Grundforskning. Litteraturanmeldelse

Tungmetaller, der kommer ud i miljøet som følge af menneskelige produktionsaktiviteter (industri, transport osv.), er blandt de farligste forurenende stoffer i biosfæren. Grundstoffer som kviksølv, bly, cadmium, kobber er klassificeret som "en kritisk gruppe af stoffer - indikatorer for miljøbelastning." Det anslås, at årligt kun metallurgiske virksomheder smider mere end 150 tusinde tons kobber ud på jordens overflade; 120 - zink, omkring 90 - bly, 12 - nikkel og omkring 30 tons kviksølv. Disse metaller har en tendens til at blive fikseret i separate led i den biologiske cyklus, akkumuleres i biomassen af ​​mikroorganismer og planter og trænger ind i dyrs og menneskers krop langs trofiske kæder, hvilket påvirker deres vitale aktivitet negativt. På den anden side påvirker tungmetaller på en bestemt måde den økologiske situation og hæmmer mange organismers udvikling og biologiske aktivitet.

Zc = ΣKc - (n-1),

Introduktion

Det naturlige miljøs tilstand er den vigtigste faktor, der bestemmer livet for en person og samfund. Høje koncentrationer af mange kemiske grundstoffer og forbindelser, forårsaget af teknogene processer, findes i øjeblikket i alle naturlige miljøer: atmosfære, vand, jord og planter.

Jord er en særlig naturlig formation, der har en række egenskaber, der er iboende i den levende og den livløse natur; består af genetisk beslægtede horisonter (danner en jordprofil), der er et resultat af omdannelsen af ​​litosfærens overfladelag under kombineret påvirkning af vand, luft og organismer; præget af fertilitet. Jorden spiller en vigtig rolle i kredsløbet af tungmetaller, de er heterogene blandinger af forskellige organiske og organo-minerale bestanddele af lermineraler, oxider af jern (Fe), aluminium (Al) og mangan (Mn) og andre faste partikler, samt forskellige opløselige forbindelser. På grund af mangfoldigheden af ​​jordtyper, deres redoxforhold og reaktivitet er mekanismerne og måderne at binde tungmetaller i jord på forskellige. Tungmetaller er indeholdt i jord i forskellige former: i krystalgitteret af mineraler i form af en isomorf blanding, i salt- og oxidform, som en del af forskellige organiske stoffer, i en ionbyttertilstand og i en opløselig form i jorden løsning. Det skal bemærkes, at tungmetaller, der kommer fra jorden til planter og derefter ind i dyrs og menneskers organismer, har evnen til gradvist at akkumulere. Det mest giftige kviksølv, cadmium, bly, arsen, forgiftning af dem forårsager alvorlige konsekvenser. Mindre giftig: zink og kobber, men deres forurening af jord hæmmer mikrobiologisk aktivitet og reducerer den biologiske produktivitet.

Tungmetaller ligger allerede på andenpladsen med hensyn til fare, bag pesticider og langt foran så velkendte forurenende stoffer som kuldioxid og svovl. I fremtiden kan de blive farligere end atomkraftværksaffald og fast affald. Forurening med tungmetaller er forbundet med deres udbredte anvendelse i industriel produktion. På grund af ufuldkomne rengøringssystemer kommer tungmetaller ind i miljøet, herunder jorden, forurener og forgifter det. Tungmetaller er særlige forurenende stoffer, som overvågning er obligatorisk i alle miljøer.

I øjeblikket bruges både officielt godkendte og ikke-officielle standarder i Rusland til at vurdere jordforurening med tungmetaller. Deres hovedformål er at forhindre indtrængen af ​​for store mængder af menneskeskabt akkumulerede faste metaller i jorden i menneskekroppen og derved undgå deres negative påvirkning.

Ved bestemmelse af tungmetaller i jord og jordkomponenter anvendes atomabsorptionsanalyse af jord og forskellige ekstrakter (f.eks. udvinding af Zn, Cu, Pb, Fe, Ni, der udvinder 70–90 % af bruttoindholdet af tungmetaller fra forurenede jordprøver). Metoden har en række fordele: god følsomhed, selektivitet, ret god reproducerbarhed af resultater, let analyse. Det gør det muligt at bestemme op til 70 grundstoffer, giver en detektionsgrænse for mange grundstoffer på niveauet 0,1--0,01 µg/ml, hvilket i mange tilfælde gør det muligt at analysere jord og planter uden foreløbig koncentration af grundstoffer.

Formålet med dette arbejde er at bestemme indholdet af syreopløselige former af metaller (bly, kobber, zink, nikkel, jern) i jordprøver i Tula-regionen ved atomabsorptionsspektroskopi.

For at nå dette mål var det nødvendigt at løse følgende opgaver:

1. At studere princippet om drift af atomabsorptionsspektrometeret med elektrotermisk forstøvning "MGA-915M".

2. Bestem koncentrationen af ​​hvert tungmetal i jordprøver.

3. Vurder graden af ​​forurening af de valgte objekter.

1. Litteraturgennemgang

absorptionsspektroskopi bly kobber

1.1 Jordforurening

Et forurenende stof kan være et hvilket som helst fysisk agens, kemikalie eller art, der kommer ind i eller forekommer i miljøet i mængder uden for dens sædvanlige koncentration, grænser, grænser, naturlige udsving eller gennemsnitlige naturlige baggrund på det pågældende tidspunkt.

Den vigtigste indikator, der karakteriserer virkningen af ​​forurenende stoffer på miljøet, er den maksimalt tilladte koncentration (MAC). Fra et økologisk synspunkt er de maksimalt tilladte koncentrationer af et bestemt stof de øvre grænser for begrænsende miljøfaktorer (især kemiske forbindelser), hvor deres indhold ikke går ud over de tilladte grænser for den menneskelige økologiske niche.

I overensstemmelse med graden af ​​modstand mod forurenende stoffer skelnes jordbunden:

1. meget modstandsdygtig;

2. modstandsdygtig;

3. middel resistent;

4. ustabil;

5. meget ustabil.

Jordens følsomhed eller modstandsdygtighed over for forurenende stoffer bør bestemmes i overensstemmelse med:

2) dens kvalitet;

3) biologisk aktivitet;

4) dybden af ​​humushorisonten;

6) lermineraler;

7) dybden af ​​jordprofilen.

Jorden er forurenet med forskellige kemikalier, pesticider, landbrugsaffald, industriproduktion og kommunale virksomheder. Kemiske forbindelser, der trænger ind i jorden, akkumuleres og fører til en gradvis ændring i jordens kemiske og fysiske egenskaber, reducerer antallet af levende organismer og forværrer dens frugtbarhed.

Jordforurening og forstyrrelse af den normale cirkulation af stoffer opstår som følge af underdoseret brug af mineralsk gødning og pesticider. I en række grene af landbruget bruges pesticider i store mængder til plantebeskyttelse og ukrudtsbekæmpelse. Deres årlige anvendelse, ofte flere gange om sæsonen, fører til deres ophobning i jorden og dens forgiftning.

Sammen med gødning og afføring kommer der ofte sygdomsfremkaldende bakterier, helminthæg og andre skadelige organismer ind i jorden, som kommer ind i menneskekroppen gennem mad.

Jorden er forurenet med olieprodukter ved tankning af biler på mark og i skove, ved skovningspladser mv. .

Indkommende tungmetaller i jorden under driften af ​​køretøjer, samt slid af vejoverflader, kommer ind: jern, nikkel, zink, bly og andre elementer.

De omkringliggende industrivirksomheder med forskellige profiler, jorden, indeholder giftige elementer i mængder, der overstiger de tilladte normer med titusinder og hundredvis af gange.

Den højeste overfladehorisont af litosfæren gennemgår den største transformation. Jord optager 29,2% af klodens overflade og omfatter lande af forskellige kategorier, hvoraf frugtbar jord er af afgørende betydning. I tilfælde af ukorrekt udnyttelse ødelægges jorden uigenkaldeligt som følge af erosion, tilsaltning, forurening med industri- og andet affald.

Under påvirkning af menneskelige aktiviteter opstår accelereret erosion, når jordbunden ødelægges 100-1000 gange hurtigere end under naturlige forhold. Som et resultat af en sådan erosion er 2 milliarder hektar frugtbar jord eller 27 % af landbrugsjorden gået tabt i løbet af det seneste århundrede.

Kemiske forbindelser, der trænger ind i jorden, akkumuleres og fører til en gradvis ændring i jordens kemiske og fysiske egenskaber, reducerer antallet af levende organismer og forværrer dens frugtbarhed.

Jordforurening er forbundet med luft- og vandforurening. Forskelligt fast og flydende affald fra industriproduktion, landbrug og kommunale virksomheder kommer i jorden. De vigtigste jordforurenende stoffer er metaller og deres forbindelser.

Den intensive udvikling af industri, energi, transport samt intensiveringen af ​​landbrugsproduktionen bidrager til en stigning i den menneskeskabte belastning på landbrugets økosystemer og frem for alt på jorddækket. Som følge heraf er jorden forurenet med tungmetaller. Tungmetaller, som hovedsageligt kommer ind i biosfæren som følge af industri- og transportemissioner, er et af dets farligste forurenende stoffer. Derfor er undersøgelsen af ​​deres adfærd i jord og jordbundens beskyttende evner et vigtigt miljøproblem.

Tungmetaller akkumuleres i jorden og bidrager til en gradvis ændring i dens kemiske sammensætning, forstyrrelse af planters og levende organismers vitale aktivitet. Fra jorden kan tungmetaller trænge ind i menneskers og dyrs krop og forårsage uønskede konsekvenser. I den menneskelige krop er tungmetaller involveret i vitale biokemiske processer. Overskridelse af de tilladte koncentrationer fører til alvorlige sygdomme.

Jordforurening med tungmetaller har således følgende kilder:

1. Biludstødningsaffald

2. Produkter af brændstofforbrænding

3. Industrielle emissioner

4. Metalindustri

5. Midler til kemikalisering af landbruget.

1.2 Tungmetaller i jord

I øjeblikket bruges både officielt godkendte og ikke-officielle standarder i Rusland til at vurdere jordforurening med tungmetaller. Deres hovedformål er at forhindre, at for store mængder af menneskeskabt akkumulerede tungmetaller trænger ind i den menneskelige krop og derved undgå deres negative påvirkning. Jorden er, i modsætning til homogene vand- og luftmiljøer, et komplekst heterogent system, der ændrer giftstoffernes adfærd afhængigt af dets egenskaber. Vanskeligheder med en rimelig vurdering af jordens økologiske tilstand er en af ​​årsagerne til de forskellige niveauer af jordfytotoksicitet.

Jordbund spiller en vigtig rolle i kredsløbet af tungmetaller og andre sporstoffer. De er heterogene blandinger af forskellige organiske og organo-minerale bestanddele af lermineraler, oxider af jern, aluminium og mangan og andre faste partikler samt forskellige opløselige forbindelser. På grund af mangfoldigheden af ​​jordtyper, deres redoxforhold og reaktivitet er mekanismerne og måderne at binde tungmetaller i jord på forskellige. Jordens absorption af mikroelementer under teknogen forurening påvirkes af den mekaniske sammensætning, reaktion, indhold af humus og karbonater, absorptionskapacitet og vandregimets forhold. Sporelementer, herunder tungmetaller, er indeholdt i jord i forskellige former: i krystalgitteret af mineraler i form af en isomorf blanding, i salt- og oxidform, som en del af forskellige organiske stoffer, i en ionbyttertilstand og i en opløselig form i jordopløsning. Mikroelementers adfærd i jord er påvirket af redoxforhold, miljøets reaktion, koncentrationen af ​​kuldioxid og tilstedeværelsen af ​​organisk stof. Ændringer i jordbundens redoxtilstand påvirker signifikant adfærden af ​​mikroelementer med variabel valens. Under oxidation går mangan således over i uopløselige former, mens chrom og vanadium tværtimod opnår mobilitet og migrerer. Med en sur jordreaktion øges mobiliteten af ​​kobber, mangan, zink, kobolt, og mobiliteten af ​​molybdæn falder. Bor, fluor og jod er mobile i sure og basiske miljøer.

Mobiliteten af ​​kemiske grundstoffer i jorden ændres som følge af et skift i ligevægten mellem grundstoffets forbindelser i den faste og flydende fase. Forurenende stoffer, der kommer ind i jorden, kan gå over i en fast fikseret tilstand, som er svær at få adgang til for planter. Jordens højere modstandsdygtighed over for forurening bestemmes af de egenskaber ved jord, der bidrager til den stærke fiksering af forurenende stoffer. En stigning i koncentrationen af ​​CO2 i jordopløsningen fører til en stigning i mobiliteten af ​​mangan, nikkel og barium som følge af overgangen af ​​carbonater af disse elementer til bicarbonater. Humus og organiske stoffer af uspecifik karakter (myresyre, citronsyre, oxalsyre og andre syrer) kan binde mikroelementer og danne både opløselige og vanskeligt opløselige forbindelser til planter.

Vandopløselige metalforbindelser migrerer hurtigt langs jordprofilen. Organiske stoffers effekt på migration af metaller i jorden er dobbelt. I processen med mineralisering af organiske stoffer i jorden dannes lavmolekylære vandopløselige mineralforbindelser, der migrerer til den nederste del af profilen. Tungmetaller danner lavmolekylære komplekser med disse stoffer. Med en dybere omdannelse af organiske stoffer opstår dannelsen af ​​højmolekylære humussyrer, og deres virkning på migration af metaller er anderledes. Fulvinsyrer kombineres med metaller for at danne chelatforbindelser, der er opløselige i et bredt pH-område og migrerer ned i jordprofilen. Metaller danner komplekser med humussyrer, som er karakteriseret ved inertitet, uopløselige i et surt miljø, hvilket bidrager til ophobning af tungmetaller i den organogene horisont. Metalkomplekser med fulvinsyrer og humussyrer er mest stabile ved pH fra 3 til 7.

Et eksempel på omdannelsen af ​​zink og cadmium i jord er deres overgang til væskefasen på grund af opløsningsprocesser (Alekseenko et al., 1992) Cadmium har en høj toksicitet og relativt høj mobilitet i jorden og tilgængelighed for planter. Da teknogene forbindelser af disse metaller er termodynamisk ustabile under jordforhold, er deres overgang til jordens flydende fase irreversibel. Yderligere omdannelse af zink og cadmium i jord er forbundet med reversible processer, der sker mellem jordopløsningen og det jordabsorberende kompleks, stabil udfældning af dårligt opløselige salte af zink og cadmium, højere planter og mikroorganismer.

1.3 Kilder til tungmetaller, der kommer ud i miljøet

Tungmetaller omfatter mere end fyrre kemiske elementer af D.I. Mendeleev, hvis masse af atomer er mere end halvtreds atomare enheder.

Denne gruppe af elementer er aktivt involveret i biologiske processer, der er en del af mange enzymer. Gruppen af ​​"tungmetaller" falder stort set sammen med begrebet "sporelementer". Derfor: bly, zink, cadmium, kviksølv, molybdæn, krom, mangan, nikkel, tin, kobolt, titanium, kobber, vanadium er tungmetaller.

Kilder til tungmetaller er opdelt i naturlige (forvitring af klipper og mineraler, erosionsprocesser, vulkansk aktivitet) og menneskeskabte (minedrift og forarbejdning af mineraler, brændstofforbrænding, trafik, landbrugsaktiviteter). En del af de teknogene emissioner, der kommer ud i miljøet i form af fine aerosoler, transporteres over betydelige afstande og forårsager global forurening. Den anden del kommer ud i drænløse vandområder, hvor tungmetaller ophobes og bliver en kilde til sekundær forurening, dvs. dannelsen af ​​farlige forurenende stoffer i løbet af fysiske og kemiske processer, der forekommer direkte i miljøet (f.eks. dannelse af giftig phosgengas fra ikke-giftige stoffer).

Tungmetaller ophobes i jorden, især i de øvre humushorisonter, og fjernes langsomt ved udvaskning, forbrug af planter, erosion og deflation - jordblæsning. Perioden med halvfjernelse eller fjernelse af halvdelen af ​​den oprindelige koncentration er lang tid: for zink - fra 70 til 510 år, for cadmium - fra 13 til 110 år, for kobber - fra 310 til 1500 år og for bly - fra 740 til 5900 år.

