (j?rn, zink, nickel, koppar, kobolt, bly, arsenik, etc.), gley (vanadin, koppar, silver, selen);

3) sulfat (barium, kalcium, strontium);

4) alkaliskt (j?rn, kalcium, magnesium, koppar, strontium, nickel, etc.);

5) sur (kiseloxid);

6) indunstning (kalcium, natrium, magnesium, svavel, fluor, etc.);

7) adsorption (kalcium, kalium, magnesium, fosfor, svavel, bly, etc.);

8) termodynamisk (kalcium, svavel).

3. Mekaniska barri?rer (j?rn, titan, krom, nickel, etc.).

4. Teknogena barri?rer.

Geokemiska barri?rer existerar inte isolerat utan i kombination med varandra och bildar komplexa komplex. De reglerar den element?ra sammans?ttningen av fl?den av ?mnen, och ekosystemens funktion beror till stor del p? dem.

Teknogenesens produkter kan, beroende p? sin natur och den landskapsmilj? de faller i, antingen bearbetas genom naturliga processer och inte orsaka betydande f?r?ndringar i naturen, eller lagras och ackumuleras, vilket har en skadlig effekt p? allt levande.

B?da processerna best?ms av ett antal faktorer, vars analys g?r det m?jligt att bed?ma niv?n av biokemisk stabilitet i landskapet och att f?ruts?ga arten av deras f?r?ndringar i naturen under p?verkan av teknogenes. Autonoma landskap utvecklar processer f?r sj?lvrening fr?n teknogen f?rorening, eftersom produkterna fr?n teknogenes sprids av yt- och underjordsvatten. I ackumulerande landskap ackumuleras och bevaras produkter av teknogenes.

* N?ra motorv?gar beroende p? trafikvolym och avst?nd fr?n motorv?gen

Den ?kade uppm?rksamheten p? milj?skydd har skapat s?rskilt intresse f?r tungmetallers p?verkan p? marken.

Ur en historisk synvinkel uppstod intresse f?r detta problem med studiet av markens b?rdighet, eftersom element som j?rn, mangan, koppar, zink, molybden och m?jligen kobolt ?r mycket viktiga f?r v?xtlivet och d?rf?r f?r djur och m?nniskor.

De ?r ocks? k?nda som sp?r?mnen eftersom de beh?vs av v?xter i sm? m?ngder. I gruppen sp?r?mnen ing?r ?ven metaller, vars halt i jorden ?r ganska h?g, till exempel j?rn, som ing?r i de flesta jordar och ligger p? fj?rde plats i jordskorpans sammans?ttning (5 %) efter syre (46,6 %). kisel (27,7 %) och aluminium (8,1 %).

Alla sp?r?mnen kan ha en negativ effekt p? v?xter om koncentrationen av deras tillg?ngliga former ?verskrider vissa gr?nser. Vissa tungmetaller, som kvicksilver, bly och kadmium, som inte verkar vara s?rskilt viktiga f?r v?xter och djur, ?r farliga f?r m?nniskors h?lsa ?ven vid l?ga koncentrationer.

Avgaser fr?n fordon, bortf?rsel till ?kern eller avloppsreningsverk, bevattning med avloppsvatten, avfall, rester och utsl?pp fr?n driften av gruvor och industriomr?den, applicering av fosfor och organiska g?dningsmedel, anv?ndning av bek?mpningsmedel m.m. ledde till en ?kning av koncentrationen av tungmetaller i marken.

S? l?nge tungmetaller ?r fast bundna till markens best?ndsdelar och ?r sv?ra att komma ?t kommer deras negativa p?verkan p? marken och milj?n att vara f?rsumbar. Men om markf?rh?llandena till?ter tungmetaller att passera in i jordl?sningen finns det en direkt risk f?r markf?rorening, det finns en m?jlighet att de tr?nger in i v?xter, s?v?l som i m?nniskokroppen och djur som konsumerar dessa v?xter. Dessutom kan tungmetaller vara f?roreningar i v?xter och vattendrag till f?ljd av anv?ndningen av avloppsslam. Faran f?r f?rorening av jordar och v?xter beror p?: typen av v?xter; former av kemiska f?reningar i jorden; n?rvaron av element som motverkar p?verkan av tungmetaller och ?mnen som bildar komplexa f?reningar med dem; fr?n adsorptions- och desorptionsprocesser; m?ngden tillg?ngliga former av dessa metaller i marken och mark- och klimatf?rh?llanden. D?rf?r beror den negativa effekten av tungmetaller i huvudsak p? deras r?rlighet, d.v.s. l?slighet.

Tungmetaller k?nnetecknas huvudsakligen av variabel valens, l?g l?slighet av deras hydroxider, h?g f?rm?ga att bilda komplexa f?reningar och, naturligtvis, katjonisk f?rm?ga.

De faktorer som bidrar till att jorda kvarh?ller tungmetaller inkluderar: utbytesadsorption av ytan av leror och humus, bildning av komplexa f?reningar med humus, ytadsorption och ocklusion (uppl?sning eller absorption av gasers f?rm?ga av sm?lta eller fasta metaller) hydratiserade oxider av aluminium, j?rn, mangan, etc., samt bildning av ol?sliga f?reningar, speciellt under reduktion.

Tungmetaller i jordl?sning f?rekommer b?de i jonisk och bunden form, som befinner sig i en viss j?mvikt (fig. 1).

I figuren ?r Lp l?sliga ligander, som ?r organiska syror med l?g molekylvikt, och Ln ?r ol?sliga. Reaktionen av metaller (M) med humus?mnen inkluderar ocks? delvis jonbyte.

Naturligtvis kan andra former av metaller finnas i marken som inte direkt deltar i denna j?mvikt, till exempel metaller fr?n kristallgittret av prim?ra och sekund?ra mineraler, samt metaller fr?n levande organismer och deras d?da rester.

Observation av f?r?ndringar i tungmetaller i jord ?r om?jligt utan kunskap om de faktorer som best?mmer deras r?rlighet. Processerna f?r retentionsr?relse som best?mmer beteendet hos tungmetaller i jord skiljer sig lite fr?n de processer som best?mmer beteendet hos andra katjoner. ?ven om tungmetaller ibland finns i jordar i l?ga koncentrationer, bildar de stabila komplex med organiska f?reningar och g?r l?ttare in i specifika adsorptionsreaktioner ?n alkali- och jordalkalimetaller.

Migration av tungmetaller i jordar kan ske med v?tska och suspension med hj?lp av v?xtr?tter eller markmikroorganismer. Migrationen av l?sliga f?reningar sker tillsammans med jordl?sningen (diffusion) eller genom att sj?lva v?tskan flyttas. Uttv?ttningen av leror och organiskt material leder till migration av alla metaller som ?r associerade med dem. Migrationen av flyktiga ?mnen i gasform, s?som dimetylkvicksilver, ?r slumpm?ssig, och detta r?relses?tt ?r inte av s?rskild betydelse. Migration i den fasta fasen och penetration i kristallgittret ?r mer en bindningsmekanism ?n en r?relse.

Tungmetaller kan inf?ras eller adsorberas av mikroorganismer, som i sin tur kan delta i migrationen av motsvarande metaller.

Daggmaskar och andra organismer kan underl?tta migrationen av tungmetaller mekaniskt eller biologiskt genom att blanda jorden eller inf?rliva metallerna i deras v?vnader.

Av alla typer av migration ?r den viktigaste migrationen i flytande fas, eftersom de flesta metaller kommer in i marken i l?slig form eller i form av en vattenhaltig suspension och praktiskt taget alla interaktioner mellan tungmetaller och flytande best?ndsdelar i marken sker kl. gr?nsytan mellan den flytande och fasta fasen.

Tungmetaller i jorden genom den trofiska kedjan kommer in i v?xter och konsumeras sedan av djur och m?nniskor. Olika biologiska barri?rer ?r involverade i kretsloppet av tungmetaller, som ett resultat av vilket selektiv bioackumulering sker, vilket skyddar levande organismer fr?n ett ?verskott av dessa element. ?nd? ?r aktiviteten hos biologiska barri?rer begr?nsad, och oftast ?r tungmetaller koncentrerade i marken. Jordens motst?ndskraft mot f?roreningar av dem ?r olika beroende p? buffertkapaciteten.

Jordar med h?g absorptionsf?rm?ga respektive h?g halt av leror samt organiskt material kan beh?lla dessa grund?mnen, s?rskilt i de ?vre horisonterna. Detta ?r typiskt f?r karbonatjordar och jordar med neutral reaktion. I dessa jordar ?r m?ngden giftiga f?reningar som kan tv?ttas ut i grundvattnet och absorberas av v?xter mycket mindre ?n i sura sandjordar. Det finns dock en stor risk att koncentrationen av grund?mnen ?kar till giftiga, vilket orsakar en obalans av fysiska, kemiska och biologiska processer i marken. Tungmetaller, kvarh?llna av de organiska och kolloidala delarna av marken, begr?nsar avsev?rt den biologiska aktiviteten, h?mmar yttrifieringsprocesserna, som ?r viktiga f?r markens b?rdighet.

Sandjordar, som k?nnetecknas av l?g absorptionsf?rm?ga, samt sura jordar, beh?ller tungmetaller mycket svagt, med undantag f?r molybden och selen. D?rf?r adsorberas de l?tt av v?xter, och vissa av dem har ?ven i mycket sm? koncentrationer en toxisk effekt.

Halten av zink i jorden varierar fr?n 10 till 800 mg/kg, ?ven om den oftast ?r 30-50 mg/kg. Ansamlingen av en ?verskottsm?ngd zink p?verkar de flesta markprocesser negativt: det orsakar en f?r?ndring av jordens fysiska och fysikalisk-kemiska egenskaper och minskar den biologiska aktiviteten. Zink h?mmar den vitala aktiviteten hos mikroorganismer, som ett resultat av vilket processerna f?r bildning av organiskt material i jordar st?rs. Ett ?verskott av zink i jordt?cket hindrar j?sningen av cellulosanedbrytning, andning och inverkan av ureas.

Tungmetaller, som kommer fr?n marken till v?xter, ?verf?rs genom n?ringskedjor, har en giftig effekt p? v?xter, djur och m?nniskor.

Bland de giftigaste grund?mnena b?r f?rst och fr?mst n?mnas kvicksilver, som utg?r den st?rsta faran i form av en mycket giftig f?rening - metylkvicksilver. Kvicksilver kommer in i atmosf?ren n?r kol f?rbr?nns och n?r vatten avdunstar fr?n f?rorenade vattendrag. Med luftmassor kan den transporteras och deponeras p? jordar i vissa omr?den. Studier har visat att kvicksilver ?r v?l sorberat i de ?vre centimeterna av den humus-ackumulerande horisonten av olika typer av jordar med lerig mekanisk sammans?ttning. Dess migration l?ngs profilen och uttv?ttning av jordprofilen i s?dana jordar ?r obetydlig. Men i jordar med l?tt mekanisk sammans?ttning, sura och utarmade i humus, intensifieras processerna f?r kvicksilvermigrering. I s?dana jordar manifesteras ocks? processen f?r avdunstning av organiska kvicksilverf?reningar, som har flyktighetsegenskaper.

N?r kvicksilver applicerades p? sand-, ler- och torvjordar i en m?ngd av 200 och 100 kg/ha dog gr?dan p? sandjord helt, oavsett kalkningsgrad. P? torvjord minskade avkastningen. P? lerjord skedde en sk?rdeminskning endast vid en l?g dos kalk.

Bly har ocks? f?rm?gan att ?verf?ras genom n?ringskedjor och ackumuleras i v?vnader hos v?xter, djur och m?nniskor. En dos bly motsvarande 100 mg/kg fodertorrvikt anses vara d?dlig f?r djur.

Blydamm l?gger sig p? markytan, adsorberas av organiska ?mnen, r?r sig l?ngs profilen med jordl?sningar, men f?rs ut ur markprofilen i sm? m?ngder.

P? grund av migrationsprocesserna i sura f?rh?llanden bildas teknogena blyavvikelser i jordar med en l?ngd p? 100 m. Bly fr?n jordar kommer in i v?xter och ackumuleras i dem. I korn av vete och korn ?r dess inneh?ll 5-8 g?nger h?gre ?n bakgrundsinneh?llet, i toppar, potatis - mer ?n 20 g?nger, i kn?lar - mer ?n 26 g?nger.

Kadmium, liksom vanadin och zink, ackumuleras i humusskiktet av jordar. Arten av dess f?rdelning i markprofilen och landskapet har tydligen mycket gemensamt med andra metaller, i synnerhet med f?rdelningen av bly.

Kadmium ?r dock mindre fast fixerat i markprofilen ?n bly. Den maximala adsorptionen av kadmium ?r karakteristisk f?r neutrala och alkaliska jordar med h?g halt av humus och h?g absorptionsf?rm?ga. Dess inneh?ll i podzoliska jordar kan variera fr?n hundradelar till 1 mg/kg, i chernozems - upp till 15-30, och i r?da jordar - upp till 60 mg/kg.