I humusdelen af ​​jorden sker den primære omdannelse af de forbindelser, der kom ind i den.

Tungmetaller har en høj kapacitet til en række kemiske, fysisk-kemiske og biologiske reaktioner. Mange af dem har en variabel valens og er involveret i redoxprocesser. Tungmetaller og deres forbindelser er ligesom andre kemiske forbindelser i stand til at bevæge sig og omfordeles i levende miljøer, dvs. migrere . Migrationen af ​​tungmetalforbindelser sker i vid udstrækning i form af en organo-mineral komponent. Nogle af de organiske forbindelser, som metaller binder sig til, er repræsenteret ved produkter af mikrobiologisk aktivitet. Kviksølv er karakteriseret ved evnen til at akkumulere i led i "fødekæden" (dette blev diskuteret tidligere). Jordens mikroorganismer kan producere kviksølv-resistente populationer, der omdanner metallisk kviksølv til stoffer, der er giftige for højere organismer. Nogle alger, svampe og bakterier er i stand til at akkumulere kviksølv i deres celler. Kviksølv, bly, cadmium er inkluderet i den generelle liste over de vigtigste miljøforurenende stoffer, som er godkendt af de lande, der er medlemmer af FN. Lad os dvæle ved disse stoffer og tilføje jern og nikkel til dem.

Kviksølv er ekstremt dårligt fordelt i jordskorpen (-0,1 x 10-4%), men det er praktisk til udvinding, da det er koncentreret i sulfidrester, for eksempel i form af cinnober (HgS). I denne form er kviksølv relativt harmløst, men atmosfæriske processer, vulkanske og menneskelige aktiviteter har ført til, at omkring 50 millioner tons af dette metal har ophobet sig i verdenshavene. Den naturlige fjernelse af kviksølv til havet som følge af erosion er 5000 tons/år, yderligere 5000 tons/år af kviksølv fjernes som følge af menneskelige aktiviteter.

Til at begynde med kommer kviksølv i havet i form af Hg2+, derefter interagerer det med organisk stof og går ved hjælp af anaerobe organismer over i giftige stoffer methylkviksølv (CH3 Hg) + og dimethylkviksølv (CH3 -Hg-CH3),

Kviksølv findes ikke kun i hydrosfæren, men også i atmosfæren, da det har et relativt højt damptryk. Det naturlige indhold af kviksølv er ~0,003-0,009 µg/m3.

Kviksølv er karakteriseret ved en kort opholdstid i vand og går hurtigt over i sedimenter i form af forbindelser med organiske stoffer i. Fordi kviksølv adsorberes til sediment, kan det langsomt frigives og opløses i vand, hvilket resulterer i en kronisk forureningskilde, der varer ved længe efter, at den oprindelige forureningskilde er forsvundet.

Verdensproduktionen af ​​kviksølv er i øjeblikket over 10.000 tons om året, det meste af denne mængde bruges til produktion af klor. Kviksølv kommer ind i luften som følge af afbrænding af fossile brændstoffer. Analyse af isen på den grønlandske iskuppel viste, at fra 800 e.Kr. indtil 1950'erne forblev kviksølvindholdet konstant, men siden 50'erne. i vores århundrede er mængden af ​​kviksølv fordoblet.

Kviksølv og dets forbindelser er livstruende. Methylkviksølv er især farligt for dyr og mennesker, da det hurtigt passerer fra blodet ind i hjernevævet og ødelægger lillehjernen og hjernebarken. De kliniske symptomer på en sådan læsion er følelsesløshed, tab af orientering i rummet, tab af syn. Symptomer på kviksølvforgiftning vises ikke med det samme. En anden ubehagelig konsekvens af methylkviksølvforgiftning er indtrængning af kviksølv i moderkagen og dets ophobning i fosteret, og moderen oplever ikke smerte. Methylkviksølv er teratogent hos mennesker. Kviksølv tilhører 1. fareklasse.

Metallisk kviksølv er farligt, hvis det sluges og indåndes. På samme tid har en person en metallisk smag i munden, kvalme, opkastning, mavekramper, tænder bliver sorte og begynder at smuldre. Spildt kviksølv bryder i dråber, og hvis dette sker, skal kviksølvet omhyggeligt opsamles. Uorganiske kviksølvforbindelser er praktisk talt ikke-flygtige, så faren er, at kviksølv trænger ind i kroppen gennem munden og huden. Kviksølvsalte ætser huden og slimhinderne i kroppen. Indtrængen af ​​kviksølvsalte i kroppen forårsager betændelse i svælget, synkebesvær, følelsesløshed, opkastning og mavesmerter. Hos et voksent menneske kan døden forekomme, hvis der indtages omkring 350 mg kviksølv.

Kviksølvforurening kan reduceres ved at forbyde fremstilling og brug af en række produkter. Der er ingen tvivl om, at kviksølvforurening altid vil være et akut problem. Men med indførelsen af ​​streng kontrol med industriaffald, der indeholder kviksølv, samt fødevarer, kan risikoen for kviksølvforgiftning reduceres.

Indholdet af bly i magmatiske bjergarter gør det muligt at henføre det til kategorien sjældne metaller. Det er koncentreret i sulfidbjergarter, der findes mange steder i verden. Bly isoleres let ved smeltning fra malmen. I sin naturlige tilstand findes det hovedsageligt i form af galena (PbS).Bly indeholdt i jordskorpen kan vaskes ud under påvirkning af atmosfæriske processer, og passerer gradvist ud i havene. Pb2+ ioner er ret ustabile, og indholdet af bly i ionform er kun 10 -8 %. Det akkumuleres dog i havsedimenter som sulfitter eller sulfater. I ferskvand er blyindholdet meget højere og kan nå op på 2 x 10 -6 %, og i jord er det cirka den samme mængde som i jordskorpen (1,5 x 10 -3 %) på grund af dette grundstofs ustabilitet i det geokemiske kredsløb.

Blymalme indeholder 2-20 % bly. Koncentratet opnået ved flotationsmetoden indeholder 60-80% Pb. Det opvarmes for at fjerne svovl, og bly smeltes. Sådanne primære processer er i stor skala. Hvis affald bruges til at fremstille bly, kaldes smelteprocesserne sekundære. Det årlige verdensforbrug af bly er mere end 3 millioner tons, hvoraf 40% bruges til produktion af batterier, 20% til produktion af blyalkyl - benzintilsætningsstoffer, 12% bruges til byggeri, 28% til andre formål.

Omkring 180 tusinde tons bly migrerer årligt i verden som følge af påvirkningen af ​​atmosfæriske processer. Ved udvinding og forarbejdning af blymalme går mere end 20 % af bly tabt. Selv på disse stadier er udledningen af ​​bly til miljøet lig med den mængde, der kommer ind i miljøet som følge af eksponering for atmosfæriske processer på magmatiske bjergarter.

Den mest alvorlige kilde til miljøforurening med bly er udstødningen fra bilmotorer. Antiknock tetramethyl - eller tetraethylswinep - er blevet tilsat til de fleste benziner siden 1923 med omkring 80 mg/l.

Benzin kan indeholde 380 mg bly, og det samlede indhold af tetraethylbly når 1 g/l. Under forbrændingen af ​​benzin frigives omkring 75% af blyet, der er indeholdt i det, i form af en aerosol og spredes i luften, og omfordeles yderligere i forskellige afstande fra kørebanen. Ved kørsel frigives fra 25 til 75 % af dette bly, afhængigt af køreforholdene, til atmosfæren. Dens hovedmasse er aflejret på jorden, men en mærkbar del af den forbliver i luften.

Blystøv dækker ikke kun vejkanter og jord i og omkring industribyer, det findes også i Nordgrønlands is, og i 1756 var blyindholdet i isen 20 µg/t, i 1860 var det allerede 50 µg/t, og i 1965 - 210 µg/t. Aktive kilder til blyforurening er kulfyrede kraftværker og husholdningsovne. Kilder til blyforurening i hjemmet kan være glaseret lertøj; bly indeholdt i farvepigmenter.

Bly er ikke et afgørende element. Det er giftigt og tilhører fareklasse I. Dets uorganiske forbindelser forstyrrer stofskiftet og er enzymhæmmere (som de fleste tungmetaller). En af de mest lumske konsekvenser af virkningen af ​​uorganiske blyforbindelser er dens evne til at erstatte calcium i knoglerne og være en konstant kilde til forgiftning i lang tid. Den biologiske halveringstid for bly i knogler er omkring 10 år. Mængden af ​​bly ophobet i knoglerne stiger med alderen, og i alderen 30-40 år hos personer, der ikke er forbundet med blyforurening ved erhverv, er den 80-200 mg.

Organiske blyforbindelser anses for at være endnu mere giftige end uorganiske. Den vigtigste kilde, hvorfra bly kommer ind i menneskekroppen, er mad, sammen med dette spiller indåndet luft en vigtig rolle, og hos børn sluger de blyholdigt støv og maling. Inhaleret støv tilbageholdes ca. 30-35 % i lungerne, en betydelig del af det absorberes af blodbanen. Absorption i mave-tarmkanalen er generelt 5-10%, hos børn - 50%. Mangel på calcium og D-vitamin øger optagelsen af ​​bly. Akut blyforgiftning er sjælden. Deres symptomer er savlen, opkastning, tarmkolik, akut nyresvigt, hjerneskade. I alvorlige tilfælde indtræffer døden inden for få dage. Tidlige symptomer på blyforgiftning omfatter irritabilitet, depression og irritabilitet. Ved forgiftning med organiske forbindelser af bly findes dets øgede indhold i blodet.

På grund af global miljøforurening med bly er det blevet en allestedsnærværende bestanddel af enhver fødevare og foder. Vegetabilske fødevarer indeholder generelt mere bly end animalske produkter.

cadmium og zink.

Cadmium, zink og kobber er de vigtigste metaller i studiet af forureningsproblemer, da de er vidt udbredt i verden og har giftige egenskaber. Cadmium og zink (samt: bly og kviksølv) findes hovedsageligt i sulfidsedimenter. Som et resultat af atmosfæriske processer kommer disse elementer let ind i havene. Jord indeholder ca. 4,5x10-4%. Vegetation indeholder varierende mængder af begge grundstoffer, men zinkindholdet i planteaske er relativt højt - 0,14; da dette element spiller en væsentlig rolle i planteernæring. Omkring 1 million kg cadmium kommer årligt ud i atmosfæren som følge af aktiviteterne i cadmiumsmelteværker, hvilket er omkring 45 % af den samlede forurening fra dette grundstof. 52 % af forureningen kommer fra forbrænding eller forarbejdning af produkter, der indeholder cadmium. Cadmium har en relativt høj flygtighed, så det diffunderer let ud i atmosfæren. Kilderne til luftforurening med zink er de samme som med cadmium.

Indtrængen af ​​cadmium i naturligt vand sker som følge af dets anvendelse i galvaniske processer og teknologi. De alvorligste kilder til vandforurening med zink er zinksmeltere og galvaniseringsanlæg.

Gødning er en potentiel kilde til cadmiumforurening. Samtidig indføres cadmium i planter, der bruges af mennesker til mad, og for enden af ​​kæden passerer de ind i menneskekroppen. Zink er det mindst giftige af alle de tungmetaller, der er nævnt ovenfor. Men alle grundstoffer bliver giftige, hvis de findes i overskud; zink er ingen undtagelse. Den fysiologiske virkning af zink er dets virkning som en enzymaktivator. I store mængder forårsager det opkastning, denne dosis er cirka 150 mg for en voksen.

Cadmium er meget mere giftigt end zink. Han og hans forbindelser tilhører fareklassen I. Det trænger ind i menneskekroppen over en lang periode. Indånding af luft i 8 timer ved en cadmiumkoncentration på 5 mg/m3 kan forårsage død. Ved kronisk cadmiumforgiftning opstår protein i urinen, og blodtrykket stiger.

Når man undersøgte tilstedeværelsen af ​​cadmium i fødevarer, viste det sig, at menneskelige udskillelser sjældent indeholder så meget cadmium, som blev absorberet. Der er i øjeblikket ingen konsensus om det acceptable sikre indhold af cadmium i fødevarer.

En effektiv måde at forhindre udslip af cadmium og zink i form af forurening er at kontrollere indholdet af disse metaller i smelteværkernes og andre industrivirksomheders emissioner.

Antimon, Arsen, Cobalt.

Antimon er til stede sammen med arsen i malme, der indeholder metalsulfider. Verdensproduktionen af ​​antimon er omkring 70 tons om året. Antimon er en komponent i legeringer, det bruges til fremstilling af tændstikker, i sin rene form bruges det i halvledere. Antimons toksiske virkning ligner arsen. Store mængder antimon forårsager opkastning; ved kronisk antimonforgiftning opstår en forstyrrelse af fordøjelseskanalen, ledsaget af opkastning og et fald i temperaturen. Arsen forekommer naturligt i form af sulfater. Dens indhold i bly-zink-koncentrater er omkring 1%. På grund af dens flygtighed kommer den let ind i atmosfæren.

De stærkeste kilder til denne metalforurening er herbicider (kemikalier til bekæmpelse af ukrudt), fungicider (stoffer til bekæmpelse af svampeplantesygdomme) og insekticider (stoffer til bekæmpelse af skadelige insekter).

Ifølge dets giftige egenskaber hører arsen til de akkumulerende giftstoffer. I henhold til graden af ​​toksicitet skal der skelnes mellem elementært arsen og dets forbindelser. Elementært arsen er relativt lidt giftigt, men har teratogene egenskaber. Skadelig virkning på arveligt materiale (mutagenicitet) er bestridt.

Arsenforbindelser absorberes langsomt gennem huden, absorberes hurtigt gennem lungerne og mave-tarmkanalen. Den dødelige dosis for mennesker er 0,15-0,3 g.

Kronisk forgiftning forårsager nervøse sygdomme, svaghed, følelsesløshed i ekstremiteterne, kløe, mørkfarvning af huden, knoglemarvsatrofi, leverændringer. Arsenforbindelser er kræftfremkaldende for mennesker. Arsen og dets forbindelser tilhører fareklasse II.

Kobolt er ikke meget udbredt. Så det bruges for eksempel i stålindustrien, i produktionen af ​​polymerer. Når det indtages i store mængder, påvirker kobolt hæmoglobinindholdet i menneskeblod negativt og kan forårsage blodsygdomme. Det menes, at kobolt forårsager Graves' sygdom. Dette element er farligt for organismers liv på grund af dets ekstremt høje reaktivitet og tilhører fareklasse I.

Kobber og mangan.

Kobber findes i sulfid sedimenter sammen med bly, cadmium og zink. Det er til stede i små mængder i zinkkoncentrater og kan transporteres over lange afstande i luft og vand. Unormalt kobberindhold findes i planter med luft og vand. Unormalt kobberindhold findes i planter og jord i en afstand på mere end 8 km fra smelteværket. Kobbersalte tilhører fareklasse II. De giftige egenskaber af kobber er blevet undersøgt meget mindre end de samme egenskaber af andre grundstoffer. En persons absorption af store mængder kobber fører til Wilsons sygdom, mens overskydende kobber aflejres i hjernevæv, hud, lever og bugspytkirtel.

Det naturlige indhold af mangan i planter, dyr og jord er meget højt. Hovedområderne for manganproduktion er produktion af legeret stål, legeringer, elektriske batterier og andre kemiske strømkilder. Tilstedeværelsen af ​​mangan i luften ud over normen (den gennemsnitlige daglige koncentration af mangan i atmosfæren - luften i befolkede områder - er 0,01 mg / m3) påvirker den menneskelige krop negativt, hvilket kommer til udtryk i den progressive ødelæggelse af centralnervesystemet. Mangan tilhører fareklasse II.

I øjeblikket bruges både officielt godkendte og ikke-officielle standarder i Rusland til at vurdere jordforurening med tungmetaller. Deres hovedformål er at forhindre indtrængen af ​​menneskeskabt akkumulerede HM'er i den menneskelige krop i en for stor mængde og derved undgå deres negative påvirkning. Jorden er, i modsætning til homogene vand- og luftmedier, et komplekst heterogent system, der ændrer giftstoffernes adfærd afhængigt af dets egenskaber. vanskelighederne ved en rimelig vurdering af jordens økologiske tilstand er en af ​​årsagerne til de forskellige niveauer af jordfytotoksicitet, der er fastlagt af forskellige forskere.

Teknogene kilder til jern i miljøet. I områderne med metallurgiske anlæg indeholder faste emissioner fra 22.000 til 31.000 mg/kg jern.

Som et resultat ophobes jern i haveafgrøder.

Meget jern kommer i spildevand og slam fra metallurgisk industri, kemisk industri, maskinbygning, metalbearbejdning, petrokemisk, kemisk-farmaceutisk industri, maling og lak, tekstilindustri. Indholdet af jern i sammensætningen af ​​det råslam, der falder i de primære bundfældningstanke i en stor industriby, kan nå op på 1428 mg/kg. Røg, industristøv kan indeholde store mængder jern i form af aerosoler af jern, dets oxider, malme. Støv af jern eller dets oxider dannes ved slibning af metalværktøj, rensning af dele for rust, rullende jernplader, elektrisk svejsning og andre produktionsprocesser, hvor jern eller dets forbindelser finder sted.

Jern kan ophobes i jord, vandområder, luft og levende organismer. De vigtigste jernmineraler udsættes i naturen for fotokemisk ødelæggelse, kompleksdannelse, mikrobiologisk udvaskning, som et resultat af hvilket jern fra tungtopløselige mineraler passerer ind i vandområder.

Jernholdige mineraler oxideres af bakterier som Th. Ferrooxidaner. Oxidationen af ​​sulfider kan beskrives på en generel måde ved at bruge eksemplet med pyrit ved følgende mikrobiologiske og kemiske processer. Som det kan ses, dannes der i dette tilfælde endnu en komponent, svovlsyre, forurenende overfladevand. Omfanget af dets mikrobiologiske uddannelse kan bedømmes ved dette eksempel. Pyrit er en almindelig urenhedskomponent i kulforekomster, og dets udvaskning fører til forsuring af minevande. Ifølge et skøn i 1932. omkring 3 millioner tons pSO4 kom ind i den amerikanske Ohio-flod med minevand. Mikrobiologisk udvaskning af jern udføres ikke kun på grund af oxidation, men også under reduktion af oxiderede malme. Mikroorganismer, der tilhører forskellige grupper, deltager i det.

Især reduktionen af ​​Fe3 til Fe2 udføres af repræsentanter for slægterne Bacillus og Pseudomonas samt nogle svampe.

De her nævnte processer, som er udbredt i naturen, finder også sted på lossepladser fra minevirksomheder, metalværker, som producerer en stor mængde affald - slagger, slagg osv. Med regn, oversvømmelse og grundvand overføres metaller frigivet fra faste matricer til floder og reservoirer. Jern findes i naturlige farvande i forskellige tilstande og former sig i en virkelig opløst form, det er en del af bundsedimenter og heterogene systemer af suspensioner og kolloider. Bundsedimenter af floder og reservoirer fungerer som et lager af jern. Det høje indhold af jern skyldes de geokemiske træk ved dannelsen af ​​jordhorisonter. Dets øgede indhold i jorddækket kan skyldes brugen af ​​vand med et naturligt højt indhold af jern til kunstvanding.

Fareklasse - ingen opdeling i fareklasser er angivet.

Den begrænsende indikator for skadelighed - skadelighed er ikke defineret.

Nikkel hører sammen med Mn, Fe, Co og Cu til de såkaldte overgangsmetaller, hvis forbindelser er yderst biologisk aktive. På grund af de særlige forhold ved strukturen af ​​elektronorbitaler har ovennævnte metaller, herunder nikkel, en udtalt evne til kompleks dannelse.

Nikkel er i stand til at danne stabile komplekser med for eksempel cystein og citrat, samt med mange organiske og uorganiske ligander. Den geokemiske sammensætning af moderbjergarter bestemmer i høj grad nikkelindholdet i jorden. Den største mængde nikkel er indeholdt i jord dannet af basiske og ultrabasiske bjergarter. Ifølge nogle forfattere varierer grænserne for overskydende og toksiske niveauer af nikkel for de fleste arter fra 10 til 100 mg/kg. Størstedelen af ​​nikkel er urørligt fikseret i jorden, og meget svag migration i kolloid tilstand og i sammensætningen af ​​mekaniske suspensioner påvirker ikke deres fordeling langs den lodrette profil og er ret ensartet.

Tilstedeværelsen af ​​nikkel i naturlige farvande skyldes sammensætningen af ​​klipperne, gennem hvilke vandet passerer: det findes på steder med aflejringer af sulfid kobber-nikkel malme og jern-nikkel malme. Det kommer i vandet fra jordbund og fra plante- og dyreorganismer under deres henfald. Der blev fundet et øget indhold af nikkel sammenlignet med andre algetyper i blågrønalger. Nikkelforbindelser trænger også ind i vandområder med spildevand fra nikkelbelægningsbutikker, syntetiske gummianlæg og nikkelberigelsesanlæg. Enorme nikkelemissioner ledsager afbrænding af fossile brændstoffer.

Dets koncentration kan falde som følge af udfældning af forbindelser som sulfider, cyanider, carbonater eller hydroxider (med en stigning i pH-værdier) på grund af dets forbrug af vandorganismer og adsorptionsprocesser.

I overfladevand er nikkelforbindelser i opløste, suspenderede og kolloide tilstande, hvor det kvantitative forhold mellem disse afhænger af vandsammensætning, temperatur og pH-værdier. Sorbenter af nikkelforbindelser kan være jernhydroxid, organiske stoffer, højt dispergeret calciumcarbonat, ler. Opløste former er hovedsageligt komplekse ioner, oftest med aminosyrer, humus- og fulvinsyrer, og også i form af et stærkt cyanidkompleks. Nikkelforbindelser er de mest almindelige i naturligt vand, hvor det er i +2 oxidationstilstand. Ni3+-forbindelser dannes normalt i et alkalisk medium.

Nikkelforbindelser spiller en vigtig rolle i hæmatopoietiske processer, idet de er katalysatorer. Dets øgede indhold har en specifik effekt på det kardiovaskulære system. Nikkel er et af de kræftfremkaldende elementer. Det kan forårsage luftvejssygdomme. Det menes, at frie nikkelioner (Ni2+) er omkring 2 gange mere giftige end dets komplekse forbindelser.

Metallurgiske virksomheder frigiver årligt mere end 150 tusinde tons kobber, 120 tusinde tons zink, omkring 90 tusinde tons bly, 12 tusinde tons nikkel, 1,5 tusinde tons molybdæn, omkring 800 tons kobolt og omkring 30 tons kviksølv på jordens overflade.. For 1 gram blisterkobber indeholder affald fra kobbersmelteindustrien 2,09 tons støv, som indeholder op til 15 % kobber, 60 % jernoxid og 4 % hver af arsen, kviksølv, zink og bly. Affald fra ingeniør- og kemisk industri indeholder op til 1.000 mg/kg bly, op til 3.000 mg/kg kobber, op til 10.000 mg/kg chrom og jern, op til 100 g/kg fosfor og op til 10 g/kg mangan og nikkel. I Schlesien stables lossepladser med zinkindhold fra 2 til 12 % og bly fra 0,5 til 3 % op omkring zinkanlæg.

Med udstødningsgasser kommer mere end 250 tusinde tons bly om året ind i jordoverfladen; det er det vigtigste jordforurenende stof med bly.

1.4 Metoder til bestemmelse af tungmetaller

Til dato er der to grupper af grundlæggende analytiske metoder, der bestemmer tilstedeværelsen af ​​tungmetaller i jorden:

1. Elektrokemisk

Elektrokemiske metoder er klassificeret efter arten af ​​det analytiske signal. Under analysen er det således muligt at måle potentialet for en af ​​elektroderne (potentiometri), cellens modstand eller opløsningens elektriske ledningsevne (konduktometri). I mange tilfælde påføres en ekstern spænding til elektroderne, hvorefter styrken af ​​strømmen, der passerer gennem opløsningen, måles (voltammetriske metoder, især polarografi). Samtidig opstår redoxreaktioner på overfladen af ​​elektroderne, det vil sige, at opløsningen elektrolyseres. Hvis vi udfører elektrolysen til ende og måler mængden af ​​elektricitet, der bruges til at oxidere (eller reducere) det stof, der bestemmes, kan vi beregne massen af ​​dette stof. Denne metode kaldes coulometri. Nogle gange beregnes indholdet af analytten ud fra elektrodens vægtforøgelse, dvs. massen af ​​det elektrolyseprodukt, der frigives på den (elektrogravimetri).

Elektrokemiske metoder er ret selektive (undtagen konduktometri), og derfor bestemmes nogle elementer kvantitativt i nærvær af andre, forskellige former for et element bestemmes separat, komplekse blandinger adskilles, og deres komponenter identificeres, og nogle mikrourenheder er også koncentrerede. Elektrokemiske metoder anvendes i vid udstrækning til at kontrollere sammensætningen af ​​naturligt vand og spildevand, jord og fødevarer, procesopløsninger og biologiske væsker. Passende teknikker kræver ikke komplekst udstyr, de bruger ikke høje temperaturer og tryk. Forskellige elektrokemiske metoder adskiller sig i følsomhed, nøjagtighed, hurtighed og andre indikatorer og komplementerer derfor hinanden godt.

Overvej metoderne til den elektrokemiske gruppe:

Voltammetri:

Voltammetriske metoder er analysemetoder baseret på registrering og undersøgelse af afhængigheden af ​​den strøm, der strømmer gennem en elektrolysecelle, af en ekstern påført spænding. En grafisk fremstilling af denne afhængighed kaldes et voltammogram. Analyse af voltammogrammet giver information om den kvalitative og kvantitative sammensætning af analytten.

For at registrere voltammogrammer kræves der en elektrolysecelle, der består af en indikatorelektrode og en referenceelektrode. Referenceelektroden er normalt en mættet calomel-elektrode eller et lag af kviksølv i bunden af ​​cellen. En dryppende kviksølvelektrode, mikrodisk platin- eller grafitelektroder bruges som en indikator.

Afhængigt af typen af ​​indikatorelektrode er voltammetriske metoder normalt opdelt i polarografi og egentlig voltammetri. Hvis en kviksølvdryppende elektrode bruges som en indikatorelektrode, kaldes de opnåede afhængigheder af strømmen af ​​spændingen polarogrammer, og derfor kaldes analysemetoden polarografi. Metoden blev skabt af den fremragende tjekkiske elektrokemiker og nobelprisvinder Jar. Geyrovsky (1922). Når man arbejder med enhver anden indikatorelektrode, inklusive stationært kviksølv, beskæftiger man sig med voltammetri.

Potentiometri:

Potentiometrisk analyse er måling af ydeevnen af ​​de stoffer, der er i ionisk tilstand. Med andre ord, under genstandene for undersøgelsen er opløsninger, næsten altid vandige, selvom analysen af ​​faste stoffer også udføres, hvis der er tilstedeværelse af opløselige elementer. Nogle partikler kan kræve en elektrode med en følemembran af en bestemt form, som vil hjælpe med at analysere viskøse stoffer eller geler.

Potentiometrisk analyse udføres på flere måder. Den første er direkte potentiometri. Oftest udføres denne metode for at måle pH-niveauet, og det afhænger af selve typen af ​​måleelektrode. Denne metode er den nemmeste. Den anden metode er potentiometrisk titrering, som udføres på en række forskellige måder. Dens essens ligger i det faktum, at for at beregne indikatorerne udføres en række kemiske reaktioner under kontrol af en ion-selektiv elektrode. Denne metode adskiller sig fra den foregående i større arbejdsomkostninger, men også i et mere præcist resultat. Og den tredje metode - metoden med tilføjelser - er relateret til ovenstående. Det udføres i en række muligheder, som giver dig mulighed for at lave en analyse af lave koncentrationer.

Coulometri:

Coulometri er en elektrokemisk analysemetode baseret på måling af mængden af ​​elektricitet, der kræves til den elektrokemiske transformation af en analyt. Der er to typer analyser i coulometri:

direkte coulometri;

coulometrisk titrering.

Konduktometri:

Konduktometriske analysemetoder er baseret på måling af den elektriske ledningsevne af de undersøgte løsninger. Der er flere metoder til konduktometrisk analyse:

direkte konduktometri - en metode, der giver dig mulighed for direkte at bestemme koncentrationen af ​​elektrolytten ved at måle den elektriske ledningsevne af en opløsning med en kendt kvalitativ sammensætning;

· konduktometrisk titrering - en analysemetode baseret på bestemmelse af indholdet af et stof ved et brud i titreringskurven. Kurven bygges ved at måle den analyserede opløsnings specifikke elektriske ledningsevne, som ændres som følge af kemiske reaktioner under titreringsprocessen;

· kronokonduktometrisk titrering - baseret på bestemmelse af indholdet af stoffet ved den tidsforbrugte titrering, automatisk optaget på diagrambåndoptageren af ​​titreringskurven.

Det er således muligt at finde og beregne indholdet af tungmetaller med lav detektionsgrænse i en jordprøve.

2. Ekstraktionsfotometriske metoder

Disse metoder anvendes meget bredt i analytisk kemi, og bestemmelsen af ​​den analyserede komponent i ekstraktet kan udføres både ved fotometriske og andre metoder: polarografiske, spektrale.

Samtidig er der nogle grupper af ekstraktionsmetoder, hvor den fotometriske terminering er den mest effektive, hvilket giver den nødvendige hastighed og nøjagtighed af bestemmelsen. Disse metoder kaldes ekstraktionsfotometriske. En meget almindelig metode er den metode, hvorved et bestemt mikroelement omdannes til en vandopløselig farvet forbindelse, det ekstraheres, og ekstraktet fotomodelleres. Denne teknik eliminerer den forstyrrende påvirkning af fremmede komponenter og øger følsomheden af ​​bestemmelsen, da mikrourenheder koncentreres under ekstraktion. For eksempel udføres bestemmelsen af ​​jernurenheder i kobolt- eller nikkelsalte ved ekstraktion af dets thiocainatkomplekser med amylalkohol.

Spektrofotometri

Den spektrofotometriske analysemetode er baseret på den spektral-selektive absorption af en monokromatisk flux af lysenergi, når den passerer gennem testopløsningen. Metoden gør det muligt at bestemme koncentrationerne af enkeltkomponenter i blandinger af farvede stoffer, der har et absorptionsmaksimum ved forskellige bølgelængder, den er mere følsom og nøjagtig end den fotoelektrokolorimetriske metode. Det er kendt, at den fotokolorimetriske analysemetode kun er anvendelig til analyse af farvede opløsninger, farveløse opløsninger i det synlige område af spektret har en ubetydelig absorptionskoefficient. Imidlertid har mange farveløse og svagt farvede forbindelser (især organiske) karakteristiske absorptionsbånd i de ultraviolette og infrarøde områder af spektret, som bruges til deres kvantitative bestemmelse. Den spektrofotometriske analysemetode er anvendelig til måling af lysabsorption i forskellige områder af det synlige spektrum, i de ultraviolette og infrarøde områder af spektret, hvilket i høj grad udvider metodens analytiske evner.

Den spektrofotometriske metode i det ultraviolette område af spektret gør det muligt individuelt at bestemme to- og trekomponentblandinger af stoffer. Den kvantitative bestemmelse af komponenterne i en blanding er baseret på det faktum, at den optiske densitet af enhver blanding er lig med summen af ​​de optiske densiteter af de enkelte komponenter.

Atom - absorptionsspektroskopi.

Metoden til atomabsorptionsspektroskopi er i øjeblikket den mest bekvemme til at bestemme indholdet af metaller i miljøgenstande, fødevarer, jord og forskellige legeringer. Metoden bruges også i geologi til at analysere sammensætningen af ​​bjergarter, metallurgi til at bestemme sammensætningen af ​​stål.

Metoden til atomabsorptionsspektroskopi anbefales af de fleste af de statslige standarder til bestemmelse af mobil zink i jord, naturlig og vand såvel som i en række ikke-jernholdige legeringer.