M?nga jordryggradsl?sa djur koncentrerar kadmium i sina kroppar. Kadmium tas upp av daggmaskar, skogsl?ss och sniglar 10-15 g?nger mer aktivt ?n bly och zink. Kadmium ?r giftigt f?r jordbruksv?xter, och ?ven om h?ga halter av kadmium inte har n?gon m?rkbar effekt p? sk?rden, p?verkar dess toxicitet f?r?ndringen i produktkvalitet, eftersom kadmiumhalten ?kar i v?xterna.

Arsenik kommer in i marken med kolf?rbr?nningsprodukter, med avfall fr?n metallurgisk industri och fr?n konstg?dselfabriker. Arsenik ?r starkast kvar i jordar som inneh?ller aktiva former av j?rn, aluminium och kalcium. Arseniks toxicitet i jordar ?r v?lk?nd. Markf?rorening med arsenik orsakar till exempel daggmaskd?d. Bakgrundshalten av arsenik i jordar ?r hundradelar av ett milligram per kilo jord.

Fluor och dess f?reningar anv?nds ofta i k?rnkrafts-, olje-, kemiska och andra industrier. Det kommer in i marken med utsl?pp fr?n metallurgiska f?retag, s?rskilt aluminiumverk, och ?ven som en f?rorening n?r superfosfat och vissa andra insekticider appliceras.

Genom att f?rorena marken orsakar fluor en minskning av sk?rden inte bara p? grund av direkta toxiska effekter, utan ocks? genom att f?r?ndra f?rh?llandet av n?rings?mnen i jorden. Den st?rsta adsorptionen av fluor sker i jordar med ett v?lutvecklat jordabsorberande komplex. L?sliga fluorf?reningar r?r sig l?ngs markprofilen med den ned?tg?ende str?mmen av jordl?sningar och kan komma ut i grundvattnet. Markf?rorening med fluorf?reningar f?rst?r markens struktur och minskar markens vattengenomsl?pplighet.

Zink och koppar ?r mindre giftiga ?n de namngivna tungmetallerna, men deras ?verskott i avfall fr?n den metallurgiska industrin f?rorenar marken och h?mmar tillv?xten av mikroorganismer, minskar jordens enzymatiska aktivitet och minskar v?xternas avkastning.

Det b?r noteras att toxiciteten hos tungmetaller ?kar med deras kombinerade effekt p? levande organismer i marken. Den kombinerade effekten av zink och kadmium har en flera g?nger starkare h?mmande effekt p? mikroorganismer ?n med samma koncentration av varje grund?mne f?r sig.

Eftersom tungmetaller vanligtvis finns i olika kombinationer b?de i br?nslef?rbr?nningsprodukter och i utsl?pp fr?n den metallurgiska industrin, ?r deras p?verkan p? milj?n kring f?roreningsk?llor starkare ?n f?rv?ntat baserat p? koncentrationen av enskilda grund?mnen.

N?ra f?retag blir naturliga fytocenoser hos f?retag mer enhetliga i artsammans?ttning, eftersom m?nga arter inte t?l en ?kning av koncentrationen av tungmetaller i marken. Antalet arter kan reduceras till 2-3, och ibland till bildandet av monocenoser.

I skogens fytocenoser ?r lavar och mossor de f?rsta som reagerar p? f?roreningar. Tr?dskiktet ?r det mest stabila. Men l?ngvarig eller h?gintensiv exponering orsakar torrbest?ndiga fenomen i den.

Markf?rorening med bek?mpningsmedel

Bek?mpningsmedel ?r huvudsakligen organiska f?reningar med l?g molekylvikt och varierande l?slighet i vatten. Den kemiska sammans?ttningen, deras surhet eller alkalinitet, l?slighet i vatten, struktur, polaritet, storlek och polarisering av molekyler - alla dessa egenskaper tillsammans eller var f?r sig p?verkar processerna f?r adsorption-desorption av jordkolloider. Med h?nsyn till de namngivna egenskaperna hos bek?mpningsmedel och den komplexa karakt?ren hos bindningarna i processen f?r adsorption-desorption av kolloider, kan de delas in i tv? stora klasser: pol?ra och opol?ra, och inte inkluderade i denna klassificering, till exempel, organoklorinsekticider - i joniska och nonjoniska.

Bek?mpningsmedel som inneh?ller sura eller basiska grupper, eller beter sig som katjoner n?r de dissocieras, utg?r en grupp joniska f?reningar. Bek?mpningsmedel som varken ?r sura eller alkaliska utg?r en grupp av icke-joniska f?reningar.

Kemiska f?reningars natur och jordkolloidernas f?rm?ga att adsorbera och desorbera p?verkas av: funktionella gruppers och substitutionsgruppers karakt?r i f?rh?llande till funktionella grupper och molekylens m?ttnadsgrad. Adsorptionen av bek?mpningsmedelsmolekyler av jordkolloider p?verkas avsev?rt av molekyl?ra laddningars natur, d?r molekylernas polaritet spelar en viss roll. Den oj?mna f?rdelningen av laddningar ?kar molekylens dissymmetri och dess reaktivitet.

Jord fungerar i f?rsta hand som en s?nka f?r bek?mpningsmedel, d?r de bryts ned och st?ndigt transporteras till v?xter eller milj?, eller som f?rvaring d?r en del av dem kan finnas m?nga ?r efter applicering.

Bek?mpningsmedel - fint spridda ?mnen - i jorden ?r f?rem?l f?r m?nga influenser av biotisk och icke-biotisk natur, vissa best?mmer deras beteende, omvandling och slutligen mineralisering. Typen och hastigheten av omvandlingar beror p?: den aktiva substansens kemiska struktur och dess stabilitet, jordens mekaniska sammans?ttning och struktur, markens kemiska egenskaper, sammans?ttningen av jordens flora och fauna, intensiteten av p?verkan av jordar. yttre p?verkan och jordbrukssystemet.

Adsorptionen av bek?mpningsmedel i marken ?r en komplex process som beror p? m?nga faktorer. Det spelar en viktig roll i f?rflyttning av bek?mpningsmedel och tj?nar till att tillf?lligt h?lla det i ett ?ngformigt eller l?st tillst?nd eller som en suspension p? ytan av jordpartiklar. En s?rskilt viktig roll i adsorptionen av bek?mpningsmedel spelas av silt och organiskt material i jorden, som utg?r det "kolloidala komplexet" i jorden. Adsorption reduceras till jon-katjonbyte av negativt laddade lerpartiklar och syragrupper av humus?mnen, antingen anjoniska, p? grund av n?rvaron av metallhydroxider (Al (OH) 3 och Fe (OH) 3) eller sker i form av molekyl?ra ?mnen. utbyta. Om de adsorberade molekylerna ?r neutrala, s? h?lls de kvar p? ytan av lerpartiklar och humuskolloider av bipol?ra krafter, v?tebindningar och spridningskrafter. Adsorption spelar en prim?r roll i ackumuleringen av bek?mpningsmedel i marken, som adsorberas genom jonbyte eller i form av neutrala molekyler, beroende p? deras natur.

R?relsen av bek?mpningsmedel i jorden sker med jordl?sningen eller samtidigt med r?relsen av kolloidala partiklar p? vilka de ?r adsorberade. Detta beror p? b?de diffusions- och massstr?msprocesser (v?tskebildning), som ?r en vanlig tv?ttprocess.

Med avrinning orsakad av nederb?rd eller bevattning, r?r sig bek?mpningsmedel i l?sning eller suspension och ackumuleras i jords?nkor. Denna form av f?rflyttning av bek?mpningsmedel beror p? terr?ngen, jorderosion, nederb?rdsintensitet, graden av markt?ckning med vegetation, den tid som har g?tt sedan bek?mpningsmedlet applicerades. M?ngden bek?mpningsmedel som r?r sig med ytavrinning ?r mer ?n 5 % av den som appliceras p? marken. Enligt det rum?nska forskningsinstitutet f?r markvetenskap och agrokemi f?rsvinner triazin samtidigt med jorden till f?ljd av urlakningsregn p? avrinningsplatser i experimentcentret i Aldeny. P? avrinningsplatserna med en lutning p? 2,5 % i Bilcesti-Arcece hittades restm?ngder av HCCH fr?n 1,7 till 3,9 mg/kg i ytvatten och i suspension fr?n 0,041 till 0,085 mg/kg HCCH och fr?n 0,009 till 0,026 mg /kg DDT.

Utlakning av bek?mpningsmedel l?ngs markprofilen best?r i att de r?r sig tillsammans med vattnet som cirkulerar i jorden, vilket fr?mst beror p? markens fysikalisk-kemiska egenskaper, riktningen f?r vattnets r?relse samt processerna f?r adsorption och desorption av bek?mpningsmedel genom att kolloidala jordpartiklar. S?, i den jord som behandlats ?rligen under l?ng tid med DDT i en dos av 189 mg/ha, hittades 80% av denna bek?mpningsmedel efter 20 ?r, penetrerande till ett djup av 76 cm.

Enligt studier utf?rda i Rum?nien, p? tre olika jordar (rensad alluvial, typisk solonchak, djupsvart jord) behandlade med organoklorinsekticider (HCCH och DDT) i 25 ?r (med bevattning under det senaste decenniet), n?dde bek?mpningsmedelsrester ett djup p? 85 cm i en typisk solonchak, 200 cm i rensad alluvial jord och 275 cm i uppgr?vd chernozem vid en koncentration av 0,067 mg/kg HCCH respektive 0,035 mg/kg DDT p? ett djup av 220 cm.

Bek?mpningsmedel som har kommit in i jorden p?verkas av olika faktorer b?de under perioden av deras effektivitet och senare, n?r l?kemedlet redan blir kvar. Bek?mpningsmedel i mark ?r f?rem?l f?r nedbrytning av icke-biotiska och biotiska faktorer och processer.

Jordens fysikaliska och kemiska egenskaper p?verkar omvandlingen av bek?mpningsmedel i den. S?lunda fungerar leror, oxider, hydroxider och metalljoner, s?v?l som organiskt material i marken, som katalysatorer i m?nga nedbrytningsreaktioner av bek?mpningsmedel. Hydrolys av bek?mpningsmedel sker med deltagande av grundvatten. Som ett resultat av reaktionen med fria radikaler av humus?mnen f?r?ndras markens best?ndsdelar och bek?mpningsmedlens molekyl?ra struktur.

M?nga arbeten understryker den stora betydelsen av markmikroorganismer vid nedbrytning av bek?mpningsmedel. Det finns v?ldigt f? aktiva ingredienser som inte ?r biologiskt nedbrytbara. Varaktigheten av nedbrytning av bek?mpningsmedel av mikroorganismer kan variera fr?n flera dagar till flera m?nader, och ibland tiotals ?r, beroende p? den aktiva substansens s?rdrag, typer av mikroorganismer och markegenskaper. Nedbrytningen av de aktiva ingredienserna i bek?mpningsmedel utf?rs av bakterier, svampar och h?gre v?xter.

Vanligtvis sker nedbrytningen av bek?mpningsmedel, s?rskilt l?sliga s?dana, s?llan adsorberade av jordkolloider, med deltagande av mikroorganismer.

Svampar ?r huvudsakligen involverade i nedbrytningen av d?ligt l?sliga och d?ligt adsorberade av jordkolloider av herbicider.

?tervinning och kontroll av markf?roreningar med tungmetaller och bek?mpningsmedel

Identifiering av markf?roreningar med tungmetaller g?rs genom direkta metoder f?r markprovtagning i de studerade omr?dena och deras kemiska analys f?r inneh?ll av tungmetaller. Det ?r ocks? effektivt att anv?nda ett antal indirekta metoder f?r dessa ?ndam?l: visuell bed?mning av tillst?ndet f?r fytogenes, analys av f?rdelningen och beteendet hos indikatorarter bland v?xter, ryggradsl?sa djur och mikroorganismer.

F?r att identifiera de rumsliga m?nstren f?r manifestation av markf?roreningar anv?nds en j?mf?rande geografisk metod, metoder f?r att kartl?gga de strukturella komponenterna i biogeocenoser, inklusive jordar. S?dana kartor registrerar inte bara niv?n av markf?rorening med tungmetaller och motsvarande f?r?ndringar i markt?cket, utan g?r det ocks? m?jligt att f?ruts?ga f?r?ndringar i naturmilj?ns tillst?nd.

Avst?ndet fr?n f?roreningsk?llan f?r att identifiera f?roreningsgloria kan variera avsev?rt och kan, beroende p? f?roreningsintensiteten och styrkan hos de r?dande vindarna, variera fr?n hundratals meter till tiotals kilometer.

I USA installerades sensorer ombord p? resursatelliten ERTS-1 f?r att fastst?lla graden av skada p? Weymouth-tallen av svaveldioxid och jorden av zink. F?roreningsk?llan var ett zinksm?ltverk med ett dagligt utsl?pp av zink till atmosf?ren p? 6,3-9 ton. En zinkkoncentration p? 80 000 µg/g registrerades i ytjordlagret inom en radie av 800 m fr?n anl?ggningen. Vegetationen runt v?xten dog inom en radie av 468 hektar. Komplexiteten med att anv?nda fj?rrmetoden ligger i integreringen av material, i behovet av att dechiffrera informationen som erh?lls fr?n en serie kontrolltester i omr?den med specifik kontaminering.

Att best?mma graden av toxicitet f?r tungmetaller ?r inte l?tt. F?r jordar med olika mekanisk sammans?ttning och inneh?ll av organiskt material kommer denna niv? att vara annorlunda. F?r n?rvarande har anst?llda vid hygieninstitut gjort f?rs?k att fastst?lla MPC f?r metaller i jorden. Korn, havre och potatis rekommenderas som provv?xter. Niv?n ans?gs giftig n?r sk?rden minskade med 5-10 %. MPC har f?reslagits f?r kvicksilver - 25 mg/kg, arsenik - 12-15, kadmium - 20 mg/kg. Vissa skadliga koncentrationer av ett antal tungmetaller i v?xter (g/miljon) har fastst?llts: bly - 10, kvicksilver - 0,04, krom - 2, kadmium - 3, zink och mangan - 300, koppar - 150, kobolt - 5, molybden och nickel - 3, vanadin - 2.

Markskyddet mot tungmetallf?roreningar bygger p? f?rb?ttring av produktionen. Till exempel f?rbrukar produktionen av 1 ton klor med en teknik 45 kg kvicksilver och med en annan - 14-18 kg. I framtiden anses det vara m?jligt att minska detta v?rde till 0,1 kg.

En ny strategi f?r att skydda jordar fr?n tungmetallf?roreningar ligger ocks? i skapandet av slutna tekniska system, i organisationen av avfallsfri produktion.

Avfall fr?n kemi- och verkstadsindustrin ?r ocks? v?rdefulla sekund?ra r?varor. S? avfallet fr?n maskinbyggande f?retag ?r en v?rdefull r?vara f?r jordbruket p? grund av fosfor.

F?r n?rvarande har uppgiften varit obligatorisk kontroll av alla m?jligheter f?r bortskaffande av varje typ av avfall, innan de gr?vs ned eller destrueras.

Vid atmosf?risk f?rorening av jordar med tungmetaller, n?r de ?r koncentrerade i stora m?ngder, men i de ?versta centimeterna av jorden, kan detta jordlager avl?gsnas och gr?vas ner.

P? senare tid har ett antal kemikalier rekommenderats som kan inaktivera tungmetaller i marken eller minska deras toxicitet. I Tyskland har man f?reslagit anv?ndning av jonbytarhartser som bildar kelatf?reningar med tungmetaller. De anv?nds i syra- och saltformer eller i en blandning av b?da formerna.

I Japan, Frankrike, F?rbundsrepubliken Tyskland och Storbritannien har ett av de japanska f?retagen patenterat en metod f?r att fixera tungmetaller med merkapto-8-triazin. Vid anv?ndning av detta l?kemedel ?r kadmium, bly, koppar, kvicksilver och nickel fast fixerade i jorden i form av ol?sliga och otillg?ngliga former f?r v?xter.

Jordkalkning minskar surheten i g?dselmedel och l?sligheten av bly, kadmium, arsenik och zink. Deras upptag av v?xter minskar kraftigt. Kobolt, nickel, koppar och mangan i en neutral eller l?tt alkalisk milj? har inte heller n?gon toxisk effekt p? v?xter.

Organiska g?dselmedel, som organiskt material i jorden, adsorberar och beh?ller de flesta tungmetallerna i absorberat tillst?nd. Applicering av organiska g?dselmedel i h?ga doser, anv?ndning av gr?ng?dsel, f?gelspillning, rishalmmj?l minskar inneh?llet av kadmium och fluor i v?xter, samt toxiciteten hos krom och andra tungmetaller.

Optimering av v?xternas mineraln?ring genom att reglera sammans?ttningen och doserna av g?dselmedel minskar ocks? den toxiska effekten av enskilda element. I England, i jordar f?rorenade med bly, arsenik och koppar, togs f?rdr?jningen i groning bort genom att anv?nda mineralsk kv?veg?dselmedel. Inf?randet av ?kade doser av fosfor minskade den toxiska effekten av bly, koppar, zink och kadmium. Med en alkalisk reaktion av milj?n i ?versv?mmade risf?lt ledde appliceringen av fosfatg?dsel till bildandet av ol?sligt och sv?r?tkomligt kadmiumfosfat f?r v?xter.

Det ?r dock k?nt att toxicitetsniv?n f?r tungmetaller inte ?r densamma f?r olika v?xtarter. D?rf?r b?r avl?gsnandet av toxiciteten hos tungmetaller genom att optimera mineraln?ringen differentieras, inte bara med h?nsyn till markf?rh?llandena, utan ocks? typen och variationen av v?xter.

Bland naturliga v?xter och gr?dor har ett antal arter och sorter som ?r resistenta mot f?rorening av tungmetaller identifierats. Dessa inkluderar bomull, r?dbetor och vissa baljv?xter. Kombinationen av f?rebyggande ?tg?rder och ?tg?rder f?r att eliminera markf?roreningar med tungmetaller g?r det m?jligt att skydda jordar och v?xter fr?n deras toxiska effekter.

Ett av huvudvillkoren f?r att skydda jordar fr?n kontaminering med biocider ?r skapandet och anv?ndningen av mindre giftiga och mindre persistenta f?reningar och deras inf?rande i jorden och en minskning av dosen av deras inf?rande i jorden. Det finns flera s?tt att minska dosen av biocider utan att minska effektiviteten av deras odling:

Att kombinera anv?ndningen av bek?mpningsmedel med andra metoder. Integrerad skadedjursbek?mpning - agroteknisk, biologisk, kemisk, etc. Samtidigt ?r uppgiften inte att f?rst?ra hela arten, utan att p? ett tillf?rlitligt s?tt skydda kulturen. Ukrainska forskare anv?nder ett mikrobiologiskt preparat i kombination med sm? doser av bek?mpningsmedel, vilket f?rsvagar skadedjurets organism och g?r den mer mottaglig f?r sjukdomar;

· till?mpning av lovande former av bek?mpningsmedel. Anv?ndningen av nya former av bek?mpningsmedel kan avsev?rt minska konsumtionen av den aktiva substansen och minimera o?nskade konsekvenser, inklusive markf?roreningar;

v?xling av anv?ndningen av giftiga ?mnen med en annan verkningsmekanism. Denna metod f?r att introducera kemiska bek?mpningsmedel f?rhindrar uppkomsten av resistenta former av skadedjur. F?r de flesta kulturer rekommenderas 2-3 l?kemedel med ett annat verkningsspektrum.

N?r marken behandlas med bek?mpningsmedel n?r bara en liten del av dem till applikationsplatserna f?r de toxiska effekterna av v?xter och djur. Resten samlas p? markytan. Graden av markf?roreningar beror p? m?nga faktorer och framf?r allt p? sj?lva biocidens stabilitet. Stabiliteten hos en biocid f?rst?s som f?rm?gan hos ett giftigt ?mne att motst? nedbrytningsverkan av fysikaliska, kemiska och biologiska processer.

Huvudkriteriet f?r ett avgiftningsmedel ?r den fullst?ndiga nedbrytningen av giftmedlet i giftfria komponenter.

Jordens jordt?cke spelar en avg?rande roll f?r att f?rse m?nskligheten med mat och r?varor f?r livsviktiga industrier. Anv?ndningen av havsprodukter, hydroponics eller artificiellt syntetiserade ?mnen f?r detta ?ndam?l kan inte, ?tminstone inom ?versk?dlig framtid, ers?tta produkterna fr?n terrestra ekosystem (jordproduktivitet). D?rf?r ?r kontinuerlig ?vervakning av markens tillst?nd och jordt?cket en oumb?rlig f?ruts?ttning f?r att f? de planerade produkterna fr?n jord- och skogsbruket.

Samtidigt ?r jordt?cket en naturlig grund f?r m?nsklig bos?ttning och fungerar som grund f?r skapandet av rekreationsomr?den. Det l?ter dig skapa en optimal ekologisk milj? f?r m?nniskors liv, arbete och rekreation. Atmosf?rens, yt- och underjordiska vattens renhet och sammans?ttning beror p? markens beskaffenhet, markegenskaper och kemiska och biokemiska processer som f?rekommer i marken. Jordt?cket ?r en av de mest kraftfulla regulatorerna av den kemiska sammans?ttningen av atmosf?ren och hydrosf?ren. Jordm?nen har varit och f?rblir den huvudsakliga f?ruts?ttningen f?r livsuppeh?llandet f?r nationer och m?nskligheten som helhet. Bevarande och f?rb?ttring av markt?cket, och f?ljaktligen av de viktigaste livsresurserna i samband med intensifieringen av jordbruksproduktionen, utvecklingen av industrin, den snabba tillv?xten av st?der och transporter ?r endast m?jligt med v?letablerad kontroll ?ver anv?ndningen av alla typer av jord- och markresurser.

Marken ?r den mest k?nsliga f?r antropogen p?verkan. Av alla jordens skal ?r jordt?cket det tunnaste skalet, tjockleken p? det mest b?rdiga humusskiktet, ?ven i chernozems, ?verstiger vanligtvis inte 80–100 cm, och i m?nga jordar i de flesta naturliga zoner ?r det bara 15 –20 cm f?rst?relse av perenn vegetation och pl?jning ?r l?tt utsatt f?r erosion och t?mning.

Med en otillr?ckligt genomt?nkt antropogen p?verkan och en kr?nkning av balanserade naturliga ekologiska f?rh?llanden utvecklas snabbt o?nskade processer av humusmineralisering i marken, surheten eller alkaliniteten ?kar, saltackumuleringen ?kar, restaureringsprocesserna utvecklas - allt detta f?rs?mrar markens egenskaper kraftigt, och i extrema fall fall leder till lokal f?rst?relse av jordt?cket. Markt?ckets h?ga k?nslighet och s?rbarhet beror p? markens begr?nsade buffertkapacitet och motst?ndskraft mot effekterna av krafter som inte ?r karakteristiska f?r den i ekologiska termer.

Till och med chernozemen har genomg?tt mycket betydande f?r?ndringar under de senaste 100 ?ren, vilket orsakat oro och ber?ttigade farh?gor f?r dess framtida ?de. Jordf?roreningar med tungmetaller, oljeprodukter, tv?ttmedel blir mer och mer utbredd, inflytandet av salpeter- och svavelsyror av teknogeniskt ursprung ?kar, vilket leder till bildandet av teknogena ?knar i n?rheten av vissa industrif?retag.

?terst?llande av st?rd jordt?cke kr?ver l?ng tid och stora investeringar.

En av de starkaste och mest utbredda kemiska f?roreningarna ?r tungmetallf?roreningar. Tungmetaller inkluderar mer ?n 40 kemiska element av D.I. Mendeleev, vars massa av atomer ?r mer ?n 50 atomenheter.

Denna grupp av element ?r aktivt involverad i biologiska processer och ?r en del av m?nga enzymer. Gruppen "tungmetaller" sammanfaller till stor del med begreppet "sp?r?mnen". D?rf?r ?r bly, zink, kadmium, kvicksilver, molybden, krom, mangan, nickel, tenn, kobolt, titan, koppar, vanadin tungmetaller.

K?llor till tungmetaller delas in i naturliga (vittring av bergarter och mineraler, erosionsprocesser, vulkanisk aktivitet) och konstgjorda (brytning och bearbetning av mineraler, br?nslef?rbr?nning, trafik, jordbruksverksamhet). En del av de teknogena utsl?ppen som kommer ut i milj?n i form av fina aerosoler transporteras ?ver avsev?rda avst?nd och orsakar globala f?roreningar.

Den andra delen kommer ut i avloppsfria vattenf?rekomster, d?r tungmetaller ansamlas och blir en k?lla till sekund?r f?rorening, d.v.s. bildandet av farliga f?roreningar under loppet av fysiska och kemiska processer som sker direkt i milj?n (till exempel bildning av giftig fosgengas fr?n giftfria ?mnen). Tungmetaller ansamlas i jorden, s?rskilt i de ?vre humushorisonterna, och avl?gsnas l?ngsamt genom urlakning, konsumtion av v?xter, erosion och deflation - jordbl?sning.

Perioden f?r halvborttagning eller borttagning av h?lften av den initiala koncentrationen ?r l?ng: f?r zink - fr?n 70 till 510 ?r, f?r kadmium - fr?n 13 till 110 ?r, f?r koppar - fr?n 310 till 1500 ?r och f?r bly - fr?n 740 till 5900 ?r. I humusdelen av jorden sker den prim?ra omvandlingen av f?reningarna som kom in i den.

Tungmetaller har h?g kapacitet f?r en m?ngd olika kemiska, fysikalisk-kemiska och biologiska reaktioner. M?nga av dem har en variabel valens och ?r involverade i redoxprocesser. Tungmetaller och deras f?reningar kan liksom andra kemiska f?reningar r?ra sig och omf?rdelas i livsmilj?er, d.v.s. flytta.