Metoden er baseret på absorption af elektromagnetisk stråling af frie atomer i en stationær (uexciteret) tilstand. Ved en bølgelængde svarende til overgangen af ​​et atom fra jorden til en exciteret elektronisk tilstand falder jordens befolkning. Det analytiske signal afhænger af antallet af uexciterede partikler i den analyserede prøve (dvs. af koncentrationen af ​​det grundstof, der bestemmes), derfor er det ved at måle mængden af ​​absorberet elektromagnetisk stråling muligt at bestemme koncentrationen af ​​det grundstof, der bestemmes i den indledende prøve.

Metoden er baseret på absorption af ultraviolet eller synlig stråling af gasatomer. For at føre prøven ind i en gasformig atomtilstand sprøjtes den ind i flammen. Som strålingskilde anvendes en lampe med hul katode af det metal, der skal bestemmes. Bølgelængdeintervallet for spektrallinjen udsendt af lyskilden og absorptionslinjen for det samme element i flammen er meget smalt, så den forstyrrende absorption af andre elementer påvirker næppe analysens resultater. Metoden til atomabsorptionsspektralanalyse er karakteriseret ved høj absolut og relativ følsomhed. Metoden gør det muligt at bestemme med stor nøjagtighed i opløsninger omkring firs elementer i lave koncentrationer, derfor er den meget brugt i biologi, medicin (til analyse af organiske væsker), i geologi, jordbundsvidenskab (til bestemmelse af sporstoffer i jord) og andre videnskabsområder, såvel som i metallurgi, til forskning og kontrol af teknologiske processer.

Gennem et lag af atomare dampprøver opnået ved hjælp af en forstøver passerer stråling i området 190-850 nm. Som et resultat af absorptionen af ​​lyskvanter går atomer over i exciterede energitilstande. Disse overgange i atomspektre svarer til de såkaldte. resonanslinjer, der er karakteristiske for et givet element. Ifølge Bouguer-Lambert-Beer-loven er målet for grundstofkoncentration den optiske tæthed A = lg(I0/I), hvor I0 og I er intensiteten af ​​stråling fra kilden henholdsvis før og efter passage gennem det absorberende lag.

Figur 1.1 Skematisk diagram af et atomabsorptionsspektrometer: 1-hul katodelampe eller elektrodeløs lampe; 2-grafitcelle; 3-monokromator; 4-detektor

Med hensyn til nøjagtighed og følsomhed overgår denne metode mange andre; derfor bruges det til certificering af referencelegeringer og geologiske bjergarter (ved overførsel til opløsning).

Den væsentlige forskel mellem atomabsorption og flammeemissionsspektrometri er, at sidstnævnte metode måler den stråling, der udsendes af atomer i exciteret tilstand i en flamme, mens atomabsorption er baseret på måling af stråling absorberet af neutrale, uexciterede atomer i en flamme. som der er mange i en flamme. gange mere end ophidset. Dette forklarer den høje følsomhed af metoden til at bestemme elementer, der har en høj excitationsenergi, dvs. er svære at excitere.

Lyskilden i AAS er en hul katodelampe, der udsender lys med et meget smalt bølgelængdeområde i størrelsesordenen 0,001 nm. Absorptionslinjen for det element, der bestemmes, er noget bredere end det udsendte bånd, hvilket gør det muligt at måle absorptionslinjen på sit maksimum. Enheden indeholder det nødvendige sæt lamper, hver lampe er designet til kun at bestemme en af ​​ethvert element.

"Kuvetten" i AAS er selve flammen. Da Baers lov overholdes i AAS, afhænger metodens følsomhed af længden af ​​det absorberende flammelag, som skal være konstant og tilstrækkeligt stort.

Der anvendes en flamme, hvortil der anvendes acetylen, propan eller brint som brændsel, og luft, oxygen eller nitrogenoxid anvendes som oxidationsmiddel (1). Den valgte gasblanding bestemmer flammens temperatur. Luft-acetylen flamme og luft-propan har en lav temperatur (2200-2400 ° C). En sådan flamme bruges til at bestemme grundstoffer, hvis forbindelser let nedbrydes ved disse temperaturer. En luftpropanflamme bruges, når der er vanskeligheder med at opnå acetylen; en sådan udskiftning komplicerer arbejdet, da kommerciel propan indeholder urenheder, der forurener flammen. Ved bestemmelse af grundstoffer, der danner vanskelige at adskille forbindelser, anvendes en højtemperaturflamme (3000-3200 °C, skabt af en blanding af nitrogenoxid (1) - acetylen. En sådan flamme er nødvendig ved bestemmelse af aluminium, beryllium, silicium, vanadium og molybdæn. For at bestemme arsen og selen omdannet til deres hydrider kræves der en reducerende flamme, som dannes ved at brænde brint i en argon-luftblanding. Kviksølv bestemmes (flammeløs metode "fordi det kan eksistere i damptilstand og ved stuetemperatur.

Lignende dokumenter

Fysiske og kemiske egenskaber af tungmetaller og deres forbindelser, der anvendes i industriel produktion og er en kilde til miljøforurening: krom, mangan, nikkel, cadmium, zink, wolfram, kviksølv, tin, bly, antimon, molybdæn.

abstrakt, tilføjet 03/13/2010


Bestemmelse af indholdet af tungmetaller i produktionsaffald. Principper for atomabsorptionsspektrometri. Krav til prøveforberedelse. Enheden af ​​spektrometeret, rækkefølgen af ​​dets installation. Udarbejdelse af løsninger til kalibrering, forskning.

semesteropgave, tilføjet 03/09/2016


Begrebet tungmetaller og landbrugslandskaber. De vigtigste årsager til forekomsten af ​​metaller i høje koncentrationer i jord, som et resultat af hvilke de bliver skadelige for miljøet. Biogeokemiske kredsløb af tungmetaller: bly, cadmium, zink, nikkel.

abstract, tilføjet 15/03/2015


Metoder til bestemmelse af metaller. Kemisk spektral bestemmelse af tungmetaller i naturlige farvande. Bestemmelse af indholdet af metaller i spildevand, forbehandling af prøven ved bestemmelse af metaller. Metoder til bestemmelse af sameksisterende former for metaller.

semesteropgave, tilføjet 19.01.2014


Atomfluorescensanalyse. Røntgenfluorescens. Elektrokemiske analysemetoder. stripning af voltammetri. polarografisk metode. Bestemmelse af indholdet af bly og zink i én prøve. Bestemmelse af zinkindhold ved dithizonmetoden.

semesteropgave, tilføjet 11/05/2016


Almindelige karakteristika for metaller. Definition, struktur. Generelle fysiske egenskaber. Metoder til fremstilling af metaller. Metallers kemiske egenskaber. Legeringer af metaller. Karakteristika for elementerne i hovedundergrupperne. Karakterisering af overgangsmetaller.

abstrakt, tilføjet 18.05.2006


Karakteristika, klassificering og kemiske grundlag for testsystemer. Midler og teknikker til at analysere forskellige miljøobjekter ved hjælp af testsystemer. Bestemmelse af koboltioner ved kolorimetrisk metode ud fra opløsninger, koncentration af kobberioner.

afhandling, tilføjet 30-05-2007


Kemisk påvirkning af jern og andre tungmetaller på mennesker. Gravimetriske og titrimetriske metoder, potentiometri, voltammetri, coulometri, elektrogravimetri, atomare emissionsspektroskopi, fotometriske og luminescensanalyser.

semesteropgave, tilføjet 12/08/2010


Bestemmelse af koncentrationen af ​​tungmetaller, fosfor og det samlede indhold af reduktionsmidler i vand og kystnære planter. Niveauet af byluftforurening. Prøveudtagning for en sorbent efterfulgt af termisk desorption direkte i kromatograffordamperen.

afhandling, tilføjet 18.07.2011


Strukturen af ​​metalatomer. Metallers position i det periodiske system. Metal grupper. Metallers fysiske egenskaber. Metallers kemiske egenskaber. Korrosion af metaller. Begrebet legeringer. Metoder til fremstilling af metaller.

Kapitel 1. TUNGMETALLER: BIOLOGISK ROLLE,

Tungmetaller- dette er en gruppe af kemiske elementer med en relativ atommasse på mere end 40. Udseendet i litteraturen af ​​udtrykket "tungmetaller" var forbundet med manifestationen af ​​visse metallers toksicitet og deres fare for levende organismer. Den "tunge" gruppe omfatter dog også nogle sporstoffer, hvis vitale nødvendighed og en bred vifte af biologiske virkninger er blevet uigendriveligt bevist (Alekseev, 1987; Mineev, 1988; Krasnokutskaya et al., 1990; Saet et al., 1990; Ilyin, 1991; Cadmium: ecological…, 1994; Heavy…, 1997; Pronina, 2000).

Forskelle i terminologi er hovedsageligt relateret til koncentrationen af ​​metaller i det naturlige miljø. På den ene side kan koncentrationen af ​​metallet være for høj og endda giftig, så kaldes dette metal "tungt", på den anden side kaldes det ved en normal koncentration eller mangel som sporstoffer. Begreberne mikroelementer og tungmetaller er således højst sandsynligt kvalitative snarere end kvantitative kategorier og er bundet til ekstreme varianter af den økologiske situation (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991; Maistrenko et al., 1996; Ilyin, Syso, 2001).

En levende organismes funktioner er uadskilleligt forbundet med jordskorpens kemi og bør studeres i tæt forbindelse med sidstnævnte (Vinogradov, 1957; Vernadsky, 1960; Avtsyn et al., 1991; Dobrovolsky, 1997). Ifølge A.P. Vinogradova (1957), det kvantitative indhold af et grundstof i kroppen bestemmes af dets indhold i det ydre miljø samt egenskaberne af selve grundstoffet under hensyntagen til opløseligheden af ​​dets forbindelser. For første gang blev det videnskabelige grundlag for doktrinen om mikroelementer i vores land underbygget af V. I. Vernadsky (1960). Grundforskning er udført af A.P. Vinogradov (1957), grundlæggeren af ​​teorien om biogeokemiske provinser og deres rolle i forekomsten af ​​endemiske sygdomme hos mennesker og dyr, og V.V. Kovalsky (1974), grundlæggeren af ​​geokemisk økologi og biogeografi af kemiske elementer, som var den første til at udføre den biogeokemiske zoneinddeling af USSR.

I øjeblikket findes 81 ud af 92 naturligt forekommende grundstoffer i menneskekroppen. Samtidig er 15 af dem (Fe, I, Cu, Zn, Co, Cr, Mo, Ni, V, Se, Mn, As, F, Si, Li) anerkendt som vitale. De kan dog have en negativ effekt på planter, dyr og mennesker, hvis koncentrationen af ​​deres tilgængelige former overskrider visse grænser. Cd , Pb , Sn og Rb anses for betinget nødvendige, fordi de er tilsyneladende ikke særlig vigtige for planter og dyr og farlige for menneskers sundhed selv ved relativt lave koncentrationer (Dobrovolsky, 1980; Reutse og Kyrstya, 1986; Yagodin et al., 1989; Avtsyn et al., 1991; Davydova, 1991; Vronsky , 1996; Panin, 2000; Pronina, 2000).

I lang tid har biogeokemiske undersøgelser af mikroelementer været domineret af interesse for geokemiske anomalier og de resulterende endemier af naturlig oprindelse. Men i de efterfølgende år, på grund af den hurtige udvikling af industrien og global teknologisk forurening af miljøet, begyndte anomalier af elementer, for det meste HM'er, af industriel oprindelse at tiltrække mest opmærksomhed. Allerede nu i mange regioner i verden bliver miljøet mere og mere kemisk "aggressivt". I de seneste årtier er industribyernes og tilstødende landes territorier blevet hovedobjekterne for biogeokemisk forskning (Geochemistry ..., 1986; Lepneva, 1987; Ilyin et al., 1988, 1997; Kabala, Singh, 2001; Kathryn og etc. ., 2002), især hvis landbrugsplanter dyrkes på dem og derefter bruges som mad (Rautse, Kyrstya, 1986; Ilyin, 1985, 1987; Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Chernykh, 1996, etc.).

Sporstoffernes indflydelse på dyrs og menneskers vitale aktivitet undersøges også aktivt til medicinske formål. Det har nu vist sig, at mange sygdomme, syndromer og patologiske tilstande er forårsaget af mangel, overskud eller ubalance af mikroelementer i en levende organisme og under ét kaldes "mikroelementoser" (Avtsyn et al., 1991).

I vores undersøgelser blev metaller undersøgt ud fra deres toksiske virkninger på levende organismer forårsaget af menneskeskabt miljøforurening, så vi brugte udtrykket "tungmetaller" for de undersøgte grundstoffer.

1.1. Biologisk rolle og toksikologisk effekt af tungmetaller

I de senere år er den vigtige biologiske rolle for de fleste metaller blevet bekræftet i stigende grad. Talrige undersøgelser har fastslået, at påvirkningen af ​​metaller er meget forskelligartet og afhænger af indholdet i miljøet og graden af ​​behov for dem hos mikroorganismer, planter, dyr og mennesker.

Den fytotoksiske virkning af HM'er manifesterer sig som regel ved et højt niveau af teknologisk forurening af jord af dem og afhænger i høj grad af et bestemt metals egenskaber og adfærd. Men i naturen forekommer metalioner sjældent isoleret fra hinanden. Derfor fører forskellige kombinative kombinationer og koncentrationer af forskellige metaller i miljøet til ændringer i de enkelte grundstoffers egenskaber som følge af deres synergistiske eller antagonistiske virkninger på levende organismer. For eksempel er en blanding af zink og kobber fem gange mere giftig end den aritmetisk beregnede sum af deres toksicitet, hvilket skyldes synergien i den kombinerede effekt af disse grundstoffer. En blanding af zink og nikkel fungerer på samme måde. Der er dog sæt af metaller, hvis kombinerede virkning manifesterer sig additivt. Et slående eksempel på dette er zink og cadmium, som udviser gensidig fysiologisk antagonisme (Khimiya…, 1985). Manifestationer af synergisme og antagonisme af metaller er også tydelige i deres multikomponentblandinger. Derfor afhænger den samlede toksikologiske effekt af HM-forurening ikke kun af mængden og indholdet af specifikke elementer, men også af egenskaberne ved deres gensidige påvirkning af biota.

Effekten af ​​tungmetaller på levende organismer er således meget forskelligartet, hvilket for det første skyldes metallers kemiske egenskaber, for det andet organismers holdning til dem og for det tredje miljøforhold. Nedenfor ifølge de tilgængelige data i litteraturen (Chemistry ..., 1985; Kenneth, Falchuk, 1993; Cadmium: ecological ..., 1994; Strawn, Sparks, 2000 og andre), giver vi en kort beskrivelse af virkningen af ​​HM'er på levende organismer.

At føre. Blyets biologiske rolle er blevet undersøgt meget dårligt, men der er data i litteraturen (Avtsyn et al., 1991), der bekræfter, at metallet er livsvigtigt for dyreorganismer, for eksempel rotter. Dyr mangler dette element, når dets koncentration i foderet er mindre end 0,05-0,5 mg/kg (Ilyin, 1985; Kalnitsky, 1985). Planter har også brug for det i små mængder. Blymangel i planter er mulig, når dets indhold i luftdelen er fra 2 til 6 µg/kg tørstof (Kalnitsky, 1985; Kabata-Pendias, Pendias, 1989).

Øget interesse for bly skyldes dets prioriterede position blandt de vigtigste miljøforurenende stoffer (Kovalsky, 1974; Saet, 1987; Report ..., 1997; Snakin, 1998; Makarov, 2002). Metallet er giftigt for mikroorganismer, planter, dyr og mennesker.

Et overskud af bly i planter, forbundet med dets høje koncentration i jorden, hæmmer respirationen og undertrykker fotosynteseprocessen, hvilket nogle gange fører til en stigning i indholdet af cadmium og et fald i indtaget af zink, calcium, fosfor og svovl . Som følge heraf falder udbyttet af planter, og kvaliteten af ​​produkterne forringes kraftigt. Eksterne symptomer på de negative virkninger af bly er udseendet af mørkegrønne blade, snoning af gamle blade og forkrøblet løv. Planternes modstand mod dets overskud er ikke den samme: korn er mindre modstandsdygtige, bælgfrugter er mere modstandsdygtige. Derfor kan symptomer på toksicitet i forskellige afgrøder forekomme ved forskelligt totalt blyindhold i jorden - fra 100 til 500 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Ilyin, Syso, 2001). Metalkoncentrationen er over 10 mg/kg tørt. in-va er giftig for de fleste dyrkede planter (Rautse, Kyrstya, 1986).