Migrationen av tungmetallf?reningar sker till stor del i form av en organo-mineral komponent. Vissa av de organiska f?reningar som metaller binder till representeras av produkter av mikrobiologisk aktivitet. Kvicksilver k?nnetecknas av f?rm?gan att ackumuleras i l?nkarna i "n?ringskedjan" (detta diskuterades tidigare). Jordmikroorganismer kan producera kvicksilverresistenta populationer som omvandlar metalliskt kvicksilver till ?mnen som ?r giftiga f?r h?gre organismer. Vissa alger, svampar och bakterier kan samla kvicksilver i sina celler.

Kvicksilver, bly, kadmium ing?r i den allm?nna listan ?ver de viktigaste milj?f?roreningarna, ?verenskommen av de l?nder som ?r medlemmar i FN. L?t oss ta en n?rmare titt p? dessa ?mnen.

Tungmetaller- en grupp kemiska grund?mnen med egenskaper hos metaller (inklusive halvmetaller) och en betydande atomvikt eller densitet. Ett fyrtiotal olika definitioner av begreppet tungmetaller ?r k?nda och det ?r om?jligt att peka ut en av dem som den mest accepterade. F?ljaktligen kommer listan ?ver tungmetaller under olika definitioner att inneh?lla olika grund?mnen. Kriteriet som anv?nds kan vara en atomvikt st?rre ?n 50, i vilket fall alla metaller som b?rjar med vanadin, oavsett densitet, ing?r i listan. Ett annat ofta anv?nt kriterium ?r en densitet som ?r ungef?r lika med eller st?rre ?n densiteten f?r j?rn (8 g/cm3), d? faller grund?mnen som bly, kvicksilver, koppar, kadmium, kobolt in p? listan, och till exempel l?ttare tenndroppar utanf?r listan. Det finns klassificeringar baserade p? andra v?rden f?r tr?skeldensitet eller atomvikt. Vissa klassificeringar g?r undantag f?r ?dla och s?llsynta metaller, klassificerar dem inte som tunga, vissa utesluter icke-j?rnmetaller (j?rn, mangan).

Termin tungmetaller anses oftast inte ur en kemikalie, utan ur en medicinsk och milj?m?ssig synvinkel, och d?rf?r, n?r de ing?r i denna kategori, beaktas inte bara de kemiska och fysikaliska egenskaperna hos elementet, utan ocks? dess biologiska aktivitet och toxicitet, samt m?ngden anv?ndning i ekonomisk verksamhet.

F?rutom bly har kvicksilver studerats mest utf?rligt i j?mf?relse med andra mikroelement.

Kvicksilver ?r extremt d?ligt f?rdelat i jordskorpan (-0,1 x 10-4%), men det ?r bekv?mt f?r extraktion, eftersom det ?r koncentrerat i sulfidrester, till exempel i form av cinnober (HgS). I denna form ?r kvicksilver relativt ofarligt, men atmosf?riska processer, vulkaniska och m?nskliga aktiviteter har lett till att cirka 50 miljoner ton av denna metall har samlats i v?rldshaven. Det naturliga avl?gsnandet av kvicksilver till havet till f?ljd av erosion ?r 5000 ton/?r, ytterligare 5000 ton/?r av kvicksilver avl?gsnas som ett resultat av m?nskliga aktiviteter.

Inledningsvis kommer kvicksilver in i havet i form av Hg2+, sedan interagerar det med organiska ?mnen och, med hj?lp av anaeroba organismer, ?verg?r det i giftiga ?mnen metylkvicksilver (CH3Hg) + och dimetylkvicksilver (CH3-Hg-CH3), kvicksilver finns n?rvarande inte bara i hydrosf?ren, utan ?ven i atmosf?ren eftersom den har ett relativt h?gt ?ngtryck. Det naturliga inneh?llet av kvicksilver ?r ~0,003-0,009 µg/m3.

Kvicksilver k?nnetecknas av en kort uppeh?llstid i vatten och g?r snabbt ?ver i sediment i form av f?reningar med organiska ?mnen i dem. Eftersom kvicksilver adsorberas till sediment kan det l?ngsamt frig?ras och l?sas upp i vatten, vilket resulterar i en kronisk f?roreningsk?lla som kvarst?r l?ngt efter att den ursprungliga f?roreningsk?llan har f?rsvunnit.

V?rldsproduktionen av kvicksilver ?r f?r n?rvarande ?ver 10 000 ton per ?r, det mesta av denna m?ngd anv?nds f?r produktion av klor. Kvicksilver kommer in i luften som ett resultat av f?rbr?nning av fossila br?nslen. Analys av isen p? Gr?nlands iskupol visade att fr?n 800 e.Kr. fram till 1950-talet var kvicksilverhalten konstant, men sedan 50-talet. av v?rt ?rhundrade har m?ngden kvicksilver f?rdubblats. Figur 1 visar s?tten f?r cyklisk migration av kvicksilver. Kvicksilver och dess f?reningar ?r livshotande. Metylkvicksilver ?r s?rskilt farligt f?r djur och m?nniskor, eftersom det snabbt passerar fr?n blodet till hj?rnv?vnaden och f?rst?r lillhj?rnan och hj?rnbarken. De kliniska symptomen p? en s?dan lesion ?r domningar, f?rlust av orientering i rymden, f?rlust av syn. Symtom p? kvicksilverf?rgiftning upptr?der inte omedelbart. En annan obehaglig konsekvens av metylkvicksilverf?rgiftning ?r intr?ngningen av kvicksilver i moderkakan och dess ansamling i fostret, och mamman upplever ingen sm?rta. Metylkvicksilver ?r teratogent hos m?nniskor. Kvicksilver tillh?r den 1:a faroklassen.

Metalliskt kvicksilver ?r farligt vid f?rt?ring och inandning. Samtidigt har en person en metallisk smak i munnen, illam?ende, kr?kningar, magkramper, t?nder blir svarta och b?rjar smula s?nder. Utspillt kvicksilver bryts ner i droppar och om detta h?nder m?ste kvicksilvret samlas upp f?rsiktigt.

Oorganiska kvicksilverf?reningar ?r praktiskt taget icke-flyktiga, s? faran ?r att kvicksilver tr?nger in i kroppen genom munnen och huden. Kvicksilversalter fr?ter p? huden och slemhinnorna i kroppen. Intr?ngande av kvicksilversalter i kroppen orsakar inflammation i svalget, sv?righeter att sv?lja, domningar, kr?kningar och buksm?rtor.

Hos vuxna kan intag av cirka 350 mg kvicksilver leda till d?den.

Kvicksilverf?roreningar kan minskas genom att f?rbjuda tillverkning och anv?ndning av ett antal produkter. Det r?der ingen tvekan om att kvicksilverf?roreningar alltid kommer att vara ett akut problem. Men med inf?randet av strikt kontroll ?ver industriavfall som inneh?ller kvicksilver, samt livsmedelsprodukter, kan risken f?r kvicksilverf?rgiftning minskas.

Cirka 180 tusen ton bly migrerar ?rligen i v?rlden som ett resultat av p?verkan av atmosf?riska processer. Vid utvinning och bearbetning av blymalmer f?rloras mer ?n 20 % bly. ?ven i dessa stadier ?r utsl?ppet av bly i milj?n lika med dess m?ngd som sl?pps ut i milj?n som ett resultat av p?verkan p? magmatiska bergarter av atmosf?riska processer.

Den allvarligaste k?llan till milj?f?roreningar med bly ?r avgaserna fr?n bilmotorer. Antiknock-tetrametyl - eller tetraetylsvinep - har tillsatts till de flesta bensiner sedan 1923 med cirka 80 mg/l. N?r en bil ?r i r?relse sl?pps fr?n 25 till 75 % av detta bly, beroende p? k?rf?rh?llandena, ut i atmosf?ren. Dess huvudmassa ?r avsatt p? marken, men en m?rkbar del av den f?rblir i luften.

Blydamm t?cker inte bara v?gkanter och jordar i och runt industrist?der, det finns ?ven i isen p? norra Gr?nland, och 1756 var blyhalten i isen 20 mg/t, 1860 var den redan 50 mg/t, och 1965 - 210 µg/t.

Aktiva k?llor till blyf?rorening ?r koleldade kraftverk och hush?llskaminer.

K?llor till blyf?roreningar i hemmet kan vara glaserat lergods; bly som finns i f?rgpigment.

Bly ?r inte ett livsviktigt element. Det ?r giftigt och tillh?r faroklass I. Dess oorganiska f?reningar st?r metabolismen och ?r enzymh?mmare (som de flesta tungmetaller). En av de mest l?mska konsekvenserna av verkan av oorganiska blyf?reningar ?r dess f?rm?ga att ers?tta kalcium i benen och vara en konstant k?lla till f?rgiftning under l?ng tid. Den biologiska halveringstiden f?r bly i ben ?r cirka 10 ?r. M?ngden bly som ackumuleras i benen ?kar med ?ldern och vid 30-40 ?rs ?lder ?r den 80-200 mg hos personer som inte ?r f?rknippade med blyf?roreningar genom yrke.

Organiska blyf?reningar anses vara ?nnu giftigare ?n oorganiska.

Kadmium, zink och koppar ?r de viktigaste metallerna i studiet av f?roreningsproblem, eftersom de ?r utbredda i v?rlden och har giftiga egenskaper. Kadmium och zink (samt bly och kvicksilver) finns fr?mst i sulfidsediment. Som ett resultat av atmosf?riska processer kommer dessa element l?tt in i haven.

Cirka 1 miljon kg kadmium kommer ut i atmosf?ren ?rligen som ett resultat av anl?ggningarnas aktiviteter f?r dess sm?ltning, vilket ?r cirka 45 % av den totala f?roreningen fr?n detta element. 52 % av f?roreningarna kommer fr?n f?rbr?nning eller bearbetning av produkter som inneh?ller kadmium. Kadmium har en relativt h?g flyktighet, s? det diffunderar l?tt ut i atmosf?ren. K?llorna till luftf?roreningar med zink ?r desamma som med kadmium.

Kadmium kommer in i naturliga vatten som ett resultat av dess anv?ndning i galvaniska processer och teknik. De allvarligaste k?llorna till vattenf?roreningar med zink ?r zinksm?ltverk och galvaniseringsanl?ggningar.

G?dselmedel ?r en potentiell k?lla till kadmiumkontamination. I det h?r fallet introduceras kadmium i v?xter som anv?nds av m?nniskor f?r mat, och i slutet av kedjan passerar de in i m?nniskokroppen. Kadmium och zink kommer l?tt in i havsvatten och havet genom ett n?tverk av yt- och grundvatten.

Kadmium och zink ackumuleras i vissa organ hos djur (s?rskilt i levern och njurarna).

Zink ?r den minst giftiga av alla tungmetaller som anges ovan. Men alla element blir giftiga om de hittas i ?verskott; zink ?r inget undantag. Den fysiologiska effekten av zink ?r dess verkan som en enzymaktivator. I stora m?ngder orsakar det kr?kningar, denna dos ?r cirka 150 mg f?r en vuxen.

Kadmium ?r mycket giftigare ?n zink. Han och hans f?reningar tillh?r faroklassen I. Det penetrerar m?nniskokroppen under en l?ng period. Inandning av luft i 8 timmar vid en kadmiumkoncentration p? 5 mg/m3 kan orsaka d?dsfall.

Vid kronisk kadmiumf?rgiftning uppst?r protein i urinen och blodtrycket stiger.

N?r man unders?kte f?rekomsten av kadmium i livsmedel fann man att m?nskliga uts?ndringar s?llan inneh?ller s? mycket kadmium som absorberades. Det finns f?r n?rvarande ingen konsensus om det acceptabla s?kra inneh?llet av kadmium i livsmedel.

Ett effektivt s?tt att f?rhindra att kadmium och zink sl?pps ut som f?roreningar ?r att kontrollera inneh?llet av dessa metaller i utsl?ppen fr?n sm?ltverk och annan industri.

Ut?ver de metaller som diskuterats tidigare (kvicksilver, bly, kadmium, zink) finns det andra giftiga grund?mnen vars inf?rande i milj?n av organismer som ett resultat av m?nskliga aktiviteter orsakar allvarlig oro.

Antimon finns tillsammans med arsenik i malmer som inneh?ller metallsulfider. V?rldsproduktionen av antimon ?r cirka 70 ton per ?r. Antimon ?r en komponent i legeringar, anv?nds vid tillverkning av t?ndstickor och anv?nds i sin rena form i halvledare.

Den toxiska effekten av antimon liknar den hos arsenik. Stora m?ngder antimon orsakar kr?kningar, med kronisk antimonf?rgiftning uppst?r en st?rning i matsm?ltningskanalen, ?tf?ljd av kr?kningar och en minskning av temperaturen. Arsenik f?rekommer naturligt i form av sulfater. Dess inneh?ll i bly-zinkkoncentrat ?r cirka 1 %. P? grund av sin flyktighet kommer den l?tt in i atmosf?ren.

De starkaste k?llorna till denna metallkontamination ?r herbicider (kemikalier f?r att bek?mpa ogr?s), fungicider (?mnen f?r att bek?mpa svampv?xtsjukdomar) och insekticider (?mnen f?r att bek?mpa skadliga insekter).