Bly kommer hovedsageligt ind i menneskekroppen gennem fordøjelseskanalen. Ved toksiske doser ophobes grundstoffet i nyrer, lever, milt og knoglevæv.Ved blytoksikose påvirkes primært de hæmatopoietiske organer (anæmi), nervesystemet (encefalopati og neuropati) og nyrerne (nefropati). Det hæmatopoietiske system er mest modtageligt for bly, især hos børn.

Cadmiumer velkendt som et giftigt grundstof, men det tilhører også gruppen af ​​"nye" mikroelementer (cadmium, vanadium, silicium, tin, fluor) og kan i lave koncentrationer stimulere deres vækst hos nogle dyr (Avtsyn et al., 1991). For højere anlæg er værdien af ​​cadmium ikke fastlagt pålideligt.

De største problemer forbundet med menneskeheden med dette element skyldes teknologisk forurening af miljøet og dets toksicitet over for levende organismer allerede i lave koncentrationer (Ilyin, Syso, 2001).

Cadmiums toksicitet for planter viser sig i forstyrrelse af enzymaktivitet, hæmning af fotosyntese, forstyrrelse af transpiration og hæmning af reduktion af N O 2 til N O. Derudover er det i plantemetabolisme en antagonist af en række næringsstoffer (Zn, Cu, Mn, Ni, Se, Ca, Mg, P). Under metallets toksiske virkning i planter observeres væksthæmning, beskadigelse af rodsystemet og bladklorose. Cadmium trænger ganske let fra jorden og atmosfæren ind i planter. Med hensyn til fytotoksicitet og evne til at akkumulere i planter i HM-serien rangerer den først (Cd > Cu > Zn > Pb) (Ovcharenko et al., 1998).

Cadmium er i stand til at ophobes i kroppen af ​​mennesker og dyr, tk. relativt let optages fra mad og vand og trænger ind i forskellige organer og væv. Den toksiske virkning af metallet manifesteres selv ved meget lave koncentrationer. Dets overskud hæmmer syntesen af ​​DNA, proteiner og nukleinsyrer, påvirker enzymernes aktivitet, forstyrrer absorptionen og metabolismen af ​​andre sporstoffer (Zn, Cu, Se, Fe), som kan forårsage deres mangel.

Cadmiummetabolisme i kroppen er karakteriseret ved følgende hovedtræk (Avtsyn et al., 1991): mangel på en effektiv homøostatisk kontrolmekanisme; langvarig retention (kumulering) i kroppen med en meget lang halveringstid (gennemsnit 25 år); overvejende akkumulering i lever og nyrer, intensiv interaktion med andre divalente metaller både i absorptionsprocessen og på vævsniveau.

Kronisk menneskelig eksponering for cadmium resulterer i nedsat nyrefunktion, lungesvigt, osteomalaci, anæmi og tab af lugt. Der er tegn på en mulig kræftfremkaldende effekt af cadmium og dets mulige involvering i udviklingen af ​​hjerte-kar-sygdomme. Den mest alvorlige form for kronisk cadmiumforgiftning er itai-itai sygdom, som er karakteriseret ved skeletdeformitet med et mærkbart fald i vækst, lændesmerter, smertefulde fænomener i benmusklerne og en ands gang. Derudover er der hyppige brud på blødgjorte knogler, selv ved hoste, samt dysfunktion af bugspytkirtlen, ændringer i mave-tarmkanalen, hypokrom anæmi, nyredysfunktion osv. (Avtsyn et al., 1991).

Zink. Af særlig interesse for zink er forbundet med opdagelsen af ​​dets rolle i nukleinsyremetabolisme, transkriptionsprocesser, stabilisering af nukleinsyrer, proteiner og især komponenter af biologiske membraner (Peive, 1961) såvel som i metabolismen af ​​vitamin A. Det spiller en vigtig rolle i syntesen af ​​nukleinsyrer og protein. Zink er til stede i alle 20 nukleotidyltransferaser, og dets opdagelse i reverse transkriptaser gjorde det muligt at etablere et tæt forhold til processerne for carcinogenese. Elementet er nødvendigt for at stabilisere strukturen af ​​DNA, RNA, ribosomer, spiller en vigtig rolle i translationsprocessen og er uundværlig på mange vigtige stadier af genekspression. Zink er blevet fundet i mere end 200 enzymer, der tilhører alle seks klasser, herunder hydrolaser, transferaser, oxidoreduktaser, lyaser, ligaser og isomeraser (Avtsyn et al., 1991). Det unikke ved zink ligger i, at intet grundstof er inkluderet i sammensætningen af ​​et sådant antal enzymer og ikke udfører så mange forskellige fysiologiske funktioner (Kashin, 1999).

Forhøjede koncentrationer af zink har en giftig effekt på levende organismer. Hos mennesker forårsager de kvalme, opkastning, respirationssvigt, lungefibrose og er et kræftfremkaldende stof (Kenneth og Falchuk, 1993). Et overskud af zink i planter forekommer i områder med industriel jordforurening, såvel som ved forkert brug af zinkholdig gødning. De fleste plantearter har en høj tolerance over for dets overskud i jord. Men ved meget høje niveauer af dette metal i jord er klorose af unge blade et almindeligt symptom på zinktoksikose. Med dets overdrevne indtag i planter og den resulterende antagonisme med andre elementer, falder absorptionen af ​​kobber og jern, og symptomer på deres mangel opstår.

Hos dyr og mennesker påvirker zink celledeling og respiration, skeletudvikling, hjernedannelse og adfærdsreflekser, sårheling, reproduktiv funktion, immunrespons og interagerer med insulin. Ved mangel på grundstoffet opstår der en række hudsygdomme. Toksiciteten af ​​zink for dyr og mennesker er lav, pga. ved overskudsindtag akkumuleres det ikke, men udskilles. Imidlertid er der separate rapporter i litteraturen om den toksiske virkning af dette metal: Hos dyr falder stigningen i levende vægt, depression i adfærd opstår, og aborter er mulige (Kalnitsky, 1985). Generelt er det største problem for planter, dyr og mennesker i de fleste tilfælde zinkmangel snarere end dets giftige mængder.

Kobber- er et af de vigtigste uerstattelige elementer, der er nødvendige for levende organismer. I planter er det aktivt involveret i processerne med fotosyntese, respiration, restaurering og nitrogenfiksering. Kobber er en del af en række oxidaseenzymer - cytochromoxidase, ceruloplasmin, superoxiddismutase, uratoxidase og andre (Shkolnik, 1974; Avtsyn et al., 1991) og er involveret i biokemiske processer som en integreret del af enzymer, der udfører reaktioner af substratoxidation med molekylært oxygen. Data om grundstoffets toksicitet for planter er sparsomme. I øjeblikket er hovedproblemet manglen på kobber i jord eller dets ubalance med kobolt. De vigtigste tegn på kobbermangel for planter er en opbremsning og derefter ophør af dannelsen af ​​reproduktive organer, udseendet af spinkelt korn, tomkornede ører og et fald i modstanden mod ugunstige miljøfaktorer. Hvede, havre, byg, lucerne, spiseroer, løg og solsikke er mest følsomme over for dens mangel (Ilyin, Syso 2001; Adriano, 1986).

I en voksens krop findes halvdelen af ​​den samlede mængde kobber i muskler og knogler og 10 % i leveren. De vigtigste processer for absorption af dette element forekommer i maven og tyndtarmen. Dets assimilering og metabolisme er tæt forbundet med indholdet af andre makro- og mikroelementer og organiske forbindelser i fødevarer. Der er en fysiologisk antagonisme af kobber med molybdæn og sulfat svovl, såvel som mangan, zink, bly, strontium, cadmium, calcium, sølv. Et overskud af disse grundstoffer kan sammen med et lavt indhold af kobber i foder og fødevarer forårsage en betydelig mangel på sidstnævnte i menneske- og dyreorganismer, hvilket igen fører til anæmi, nedsat væksthastighed, tab af levende vægt og i tilfælde af akut mangel på metal (mindre end 2-3 mg pr. dag) kan forårsage leddegigt og endemisk struma. overdreven En persons absorption af kobber fører til Wilsons sygdom, hvor et overskud af elementet aflejres i hjernevæv, hud, lever, bugspytkirtel og myokardium.

Nikkel.Nikkels biologiske rolle er deltagelse i den strukturelle organisering og funktion af de vigtigste cellulære komponenter - DNA, RNA og protein. Sammen med dette er det også til stede i den hormonelle regulering af kroppen. Ifølge dets biokemiske egenskaber ligner nikkel meget jern og kobolt. Metalmangel hos drøvtyggende husdyr viser sig i et fald i enzymaktivitet og muligheden for død.

Indtil videre er der ingen data om nikkelmangel for planter i litteraturen, dog har en række forsøg påvist en positiv effekt af nikkelintroduktion i jorden på afgrødeudbyttet, hvilket kan skyldes, at det stimulerer de mikrobiologiske processer ved nitrifikation og mineralisering af nitrogenforbindelser i jord (Kashin, 1998; Ilyin, Syso, 2001; Brown, Wilch, 1987) Nikkeltoksicitet for planter kommer til udtryk ved undertrykkelse af fotosyntese og transpirationsprocesser, fremkomsten af ​​tegn på bladklorose. For dyreorganismer er den toksiske virkning af elementet ledsaget af et fald i aktiviteten af ​​en række metalloenzymer, en krænkelse af protein-, RNA- og DNA-syntese og udvikling af udtalt skade i mange organer og væv. Nikkels embryotoksicitet er eksperimentelt blevet fastslået (Strochkova et al., 1987; Yagodin et al., 1991). Overdreven indtagelse af metal i kroppen af ​​dyr og mennesker kan være forbundet med intens teknogen forurening af jord og planter med dette element.

Chrom. Chrom er et af de elementer, der er afgørende for dyreorganismer. Dens hovedfunktioner er interaktion med insulin i processerne af kulhydratmetabolisme, deltagelse i strukturen og funktionen af ​​nukleinsyrer og sandsynligvis skjoldbruskkirtlen (Avtsyn et al., 1991). Planteorganismer reagerer positivt på tilførslen af ​​chrom ved et lavt indhold af den tilgængelige form i jorden, men spørgsmålet om grundstoffets uundværlighed for planteorganismer undersøges fortsat.

Den toksiske virkning af et metal afhænger af dets valens: en hexavalent kation er meget mere giftig end en trivalent. Symptomer på kromtoksicitet manifesteres eksternt i et fald i vækst- og udviklingshastigheden af ​​planter, visnende luftdele, beskadigelse af rodsystemet og klorose af unge blade. Et overskud af metal i planter fører til et kraftigt fald i koncentrationerne af mange fysiologisk vigtige grundstoffer, primært K, P, Fe, Mn, Cu, B. Hos mennesker og dyr har Cr 6+ en generel toksikologisk, nefrotoksisk og hepatotoksisk effekt . Chromtoksicitet udtrykkes i en ændring i kroppens immunologiske reaktion, et fald i reparative processer i celler, enzymhæmning, leverskade og en krænkelse af biologiske oxidationsprocesser, især tricarboxylsyrecyklussen. Derudover forårsager et overskud af metal specifikke hudlæsioner (dermatitis, sår), manifestationer af næseslimhinden, pneumosklerose, gastritis, mave- og duodenalsår, krom hepatose, dysregulering af vaskulær tonus og hjerteaktivitet. Forbindelser Cr 6+ kan sammen med generelle toksikologiske virkninger forårsage mutagene og kræftfremkaldende virkninger. Chrom akkumuleres udover lungevæv i leveren, nyrerne, milten, knoglerne og knoglemarven (Krasnokutskaya et al., 1990).

Effekten af ​​HM-toksiske koncentrationer på planter er vist i tabel 1.1 og på menneskers og dyrs sundhed i tabel 1.2.

Tabel 1.1

Effekter af giftige koncentrationer af nogle tungmetaller på planter

Bemærk: * - mobil form, ifølge: Reutse, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Yagodin et al., 1989;. Ilyin, Syso, 2002

Tabel 1.2

Påvirkning af miljøforurening med tungmetaller

om menneskers og dyrs sundhed

Ifølge: Methodical ..., 1982; Kalnitsky, 1985; Avtsyn et al., 1991; Pokatilov, 1993; Makarov, 2002

1.2. Tungmetaller i jord

Indholdet af HM'er i jord, som fastslået af mange forskere, afhænger af sammensætningen af ​​de oprindelige bjergarter, hvoraf en betydelig variation er forbundet med den komplekse geologiske historie om udviklingen af ​​territorier (Kovda, 1973). hypergen transformation.

I de seneste årtier har menneskehedens menneskeskabte aktivitet været intensivt involveret i processerne af HM migration i det naturlige miljø. Mængden af ​​kemiske elementer, der kommer ind i miljøet som følge af teknogenese, overstiger i nogle tilfælde betydeligt niveauet for deres naturlige indtag. For eksempel globalt udvalg Pb fra naturlige kilder om året er 12 tusinde tons. og menneskeskabte emissioner på 332 tusinde tons. ( Nriagu , 1989). Involveret i naturlige migrationscyklusser fører menneskeskabte strømme til hurtig spredning af forurenende stoffer i de naturlige komponenter i bylandskabet, hvor deres interaktion med mennesker er uundgåelig. Mængderne af forurenende stoffer, der indeholder HM, stiger årligt og forårsager skade på det naturlige miljø, underminerer den eksisterende økologiske balance og påvirker menneskers sundhed negativt.

De vigtigste kilder til menneskeskabt frigivelse af HM'er i miljøet er termiske kraftværker, metallurgiske virksomheder, stenbrud og miner til udvinding af polymetalliske malme, transport, kemiske midler til beskyttelse af afgrøder mod sygdomme og skadedyr, afbrænding af olie og forskelligt affald, produktion af glas , gødning, cement osv. De kraftigste HM-haloer optræder omkring jernholdige og især ikke-jernholdige metallurgivirksomheder som følge af atmosfæriske emissioner (Kovalsky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Israel, 1984; Geochemistry ..., 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala, Singh, 2001). Virkningen af ​​forurenende stoffer strækker sig til titusinder af kilometer fra kilden af ​​elementer, der kommer ind i atmosfæren. Således spredes metaller i en mængde på 10 til 30 % af de samlede emissioner til atmosfæren over en afstand på 10 km eller mere fra en industrivirksomhed. Samtidig observeres kombineret forurening af planter, som består af direkte bundfældning af aerosoler og støv på overfladen af ​​blade og rodassimilering af HM'er akkumuleret i jorden under en lang periode med forurening fra atmosfæren (Ilyin, Syso, 2001) ).

Ifølge dataene nedenfor kan man bedømme størrelsen af ​​menneskehedens menneskeskabte aktivitet: bidraget fra teknogent bly er 94-97% (resten er naturlige kilder), cadmium - 84-89%, kobber - 56-87%, nikkel - 66-75%, kviksølv - 58% osv. Samtidig falder 26-44% af verdens menneskeskabte strøm af disse elementer på Europa, og andelen af ​​det tidligere USSR's europæiske territorium er 28-42% af alle emissioner i Europa (Vronsky, 1996). Niveauet af teknologisk nedfald af HM'er fra atmosfæren i forskellige regioner i verden er ikke det samme (tabel 1.3) og afhænger af tilstedeværelsen af ​​udviklede forekomster, graden af ​​udvikling af mine- og forarbejdnings- og industriindustrien, transport, urbanisering af territorier mv.

Tabel 1.3

Nedfald af tungmetaller fra atmosfæren på den underliggende overflade

regioner i verden, tusind tons/år (Israel et al., 1989, citeret af Vronsky, 1996)

Undersøgelsen af ​​forskellige industriers andel i den globale strøm af HM-emissioner viser: 73 % af kobber og 55 % af cadmium er forbundet med emissioner fra kobber- og nikkelproduktionsvirksomheder; 54 % af kviksølvemissionerne kommer fra kulforbrænding; 46% nikkel - til afbrænding af olieprodukter; 86% af bly kommer ind i atmosfæren fra køretøjer (Vronsky, 1996). En vis mængde HM'er tilføres også til miljøet fra landbruget, hvor der bruges pesticider og mineralsk gødning, især superfosfater indeholder betydelige mængder krom, cadmium, kobolt, kobber, nikkel, vanadium, zink mv.

Grundstoffer, der udsendes til atmosfæren gennem rør fra kemiske, tunge og nukleare industrier, har en mærkbar effekt på miljøet. Andelen af ​​termiske og andre kraftværker i atmosfærisk forurening er 27%, jernmetallurgivirksomheder - 24,3%, virksomheder til udvinding og fremstilling af byggematerialer - 8,1% (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991). HM'er (med undtagelse af kviksølv) indføres hovedsageligt i atmosfæren som aerosoler. Sættet af metaller og deres indhold i aerosoler bestemmes af specialiseringen af ​​industri- og energiaktiviteter. Når kul, olie og skifer brændes, kommer elementerne i disse brændstoffer ind i atmosfæren sammen med røg. Så kul indeholder cerium, krom, bly, kviksølv, sølv, tin, titanium samt uran, radium og andre metaller.

Den væsentligste miljøforurening er forårsaget af kraftige termiske stationer (Maistrenko et al., 1996). Hvert år frigiver afbrænding af kul alene 8.700 gange mere kviksølv til atmosfæren, end der kan indgå i det naturlige biogeokemiske kredsløb, 60 gange mere uran, 40 gange mere cadmium, 10 gange mere yttrium og zirconium og 3-4 gange mere tin. 90 % af cadmium, kviksølv, tin, titanium og zink, der forurener atmosfæren, kommer ind i det, når kul afbrændes. Dette påvirker i høj grad Republikken Buryatia, hvor energiselskaber, der bruger kul, er de største luftforurenende stoffer. Blandt dem (i henhold til deres bidrag til de samlede emissioner) skiller Gusinoozerskaya GRES (30%) og CHPP-1 fra Ulan-Ude (10%) sig ud.

Betydelig forurening af atmosfærisk luft og jord sker på grund af transport. De fleste HM'er indeholdt i støv- og gasemissioner fra industrivirksomheder er som regel mere opløselige end naturlige forbindelser (Bol'shakov et al., 1993) Store industrialiserede byer skiller sig ud blandt de mest aktive kilder til HM'er. Metaller akkumuleres relativt hurtigt i byernes jordbund og fjernes ekstremt langsomt fra dem: zinks halveringstid er op til 500 år, cadmium er op til 1100 år, kobber er op til 1500 år, og bly er op til flere tusinde år. år (Maistrenko et al., 1996). I mange byer i verden har høje mængder af HM-forurening ført til forstyrrelse af jordens vigtigste agroøkologiske funktioner (Orlov et al., 1991; Kasimov et al., 1995). Dyrkning af landbrugsplanter, der bruges til mad i nærheden af ​​disse territorier, er potentielt farlig, da afgrøder akkumulerer for store mængder af HM'er, der kan føre til forskellige sygdomme hos mennesker og dyr.

Ifølge en række forfattere (Ilyin og Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov og Zyrin, 1987, etc.) er det mere korrekt at vurdere graden af ​​jordforurening med HM'er ud fra indholdet af deres mest biotilgængelige mobile former. Imidlertid er maksimalt tilladte koncentrationer (MPC'er) af mobile former for de fleste HM'er endnu ikke blevet udviklet. Derfor kan litteraturdata om niveauet af deres indhold, der fører til negative miljømæssige konsekvenser, tjene som et sammenligningskriterium.

Nedenfor er en kort beskrivelse af metallers egenskaber vedrørende egenskaberne ved deres adfærd i jord.

At føre (Pb). Atommasse 207,2. Det primære element er et giftstof. Alle opløselige blyforbindelser er giftige. Under naturlige forhold findes det hovedsageligt i form af PbS Clark Pb i jordskorpen 16,0 mg/kg (Vinogradov, 1957). Sammenlignet med andre HM'er er det mindst mobilt, og elementets mobilitetsgrad reduceres kraftigt, når jorde kalkes Mobilt Pb er til stede i form af komplekser med organisk stof (60-80% af mobilt Pb). Ved høje pH-værdier er bly kemisk fikseret i jorden i form af hydroxid, fosfat, carbonat og Pb-organiske komplekser (Zink og cadmium…, 1992; Heavy…, 1997).

Det naturlige indhold af bly i jord er nedarvet fra moderbjergarter og er tæt forbundet med deres mineralogiske og kemiske sammensætning (Beus et al., 1976; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Den gennemsnitlige koncentration af dette grundstof i jordens jord når, ifølge forskellige skøn, fra 10 (Saet al., 1990) til 35 mg/kg (Bowen, 1979). MPC for bly til jord i Rusland svarer til 30 mg/kg (Instructive ..., 1990), i Tyskland - 100 mg/kg (Kloke, 1980).

Den høje koncentration af bly i jordbunden kan være forbundet med både naturlige geokemiske anomalier og menneskeskabte påvirkninger. Med teknogen forurening findes den højeste koncentration af grundstoffet som regel i det øverste jordlag. I nogle industriområder når det 1000 mg/kg (Dobrovolsky, 1983), og i overfladelaget af jord omkring non-ferro metallurgivirksomheder i Vesteuropa når det 545 mg/kg (Rautse og Kyrstya, 1986).

Indholdet af bly i jord i Rusland varierer betydeligt afhængigt af jordtypen, nærheden af ​​industrivirksomheder og naturlige geokemiske anomalier. I jordbunden i boligområder, især dem, der er forbundet med produktion af blyholdige produkter, er indholdet af dette grundstof ofte ti eller flere gange højere end MPC (tabel 1.4). Ifølge foreløbige skøn har op til 28 % af landets territorium et Pb-indhold i jorden i gennemsnit under baggrunden, og 11 % kan henføres til risikozonen. Samtidig er problemet med jordforurening med bly i Den Russiske Føderation overvejende et problem i boligområder (Snakin et al., 1998).

Cadmium (Cd). Atommasse 112,4. Cadmium ligner zink i kemiske egenskaber, men adskiller sig fra det ved større mobilitet i sure miljøer og bedre tilgængelighed for planter. I jordopløsningen er metallet til stede i form af Cd 2+ og danner komplekse ioner og organiske chelater. Den vigtigste faktor, der bestemmer indholdet af grundstoffet i jord i fravær af menneskeskabt påvirkning, er moderbjergarterne (Vinogradov, 1962; Mineev et al., 1981; Dobrovolsky, 1983; Ilyin, 1991; Zink og cadmium ..., 1992; Cadmium: økologisk ..., 1994). Clark af cadmium i lithosfæren 0,13 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). I jorddannende bjergarter er det gennemsnitlige metalindhold: i ler og lerskifer - 0,15 mg / kg, løss og løsslignende ler - 0,08, sand og sandet ler - 0,03 mg / kg (Zink og cadmium ..., 1992 ). I de kvartære aflejringer i Vestsibirien varierer koncentrationen af ​​cadmium inden for 0,01-0,08 mg/kg.

Cadmiums mobilitet i jorden afhænger af miljøet og redoxpotentialet (Heavy…, 1997).

Det gennemsnitlige indhold af cadmium i jordens jord er 0,5 mg/kg (Saet et al., 1990). Dens koncentration i jorddækket i den europæiske del af Rusland er 0,14 mg/kg i soddy-podzoljord, 0,24 mg/kg i chernozem (Zink og cadmium ..., 1992), 0,07 mg/kg i hovedtyperne jord af Vestsibirien (Ilyin, 1991). Det omtrentlige tilladte indhold (AEC) af cadmium for sandede og sandede lerjorde i Rusland er 0,5 mg/kg, i Tyskland er MPC for cadmium 3 mg/kg (Kloke, 1980).

Cadmiumforurening af jorddækket anses for at være et af de farligste miljøfænomener, da det akkumuleres i planter over normen selv med let jordforurening (Kadmiy …, 1994; Ovcharenko, 1998). De højeste koncentrationer af cadmium i det øvre jordlag ses i mineområder - op til 469 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), omkring zinksmelteværker når de 1700 mg/kg (Rautse, Kyrstya, 1986).

Zink (Zn). Atommasse 65,4. Dens clarke i jordskorpen er 83 mg/kg. Zink er koncentreret i leraflejringer og skifer i mængder fra 80 til 120 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), i deluviale, løsslignende og karbonat-lerholdige aflejringer i Ural, i muldjorder i det vestlige Sibirien - fra 60 til 80 mg/kg.

Vigtige faktorer, der påvirker mobiliteten af ​​Zn i jord, er indholdet af lermineraler og pH-værdien. Med en stigning i pH går grundstoffet over i organiske komplekser og er bundet af jorden. Zinkioner mister også deres mobilitet og kommer ind i mellempakkerne i montmorillonitkrystalgitteret. Med organisk materiale danner Zn stabile former; derfor akkumuleres det i de fleste tilfælde i jordhorisonter med et højt indhold af humus og i tørv.

Årsagerne til det øgede indhold af zink i jorden kan være både naturlige geokemiske anomalier og teknogen forurening. De vigtigste menneskeskabte kilder til dets modtagelse er primært ikke-jernholdige metallurgivirksomheder. Jordforurening med dette metal har i nogle områder ført til dets ekstremt høje ophobning i det øverste jordlag - op til 66400 mg/kg. I havejord akkumuleres op til 250 eller mere mg/kg zink (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). AEC for zink for sandet og sandet lerjord er 55 mg/kg; tyske forskere anbefaler en MPC på 100 mg/kg (Kloke, 1980).

kobber (Cu). Atommasse 63,5. Clark i jordskorpen 47 mg/kg (Vinogradov, 1962). Kemisk er kobber et inaktivt metal. Den grundlæggende faktor, der påvirker Cu-indholdet, er dets koncentration i jorddannende bjergarter (Goryunova et al., 2001). Af de magmatiske bjergarter akkumuleres den største mængde af grundstoffet af hovedbjergarterne - basalter (100-140 mg/kg) og andesitter (20-30 mg/kg). Dækkende og løsslignende ler (20-40 mg/kg) er mindre rig på kobber. Dets laveste indhold ses i sandsten, kalksten og granitter (5-15 mg/kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Koncentrationen af ​​metal i ler i den europæiske del af det tidligere USSRs territorium når 25 mg/kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), i løsslignende lerjord når den 18 mg/kg (Kovda, 1989). Sandede og sandede jorddannende klipper i Altai-bjergene akkumulerer i gennemsnit 31 mg/kg kobber (Malgin, 1978), i den sydlige del af det vestlige Sibirien - 19 mg/kg (Ilyin, 1973).

I jord er kobber et svagt vandrende element, selvom indholdet af den mobile form er ret højt. Mængden af ​​mobilt kobber afhænger af mange faktorer: den kemiske og mineralogiske sammensætning af moderbjergarten, pH i jordopløsningen, indholdet af organisk stof osv. (Vinogradov, 1957; Peive, 1961; Kovalsky og Andriyanova, 1970; Alekseev, 1987 osv.). Den største mængde kobber i jorden er forbundet med oxider af jern, mangan, jern og aluminiumhydroxider, og især med montmorillonit vermiculit. Humus- og fulvinsyrer er i stand til at danne stabile komplekser med kobber. Ved pH 7-8 er opløseligheden af ​​kobber den laveste.

Det gennemsnitlige indhold af kobber i jordens jord er 30 mg/kg ( Bowen , 1979). Nær industrielle forureningskilder kan der i nogle tilfælde observeres jordforurening med kobber op til 3500 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Det gennemsnitlige metalindhold i jordbunden i de centrale og sydlige regioner i det tidligere USSR er 4,5-10,0 mg/kg, i den sydlige del af det vestlige Sibirien - 30,6 mg/kg (Ilyin, 1973), i Sibirien og Fjernøsten - 27,8 mg/kg (Makeev, 1973). MPC for kobber i Rusland er 55 mg/kg (Instructive ..., 1990), APC for sandede og sandede lerjorde er 33 mg/kg (Control ..., 1998), i Tyskland - 100 mg/kg ( Kloke, 1980).

Nikkel (Ni). Atommasse 58,7. I kontinentale sedimenter er det hovedsageligt til stede i form af sulfider og arsenitter og er også forbundet med carbonater, fosfater og silikater. Klarheden af ​​et grundstof i jordskorpen er 58 mg/kg (Vinogradov, 1957). Ultrabasiske (1400-2000 mg/kg) og basiske (200-1000 mg/kg) bjergarter akkumulerer den største mængde metal, mens sedimentære og sure bjergarter indeholder det i meget lavere koncentrationer - 5-90 og 5-15 mg/kg, henholdsvis (Reuce, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias og Pendias, 1989). Af stor betydning ved akkumulering af nikkel af jorddannende klipper er deres granulometriske sammensætning. På eksemplet med jorddannende klipper i det vestlige Sibirien kan det ses, at i lettere bjergarter er dets indhold det laveste, i tunge klipper er det det højeste: i sand - 17, sandet ler og let ler - 22, medium ler - 36, tung ler og ler - 46 (Ilyin, 2002).

Indholdet af nikkel i jord afhænger i høj grad af tilgængeligheden af ​​dette grundstof i jorddannende bjergarter (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). De højeste koncentrationer af nikkel ses som regel i leret og lerholdigt jord, i jord dannet på basiske og vulkanske klipper og rig på organisk materiale. Fordelingen af ​​Ni i jordprofilen er bestemt af indholdet af organisk stof, amorfe oxider og mængden af ​​lerfraktion.

Niveauet af nikkelkoncentration i det øvre jordlag afhænger også af graden af ​​deres teknogene forurening. I områder med en udviklet metalbearbejdningsindustri forekommer meget høj ophobning af nikkel i jord: I Canada når bruttoindholdet 206-26.000 mg/kg, og i Storbritannien når indholdet af mobile former 506-600 mg/kg. I jorden i Storbritannien, Holland, Tyskland, behandlet med spildevandsslam, ophobes nikkel op til 84-101 mg/kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). I Rusland (ifølge en undersøgelse af 40-60% af landbrugsjorden) er 2,8% af jorddækket forurenet med dette element. Andelen af ​​jord, der er forurenet med Ni blandt andre HM'er (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As, osv.) er faktisk den mest signifikante og er kun næst efter jord forurenet med kobber (3,8%) (Aristarkhov, Kharitonova, 2002 ). Ifølge landovervågningsdata fra statsstationen for Agrochemical Service "Buryatskaya" for 1993-1997. på Republikken Buryatiens territorium blev et overskud af MPC af nikkel registreret med 1,4% af jorden i det undersøgte område med landbrugsjord, blandt hvilke Zakamenskys jorder (20% af jorden er forurenet - 46 tusind ha) og Khorinsky-distrikter (11% af jorden er forurenet - 8 tusind ha) skelnes.

Chrome (cr). Atommasse 52. I naturlige forbindelser har chrom en valens på +3 og +6. Det meste af Cr 3+ er til stede i chromit FeCr 2 O 4 eller andre mineraler i spinel-serien, hvor det erstatter Fe og Al, som det er meget tæt på i sine geokemiske egenskaber og ionradius.

Clark af chrom i jordskorpen - 83 mg / kg. Dens højeste koncentrationer blandt magmatiske bjergarter er typiske for ultrabasiske og basiske (henholdsvis 1600-3400 og 170-200 mg/kg), lavere koncentrationer for mellemstore bjergarter (15-50 mg/kg) og de laveste for sure bjergarter (4- 25 mg/kg). kg). Blandt sedimentære bjergarter blev det maksimale indhold af grundstoffet fundet i lersedimenter og skifer (60-120 mg/kg), minimumsindholdet blev fundet i sandsten og kalksten (5-40 mg/kg) (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Indholdet af metal i jorddannende klipper i forskellige regioner er meget forskelligartet. I den europæiske del af det tidligere USSR er dets indhold i de mest almindelige jorddannende bjergarter såsom løss, løsslignende karbonat og kappejord i gennemsnit 75-95 mg/kg (Yakushevskaya, 1973). De jorddannende klipper i det vestlige Sibirien indeholder i gennemsnit 58 mg/kg Cr, og dens mængde er tæt forbundet med klippernes granulometriske sammensætning: sandede og sandede lerholdige klipper - 16 mg/kg, og mellem lerholdige og lerholdige klipper - ca. 60 mg/kg (Ilyin, Syso, 2001).