Enligt dess giftiga egenskaper tillh?r arsenik de ackumulerande gifterna. Beroende p? graden av toxicitet b?r element?r arsenik och dess f?reningar s?rskiljas. Element?r arsenik ?r relativt lite giftig, men har teratogena egenskaper. Skadlig effekt p? ?rftligt material (mutagenicitet) ?r omtvistad.

Arsenikf?reningar absorberas l?ngsamt genom huden, absorberas snabbt genom lungorna och mag-tarmkanalen. Den d?dliga dosen f?r m?nniskor ?r 0,15-0,3 g. Kronisk f?rgiftning orsakar nervsjukdomar, svaghet, domningar i extremiteterna, kl?da, m?rkare hud, benm?rgsatrofi, leverf?r?ndringar. Arsenikf?reningar ?r cancerframkallande f?r m?nniskor. Arsenik och dess f?reningar tillh?r faroklass II.

Kobolt anv?nds inte i stor utstr?ckning. S?, till exempel, anv?nds det inom st?lindustrin, vid tillverkning av polymerer. Vid intag i stora m?ngder p?verkar kobolt hemoglobinhalten i m?nskligt blod negativt och kan orsaka blodsjukdomar. Man tror att kobolt orsakar Graves sjukdom. Detta element ?r farligt f?r organismers liv p? grund av dess extremt h?ga reaktivitet och tillh?r faroklass I.

Koppar finns i sulfidsediment tillsammans med bly, kadmium och zink. Det finns i sm? m?ngder i zinkkoncentrat och kan transporteras l?nga str?ckor i luft och vatten. Onormal kopparhalt finns i v?xter med luft och vatten. Onormal kopparhalt finns i v?xter och jordar p? ett avst?nd av mer ?n 8 km fr?n sm?ltverket. Kopparsalter tillh?r faroklass II. Koppars giftiga egenskaper har studerats mycket mindre ?n samma egenskaper hos andra grund?mnen. Absorptionen av stora m?ngder koppar av en person leder till Wilsons sjukdom, medan ?verskott av koppar deponeras i hj?rnv?vnaden, huden, levern och bukspottk?rteln.

Det naturliga inneh?llet av mangan i v?xter, djur och jordar ?r mycket h?gt. Huvudomr?dena f?r manganproduktion ?r produktion av legerat st?l, legeringar, elektriska batterier och andra kemiska kraftk?llor. N?rvaron av mangan i luften som ?verstiger normen (den genomsnittliga dagliga koncentrationen av mangan i atmosf?ren - luften i befolkade omr?den - ?r 0,01 mg / m3) p?verkar m?nniskokroppen negativt, vilket uttrycks i den progressiva f?rst?relsen av centrala nervsystemet. Mangan tillh?r faroklass II.

Metalljoner ?r oumb?rliga komponenter i naturliga vattenkroppar. Beroende p? milj?f?rh?llanden (pH, redoxpotential, n?rvaron av ligander) existerar de i olika grader av oxidation och ?r en del av en m?ngd olika oorganiska och metallorganiska f?reningar, som verkligen kan l?sas upp, kolloidalt dispergeras eller vara en del av mineral. och organiska suspensioner. De verkligt uppl?sta formerna av metaller ?r i sin tur mycket olika, vilket ?r f?rknippat med processerna f?r hydrolys, hydrolytisk polymerisation (bildning av polynukle?ra hydroxokomplex) och komplexbildning med olika ligander. F?ljaktligen beror b?de metallernas katalytiska egenskaper och tillg?ngligheten f?r vattenlevande mikroorganismer p? formerna f?r deras existens i det akvatiska ekosystemet. M?nga metaller bildar ganska starka komplex med organiska ?mnen; dessa komplex ?r en av de viktigaste formerna av migration av element i naturliga vatten. De flesta organiska komplex bildas av kelatcykeln och ?r stabila. De komplex som bildas av jordsyror med salter av j?rn, aluminium, titan, uran, vanadin, koppar, molybden och andra tungmetaller ?r relativt v?ll?sliga i neutrala, l?tt sura och l?tt alkaliska medier. D?rf?r kan metallorganiska komplex migrera i naturliga vatten ?ver mycket stora avst?nd. Detta ?r s?rskilt viktigt f?r l?gmineraliserade och f?rst och fr?mst ytvatten, d?r bildandet av andra komplex ?r om?jligt.

Tungmetaller och deras salter ?r utbredda industriella f?roreningar. De kommer in i vattendrag fr?n naturliga k?llor (stenar, ytskikt av jord och grundvatten), med avloppsvatten fr?n m?nga industrif?retag och atmosf?risk nederb?rd, som ?r f?rorenad av r?kutsl?pp.

Tungmetaller som sp?r?mnen finns st?ndigt i naturliga vattendrag och organ hos vattenlevande organismer (se tabell). Beroende p? de geokemiska f?rh?llandena finns det stora fluktuationer i deras niv?.

De naturliga k?llorna f?r att bly kommer in i ytvatten ?r processerna f?r uppl?sning av endogena (galena) och exogena (anglesite, cerussite, etc.) mineraler. En betydande ?kning av halten bly i milj?n (inklusive i ytvatten) ?r f?rknippad med f?rbr?nning av kol, anv?ndning av tetraetylbly som anti-knackningsmedel i motorbr?nsle, med avl?gsnande i vattendrag med avloppsvatten fr?n malmbearbetningsanl?ggningar , vissa metallurgiska anl?ggningar, kemisk industri, gruvor, etc.

F?rekomsten av nickel i naturliga vatten beror p? sammans?ttningen av stenarna genom vilka vatten passerar: det finns p? platser med avlagringar av sulfidkoppar-nickelmalmer och j?rnnickelmalmer. Det kommer in i vattnet fr?n jordar och fr?n v?xt- och djurorganismer under deras f?rfall. En ?kad halt av nickel j?mf?rt med andra typer av alger hittades i bl?gr?na alger. Nickelf?reningar kommer ocks? in i vattendrag med avloppsvatten fr?n nickelpl?teringar, syntetgummifabriker och nickelanrikningsanl?ggningar. Enorma nickelutsl?pp ?tf?ljer f?rbr?nning av fossila br?nslen. Dess koncentration kan minska som ett resultat av utf?llning av f?reningar som cyanider, sulfider, karbonater eller hydroxider (med ?kande pH-v?rden), p? grund av dess konsumtion av vattenlevande organismer och adsorptionsprocesser. I ytvatten ?r nickelf?reningar i l?sta, suspenderade och kolloidala tillst?nd, vars kvantitativa f?rh?llande beror p? vattnets sammans?ttning, temperatur och pH-v?rden. Absorbenter av nickelf?reningar kan vara j?rnhydroxid, organiska ?mnen, fint dispergerat kalciumkarbonat och leror.

Koboltf?reningar kommer in i naturliga vatten till f?ljd av att de l?cker ut fr?n kopparkis och andra malmer, fr?n jordar under nedbrytning av organismer och v?xter, samt med avloppsvatten fr?n metallurgiska, metallbearbetnings- och kemiska anl?ggningar. Vissa m?ngder kobolt kommer fr?n jordar som ett resultat av nedbrytningen av v?xt- och djurorganismer. Koboltf?reningar i naturliga vatten ?r i ett l?st och suspenderat tillst?nd, vars kvantitativa f?rh?llande best?ms av vattnets kemiska sammans?ttning, temperatur och pH-v?rden.

F?r n?rvarande finns det tv? huvudgrupper av analytiska metoder f?r best?mning av tungmetaller: elektrokemiska och spektrometriska metoder. Nyligen, med utvecklingen av mikroelektronik, har elektrokemiska metoder f?tt ny utveckling, medan de tidigare gradvis ersattes av spektrometriska metoder. Bland de spektrometriska metoderna f?r best?mning av tungmetaller ?r den f?rsta platsen upptagen av atomabsorptionsspektrometri med olika atomisering av prover: atomabsorptionsspektrometri med flamatomisering (FAAS) och atomabsorptionsspektrometri med elektrotermisk atomisering i en grafitcell (GF) . De huvudsakliga metoderna f?r att best?mma flera element samtidigt ?r induktivt kopplad plasmaatomemissionsspektrometri (ICP-AES) och induktivt kopplad plasmamasspektrometri (ICP-MS). Med undantag f?r ICP-MS har andra spektrometriska metoder f?r h?g detektionsgr?ns f?r best?mning av tungmetaller i vatten.

Best?mningen av inneh?llet av tungmetaller i ett prov utf?rs genom att provet ?verf?rs till en l?sning - p? grund av kemisk uppl?sning i ett l?mpligt l?sningsmedel (vatten, vattenl?sningar av syror, mer s?llan alkalier) eller sammansm?ltning med ett l?mpligt flussmedel bland alkalier, oxider, salter, f?ljt av urlakning med vatten. D?refter f?lls f?reningen av den ?nskade metallen ut genom att tills?tta en l?sning av motsvarande reagens - salt eller alkali, f?llningen separeras, torkas eller kalcineras till en konstant vikt, och inneh?llet av tungmetaller best?ms genom v?gning p? en analytisk balansera och r?kna om till det ursprungliga inneh?llet i provet. Med en kvalificerad applikation ger metoden de mest exakta v?rdena f?r inneh?llet av tungmetaller, men det ?r tidskr?vande.

F?r att best?mma inneh?llet av tungmetaller med elektrokemiska metoder m?ste provet ?ven ?verf?ras till en vattenl?sning. D?refter best?ms inneh?llet av tungmetaller med olika elektrokemiska metoder - polarografiska (voltammetriska), potentiometriska, kulometriska, konduktometriska och andra, samt en kombination av n?gra av dessa metoder med titrering. Grunden f?r att best?mma inneh?llet av tungmetaller med dessa metoder ?r analysen av str?msp?nningsegenskaper, potentialer f?r jonselektiva elektroder, den integrerade laddningen som kr?vs f?r avs?ttningen av den ?nskade metallen p? elektroden i den elektrokemiska cellen (katoden), l?sningens elektriska ledningsf?rm?ga etc. samt den elektrokemiska styrningen av neutralisation och annat i l?sningar. Med dessa metoder kan tungmetaller upp till 10-9 mol/l best?mmas.

Jord ?r det huvudsakliga mediet som tungmetaller kommer in i, inklusive fr?n atmosf?ren och vattenmilj?n. Det fungerar ocks? som en k?lla till sekund?r f?rorening av ytluft och vatten som kommer in i v?rldshavet fr?n den. Tungmetaller assimileras fr?n jorden av v?xter, som sedan kommer in i maten hos mer v?lorganiserade djur.

Uppeh?llstiden f?r f?rorenande komponenter i marken ?r mycket l?ngre ?n i andra delar av biosf?ren, vilket leder till en f?r?ndring av jordens sammans?ttning och egenskaper som ett dynamiskt system och i slut?ndan orsakar obalans i ekologiska processer.

Under naturliga normala f?rh?llanden ?r alla processer som sker i marken i balans. En f?r?ndring i jordens sammans?ttning och egenskaper kan orsakas av naturfenomen, men oftast ?r en person skyldig till att st?ra jordens j?mviktstillst?nd:

1. atmosf?risk transport av f?roreningar i form av aerosoler och damm (tungmetaller, fluor, arsenik, svaveloxider, kv?ve, etc.)
2. jordbruksf?roreningar (g?dselmedel, bek?mpningsmedel)
3. ojordiska f?roreningar - soptippar av industrier med stor kapacitet och utsl?pp fr?n br?nsle- och energikomplex
4. f?roreningar fr?n olja och oljeprodukter
5. v?xtrester. Giftiga element i alla tillst?nd absorberas av bladen eller avs?tts p? bladytan. Sedan, n?r l?ven faller, kommer dessa f?reningar in i jorden.

Best?mningen av tungmetaller utf?rs i f?rsta hand i jordar bel?gna i ekologiska katastrofzoner, p? jordbruksmarker i anslutning till markf?roreningar med tungmetaller och i f?lt avsedda f?r odling av milj?v?nliga produkter.

I jordprover best?ms ”mobila” former av tungmetaller eller deras totala inneh?ll. Om det ?r n?dv?ndigt att kontrollera den teknogena f?roreningen av jordar med tungmetaller, ?r det som regel vanligt att best?mma deras bruttoinneh?ll. Den totala halten kanske inte alltid k?nnetecknar graden av fara f?r markf?roreningar, eftersom jorden kan binda metallf?reningar och omvandla dem till f?reningar som ?r otillg?ngliga f?r v?xter. Det skulle vara mer korrekt att tala om rollen av "mobila" och "tillg?ngliga" former f?r v?xter. Det ?r ?nskv?rt att best?mma inneh?llet av r?rliga former av metaller i fallet med deras h?ga bruttom?ngder i marken, och ?ven n?r det ?r n?dv?ndigt att karakterisera migrationen av f?rorenande metaller fr?n jord till v?xter.

Om marken ?r f?rorenad med tungmetaller och radionuklider ?r det n?stan om?jligt att reng?ra dem. ?n s? l?nge ?r det enda s?ttet k?nt: att s? s?dana jordar med snabbv?xande gr?dor som ger en stor fytomassa. S?dana kulturer som utvinner tungmetaller ?r f?rem?l f?r f?rst?relse efter mognad. Det tar ?rtionden att ?terst?lla f?rorenade jordar.