I jord er det meste af chrom til stede i form af Cr 3+. I et surt miljø er Cr 3+ ionen inert; ved pH 5,5 udfældes den næsten fuldstændigt. Cr 6+ ionen er ekstremt ustabil og mobiliseres let i både sur og basisk jord. Adsorptionen af ​​chrom af ler afhænger af mediets pH: med en stigning i pH falder adsorptionen af ​​Cr 6+, og Cr 3+ stiger. Jordens organiske stof stimulerer reduktionen af ​​Cr 6+ til Cr 3+.

Det naturlige indhold af krom i jord afhænger hovedsageligt af dets koncentration i jorddannende bjergarter (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaya et al., 1990), mens fordelingen langs jordprofilen afhænger af jorddannelsens egenskaber, i især om den granulometriske sammensætning af genetiske horisonter. Det gennemsnitlige indhold af krom i jord er 70 mg/kg (Bowen, 1979). Det højeste indhold af grundstoffet er observeret i jord dannet på basiske og vulkanske klipper rige på dette metal. Det gennemsnitlige indhold af Cr i jorden i USA er 54 mg/kg, Kina er 150 mg/kg (Kabata-Pendias og Pendias, 1989), og Ukraine er 400 mg/kg (Bespamyatnov og Krotov, 1985). I Rusland skyldes dets høje koncentrationer i jord under naturlige forhold berigelse af jorddannende sten. Kursk chernozems indeholder 83 mg/kg chrom, soddy-podzolisk jord i Moskva-regionen - 100 mg/kg. Jorden i Ural, dannet på serpentinitter, indeholder op til 10.000 mg/kg metal og 86-115 mg/kg i det vestlige Sibirien (Yakushevskaya, 1973; Krasnokutskaya et al., 1990; Ilyin og Syso, 2001).

Antropogene kilders bidrag til forsyningen af ​​chrom er meget betydeligt. Chrommetal bruges hovedsageligt til forkromning som en komponent i legeret stål. Jordforurening med Cr er blevet bemærket på grund af emissioner fra cementfabrikker, jern-chrom slaggedepoter, olieraffinaderier, jernholdige og ikke-jernholdige metallurgivirksomheder, brugen af ​​industrielt spildevandsslam i landbruget, især garverier, og mineralsk gødning. De højeste koncentrationer af chrom i teknologisk forurenet jord når 400 mg/kg eller mere (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), hvilket er særligt karakteristisk for storbyer (tabel 1.4). I Buryatia er 22 tusinde hektar ifølge jordovervågningsdata udført af Buryatskaya State Agrochemical Service Station for 1993-1997 forurenet med krom. Overskridelser af MPC med 1,6-1,8 gange blev noteret i distrikterne Dzhida (6,2 tusinde ha), Zakamensky (17,0 tusinde ha) og Tunkinsky (14,0 tusinde ha). MPC for chrom i jord i Rusland er endnu ikke blevet udviklet, og i Tyskland for jord på landbrugsjord er det 200-500, husstandsparceller - 100 mg / kg (Ilyin, Syso, 2001; Eikmann, Kloke, 1991).

1.3. Effekt af tungmetaller på mikrobiel cenose af jord

En af de mest effektive diagnostiske indikatorer for jordforurening er dens biologiske tilstand, som kan vurderes ud fra levedygtigheden af ​​de jordmikroorganismer, der bebor den (Babieva et al., 1980; Levin et al., 1989; Guzev, Levin, 1991; Kolesnikov , 1995; Zvyagintsev et al. ., 1997; Saeki et al., 2002).

Det bør også tages i betragtning, at mikroorganismer spiller en vigtig rolle i migrationen af ​​HM'er i jorden. I livets proces fungerer de som producenter, forbrugere og transportmidler i jordens økosystem. Mange jordsvampe udviser evnen til at immobilisere HM'er, fiksere dem i myceliet og midlertidigt udelukke dem fra cyklussen. Derudover neutraliserer svampe, der frigiver organiske syrer, virkningen af ​​disse elementer og danner sammen med dem komponenter, der er mindre giftige og tilgængelige for planter end frie ioner (Pronina, 2000; Zeolites, 2000).

Under påvirkning af forhøjede HM-koncentrationer er der et kraftigt fald i aktiviteten af ​​enzymer: amylase, dehydrogenase, urease, invertase, katalase (Grigoryan, 1980; Panikova, Pertsovskaya, 1982) såvel som antallet af individuelle agronomisk værdifulde grupper af mikroorganismer (Bulavko, 1982; Babich, Stotzky, 1985). HM'er hæmmer processerne med mineralisering og syntese af forskellige stoffer i jord (Naplekova, 1982; Evdokimova et al., 1984), undertrykker jordmikroorganismers respiration, forårsager en mikrobostatisk effekt (Skvortsova et al., 1980) og kan fungere som en mutagen faktor (Kabata-Pendias, Pendias, 1989) For højt indhold af HM'er i jorden reducerer aktiviteten af ​​metaboliske processer, morfologiske transformationer i strukturen af ​​reproduktive organer, og andre ændringer i jordens biota forekommer. HM'er kan stort set undertrykke biokemisk aktivitet og forårsage ændringer i det samlede antal jordmikroorganismer (Brookes og Mcgrant, 1984).

Jordforurening med HM forårsager visse ændringer i artssammensætningen af ​​komplekset af jordmikroorganismer. Som et generelt mønster er der en betydelig reduktion i artsrigdommen og mangfoldigheden af ​​komplekset af jordmikromyceter på grund af forurening. I det mikrobielle samfund af forurenet jord optræder mikromyceter, der er resistente over for HM-arter, der er usædvanlige for normale forhold (Kobzev, 1980; Lagauskas et al., 1981; Evdokimova et al., 1984). Mikroorganismers tolerance over for jordforurening afhænger af deres tilhørsforhold til forskellige systematiske grupper. Arter af slægten Bacillus, nitrificerende mikroorganismer, er meget følsomme over for høje koncentrationer af HM'er; pseudomonader, streptomyceter og mange typer celluloseødelæggende mikroorganismer er noget mere resistente; svampe og actinomyceter er de mest resistente (Naplekova, 1982; ., 2000).

Ved lave HM-koncentrationer observeres en vis stimulering af udviklingen af ​​det mikrobielle samfund, og efterhånden som koncentrationerne stiger, forekommer der delvis inhibering og endelig dens fuldstændige undertrykkelse. Betydelige ændringer i artssammensætningen registreres ved HM-koncentrationer 50-300 gange højere end baggrundskoncentrationerne.

Graden af ​​hæmning af den vitale aktivitet af mikrobiocenose afhænger også af de fysiologiske og biokemiske egenskaber af specifikke metaller, der forurener jorden. Bly påvirker negativt den biotiske aktivitet i jorden, hæmmer aktiviteten af ​​enzymer ved at reducere intensiteten af ​​kuldioxidfrigivelsen og antallet af mikroorganismer, forårsager forstyrrelser i metabolismen af ​​mikroorganismer, især respirations- og celledelingsprocesserne. Cadmiumioner i en koncentration på 12 mg/kg forstyrrer fikseringen af ​​atmosfærisk nitrogen, såvel som processerne for ammonifikation, nitrifikation og denitrifikation (Rautse og Kirstya, 1986). Svampe er de mest udsatte for cadmium, og nogle arter forsvinder helt, efter at metallet kommer i jorden (Kadmium: økologisk ..., 1994). Et overskud af zink i jord hindrer gæringen af ​​cellulosenedbrydning, respiration af mikroorganismer, virkningen af ​​urease osv., som et resultat af hvilket processerne til omdannelse af organisk stof i jord er forstyrret. Derudover afhænger den toksiske virkning af HM'er af sættet af metaller og deres gensidige virkninger (antagonistisk, synergistisk eller total) på mikrobiotaen.

Under påvirkning af jordforurening med HM'er sker der således ændringer i komplekset af jordmikroorganismer. Dette kommer til udtryk i et fald i artsrigdom og mangfoldighed og en stigning i andelen af ​​mikroorganismer, der tåler forurening. Intensiteten af ​​jordens selvrensning fra forurenende stoffer afhænger af aktiviteten af ​​jordprocesser og den vitale aktivitet af de mikroorganismer, der bebor den.

Niveauet af jordforurening med HM'er påvirker jordens biokemiske aktivitet, artsstrukturen og det samlede antal mikrobielle samfund (Microorganisms…, 1989). I jorde, hvor indholdet af tungmetaller overstiger baggrunden med 2-5 gange eller flere, ændres individuelle indikatorer for enzymatisk aktivitet mest mærkbart, den samlede biomasse af det amylolytiske mikrobielle samfund stiger lidt, og andre mikrobiologiske indikatorer ændres også. Med en yderligere stigning i HM-indholdet til en størrelsesorden findes et signifikant fald i individuelle indikatorer for den biokemiske aktivitet af jordmikroorganismer (Grigoryan, 1980; Panikova og Pertsovskaya, 1982). Der er en omfordeling af dominansen af ​​det amylolytiske mikrobielle samfund i jorden. I jorden, der indeholder HM'er i koncentrationer en eller to størrelsesordener højere end baggrunden, er ændringer i en hel gruppe af mikrobiologiske parametre allerede betydelige. Antallet af arter af jordmikromyceter reduceres, og de mest resistente arter begynder at dominere absolut. Når HM-indholdet i jorden overstiger baggrunden med tre størrelsesordener, observeres skarpe ændringer i næsten alle mikrobiologiske parametre. Ved de angivne koncentrationer af HM'er i jord sker hæmning og død af mikrobiotaen, der er normal for uforurenet jord. Samtidig udvikler et meget begrænset antal mikroorganismer resistente over for HM, hovedsageligt mikromyceter, aktivt og dominerer endda absolut. Endelig findes der ved HM-koncentrationer i jord, der overstiger baggrundsniveauerne med fire eller flere størrelsesordener, et katastrofalt fald i jordens mikrobiologiske aktivitet, der grænser op til mikroorganismers fuldstændige død.

1.4. Tungmetaller i planter

Planteføde er hovedkilden til HM-indtag hos mennesker og dyr. Ifølge forskellige data (Panin, 2000; Ilyin, Syso, 2001) kommer fra 40 til 80% af HM med, og kun 20-40% - med luft og vand. Derfor afhænger befolkningens sundhed i høj grad af niveauet af akkumulering af metaller i planter, der bruges til fødevarer.

Den kemiske sammensætning af planter afspejler som bekendt jordens grundstofsammensætning. Derfor skyldes planters overdrevne akkumulering af HM'er primært deres høje koncentrationer i jord. I deres vitale aktivitet kommer planter kun i kontakt med tilgængelige former for HM'er, hvis mængde igen er tæt forbundet med jordens bufferkapacitet. Men jordens evne til at binde og inaktivere HM'er har sine begrænsninger, og når de ikke længere kan klare den indkommende strøm af metaller, bliver tilstedeværelsen i planterne selv af fysiologiske og biokemiske mekanismer, der forhindrer deres indtrængning, vigtig.

Mekanismerne for planteresistens over for HM-overskud kan manifestere sig på forskellige måder: nogle arter er i stand til at akkumulere høje HM-koncentrationer, men udviser tolerance over for dem; andre søger at reducere deres indtag ved at maksimere deres barrierefunktioner. For de fleste planter er det første barriereniveau rødderne, hvor den største mængde HM tilbageholdes, den næste er stænglerne og bladene, og endelig er det sidste de organer og dele af planter, der er ansvarlige for reproduktive funktioner (de fleste planter). ofte frø og frugter, samt rod- og knoldafgrøder mv.). (Garmash G.A. 1982; Ilyin, Stepanova, 1982; Garmash N.Yu., 1986; Alekseev, 1987; Heavy ..., 1987; Goryunova, 1995; Orlov et al., 1991 og andre; Ilyin, Syso, 2001). Niveauet af HM-akkumulering af forskellige planter afhængigt af deres genetiske og artskarakteristika med samme HM-indhold i jord er tydeligt illustreret af dataene præsenteret i tabel 1.5.

Tabel 1.5

teknologisk forurenet jord, mg/kg vådvægt (husstandsgrund,

Belovo, Kemerovo-regionen) (Ilyin, Syso, 2001)

Bemærk: bruttoindhold i jord Zn er lig med 7130, P b - 434 mg / kg

Disse mønstre gentager sig dog ikke altid, hvilket sandsynligvis skyldes planters vækstbetingelser og deres genetiske specificitet. Der er tilfælde, hvor forskellige sorter af den samme afgrøde, der voksede på den samme forurenede jord, indeholdt forskellige mængder HM. Dette faktum skyldes tilsyneladende den intraspecifikke polymorfi, der er iboende i alle levende organismer, som også kan manifestere sig i teknogen forurening af det naturlige miljø. Denne egenskab i planter kan blive grundlaget for genetiske forædlingsstudier for at skabe sorter med øgede beskyttelsesevner i forhold til for høje HM-koncentrationer (Ilyin og Syso, 2001).

På trods af den betydelige variabilitet af forskellige planter til akkumulering af HM'er, har bioakkumulering af elementer en vis tendens, hvilket gør det muligt for dem at blive ordnet i flere grupper: 1) Cd , Cs , Rb - elementer med intens absorption; 2) Zn, Mo, Cu, Pb, As, Co - gennemsnitlig absorptionsgrad; 3) Mn, Ni, Cr - svag absorption og 4) Se, Fe, Ba, Te - elementer vanskelige for planter (Heavy ..., 1987; Cadmium ..., 1994; Pronina, 2000).

En anden vej for HM-indgang i planter er bladabsorption fra luftstrømme. Det foregår med en betydelig udfældning af metaller fra atmosfæren på pladeapparatet, oftest i nærheden af ​​store industrivirksomheder. Tilførslen af ​​elementer til planter gennem bladene (eller bladabsorption) sker hovedsageligt gennem ikke-metabolisk penetration gennem neglebåndet. HM absorberet af blade kan overføres til andre organer og væv og indgå i stofskiftet. Metaller aflejret med støvemissioner på blade og stængler udgør ikke en fare for mennesker, hvis planterne vaskes grundigt inden de spises. Dyr, der spiser sådan vegetation, kan dog modtage store mængder HM'er.

Efterhånden som planter vokser, omfordeles elementerne gennem deres organer. For kobber og zink etableres samtidig følgende mønster i deres indhold: rødder > korn > halm. For bly, cadmium og strontium har det en anden form: rødder > halm > korn (Heavy…, 1997). Det er kendt, at der sammen med planters artsspecificitet med hensyn til akkumulering af HM'er er visse generelle mønstre. Eksempelvis blev det højeste HM-indhold fundet i bladgrøntsager og ensilageafgrøder, mens det laveste indhold blev fundet i bælgfrugter, korn og industriafgrøder.

Det betragtede materiale indikerer således et enormt bidrag til jord- og planteforurening fra HM'er fra store byer. Derfor er problemet med TM blevet et af de "akutte" problemer i moderne naturvidenskab. En tidligere geokemisk undersøgelse af jordbunden i Ulan-Ude (Belogolovov, 1989) gør det muligt at estimere det samlede niveau af forurening af 0-5 cm af jorddæklaget med en bred vifte af kemiske elementer. Jorden på gartnerikooperativer, husstandsgrunde og andre jorder, hvor fødeplanter dyrkes af befolkningen, forbliver dog praktisk talt uudforsket; disse territorier, hvis forurening direkte kan påvirke sundheden for befolkningen i Ulan-Ude. Der er absolut ingen data om indholdet af mobile HM-formularer. Derfor forsøgte vi i vores undersøgelser at dvæle mere detaljeret ved undersøgelsen af ​​den nuværende tilstand af forurening af havebrugsjorde i Ulan-Ude med HM'er, deres farligste mobile former for biota og funktionerne i metallernes fordeling og adfærd. i jorddækningen og profilen af ​​hovedtyperne af jord i Ulan-Ude .

Rationering af indholdet af tungmetaller

i jord og planter er ekstremt kompleks på grund af umuligheden af ​​fuldt ud at tage hensyn til alle miljøfaktorer. Så kun ændring af jordens agrokemiske egenskaber (reaktion af miljøet, humusindhold, mætning med baser, granulometrisk sammensætning) kan reducere eller øge indholdet af tungmetaller i planter flere gange. Der er modstridende data selv om baggrundsindholdet af nogle metaller. Resultaterne givet af forskere afviger nogle gange med 5-10 gange.