Tungmetaller som ?r mycket giftiga inkluderar bly, kvicksilver, nickel, koppar, kadmium, zink, tenn, mangan, krom, arsenik, aluminium och j?rn. Dessa ?mnen anv?nds ofta i produktionen, som ett resultat av vilket de ackumuleras i stora m?ngder i milj?n och l?tt kommer in i m?nniskokroppen b?de med mat och vatten och genom inandning av luft.

N?r inneh?llet av tungmetaller i kroppen ?verstiger den maximalt till?tna koncentrationen, b?rjar deras negativa inverkan p? en person. F?rutom direkta konsekvenser i form av f?rgiftning finns det ocks? indirekta - tungmetalljoner t?pper till kanalerna i njurarna och levern, vilket minskar f?rm?gan hos dessa organ att filtrera. Som ett resultat ackumuleras gifter och avfallsprodukter fr?n celler i kroppen, vilket leder till en allm?n f?rs?mring av m?nniskors h?lsa.

Hela faran med exponering f?r tungmetaller ligger i det faktum att de finns kvar i m?nniskokroppen f?r alltid. De kan bara tas bort genom att anv?nda proteiner som finns i mj?lk och porcini-svamp, samt pektin som finns i marmelad och frukt- och b?rgel?. Det ?r mycket viktigt att alla produkter erh?lls i ekologiskt rena omr?den och inte inneh?ller skadliga ?mnen.

P? grund av antropogen verksamhet kommer en enorm m?ngd olika kemiska element och deras f?reningar in i milj?n - upp till 5 ton organiskt och mineralskt avfall per person ?rligen. Fr?n h?lften till tv? tredjedelar av dessa insatser f?rblir i slagg, aska, vilket bildar lokala anomalier i den kemiska sammans?ttningen av jordar och vatten.

F?retag, byggnader, stadsekonomi, industri-, hush?lls- och fekalt avfall fr?n bos?ttningar och industriomr?den alienerar inte bara marken, utan st?r i tiotals kilometers omkrets den normala biogeokemin och biologin i markekologiska system. Till viss del ?r varje stad eller industricentrum orsaken till stora biogeokemiska anomalier som ?r farliga f?r m?nniskor.

K?llan till tungmetaller ?r fr?mst industriutsl?pp. Samtidigt lider skogens ekosystem mycket mer ?n jordbruksjordar och gr?dor. S?rskilt giftiga ?r bly, kadmium, kvicksilver, arsenik och krom.

Tungmetaller ackumuleras som regel i jordlagret, s?rskilt i de ?vre humushorisonterna. Halveringstiden f?r borttagande av tungmetaller fr?n marken (urlakning, erosion, konsumtion av v?xter, t?mning) ?r, beroende p? typ av jord, f?r:

• zink - 70-510 ?r;
• kadmium - 13-flygning;
• koppar - 310-1500 ?r;
• bly - 740-5900 ?r.

De komplexa och ibland o?terkalleliga konsekvenserna av tungmetallernas inverkan kan endast f?rst?s och f?rutses utifr?n ett landskapsbiogeokemiskt f?rh?llningss?tt till problemet med giftiga ?mnen i biosf?ren. F?ljande indikatorer p?verkar s?rskilt niv?erna av f?roreningar och den giftig-ekologiska situationen:

• markens bioproduktivitet och humushalt;
• syra-bas karakt?r av jordar och vatten;
• redoxf?rh?llanden;
• koncentration av jordl?sningar;
• jordabsorptionsf?rm?ga;
• granulometrisk sammans?ttning av jordar;
• typ av vattenregim.

Dessa faktorers roll har ?nnu inte studerats tillr?ckligt, ?ven om det ?r jordt?cket som ?r den slutliga mottagaren av de flesta teknogena kemikalier som ?r involverade i biosf?ren. Jordar ?r den huvudsakliga ackumulatorn, sorbenten och f?rst?raren av giftiga ?mnen.

En betydande del av metallerna kommer in i marken fr?n antropogen verksamhet. Spridningen b?rjar fr?n ?gonblicket f?r utvinning av malm, gas, olja, kol och andra mineraler. Kedjan av spridning av element kan sp?ras fr?n en gruvgruva, ett stenbrott, sedan uppst?r f?rluster under transporten av r?material till en anrikningsanl?ggning, vid sj?lva anl?ggningen forts?tter spridningen l?ngs bearbetningslinjen f?r anrikning, sedan i processen med metallurgisk bearbetning, tillverkning av metaller och upp till soptippar, industri- och hush?llsdeponier.

Utsl?pp fr?n industrif?retag i betydande m?ngder kommer med ett brett spektrum av element, och f?roreningar ?r inte alltid f?rknippade med f?retagens huvudprodukter, utan kan vara en del av f?roreningar. S? n?ra ett blysm?ltverk kan kadmium, koppar, kvicksilver, arsenik och selen vara prioriterade f?roreningar, och n?ra aluminiumsm?ltverk kan fluor, arsenik och beryllium vara prioriterade f?roreningar. En betydande del av utsl?ppen fr?n f?retag kommer in i det globala kretsloppet - upp till 50 % av bly, zink, koppar och upp till 90 % av kvicksilver.

Den ?rliga produktionen av vissa metaller ?verstiger deras naturliga migration, s?rskilt avsev?rt f?r bly och j?rn. Uppenbarligen str?mmar det st?ndigt ?kande trycket fr?n teknogen metall p? milj?n, inklusive jordar.

N?rheten till f?roreningsk?llan p?verkar luftf?roreningarna av marken. S?lunda visade sig tv? stora f?retag i Sverdlovsk-regionen - Ural Aluminium Plant och Krasnoyarsk Thermal Power Plant - vara k?llor till teknogen atmosf?risk luftf?rorening med uttalade gr?nser f?r teknogen metallutf?llning med atmosf?risk nederb?rd.

Risken f?r markf?rorening med teknogena metaller fr?n luftaerosoler finns f?r alla typer av jord och var som helst i staden, med den enda skillnaden ?r att jordar som ligger n?rmare k?llan till teknogenes (metallurgisk anl?ggning, v?rmekraftverk, bensinstation eller mobila transporter) kommer att bli mer f?rorenade.

Ofta str?cker sig f?retagens intensiva verksamhet ?ver ett litet omr?de, vilket leder till en ?kning av halten av tungmetaller, arsenikf?reningar, fluor, svaveloxider, svavelsyra, ibland saltsyra och cyanider i koncentrationer som ofta ?verstiger MPC (tabell 4.1). Gr?st?cket, skogsplantager d?r, jordt?cket f?rst?rs, erosionsprocesser utvecklas. Upp till 30-40 % av tungmetallerna fr?n marken kan komma ut i grundvattnet.

Men marken fungerar ocks? som en kraftfull geokemisk barri?r mot fl?det av f?roreningar, men bara upp till en viss gr?ns. Ber?kningar visar att chernozem kan fixera upp till 40-60 t/ha bly endast i odlingsskiktet med en tjocklek p? 0-20 cm, podzol - 2-6 t/ha och jordhorisonter som helhet - upp. till 100 t/ha, men samtidigt uppst?r en akut toxikologisk situation i sj?lva marken.

En till en egenskap hos jorden ?r f?rm?gan att aktivt omvandla de f?reningar som kommer in i den. Mineraliska och organiska komponenter deltar i dessa reaktioner, biologisk omvandling ?r m?jlig. Samtidigt ?r de vanligaste processerna ?verg?ngen av vattenl?sliga f?reningar av tungmetaller till sv?rl?sliga (oxider, hydroxider, salter med l?g Tabell 4.1. Lista ?ver f?roreningsk?llor och kemiska element, vars ackumulering ?r m?jlig i marken i dessa k?llors p?verkanszon (Riktlinjer MU 2.1.7.730-99 "Hygienisk bed?mning av markkvaliteten i befolkade omr?den")

l?slighet av SR) i sammans?ttningen av det jordabsorberande komplexet (SPC): organiskt material bildar komplexa f?reningar med tungmetalljoner. Interaktionen mellan metalljoner och jordkomponenter sker som reaktioner av sorption, utf?llning-uppl?sning, komplexbildning, bildning av enkla salter. Hastigheten och riktningen f?r omvandlingsprocesser beror p? mediets pH, inneh?llet av fina partiklar och m?ngden humus.

F?r de ekologiska konsekvenserna av markf?roreningar med tungmetaller blir koncentrationerna och formerna av tungmetaller i markl?sningen v?sentliga. R?rligheten av tungmetaller ?r n?ra relaterad till sammans?ttningen av v?tskefasen: l?g l?slighet av oxider och hydroxider av tungmetaller observeras vanligtvis i jordar med en neutral eller alkalisk reaktion. Tv?rtom ?r r?rligheten f?r tungmetaller den h?gsta med en starkt sur reaktion av jordl?sningen; d?rf?r kan den toxiska effekten av tungmetaller i starkt sura taiga-skogslandskap vara ganska betydande j?mf?rt med neutrala eller alkaliska jordar. Elementens toxicitet f?r v?xter och levande organismer ?r direkt relaterad till deras r?rlighet i jordar. F?rutom surhet p?verkas toxiciteten av markegenskaper som best?mmer styrkan av fixering av inkommande f?roreningar; samtidig n?rvaro av olika joner har en betydande effekt.

Den st?rsta faran f?r h?gre organismer, inklusive m?nniskor, ?r konsekvenserna av mikrobiell omvandling av oorganiska f?reningar av tungmetaller till komplexa f?reningar. Konsekvenserna av metallf?roreningar kan ocks? vara en kr?nkning av markens trofiska kedjor i biogeocenoser. Det ?r ocks? m?jligt att f?r?ndra hela komplex, samh?llen av mikroorganismer och jorddjur. Tungmetaller h?mmar viktiga mikrobiologiska processer i marken - omvandlingen av kolf?reningar - den s? kallade "andningen" av jorden, samt kv?vefixering.

Under n?stan 30 ?rs forskning om tillst?ndet f?r ekosystem som ?r f?rorenade med tungmetaller har m?nga bevis erh?llits om intensiteten av lokal f?rorening av jordar med metaller.

En kraftigt f?rorenad zon bildades inom 3-5 km fr?n Cherepovets j?rnmetallurgiverk (Vologda-regionen). I n?rheten av Sredneuralsk metallurgiska anl?ggning t?ckte f?roreningar av aerosolnedfall ett omr?de p? mer ?n 100 tusen hektar, och 2-2,5 tusen hektar ?r helt utan vegetation. I landskap som ?r utsatta f?r utsl?pp fr?n Chemkent Lead Plant observeras den st?rsta effekten i industrizonen, d?r blykoncentrationen i marken ?r 2-3 storleksordningar h?gre ?n bakgrunden.

Inte bara Pb-f?roreningar, utan ?ven Mn-f?roreningar noteras, vars tillf?rsel ?r av sekund?r karakt?r och kan orsakas av ?verf?ring fr?n f?rst?rd jord. Jordf?rst?ring observeras i f?rorenade jordar i n?rheten av Electrozinc-v?xten vid foten av norra Kaukasus. Starka f?roreningar manifesteras i 3-5-kilometerszonen fr?n anl?ggningen. Aerosolutsl?ppen fr?n bly-zinkfabriken i Ust-Kamenogorsk (norra Kazakstan) ?r berikade p? metaller: tills nyligen uppgick de ?rliga utsl?ppen av Pb till 730 ton bly, Zn 370 ton zink, 73 000 ton svavelsyra och svavelsyraanhydrid. Utsl?pp av aerosoler och avloppsvatten har lett till skapandet av en zon med allvarliga f?roreningar med ett ?verskott av huvudgrupperna av f?roreningar, som ?r storleksordningar h?gre ?n bakgrundsniv?erna f?r metallinneh?ll. Markf?rorening med metaller ?tf?ljs ofta av markf?rsurning.

N?r marken uts?tts f?r luftburen f?rorening ?r den viktigaste faktorn som p?verkar markens tillst?nd avst?ndet fr?n f?roreningsk?llan. Till exempel kan den maximala f?roreningen av v?xter och jordar med bly som kommer fr?n bilavgaser sp?ras oftast i 100-200-meterszonen fr?n motorv?gen.

Effekten av aerosolutsl?pp fr?n industrif?retag berikade med metaller manifesteras oftast inom en radie av 15-20 km, mindre ofta - inom 30 km fr?n f?roreningsk?llan.

Teknologiska faktorer som h?jden av aerosolutsl?pp fr?n fabriksskorstenar ?r av betydelse. Zonen med maximal markf?rorening bildas inom ett avst?nd som ?r lika med 10-40 g?nger h?jden av det h?ga och varma industriutsl?ppet och 5-20 g?nger h?jden av det l?ga kalla utsl?ppet.

Meteorologiska f?rh?llanden har en betydande inverkan. I enlighet med de r?dande vindarnas riktning bildas omr?det f?r den ?verv?gande delen av de f?rorenade jordarna. Ju h?gre vindhastighet, desto mindre jordar i f?retagets omedelbara n?rhet ?r f?rorenade, desto mer intensiv ?verf?ring av f?roreningar. De h?gsta koncentrationerna av f?roreningar i atmosf?ren f?rv?ntas f?r l?ga kalla utsl?pp vid en vindhastighet p? 1-2 m/s, f?r h?ga varma utsl?pp - vid en vindhastighet p? 4-7 m/s. Temperaturinversioner har effekt: under inversionsf?rh?llanden f?rsvagas turbulent utbyte, vilket f?rs?mrar spridningen av aerosolutsl?pp och leder till f?roreningar i kollisionszonen. Luftfuktighet har en effekt: vid h?g luftfuktighet minskar spridningen av f?roreningar, eftersom de under kondensering kan passera fr?n en gasform till en mindre migrerande v?tskefas av aerosoler, sedan avl?gsnas de fr?n atmosf?ren i nederb?rdsprocessen. Det b?r beaktas att den tid som spenderas i ett suspenderat tillst?nd av aerosolf?rorenande partiklar och f?ljaktligen r?ckvidden och hastigheten f?r deras ?verf?ring ocks? beror p? aerosolers fysikalisk-kemiska egenskaper: st?rre partiklar sedimenterar snabbare ?n fint dispergerade.

I det omr?de som p?verkas av utsl?pp fr?n industrif?retag, fr?mst icke-j?rnmetallurgif?retag, som ?r den mest kraftfulla leverant?ren av tungmetaller, f?r?ndras landskapets tillst?nd som helhet. Till exempel har den omedelbara n?rheten av bly-zinkfabriken i Primorye f?rvandlats till en konstgjord ?ken. De saknar helt vegetation, jordt?cket f?rst?rs, ytan p? sluttningarna ?r starkt eroderad. P? ett avst?nd av mer ?n 250 m har en gles skog av mongolisk ek bevarats utan inblandning av andra arter, det ?rtartade t?cket ?r helt fr?nvarande. I de ?vre horisonterna av de h?r vanliga brunskogsjordarna ?versteg halten av metaller bakgrundsniv?erna och clarke tiotals och hundratals g?nger.

Att d?ma av inneh?llet av metaller i sammans?ttningen av extraktet 1n. HNO 3 fr?n dessa f?rorenade jordar ?r huvuddelen av metallerna i dem i ett r?rligt, l?st bundet tillst?nd. Detta ?r ett allm?nt m?nster f?r f?rorenade jordar. I detta fall ledde detta till en ?kning av metallers migrationsf?rm?ga och en ?kning av koncentrationen av metaller i lysimetriska vatten i storleksordningar. Utsl?ppen fr?n detta icke-j?rnmetallurgif?retag, tillsammans med metallanrikning, hade en ?kad halt av svaveloxider, vilket bidrog till f?rsurning av nederb?rd och f?rsurning av jordar, deras pH minskade med ett.

I jordar f?rorenade med fluorider ?kade d?remot pH-niv?n i jordar, vilket bidrog till en ?kning av r?rligheten f?r organiskt material: oxiderbarheten av vattenextrakt fr?n jordar f?rorenade med fluorider ?kade flera g?nger.

Metaller som kommer in i jorden f?rdelas mellan jordens fasta och flytande fas. De organiska och mineraliska komponenterna i jordens fasta faser h?ller kvar metaller genom olika mekanismer med olika styrka. Dessa omst?ndigheter ?r av stor ekologisk betydelse. F?rm?gan hos f?rorenade jordar att p?verka sammans?ttningen och egenskaperna hos vatten, v?xter, luft och tungmetallers f?rm?ga att migrera beror p? hur mycket metaller som kommer att absorberas av marken och hur h?rt de kommer att h?llas kvar. Jordarnas buffertkapacitet i f?rh?llande till f?roreningar och deras f?rm?ga att utf?ra barri?rfunktioner i landskapet beror p? samma faktorer.

Kvantitativa indikatorer p? markens absorptionsf?rm?ga i f?rh?llande till olika kemikalier best?ms oftast i modellexperiment, vilket bringar de studerade jordarna i interaktion med olika doser av kontrollerade ?mnen. Olika alternativ f?r att s?tta upp dessa experiment under f?lt- eller laboratorief?rh?llanden ?r m?jliga.

Laboratorieexperiment utf?rs under statiska eller dynamiska f?rh?llanden, vilket bringar den studerade jorden i interaktion med l?sningar som inneh?ller varierande koncentrationer av metaller. Baserat p? resultaten av experimentet byggs metallsorptionsisotermer med standardmetoden, som analyserar absorptionsm?nstren med hj?lp av Langmuir- eller Freindich-ekvationerna.

Den samlade erfarenheten av att studera absorptionen av olika metalljoner av jordar med olika egenskaper indikerar n?rvaron av ett antal allm?nna m?nster. M?ngden metaller som absorberas av jorden och styrkan i deras retention ?r en funktion av koncentrationen av metaller i l?sningar som interagerar med jorden, s?v?l som jordens egenskaper och metallens egenskaper och experimentets f?ruts?ttningar. ocks? p?verka. Vid l?ga belastningar kan jorden absorbera f?roreningar helt p? grund av processerna f?r jonbyte, specifik sorption. Denna f?rm?ga manifesteras ju starkare, ju mer spridd jorden ?r, desto h?gre halt av organiska ?mnen i den. Inte mindre viktig ?r jordens reaktion: en ?kning av pH bidrar till en ?kning av absorptionen av tungmetaller av jordar.

Att ?ka belastningen leder till en minskning av absorptionen. Den inf?rda metallen absorberas inte helt av jorden, men det finns ett linj?rt samband mellan koncentrationen av metallen i l?sningen som interagerar med jorden och m?ngden absorberad metall. Den efterf?ljande ?kningen av belastningen leder till en ytterligare minskning av m?ngden metall som absorberas av marken p? grund av det begr?nsade antalet positioner i utbytes-sorptionskomplexet som kan utbyta och icke-utbytesabsorption av metalljoner. Det tidigare observerade linj?ra f?rh?llandet mellan koncentrationen av metaller i l?sning och deras m?ngd absorberad av fasta faser bryts. I n?sta steg ?r m?jligheterna f?r de fasta faserna i jorden att absorbera nya doser av metalljoner n?stan helt utt?mda, och en ?kning av koncentrationen av metallen i l?sningen som interagerar med jorden upph?r praktiskt taget att p?verka absorptionen av metall. Jordens f?rm?ga att absorbera tungmetalljoner i ett brett spektrum av koncentrationer i en l?sning som interagerar med jorden indikerar multifunktionaliteten hos en s?dan heterogen naturlig kropp som jorden, m?ngfalden av mekanismer som s?kerst?ller dess f?rm?ga att h?lla kvar metaller och skydda milj? som gr?nsar till marken fr?n f?roreningar. Men det ?r uppenbart att denna f?rm?ga hos jorden inte ?r obegr?nsad.

Experimentella data g?r det m?jligt att best?mma indikatorerna f?r markens maximala absorptionsf?rm?ga i f?rh?llande till metaller. Som regel ?r m?ngden absorberade metalljoner mycket mindre ?n jordars katjonbyteskapacitet. Till exempel varierar den maximala sorptionen av Cd, Zn och Pb av soddy-podzoljordarna i Vitryssland fr?n 16–43 % av CEC, beroende p? pH-niv?n, humushalten och metalltypen (Golovaty, 2002). Upptagningsf?rm?gan hos lerjordar ?r h?gre ?n f?r sandiga lerjordar, och f?r jordar med h?g humus ?r h?gre ?n f?r jordar med l?g humus. Typen av metall har ocks? betydelse. Den maximala m?ngden element som absorberas av jorden faller specifikt i serierna Pb, Cu, Zn, Cd.

Experimentellt ?r det m?jligt att best?mma inte bara m?ngden metaller som absorberas av jord, utan ocks? styrkan av deras retention av jordkomponenter. Styrkan f?r fixering av tungmetaller med jord fastst?lls p? grundval av deras f?rm?ga att extraheras fr?n f?rorenade jordar med olika reagens. Sedan mitten av 1960-talet. m?nga scheman f?r extraktionsfraktionering av metallf?reningar fr?n jordar och bottensediment har f?reslagits. De f?renas av en gemensam ideologi. Alla fraktioneringsscheman f?ruts?tter, f?rst och fr?mst, att separera metallf?reningarna som kvarh?lls av jorden till de som ?r l?st och fast bundna till jordmatrisen. De f?resl?r ocks? att bland de starkt bundna f?reningarna av tungmetaller peka ut deras f?reningar, f?rmodligen f?rknippade med de viktigaste b?rarna av tungmetaller: silikatmineraler, oxider och hydroxider av Fe och Mn, och organiska ?mnen. Bland de l?st bundna metallf?reningarna f?resl?s det att s?rskilja grupper av metallf?reningar som kvarh?lls av jordkomponenter p? grund av olika mekanismer (utbytbara, specifikt sorberade, bundna till komplex) (Kuznetsov och Shimko, 1990; Minkina et al. 2008).

De anv?nda scheman f?r fraktionering av metallf?reningar i f?rorenade jordar skiljer sig fr?n rekommenderade extraktionsmedel. Alla extraktionsmedel f?resl?s p? basis av deras f?rm?ga att ?verf?ra den avsedda gruppen av metallf?reningar till l?sning, men de kan inte ge strikt selektivitet f?r extraktion av dessa grupper av tungmetallf?reningar. ?nd? g?r de ackumulerade uppgifterna om fraktionerad sammans?ttning av metallf?reningar i f?rorenade jordar det m?jligt att avsl?ja ett antal allm?nna m?nster.

F?r olika situationer har det konstaterats att n?r jordar ?r f?rorenade f?r?ndras f?rh?llandet mellan fast och l?st bundna metallf?reningar i dem. Ett exempel ?r indikatorerna f?r tillst?ndet Cu, Pb, Zn i den f?rorenade vanliga chernozemen i Nedre Don.

Alla jordkomponenter visade f?rm?ga till b?de stark och ?mt?lig retention av tungmetaller. Tungmetalljoner ?r fast fixerade av lermineraler, Fe- och Mn-oxider och -hydroxider samt organiska ?mnen (Minkina et al., 2008). Det ?r viktigt att med en ?kning av det totala inneh?llet av metaller i f?rorenade jordar med 3-4 g?nger, f?r?ndrades f?rh?llandet av metallf?reningar i dem mot en ?kning av andelen l?st bundna former. I sin tur intr?ffade en liknande f?r?ndring i f?rh?llandet mellan deras ing?ende f?reningar i deras sammans?ttning: andelen mindre r?rliga av dem (specifikt sorberade) minskade p? grund av en ?kning av andelen utbytbara former av metaller och de som bildar komplex med organiska ?mnen .

Tillsammans med en ?kning av den totala halten av tungmetaller i f?rorenade jordar, sker en ?kning av den relativa halten av mer r?rliga metallf?reningar. Detta tyder p? en f?rsvagning av markens buffertkapacitet i f?rh?llande till metaller, deras f?rm?ga att skydda n?rliggande milj?er fr?n f?roreningar.

I jordar som ?r f?rorenade med metaller f?r?ndras de viktigaste mikrobiologiska och kemiska egenskaperna avsev?rt. Tillst?ndet f?r mikrobiocenos f?rv?rras. P? f?rorenade jordar v?ljs mer h?rdiga arter och mindre resistenta mikrobiella arter elimineras. I det h?r fallet kan nya typer av mikroorganismer dyka upp, som vanligtvis saknas p? of?rorenade jordar. Konsekvensen av dessa processer ?r en minskning av jordens biokemiska aktivitet. Det har fastst?llts att i jordar som ?r f?rorenade med metaller minskar nitrifieringsaktiviteten, vilket leder till att svampmycel utvecklas aktivt och antalet saprofytiska bakterier minskar. Mineralisering av organiskt kv?ve minskar i f?rorenade jordar. Effekten av metallf?roreningar p? markens enzymatiska aktivitet avsl?jades: en minskning av ureas och dehydrogenas, fosfatas, ammonifierande aktivitet i dem.

Metallf?roreningar p?verkar markfaunan och mikrofaunan. Om skogst?cket skadas i skogsbotten minskar antalet insekter (kvalster, vingl?sa insekter) samtidigt som antalet spindlar och tusenfotingar kan f?rbli stabilt. Jordl?sa ryggradsl?sa djur lider ocks?, och daggmaskarnas d?d observeras ofta.

Jordens fysiska egenskaper f?rs?mras. Jordar f?rlorar sin struktur, deras totala porositet minskar och vattenpermeabiliteten minskar.

Jordens kemiska egenskaper f?r?ndras under p?verkan av f?roreningar. Dessa f?r?ndringar bed?ms med hj?lp av tv? grupper av indikatorer: biokemiska och pedokemiska (Glazovskaya, 1976). Dessa indikatorer kallas ocks? f?r direkta och indirekta, specifika och icke-specifika.

Bioiokemiska indikatorer ?terspeglar effekten av f?roreningar p? levande organismer, deras direkta specifika effekt. Det beror p? kemikaliers inverkan p? biokemiska processer i v?xter, mikroorganismer, ryggradsdjur och ryggradsl?sa inv?nare i jorden. Resultatet av f?roreningar ?r en minskning av biomassa, v?xtavkastning och kvalitet, eventuellt d?d. Det finns ett undertryckande av markmikroorganismer, en minskning av deras antal, m?ngfald och biologiska aktivitet. Biokemiska indikatorer p? tillst?ndet f?r f?rorenade jordar ?r indikatorer p? det totala inneh?llet av f?roreningar i dem (i detta fall tungmetaller), indikatorer p? inneh?llet av mobila metallf?reningar, som ?r direkt relaterade till den toxiska effekten av metaller p? levande organismer.

Den pedokemiska (indirekta, ospecifika) effekten av f?roreningar (i detta fall metaller) beror p? deras inverkan p? markkemiska f?rh?llanden, som i sin tur p?verkar livsvillkoren i jorden f?r levande organismer och deras tillst?nd. Syra-bas, redoxf?rh?llanden, jordars humustillst?nd och jordars jonbytesegenskaper ?r av st?rsta vikt. Till exempel, gasformiga utsl?pp som inneh?ller svavel- och kv?veoxider, som kommer in i marken i form av salpeter- och svavelsyror, orsakar en minskning av jordens pH med 1-2 enheter. I mindre utstr?ckning bidrar hydrolytiskt sura g?dselmedel till att s?nka jordens pH. Markf?rsurning leder i sin tur till en ?kning av r?rligheten f?r olika kemiska element i jordar, till exempel mangan, aluminium. F?rsurningen av jordl?sningen bidrar till en f?r?ndring av f?rh?llandet mellan olika former av kemiska grund?mnen till f?rm?n f?r en ?kning av andelen mer giftiga f?reningar (till exempel fria former av aluminium). En minskning av r?rligheten av fosfor i jorden med en ?verskottsm?ngd zink i den noterades. Minskningen av r?rligheten f?r kv?vef?reningar ?r resultatet av en kr?nkning av deras biokemiska aktivitet under markf?rorening.

F?r?ndringar i syra-basf?rh?llanden och enzymaktivitet ?tf?ljs av en f?rs?mring av humustillst?ndet i f?rorenade jordar; en minskning av humushalten och en f?r?ndring i dess fraktionella sammans?ttning noteras i dem. Resultatet ?r en f?r?ndring i jordars jonbytesegenskaper. Till exempel noterades att i de chernozem som f?rorenats av utsl?pp fr?n kopparverket minskade inneh?llet av utbytbara former av kalcium och magnesium, och graden av m?ttnad av jordar med baser f?r?ndrades.

Villkoret f?r en s?dan separation av effekterna av f?roreningar p? marken ?r uppenbar. Klorider, sulfater, nitrater har inte bara en pedokemisk effekt p? jordar. De kan negativt p?verka levande organismer och direkt, st?ra f?rloppet av biokemiska processer i dem. Till exempel kan sulfater som kommer in i jorden i m?ngder p? 300 kg/ha eller mer ansamlas i v?xter i m?ngder som ?verstiger den till?tna niv?n. Jordf?rorening med natriumfluorider leder till skador p? v?xter b?de under p?verkan av deras toxiska effekter och under p?verkan av den starkt alkaliska reaktion som de orsakar.

Betrakta, med exemplet med kvicksilver, f?rh?llandet mellan naturliga och teknogena metallf?reningar i olika delar av biogeocenosen, deras kombinerade effekt p? levande organismer, inklusive m?nniskors h?lsa.

Kvicksilver ?r en av de farligaste metallerna som f?rorenar den naturliga milj?n. V?rldsniv?n f?r ?rlig kvicksilverproduktion ?r cirka 10 tusen ton. Det finns tre huvudgrupper av industrier med h?ga utsl?pp av kvicksilver och dess f?reningar till milj?n:

1. Icke-j?rnmetallurgif?retag som producerar metalliskt kvicksilver fr?n kvicksilvermalmer och koncentrat, samt genom att ?tervinna olika kvicksilverhaltiga produkter;

2. F?retag inom den kemiska och elektriska industrin, d?r kvicksilver anv?nds som en av best?ndsdelarna i produktionscykeln (till exempel vid sammanslagning, som ?r f?rknippad med produktion av kvicksilver, icke-j?rnmetaller);

3. F?retag som bryter och bearbetar malmer av olika metaller (andra ?n kvicksilver), inklusive genom termisk bearbetning av malmr?varor; f?retag som producerar cement, flussmedel f?r metallurgi; produktion, ?tf?ljd av f?rbr?nning av kolv?tebr?nslen (olja, gas, kol). I allm?nhet ?r det de industrier d?r kvicksilver ?r en associerad komponent, ibland ?ven i m?rkbara m?ngder.

J?rnmetallurgi och kemisk-farmaceutisk industri, produktion av v?rme och elektricitet, produktion av klor och kaustiksoda, instrumentering, utvinning av ?delmetaller fr?n malmer (till exempel guldgruvf?retag) etc. bidrar ocks? till kvicksilverf?roreningar. Inom jordbruksproduktionen anv?ndningen av skyddsutrustning fr?n skadedjur och sjukdomar leder till spridning av kvicksilverhaltiga f?reningar.

Ungef?r h?lften av det kvicksilver som produceras g?r f?rlorat vid brytning, bearbetning och anv?ndning. Kvicksilverhaltiga f?reningar kommer ut i milj?n med gasutsl?pp, avloppsvatten, fast flytande, degigt avfall. De mest betydande f?rlusterna intr?ffar under den pyrometallurgiska metoden f?r dess tillverkning. Kvicksilver g?r f?rlorat med aska, r?kgaser, damm och ventilationsutsl?pp. Inneh?llet av kvicksilver i kolv?tegaser kan n? 1-3 mg/m 3 , i olja 2-10 -3 %. Atmosf?ren inneh?ller en stor andel flyktiga former av fritt kvicksilver och metylkvicksilver, Hg 0 och (CH 3) 2 Hg.

Med en l?ng livsl?ngd (fr?n flera m?nader till tre ?r) kan dessa f?reningar transporteras ?ver l?nga avst?nd. Endast en obetydlig del av element?rt kvicksilver sorberas p? fina siltiga partiklar och n?r jordytan i processen med torr avs?ttning. Cirka 10-20% av kvicksilvret passerar in i sammans?ttningen av vattenl?sliga f?reningar och faller ut med nederb?rd, sedan absorberas det av jordkomponenter och bottensediment.

Fr?n jordens yta kommer en del av kvicksilvret, p? grund av avdunstning, delvis ?ter in i atmosf?ren och fyller p? lagret av dess flyktiga f?reningar.

Egenskaperna f?r cirkulationen av kvicksilver och dess f?reningar i naturen beror p? s?dana egenskaper hos kvicksilver som dess flyktighet, stabilitet i den yttre milj?n, l?slighet i nederb?rd, f?rm?gan att absorberas av jordar och ytvattensuspension och f?rm?gan att genomg? biotiska och abiotiska transformationer (Kuzubova et al., 2000). Teknogen tillf?rsel av kvicksilver st?r metallens naturliga kretslopp och utg?r ett hot mot ekosystemet.

Bland kvicksilverf?reningar ?r organiska derivat av kvicksilver, fr?mst metylkvicksilver och dimetylkvicksilver, de mest giftiga. Uppm?rksamhet p? kvicksilver i milj?n b?rjade p? 1950-talet. Sedan orsakades det allm?nna larmet av massf?rgiftning av m?nniskor som bodde vid stranden av Minamata Bay (Japan), vars huvudsakliga syssels?ttning var att f?nga fisk, vilket var deras basf?da. N?r det blev k?nt att orsaken till f?rgiftningen var f?roreningen av vikens vatten med industriellt avloppsvatten med h?gt kvicksilverinneh?ll, v?ckte f?roreningen av ekosystemet med kvicksilver uppm?rksamhet fr?n forskare fr?n m?nga l?nder.

I naturliga vatten ?r kvicksilverhalten l?g, den genomsnittliga koncentrationen i vattnen i hypergeneszonen ?r 0,1 ? 10 -4 mg/l, i havet - 3 ? 10 -5 mg/l. Kvicksilver i vatten finns i monovalent och tv?v?rt tillst?nd, under reducerande f?rh?llanden ?r det i form av oladdade partiklar. Det k?nnetecknas av dess f?rm?ga att komplexbilda med olika ligander. Hydroxo-, klorid-, citrat-, fulvat- och andra komplex dominerar bland kvicksilverf?reningar i vatten. Metylderivat av kvicksilver ?r de mest giftiga.

Bildandet av metylkvicksilver sker fr?mst i vattenpelaren och sedimenten i s?t- och marina vatten. Leverant?ren av metylgrupper f?r dess bildande ?r olika organiska ?mnen som finns i naturliga vatten och deras nedbrytningsprodukter. Bildandet av metylkvicksilver ?stadkommes genom inb?rdes relaterade biokemiska och fotokemiska processer. Processens f?rlopp beror p? temperatur, redox- och syra-basf?rh?llanden, p? sammans?ttningen av mikroorganismer och deras biologiska aktivitet. Intervallet f?r optimala f?rh?llanden f?r bildandet av metylkvicksilver ?r ganska brett: pH 6-8, temperatur 20-70 °C. Bidrar till aktiveringen av processen att ?ka intensiteten av solstr?lningen. Processen med kvicksilvermetylering ?r reversibel, den ?r f?rknippad med demetyleringsprocesser.

Bildandet av de giftigaste kvicksilverf?reningarna noteras i vattnet i nya konstgjorda reservoarer. Massor av organiskt material ?versv?mmas i dem och tillf?r en stor m?ngd vattenl?sliga organiska ?mnen, som ing?r i processerna f?r mikrobiell metylering. En av produkterna fr?n dessa processer ?r metylerade former av kvicksilver. Slutresultatet ?r ansamling av metylkvicksilver i fisk. Dessa m?nster manifesteras tydligt i unga reservoarer i USA, Finland och Kanada. Det har fastst?llts att den maximala ackumuleringen av kvicksilver i fiskar av reservoarer sker 5-10 ?r efter ?versv?mning, och ?terg?ngen till naturliga niv?er av deras inneh?ll kan ske tidigast 15-20 ?r efter ?versv?mning.

Kvicksilvermetylderivat absorberas aktivt av levande organismer. Kvicksilver har en mycket h?g ackumuleringsfaktor. Kvicksilvrets kumulativa egenskaper manifesteras i en ?kning av dess inneh?ll i serien: v?xtplankton-makrofytoplankton-plankton?tande fisk-rovfisk-d?ggdjur. Detta skiljer kvicksilver fr?n m?nga andra metaller. Halveringstiden f?r kvicksilver fr?n kroppen ber?knas i m?nader, ?r.

Kombinationen av den h?ga effektiviteten av assimileringen av metylerade kvicksilverf?reningar av levande organismer och den l?ga hastigheten f?r deras uts?ndring fr?n organismer leder till det faktum att det ?r i denna form som kvicksilver kommer in i n?ringskedjorna och ackumuleras maximalt i organismen. djur.

Den st?rsta toxiciteten hos metylkvicksilver i j?mf?relse med dess andra f?reningar beror p? ett antal av dess egenskaper: god l?slighet i lipider, vilket underl?ttar fri penetration in i cellen, d?r det l?tt interagerar med proteiner. De biologiska konsekvenserna av dessa processer ?r mutagena, embryotoxiska, genotoxiska och andra farliga f?r?ndringar i organismer. Det ?r allm?nt accepterat att fisk och fiskprodukter ?r de dominerande k?llorna till metylkvicksilver f?r m?nniskor. Dess toxiska effekt p? m?nniskokroppen manifesteras fr?mst i skador p? nervsystemet, omr?den i hj?rnbarken som ansvarar f?r sensoriska, visuella och h?rselfunktioner.

I Ryssland p? 1980-talet genomf?rdes f?r f?rsta g?ngen omfattande omfattande studier av tillst?ndet f?r kvicksilver i biogeocenosen. Detta var omr?det i Katuns flodbass?ng, d?r byggandet av Katuns vattenkraftverk planerades. Spridningen av kvicksilverberikade bergarter i regionen var alarmerande, kvicksilvergruvor verkade i fyndigheten. Resultaten av studier utf?rda vid den tiden i olika l?nder, som tydde p? bildandet av metylerade kvicksilverderivat i vattnet i reservoarer, ?ven i fr?nvaro av malmkroppar i regionen, l?t som en varning.

Effekten av naturliga och teknogena kvicksilverfl?den i omr?det f?r den f?reslagna konstruktionen av Katunskaya HPP resulterade i ?kade koncentrationer av kvicksilver i marken. Lokaliseringen av kvicksilverf?roreningar noterades ocks? i bottensedimenten i den ?vre delen av Katunfloden. Flera prognoser om milj?situationen gjordes inom omr?det f?r det f?reslagna bygget av ett vattenkraftverk och skapandet av en reservoar, men p? grund av den omstrukturering som hade p?b?rjats i landet avbr?ts arbetet i denna riktning.