Mange skalaer er blevet foreslået

miljøregulering af tungmetaller. I nogle tilfælde blev det højeste metalindhold observeret i almindelige menneskeskabte jorde taget som den maksimalt tilladte koncentration, i andre tilfælde indholdet, som er det begrænsende med hensyn til fytotoksicitet. I de fleste tilfælde er MPC'er blevet foreslået for tungmetaller, der overskrider den øvre grænse flere gange.

At karakterisere teknogen forurening

tungmetaller anvender en koncentrationsfaktor svarende til forholdet mellem koncentrationen af ​​grundstoffet i forurenet jord og dets baggrundskoncentration. Ved forurening med flere tungmetaller estimeres graden af ​​forurening ved værdien af ​​det samlede koncentrationsindeks (Zc). Omfanget af jordforurening med tungmetaller foreslået af IMGRE er vist i tabel 1.

Tabel 1. Skema til vurdering af jord til landbrugsbrug efter graden af ​​forurening med kemikalier (Goskomgidromet of the USSR, nr. 02-10 51-233 dateret 10.12.90)

Officielt godkendte MPC'er

Tabel 2 viser officielt godkendte MPC'er og tilladte niveauer af deres indhold med hensyn til skadelighed. I overensstemmelse med den ordning, der er vedtaget af medicinske hygiejnere, er reguleringen af ​​tungmetaller i jord opdelt i translokation (overgang af et element til planter), vandrende vand (overgang til vand) og almindelig sanitær (indflydelse på den selvrensende kapacitet af jord og jord mikrobiocenose).

Tabel 2. Maksimalt tilladte koncentrationer (MAC'er) af kemiske stoffer i jord og tilladte niveauer af deres indhold med hensyn til skadelighed (pr. 01/01/1991. Goskompriroda USSR, nr. 02-2333 dateret 12/10/90).

* - bruttoindhold - omtrentlig.
** - modsigelse; for arsen er det gennemsnitlige baggrundsindhold 6 mg/kg, baggrundsindholdet af bly overstiger normalt også MPC-normerne.

Officielt godkendt UEC

DEC'er udviklet i 1995 for det samlede indhold af tungmetaller og arsen gør det muligt at opnå en mere fuldstændig karakterisering af jordforurening med tungmetaller, da de tager højde for miljøets reaktionsniveau og jordens granulometriske sammensætning.

Tabel 3 Omtrent tilladte koncentrationer (APC) af tungmetaller og arsen i jord med forskellige fysiske og kemiske egenskaber (bruttoindhold, mg/kg) (Supplement nr. 1 til listen over MPC og APC nr. 6229-91).

Det følger af materialerne, at kravene til grove former for tungmetaller hovedsageligt præsenteres. Blandt de mobile kun kobber, nikkel, zink, krom og kobolt. Derfor opfylder de udviklede standarder på nuværende tidspunkt ikke længere alle kravene.

er en kapacitansfaktor, der først og fremmest afspejler den potentielle fare for forurening af planteprodukter, infiltration og overfladevand. Det karakteriserer den generelle forurening af jorden, men afspejler ikke graden af ​​tilgængelighed af elementer til planten. For at karakterisere jordens ernæringstilstand af planter bruges kun deres mobile former.

Definition af bevægelige former

De bestemmes ved hjælp af forskellige ekstraktionsmidler. Den samlede mængde af den mobile form af metallet - ved hjælp af en syreekstrakt (for eksempel 1N HCL). Den mest mobile del af de mobile reserver af tungmetaller i jorden passerer ind i ammoniumacetatbufferen. Koncentrationen af ​​metaller i vandekstraktet viser graden af ​​mobilitet af elementer i jorden, som er den farligste og mest "aggressive" fraktion.

Forskrifter for bevægelige forme

Der er foreslået flere vejledende normative skalaer. Nedenfor er et eksempel på en af ​​skalaerne for de maksimalt tilladte mobile former for tungmetaller.

Tabel 4. Maksimalt tilladt indhold af den mobile form af tungmetaller i jord, mg/kg ekstraktionsmiddel 1n. HCI (H. Chuldzhiyan et al., 1988).

Tungmetaller i jorden

For nylig er der på grund af industriens hurtige udvikling sket en betydelig stigning i niveauet af tungmetaller i miljøet. Udtrykket "tungmetaller" anvendes på metaller enten med en densitet på over 5 g/cm ved. enheder Blandt de kemiske elementer er tungmetaller de mest giftige og næstefter pesticider med hensyn til deres fareniveau. Samtidig er følgende kemiske grundstoffer giftige: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Tungmetallers fytotoksicitet afhænger af deres kemiske egenskaber: valens, ionradius og evne til at danne komplekser. I de fleste tilfælde, i henhold til graden af ​​toksicitet, er grundstofferne arrangeret i rækkefølgen: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Denne serie kan dog ændre sig noget på grund af jordens ulige udfældning af grundstoffer og overførsel til en tilstand, der er utilgængelig for planter, vækstbetingelser og selve planternes fysiologiske og genetiske egenskaber. Omdannelsen og migrationen af ​​tungmetaller sker under direkte og indirekte påvirkning af kompleksdannelsesreaktionen. Ved vurdering af miljøforurening er det nødvendigt at tage hensyn til jordens egenskaber og først og fremmest den granulometriske sammensætning, humusindhold og buffering. Bufferkapacitet forstås som jordens evne til at holde koncentrationen af ​​metaller i jordopløsningen på et konstant niveau.

I jord er tungmetaller til stede i to faser - fast og i jordopløsning. Metallers eksistensform bestemmes af miljøets reaktion, jordopløsningens kemiske og materielle sammensætning og først og fremmest indholdet af organiske stoffer. Elementer - kompleksstoffer, der forurener jorden, er hovedsageligt koncentreret i dets øverste 10 cm lag. Men når lavbufferjord forsures, passerer en betydelig del af metaller fra den udvekslingsabsorberede tilstand ind i jordopløsningen. Cadmium, kobber, nikkel, kobolt har en stærk migrationsevne i et surt miljø. Et fald i pH med 1,8-2 enheder fører til en stigning i mobiliteten af ​​zink med 3,8-5,4, cadmium - med 4-8, kobber - med 2-3 gange. .

Tabel 1 MPC (MAC) standarder, baggrundskoncentrationer af kemiske grundstoffer i jord (mg/kg)

Når tungmetaller kommer ind i jorden, interagerer de således hurtigt med organiske ligander og danner komplekse forbindelser. Så ved lave koncentrationer i jorden (20-30 mg/kg) er ca. 30 % af bly i form af komplekser med organiske stoffer. Andelen af ​​blykompleksforbindelser stiger med koncentrationen op til 400 mg/g og falder derefter. Metaller sorberes også (udveksling eller ikke-udveksling) ved udfældning af jern- og manganhydroxider, lermineraler og organisk materiale i jorden. Metaller, der er tilgængelige for planter og i stand til at udvaske, findes i jordopløsningen i form af frie ioner, komplekser og chelater.

Jordens optagelse af HM'er afhænger i højere grad af miljøets reaktion og af hvilke anioner, der er fremherskende i jordopløsningen. I et surt miljø er kobber, bly og zink mere sorberet, og i et alkalisk miljø optages cadmium og kobolt intensivt. Kobber binder sig fortrinsvis til organiske ligander og jernhydroxider.

Tabel 2 Mobilitet af sporstoffer i forskellige jordarter afhængigt af jordopløsningens pH

Jord-klimatiske faktorer bestemmer ofte retningen og hastigheden af ​​migration og transformation af HM'er i jorden. Således bidrager forholdene for jord- og vandregimerne i skov-steppezonen til den intensive lodrette migration af HM langs jordprofilen, herunder mulig overførsel af metaller med vandstrøm langs revner, rodbaner mv. .

Nikkel (Ni) er et grundstof i gruppe VIII i det periodiske system med en atommasse på 58,71. Nikkel hører sammen med Mn, Fe, Co og Cu til de såkaldte overgangsmetaller, hvis forbindelser er yderst biologisk aktive. På grund af de særlige forhold ved strukturen af ​​elektronorbitaler har ovennævnte metaller, herunder nikkel, en udtalt evne til kompleks dannelse. Nikkel er i stand til at danne stabile komplekser med for eksempel cystein og citrat, samt med mange organiske og uorganiske ligander. Den geokemiske sammensætning af moderbjergarter bestemmer i høj grad nikkelindholdet i jorden. Den største mængde nikkel er indeholdt i jord dannet af basiske og ultrabasiske bjergarter. Ifølge nogle forfattere varierer grænserne for overskydende og toksiske niveauer af nikkel for de fleste arter fra 10 til 100 mg/kg. Størstedelen af ​​nikkel er urørligt fikseret i jorden, og meget svag migration i kolloid tilstand og i sammensætningen af ​​mekaniske suspensioner påvirker ikke deres fordeling langs den lodrette profil og er ret ensartet.

Bly (Pb). Blyets kemi i jord bestemmes af en delikat balance mellem modsat rettede processer: sorption-desorption, opløsning-overgang til en fast tilstand. Bly frigivet til jorden med emissioner indgår i kredsløbet af fysiske, kemiske og fysisk-kemiske omdannelser. Først dominerer processerne med mekanisk forskydning (blypartikler bevæger sig langs overfladen og i jorden langs revner) og konvektiv diffusion. Efterhånden som fastfase blyforbindelser opløses, kommer mere komplekse fysisk-kemiske processer (især iondiffusionsprocesser) i spil, ledsaget af omdannelsen af ​​blyforbindelser, der kommer med støv.

Det er blevet fastslået, at bly migrerer både vertikalt og horisontalt, hvor den anden proces sejrer over den første. Over 3 års observationer i en forb eng bevægede blystøv påført lokalt på jordoverfladen sig i vandret retning med 25-35 cm, mens dets indtrængningsdybde i jordtykkelsen var 10-15 cm Biologiske faktorer spiller en vigtig rolle i bly migration: planterødder absorberer ioner metaller; i løbet af vækstsæsonen bevæger de sig i jordens tykkelse; Når planter dør og nedbrydes, frigives bly til den omgivende jordmasse.

Det er kendt, at jorden har evnen til at binde (sorbere) teknogent bly, der er kommet ind i den. Sorption menes at omfatte flere processer: fuldstændig udveksling med kationerne i det absorberende kompleks af jord (uspecifik adsorption) og en række kompleksdannelsesreaktioner af bly med donorer af jordkomponenter (specifik adsorption). I jorden forbindes bly hovedsageligt med organisk materiale samt med lermineraler, manganoxider, jern- og aluminiumhydroxider. Ved at binde bly forhindrer humus dets migration til tilstødende miljøer og begrænser dets indtræden i planter. Af lermineralerne er illiter karakteriseret ved en tendens til blysorption. En stigning i jordens pH under kalkning fører til endnu større binding af bly i jorden på grund af dannelsen af ​​tungtopløselige forbindelser (hydroxider, karbonater, etc.).

Bly, som er til stede i jorden i mobile former, fikseres med tiden af ​​jordkomponenter og bliver utilgængeligt for planter. Ifølge indenlandske forskere er bly stærkest fikseret i chernozem og tørve-silt jord.

Cadmium (Cd) Et træk ved cadmium, der adskiller det fra andre HM'er, er, at det er til stede i jordopløsningen hovedsageligt i form af kationer (Cd 2+), selvom det i jord med en neutral reaktion af miljøet kan danne tungtopløselige komplekser med sulfater, fosfater eller hydroxider.

Ifølge tilgængelige data varierer koncentrationen af ​​cadmium i jordopløsninger af baggrundsjord fra 0,2 til 6 µg/l. I centrene for jordforurening stiger den til 300-400 µg/l. .

Det er kendt, at cadmium i jord er meget mobilt; er i stand til at passere i store mængder fra den faste fase til den flydende og omvendt (hvilket gør det vanskeligt at forudsige dets indtræden i planten). De mekanismer, der regulerer koncentrationen af ​​cadmium i jordopløsningen, er bestemt af sorptionsprocesserne (med sorption mener vi adsorption, nedbør og kompleksdannelse). Cadmium optages af jorden i mindre mængder end andre HM'er. For at karakterisere mobiliteten af ​​tungmetaller i jord anvendes forholdet mellem koncentrationerne af metaller i den faste fase og det i ligevægtsopløsningen. Høje værdier af dette forhold indikerer, at HM'er tilbageholdes i den faste fase på grund af sorptionsreaktionen, lave værdier - på grund af det faktum, at metallerne er i opløsning, hvorfra de kan migrere til andre medier eller indgå i forskellige reaktioner (geokemiske eller biologiske). Det er kendt, at den førende proces i bindingen af ​​cadmium er adsorption af ler. Nylige undersøgelser har også vist en stor rolle i denne proces af hydroxylgrupper, jernoxider og organisk materiale. Ved et lavt niveau af forurening og en neutral reaktion af mediet adsorberes cadmium hovedsageligt af jernoxider. Og i et surt miljø (pH = 5), begynder organisk stof at fungere som en kraftig adsorbent. Ved en lavere pH (pH=4) passerer adsorptionsfunktionerne næsten udelukkende til det organiske stof. Mineralske komponenter i disse processer ophører med at spille nogen rolle.

Det er kendt, at cadmium ikke kun sorberes af jordoverfladen, men også fikseres på grund af udfældning, koagulering og interpakke-absorption af lermineraler. Det diffunderer ind i jordpartikler gennem mikroporer og på andre måder.

Cadmium fikseres forskelligt i jord af forskellige typer. Indtil videre er lidt kendt om de konkurrencemæssige forhold mellem cadmium og andre metaller i sorptionsprocesserne i det jordabsorberende kompleks. Ifølge forskning fra specialister fra Københavns Tekniske Universitet (Danmark) blev optagelsen af ​​cadmium i jorden undertrykt i nærvær af nikkel, kobolt og zink. Andre undersøgelser har vist, at processerne med sorption af cadmium ved jordforfald i nærvær af chloridioner. Mætning af jorden med Ca 2+ ioner førte til en stigning i sorptionskapaciteten af ​​cadmium. Mange bindinger af cadmium med jordkomponenter viser sig at være skrøbelige; under visse forhold (for eksempel en sur reaktion i miljøet) frigives det og går tilbage i opløsning.

Mikroorganismers rolle i processen med cadmiumopløsning og dens overgang til en mobil tilstand afsløres. Som et resultat af deres vitale aktivitet dannes der enten vandopløselige metalkomplekser, eller der skabes fysiske og kemiske forhold, der favoriserer overgangen af ​​cadmium fra den faste fase til væsken.

De processer, der forekommer med cadmium i jorden (sorption-desorption, overgang til opløsning, etc.) er indbyrdes forbundne og indbyrdes afhængige, strømmen af ​​dette metal ind i planter afhænger af deres retning, intensitet og dybde. Det er kendt, at værdien af ​​jordens sorption af cadmium afhænger af pH-værdien: Jo højere jordens pH er, jo mere absorberer den cadmium. Ifølge tilgængelige data, i pH-området fra 4 til 7,7, med en stigning i pH pr. enhed, steg sorptionskapaciteten af ​​jorde med hensyn til cadmium ca. tre gange.

Zink (Zn). Zinkmangel kan vise sig både på sure, stærkt podzoliserede lette jorder og på karbonat-, zinkfattige og meget humusjorde. Manifestationen af ​​zinkmangel forstærkes ved brug af høje doser fosfatgødning og kraftig pløjning af undergrunden til den agerbare horisont.

Det højeste totale zinkindhold i tundra (53-76 mg/kg) og chernozem (24-90 mg/kg) jord, det laveste - i torv-podzoljord (20-67 mg/kg). Zinkmangel viser sig oftest i neutral og let basisk kalkholdig jord. I sure jorde er zink mere mobilt og tilgængeligt for planter.

Zink er til stede i jorden i ionisk form, hvor det adsorberes af kationbyttermekanismen i et surt eller som et resultat af kemisorption i et alkalisk medium. Zn 2+ ionen er den mest mobile. Zinks mobilitet i jorden er hovedsageligt påvirket af pH-værdien og indholdet af lermineraler. Ved pH<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе .