Kim loại nặng là những nguyên tố nguy hiểm nhất có thể gây ô nhiễm đất. Kim loại nặng trong đất
đất thực vật kim loại nặng
Theo nhiều nhà nghiên cứu, hàm lượng HM trong đất phụ thuộc vào thành phần của đá gốc, một sự đa dạng đáng kể gắn liền với lịch sử địa chất phức tạp về sự phát triển của các vùng lãnh thổ (Kovda, 1973). Thành phần hóa học của đá tạo đất, được thể hiện bằng sản phẩm phong hóa của đá, được xác định trước bởi thành phần hóa học của đá gốc và phụ thuộc vào điều kiện biến đổi siêu gen.
Trong những thập kỷ gần đây, hoạt động nhân tạo của con người đã tham gia rất nhiều vào các quá trình di cư của HM trong môi trường tự nhiên. số lượng nguyên tố hóa học, xâm nhập vào môi trường do quá trình phát triển công nghệ, trong một số trường hợp, vượt quá đáng kể mức hấp thụ tự nhiên của chúng. Ví dụ, lượng Pb thải ra toàn cầu từ các nguồn tự nhiên mỗi năm là 12 nghìn tấn. và phát thải do con người tạo ra là 332 nghìn tấn. (Nriagu, 1989). Tham gia vào các chu kỳ di cư tự nhiên, các dòng chảy của con người dẫn đến sự lan truyền nhanh chóng của các chất ô nhiễm trong các thành phần tự nhiên của cảnh quan đô thị, nơi mà sự tương tác của chúng với con người là không thể tránh khỏi. Khối lượng các chất ô nhiễm chứa HM tăng lên hàng năm và gây tổn hại đến môi trường tự nhiên, phá hoại cân bằng sinh thái hiện có và ảnh hưởng xấu đến sức khỏe con người.
Các nguồn thải HM do con người gây ra chính vào môi trường là các nhà máy nhiệt điện, xí nghiệp luyện kim, mỏ đá và mỏ khai thác quặng đa kim, vận chuyển, hóa chất bảo vệ cây nông nghiệp khỏi dịch bệnh và sâu bệnh, đốt cháy dầu và các chất thải khác nhau, sản xuất thủy tinh, phân bón, xi măng, v.v ... Các quầng HM mạnh nhất phát sinh xung quanh các doanh nghiệp luyện kim màu và đặc biệt là kim loại màu do phát thải khí quyển (Kovalky, 1974; Dobrovolsky, 1983; Israel, 1984; Địa hóa học…, 1986; Saet, 1987; Panin, 2000; Kabala và Singh, 2001). Ảnh hưởng của các chất ô nhiễm kéo dài đến hàng chục km tính từ nguồn nguyên tố xâm nhập vào khí quyển. Do đó, kim loại với lượng từ 10 đến 30% tổng lượng phát thải vào khí quyển lan truyền trong khoảng cách từ 10 km trở lên từ một xí nghiệp công nghiệp. Đồng thời, sự ô nhiễm kết hợp của thực vật được quan sát thấy, bao gồm sự lắng đọng trực tiếp của sol khí và bụi trên bề mặt của lá và sự hấp thụ HM của rễ tích tụ trong đất trong một thời gian dài ô nhiễm từ khí quyển (Ilyin, Syso , 2001).
Các kích thước dưới đây có thể được đánh giá từ. các hoạt động của con người nhân loại: đóng góp của chì công nghệ là 94-97% (phần còn lại là các nguồn tự nhiên), cadmium - 84-89%, đồng - 56-87%, niken - 66-75%, thủy ngân - 58%, v.v. Đồng thời, 26-44% lưu lượng do con người trên thế giới của các nguyên tố này rơi vào châu Âu, và phần lãnh thổ châu Âu của Liên Xô cũ là 28-42% tổng lượng khí thải ở châu Âu (Vronsky, 1996). Mức độ phát tán công nghệ của các HM từ khí quyển ở các khu vực khác nhau trên thế giới là không giống nhau và phụ thuộc vào sự hiện diện của các mỏ phát triển, mức độ phát triển của các ngành công nghiệp khai thác và chế biến, giao thông, đô thị hóa các vùng lãnh thổ, v.v.
Nghiên cứu về tỷ lệ tham gia của các ngành khác nhau trong dòng phát thải HM toàn cầu cho thấy: 73% đồng và 55% cadimi liên quan đến phát thải từ các doanh nghiệp sản xuất đồng và niken; 54% lượng phát thải thủy ngân đến từ quá trình đốt than; 46% niken - để đốt các sản phẩm dầu mỏ; 86% chì đi vào khí quyển từ các phương tiện giao thông (Vronsky, 1996). Nông nghiệp cũng cung cấp một lượng HM nhất định cho môi trường, nơi sử dụng thuốc trừ sâu và phân khoáng, đặc biệt, superphotphat chứa một lượng đáng kể crom, cadimi, coban, đồng, niken, vanadi, kẽm, v.v.
Các nguyên tố phát thải vào khí quyển thông qua các đường ống của các ngành công nghiệp hóa chất, công nghiệp nặng và hạt nhân có ảnh hưởng đáng chú ý đến môi trường. Tỷ lệ ô nhiễm khí quyển của các nhà máy nhiệt điện và điện khác là 27%, các xí nghiệp luyện kim màu - 24,3%, các xí nghiệp khai thác và sản xuất vật liệu xây dựng - 8,1% (Alekseev, 1987; Ilyin, 1991). HM (ngoại trừ thủy ngân) chủ yếu được đưa vào khí quyển dưới dạng sol khí. Tập hợp các kim loại và hàm lượng của chúng trong sol khí được xác định bởi sự chuyên môn hóa của các hoạt động công nghiệp và năng lượng. Khi than, dầu và đá phiến bị đốt cháy, các nguyên tố chứa trong các nhiên liệu này đi vào khí quyển cùng với khói. Vì vậy, than có chứa xeri, crom, chì, thủy ngân, bạc, thiếc, titan, cũng như uranium, radium và các kim loại khác.
Ô nhiễm môi trường đáng kể nhất là do các trạm nhiệt điện mạnh gây ra (Maistrenko và cộng sự, 1996). Mỗi năm, chỉ khi than được đốt cháy, lượng thủy ngân được thải vào khí quyển nhiều hơn 8700 lần so với chu trình sinh địa hóa tự nhiên, gấp 60 lần uranium, 40 lần cadmium, 10 lần yttrium và zirconium, và 3-4 lần thêm thiếc. 90% cadmium, thủy ngân, thiếc, titan và kẽm gây ô nhiễm bầu khí quyển được đưa vào khi than được đốt cháy. Điều này phần lớn ảnh hưởng đến Cộng hòa Buryatia, nơi các công ty năng lượng sử dụng than là chất gây ô nhiễm không khí lớn nhất. Trong số đó (theo đóng góp của chúng vào tổng lượng khí thải), Gusinoozerskaya GRES (30%) và CHPP-1 của Ulan-Ude (10%) nổi bật.
Ô nhiễm đáng kể không khí trong khí quyển và đất xảy ra do giao thông vận tải. Theo quy luật, hầu hết các HM chứa trong bụi và khí thải từ các doanh nghiệp công nghiệp, dễ hòa tan hơn các hợp chất tự nhiên (Bol'shakov et al., 1993). Các thành phố công nghiệp hóa lớn nổi bật trong số các nguồn HM tích cực nhất. Kim loại tích tụ tương đối nhanh trong đất của các thành phố và bị loại bỏ cực kỳ chậm: chu kỳ bán rã của kẽm lên đến 500 năm, cadimi lên đến 1100 năm, đồng lên đến 1500 năm, chì lên đến vài nghìn năm (Maistrenko và cộng sự, 1996). Ở nhiều thành phố trên thế giới, tỷ lệ ô nhiễm HM cao đã dẫn đến sự phá vỡ các chức năng nông học chính của đất (Orlov và cộng sự, 1991; Kasimov và cộng sự, 1995). Việc trồng các loại cây nông nghiệp được sử dụng làm thực phẩm gần những vùng lãnh thổ này tiềm ẩn nhiều nguy cơ, vì cây trồng tích tụ quá nhiều HM có thể dẫn đến các bệnh khác nhau ở người và động vật.
Theo một số tác giả (Ilyin và Stepanova, 1979; Zyrin, 1985; Gorbatov và Zyrin, 1987, v.v.), đúng hơn là đánh giá mức độ ô nhiễm đất với HM bằng hàm lượng các dạng di động sinh học khả dụng nhất của chúng. Tuy nhiên, nồng độ tối đa cho phép (MPC) của các dạng di động của hầu hết các HM vẫn chưa được phát triển. Do đó, dữ liệu tài liệu về mức độ hàm lượng của chúng, dẫn đến hậu quả bất lợi cho môi trường, có thể dùng làm tiêu chí để so sánh.
Dưới đây là mô tả ngắn gọn về các đặc tính của kim loại, liên quan đến các đặc điểm ứng xử của chúng trong đất.
Chì (Pb). Khối lượng nguyên tử 207,2. Nguyên tố chính là một chất độc. Tất cả các hợp chất chì hòa tan đều độc. Trong điều kiện tự nhiên, nó tồn tại chủ yếu dưới dạng PbS. Clark Pb's vỏ trái đất 16,0 mg / kg (Vinogradov, 1957). So với các HM khác, nó ít di động nhất và mức độ di động của nguyên tố bị giảm đi đáng kể khi đất được bón vôi. Pb di động có ở dạng phức hợp với chất hữu cơ (60 - 80% Pb di động). Ở các giá trị pH cao, chì được cố định hóa học trong đất ở dạng hydroxit, photphat, cacbonat và các phức chất hữu cơ Pb (Kẽm và cadimi…, 1992; Nặng…, 1997).
Hàm lượng chì tự nhiên trong đất được di truyền từ đá mẹ và có liên quan chặt chẽ đến thành phần khoáng vật và hóa học của chúng (Beus và cộng sự, 1976; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Theo các ước tính khác nhau, nồng độ trung bình của nguyên tố này trong các loại đất trên thế giới đạt từ 10 (Saet và cộng sự, 1990) đến 35 mg / kg (Bowen, 1979). MPC của chì đối với đất ở Nga tương ứng với 30 mg / kg (Hướng dẫn…, 1990), ở Đức - 100 mg / kg (Kloke, 1980).
Nồng độ chì cao trong đất có thể liên quan đến cả những dị thường địa hóa tự nhiên và tác động của con người. Với ô nhiễm công nghệ, nồng độ cao nhất của nguyên tố, theo quy luật, được tìm thấy ở lớp đất phía trên. Ở một số khu vực công nghiệp, nó đạt tới 1000 mg / kg (Dobrovolsky, 1983), và ở lớp đất bề mặt xung quanh các xí nghiệp luyện kim màu ở Tây Âu - 545 mg / kg (Rautse, Kyrstya, 1986).
Hàm lượng chì trong đất ở Nga thay đổi đáng kể tùy thuộc vào loại đất, vùng lân cận của các xí nghiệp công nghiệp và các dị thường địa hóa tự nhiên. Trong đất của các khu dân cư, đặc biệt là những khu vực gắn liền với việc sử dụng và sản xuất các sản phẩm có chứa chì, hàm lượng của nguyên tố này thường cao hơn MPC hàng chục lần hoặc hơn (Bảng 1.4). Qua ước tính sơ bộ tới 28% lãnh thổ của đất nước có hàm lượng Pb trong đất ở mức trung bình, dưới mức nền và 11% có thể được xếp vào vùng rủi ro. Đồng thời, trong Liên bang nga vấn đề ô nhiễm đất với chì chủ yếu là vấn đề của các khu dân cư (Snakin và cộng sự, 1998).
Cadmium (Cd). Khối lượng nguyên tử 112,4. Cadmium có tính chất hóa học tương tự như kẽm, nhưng khác ở chỗ nó có tính linh động cao hơn trong môi trường axit và khả năng cung cấp tốt hơn cho cây trồng. Trong dung dịch đất, kim loại có mặt ở dạng Cd2 + và tạo thành các ion phức và các chelate hữu cơ. Nhân tố chính, xác định hàm lượng của nguyên tố trong đất khi không có ảnh hưởng của con người, - đá mẹ (Vinogradov, 1962; Mineev và cộng sự, 1981; Dobrovolsky, 1983; Ilyin, 1991; Kẽm và cadmium ..., 1992; Cadmium : sinh thái ..., 1994). Clark của cadmium trong thạch quyển 0,13 mg / kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Trong đá hình thành đất, hàm lượng kim loại trung bình là: trong đất sét và đá phiến sét - 0,15 mg / kg, mùn dạng hoàng thổ và hoàng thổ - 0,08, cát và mùn pha cát - 0,03 mg / kg (Kẽm và cadimi ..., 1992 ). Trong các trầm tích Đệ tứ ở Tây Siberia, nồng độ của cadimi thay đổi trong khoảng 0,01-0,08 mg / kg.
Tính di động của cadimi trong đất phụ thuộc vào môi trường và khả năng oxy hóa khử (Heavy…, 1997).
Hàm lượng trung bình của cadimi trong đất trên thế giới là 0,5 mg / kg (Saet và cộng sự, 1990). Nồng độ của nó trong lớp phủ đất ở phần châu Âu của Nga là 0,14 mg / kg - trong đất mùn-podzolic là 0,24 mg / kg - trong chernozem (Kẽm và cadimi ..., 1992), 0,07 mg / kg - trong chính các loại đất Tây Siberia (Ilyin, 1991). Hàm lượng gần đúng cho phép (AEC) của cadimi đối với đất cát và đất thịt pha cát ở Nga là 0,5 mg / kg, ở Đức MPC của cadimi là 3 mg / kg (Kloke, 1980).
Ô nhiễm cadimi trên lớp phủ đất được coi là một trong những hiện tượng môi trường nguy hiểm nhất, vì nó tích tụ trong thực vật vượt quá mức cho phép ngay cả khi đất bị ô nhiễm nhẹ (Kadmiy…, 1994; Ovcharenko, 1998). Nồng độ cadimi cao nhất ở lớp đất trên được quan sát thấy ở các khu vực khai thác - lên đến 469 mg / kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), xung quanh các lò luyện kẽm chúng đạt 1700 mg / kg (Rautse, Kyrstya, 1986).
Kẽm (Zn). Nguyên tử khối 65,4. Tiếng kêu của nó trong vỏ trái đất là 83 mg / kg. Kẽm tập trung trong trầm tích đất sét và đá phiến với lượng từ 80 đến 120 mg / kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), trong trầm tích mùn sa khoáng, giống hoàng thổ và cacbonat của Ural, trong đất mùn ở Tây Siberia - từ 60 đến 80 mg / kg.
Các yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến tính linh động của Zn trong đất là hàm lượng khoáng sét và giá trị pH. Với sự gia tăng độ pH, nguyên tố này chuyển thành các phức hợp hữu cơ và được liên kết với đất. Các ion kẽm cũng mất tính linh động, đi vào không gian giữa các gói của mạng tinh thể montmorillonite. Với chất hữu cơ, Zn tạo thành các dạng ổn định, do đó, trong hầu hết các trường hợp, nó tích tụ trong các tầng đất có hàm lượng mùn cao và trong than bùn.
Nguyên nhân làm tăng hàm lượng kẽm trong đất có thể là do dị thường địa hóa tự nhiên và ô nhiễm công nghệ. Các nguồn tiếp nhận chính của con người chủ yếu là các doanh nghiệp luyện kim màu. Sự ô nhiễm đất với kim loại này ở một số khu vực đã dẫn đến sự tích tụ rất cao của nó ở lớp đất phía trên - lên tới 66400 mg / kg. Trong đất vườn, lượng kẽm tích lũy lên đến 250 mg / kg trở lên (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). AEC của kẽm đối với đất cát và đất thịt pha cát là 55 mg / kg; các nhà khoa học Đức khuyến nghị MPC là 100 mg / kg (Kloke, 1980).
Đồng (Cu). Khối lượng nguyên tử 63,5. Clark trong vỏ trái đất 47 mg / kg (Vinogradov, 1962). Về mặt hóa học, đồng là kim loại kém hoạt động. Yếu tố cơ bản ảnh hưởng đến giá trị của hàm lượng Cu là nồng độ của nó trong đá tạo đất (Goryunova và cộng sự, 2001). Trong các loại đá mácma, lượng nguyên tố lớn nhất được tích tụ bởi đá chính - bazan (100-140 mg / kg) và andesit (20-30 mg / kg). Các loại gỗ có vỏ và dạng hoàng thổ (20-40 mg / kg) ít giàu đồng hơn. Hàm lượng thấp nhất của nó được ghi nhận trong đá cát, đá vôi và đá granit (5-15 mg / kg) (Kovalsky, Andriyanova, 1970; Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Nồng độ kim loại trong đất sét của khu vực châu Âu thuộc lãnh thổ của Liên Xô cũ đạt 25 mg / kg (Malgin, 1978; Kovda, 1989), trong đất sét dạng hoàng thổ - 18 mg / kg (Kovda, 1989). Đá hình thành đất cát và cát ở dãy núi Altai tích lũy trung bình 31 mg / kg đồng (Malgin, 1978), ở phía nam Tây Siberia - 19 mg / kg (Ilyin, 1973).
Trong đất, đồng là nguyên tố di cư yếu, mặc dù hàm lượng ở dạng di động khá cao. Lượng đồng di động phụ thuộc vào nhiều yếu tố: thành phần hóa học và khoáng vật học của đá mẹ, độ pH của dung dịch đất, hàm lượng chất hữu cơ, v.v. (Vinogradov, 1957; Peive, 1961; Kovalsky và Andriyanova, 1970; Alekseev, 1987, v.v.). Lượng đồng lớn nhất trong đất được kết hợp với các oxit của sắt, mangan, sắt và nhôm hydroxit, và đặc biệt là với montmorillonite vermiculite. Axit humic và axit fulvic có thể tạo phức bền với đồng. Ở pH 7-8, độ hòa tan của đồng là thấp nhất.
Hàm lượng trung bình của đồng trong đất trên thế giới là 30 mg / kg (Bowen, 1979). Gần các nguồn ô nhiễm công nghiệp, trong một số trường hợp có thể quan sát thấy đất bị ô nhiễm đồng lên đến 3500 mg / kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Hàm lượng trung bình của kim loại trong đất của các khu vực miền trung và miền nam của Liên Xô cũ là 4,5–10,0 mg / kg, ở phía nam của Tây Siberia - 30,6 mg / kg (Ilyin, 1973), ở Siberia và Viễn Đông - 27,8 mg / kg (Makeev, 1973). MPC đối với đồng ở Nga là 55 mg / kg (Hướng dẫn ..., 1990), APC đối với đất cát và đất mùn - 33 mg / kg (Đối chứng ..., 1998), ở Đức - 100 mg / kg (Kloke, Năm 1980).
Niken (Ni). Khối lượng nguyên tử 58,7. Trong trầm tích lục địa, nó hiện diện chủ yếu ở dạng sunfua và asenit, đồng thời liên kết với các muối cacbonat, photphat và silicat. Tiếng kêu của một nguyên tố trong vỏ trái đất là 58 mg / kg (Vinogradov, 1957). Đá ultrabasic (1400-2000 mg / kg) và cơ bản (200-1000 mg / kg) tích tụ lượng kim loại lớn nhất, trong khi đá trầm tích và đá axit chứa nó ở nồng độ thấp hơn nhiều - 5-90 và 5-15 mg / kg, tương ứng (Reuce, Kyrstya, 1986; Kabata-Pendias và Pendias, 1989). Có tầm quan trọng lớn trong việc tích tụ niken của đá tạo đất là thành phần đo hạt của chúng. Trên ví dụ về đá tạo đất ở Tây Siberia, có thể thấy rằng trong đá nhẹ hàm lượng của nó là thấp nhất, trong đá nặng là cao nhất: trong cát - 17, đất thịt pha cát và đất thịt nhẹ - 22, mùn trung bình - 36, mùn và đất sét nặng - 46 (Ilyin, 2002).
Hàm lượng niken trong đất phần lớn phụ thuộc vào sự sẵn có của nguyên tố này trong đá tạo đất (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Theo quy luật, nồng độ niken cao nhất được quan sát thấy trong đất sét và đất mùn, trong đất hình thành trên đá cơ bản và đá núi lửa và giàu chất hữu cơ. Sự phân bố của Ni trong đất được xác định bởi hàm lượng chất hữu cơ, oxit vô định hình và lượng sét.
Mức độ tập trung niken trong lớp đất trên cũng phụ thuộc vào mức độ ô nhiễm công nghệ của chúng. Ở những khu vực có ngành công nghiệp gia công kim loại phát triển, sự tích tụ niken rất cao xảy ra trong đất: ở Canada, hàm lượng tổng của nó đạt 206–26.000 mg / kg, và ở Anh, hàm lượng của các dạng di động đạt 506–600 mg / kg. Trong đất ở Anh, Hà Lan, Đức, được xử lý bằng bùn thải, niken tích tụ lên đến 84-101 mg / kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989). Ở Nga (theo điều tra 40-60% đất nông nghiệp), 2,8% lớp phủ đất bị ô nhiễm nguyên tố này. Tỷ lệ đất bị nhiễm Ni trong số các HM khác (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As, v.v.) thực sự là đáng kể nhất và chỉ đứng sau đất nhiễm đồng (3,8%) (Aristarkhov, Kharitonova, 2002 ). Theo dữ liệu giám sát đất đai của Trạm Nhà nước của Dịch vụ Hóa chất Nông nghiệp "Buryatskaya" cho năm 1993-1997. trên lãnh thổ của Cộng hòa Buryatia, mức vượt quá MAC của niken đã được đăng ký bởi 1,4% diện tích đất của khu vực khảo sát là đất nông nghiệp, trong đó đất của Zakamensky (20% đất bị ô nhiễm - 46 huyện) và Khorinsky (11% diện tích đất bị ô nhiễm - 8 nghìn ha) được phân biệt.
Chrome (Cr). Nguyên tử khối 52. Trong các hợp chất tự nhiên, crom có hoá trị +3 và +6. Phần lớn Cr3 + có trong cromit FeCr2O4 hoặc các khoáng chất khác thuộc dòng spinel, nơi nó thay thế Fe và Al, về mặt đặc tính địa hóa và bán kính ion của nó rất gần.
Clark của crom trong vỏ trái đất - 83 mg / kg. Nồng độ cao nhất của nó trong số các loại đá mácma là điển hình cho ultrabasic và bazơ (tương ứng là 1600-3400 và 170-200 mg / kg), thấp hơn - đối với đá trung bình (15-50 mg / kg) và thấp nhất - cho có tính axit (4-25 mg / kg). kg). Trong số các loại đá trầm tích, hàm lượng tối đa của nguyên tố được tìm thấy trong trầm tích sét và đá phiến (60-120 mg / kg), hàm lượng tối thiểu được tìm thấy trong đá cát và đá vôi (5-40 mg / kg) (Kabata-Pendias, Pendias, Năm 1989). Hàm lượng kim loại trong đá tạo đất của các vùng khác nhau rất đa dạng. Ở khu vực châu Âu thuộc Liên Xô cũ, hàm lượng của nó trong các loại đá hình thành đất phổ biến nhất như đá hoàng thổ, cacbonat giống hoàng thổ và mùn bã đậu trung bình là 75-95 mg / kg (Yakushevskaya, 1973). Các loại đá hình thành đất ở Tây Siberia chứa trung bình 58 mg / kg Cr, và lượng của nó liên quan chặt chẽ đến thành phần đo hạt của đá: đá mùn pha cát và cát - 16 mg / kg, và đá mùn và sét trung bình. - khoảng 60 mg / kg (Ilyin, Syso, 2001).
Trong đất, phần lớn crom có ở dạng Cr3 +. Trong môi trường axit, ion Cr3 + là trơ, ở pH 5,5, nó kết tủa gần như hoàn toàn. Ion Cr6 + cực kỳ không bền và dễ bị huy động ở cả đất chua và đất kiềm. Sự hấp phụ crom bằng đất sét phụ thuộc vào pH của môi trường: khi pH tăng thì sự hấp phụ Cr6 + giảm, còn Cr3 + tăng. Chất hữu cơ trong đất kích thích quá trình khử Cr6 + thành Cr3 +.
Hàm lượng tự nhiên của crom trong đất phụ thuộc chủ yếu vào nồng độ của nó trong đá hình thành đất (Kabata-Pendias, Pendias, 1989; Krasnokutskaya và cộng sự, 1990), và sự phân bố dọc theo mặt cắt đất phụ thuộc vào các đặc điểm của quá trình hình thành đất, đặc biệt, về thành phần đo hạt của chân trời di truyền. Hàm lượng trung bình của crom trong đất là 70 mg / kg (Bowen, 1979). Hàm lượng cao nhất của nguyên tố được quan sát thấy trong đất hình thành trên đá cơ bản và đá núi lửa giàu kim loại này. Hàm lượng Cr trung bình trong đất của Hoa Kỳ là 54 mg / kg, Trung Quốc - 150 mg / kg (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), Ukraine - 400 mg / kg (Bespamyatnov, Krotov, 1985). Ở Nga, nồng độ cao của nó trong đất trong điều kiện tự nhiên là do sự phong phú của các loại đá tạo đất. Kursk chernozems chứa 83 mg / kg crom, đất mùn-podzolic của vùng Moscow - 100 mg / kg. Đất ở Ural, được hình thành từ các serpentinit, chứa tới 10.000 mg / kg kim loại và 86–115 mg / kg ở Tây Siberia (Yakushevskaya, 1973; Krasnokutskaya và cộng sự, 1990; Ilyin và Syso, 2001).
Sự đóng góp của các nguồn nhân tạo vào việc cung cấp crom là rất đáng kể. Kim loại crom chủ yếu được sử dụng để mạ crom như một thành phần của thép hợp kim. Ô nhiễm đất với Cr đã được ghi nhận do khí thải từ các nhà máy xi măng, bãi thải xỉ sắt-crom, các nhà máy lọc dầu, các xí nghiệp luyện kim màu và sắt, sử dụng bùn thải công nghiệp trong nông nghiệp, đặc biệt là các nhà máy thuộc da và phân khoáng. Nồng độ crom cao nhất trong đất ô nhiễm công nghệ lên tới 400 mg / kg trở lên (Kabata-Pendias, Pendias, 1989), đây là đặc điểm đặc biệt của các thành phố lớn (Bảng 1.4). Tại Buryatia, theo dữ liệu giám sát đất do Trạm dịch vụ hóa chất nông nghiệp bang Buryatskaya thực hiện trong giai đoạn 1993-1997, 22 nghìn ha bị nhiễm crom. Thừa MPC 1,6-1,8 lần được ghi nhận ở các huyện Dzhida (6,2 nghìn ha), Zakamensky (17,0 nghìn ha) và Tunkinsky (14,0 nghìn ha).
Tỷ lệ hàm lượng kim loại nặng
trong đất và thực vật là vô cùng phức tạp do không thể tính đến đầy đủ tất cả các yếu tố môi trường. Vì vậy, chỉ thay đổi các đặc tính nông hóa của đất (phản ứng của môi trường, hàm lượng mùn, mức độ bão hòa với bazơ, thành phần hạt) có thể làm giảm hoặc tăng hàm lượng kim loại nặng trong thực vật lên nhiều lần. Có dữ liệu mâu thuẫn ngay cả về nội dung nền của một số kim loại. Các kết quả mà các nhà nghiên cứu đưa ra đôi khi chênh lệch nhau từ 5 - 10 lần.
Nhiều quy mô đã được đề xuất
điều hòa môi trường của kim loại nặng. Trong một số trường hợp, nồng độ tối đa cho phép được coi là hàm lượng kim loại cao nhất quan sát được trong đất do con người thông thường, trong những người khác- nội dung, đó là hạn chế độc tính thực vật. Trong hầu hết các trường hợp, MPC đã được đề xuất cho các kim loại nặng vượt quá giới hạn trên nhiều lần.
Để mô tả ô nhiễm công nghệ
kim loại nặng sử dụng hệ số nồng độ bằng tỷ số giữa nồng độ của nguyên tố trong đất bị ô nhiễm với nồng độ nền của nó. Khi bị ô nhiễm một số kim loại nặng, mức độ ô nhiễm được ước tính bằng giá trị của tổng chỉ số nồng độ (Zc). Quy mô ô nhiễm kim loại nặng của đất do IMGRE đề xuất được trình bày trong Bảng 1.
Bảng 1. Đề án đánh giá đất sử dụng trong nông nghiệp theo mức độ ô nhiễm hóa chất (Goskomgidromet của Liên Xô, số 02-10 51-233 ngày 10.12.90)
| Loại đất theo mức độ ô nhiễm | Zc | Ô nhiễm liên quan đến MPC | Có thể sử dụng đất | Các hoạt động cần thiết |
| Được phép | <16,0 | Vượt quá nền, nhưng không cao hơn MPC | Sử dụng cho mọi nền văn hóa | Giảm mức độ tiếp xúc với các nguồn ô nhiễm đất. Giảm sự sẵn có của các chất độc hại cho cây trồng. |
| Nguy hiểm vừa phải | 16,1- 32,0 | Vượt quá MPC ở chỉ số hạn chế về nguy cơ nước di cư và vệ sinh chung, nhưng thấp hơn MPC theo chỉ số chuyển vị | Sử dụng cho bất kỳ loại cây trồng nào phải kiểm tra chất lượng sản phẩm cây trồng | Các hoạt động tương tự như loại 1. Nếu có các chất có chỉ số nước hạn chế di chuyển, hàm lượng của các chất này trong nước mặt và nước ngầm sẽ được theo dõi. |
| Cực kỳ nguy hiểm | 32,1- 128 | Vượt quá MPC với chỉ số giới hạn chuyển vị về mức độ có hại | Sử dụng cho cây công nghiệp mà không lấy thức ăn và thức ăn từ chúng. Loại bỏ các nhà máy tập trung hóa chất | Các hoạt động tương tự như loại 1. Kiểm soát bắt buộc đối với hàm lượng các chất độc hại trong thực vật được sử dụng làm thực phẩm và thức ăn chăn nuôi. Hạn chế sử dụng khối lượng xanh làm thức ăn chăn nuôi, đặc biệt là thức ăn tinh. |
| cực kỳ nguy hiểm | > 128 | Vượt trội hơn MPC về mọi mặt | Loại trừ khỏi mục đích sử dụng nông nghiệp | Giảm mức độ ô nhiễm và liên kết của các chất độc hại trong khí quyển, đất và nước. |
Các MPC được phê duyệt chính thức
Bảng 2 cho thấy các MPC được phê duyệt chính thức và mức độ cho phép của nội dung của chúng về mức độ độc hại. Theo kế hoạch được các nhà vệ sinh y tế thông qua, quy định về kim loại nặng trong đất được chia thành chuyển vị (chuyển một nguyên tố thành thực vật), nước di cư (chuyển thành nước) và vệ sinh chung (ảnh hưởng đến khả năng tự làm sạch của đất và vi khuẩn trong đất).
Ban 2. Nồng độ tối đa cho phép (MAC) của các chất hóa học trong đất và mức độ cho phép của nội dung của chúng trong điều kiện có hại (kể từ ngày 01/01/1991. Goskompriroda USSR, số 02-2333 ngày 12/10/90).
| Tên chất | MPC, mg / kg đất, có tính đến nền | Chỉ báo tác hại | ||
| Chuyển vị trí | Nước uống | vệ sinh chung | ||
| Dạng hòa tan trong nước | ||||
| Flo | 10,0 | 10,0 | 10,0 | 10,0 |
| Hình thức di chuyển | ||||
| Đồng | 3,0 | 3,5 | 72,0 | 3,0 |
| Niken | 4,0 | 6,7 | 14,0 | 4,0 |
| Kẽm | 23,0 | 23,0 | 200,0 | 37,0 |
| Coban | 5,0 | 25,0 | >1000 | 5,0 |
| Flo | 2,8 | 2,8 | - | - |
| Chromium | 6,0 | - | - | 6,0 |
| Tổng nội dung | ||||
| Antimon | 4,5 | 4,5 | 4,5 | 50,0 |
| Mangan | 1500,0 | 3500,0 | 1500,0 | 1500,0 |
| Vanadium | 150,0 | 170,0 | 350,0 | 150,0 |
| Dẫn đầu ** | 30,0 | 35,0 | 260,0 | 30,0 |
| Asen ** | 2,0 | 2,0 | 15,0 | 10,0 |
| thủy ngân | 2,1 | 2,1 | 33,3 | 5,0 |
| Chì + thủy ngân | 20+1 | 20+1 | 30+2 | 30+2 |
| Đồng* | 55 | - | - | - |
| Niken * | 85 | - | - | - |
| Kẽm * | 100 | - | - | - |
* - tổng nội dung - gần đúng.
** - mâu thuẫn; đối với asen, hàm lượng nền trung bình là 6 mg / kg; hàm lượng chì nền thường cũng vượt quá định mức MPC.
UEC chính thức được phê duyệt
DECs được phát triển vào năm 1995 cho tổng hàm lượng của 6 kim loại nặng và asen làm cho nó có thể thu được nhiều hơn mô tả đầy đủ về ô nhiễm đất với kim loại nặng, vì chúng có tính đến mức độ phản ứng của môi trường và thành phần hạt của đất.
bàn số 3 Nồng độ Xấp xỉ Cho phép (APC) của kim loại nặng và asen trong đất có các tính chất vật lý và hóa học khác nhau (hàm lượng tổng, mg / kg) (Bổ sung số 1 cho danh sách của MPC và APC số 6229-91).
| Yếu tố | Nhóm đất | JDC với nền | Tổng hợp tình trạng của công việc trong đất | Các lớp nguy hiểm | Đặc thù hành động trên cơ thể |
| Niken | Cát và cát | 20 | Chất rắn: ở dạng muối, ở dạng hấp phụ, trong thành phần của chất khoáng | 2 | Nó có độc tính thấp đối với động vật máu nóng và con người. Có tác dụng làm đẹp da |
| <5,5 | 40 | ||||
| Gần trung tính, (nhiều mùn và sét), pHKCl> 5,5 | 80 | ||||
| Đồng | Cát và cát | 33 | 2 | Tăng tính thấm của tế bào, ức chế glutathione reductase, phá vỡ quá trình trao đổi chất bằng cách tương tác với các nhóm -SH, -NH2 và COOH- | |
| Axit (nhiều mùn và sét), pH KCl<5,5 | 66 | ||||
| Gần trung tính, (nhiều mùn và sét), pH KCl> 5,5 | 132 | ||||
| Kẽm | Cát và cát | 55 | Chất rắn: ở dạng muối, hợp chất hữu cơ-khoáng, ở dạng hấp phụ, trong thành phần của khoáng | 1 | Sự thiếu hụt hoặc dư thừa gây ra những sai lệch trong phát triển. Ngộ độc do vi phạm công nghệ sử dụng thuốc trừ sâu chứa kẽm |
| Axit (nhiều mùn và sét), pH KCl<5,5 | 110 | ||||
| Gần trung tính, (nhiều mùn và sét), pH KCl> 5,5 | 220 | ||||
| Thạch tín | Cát và cát | 2 | Chất rắn: ở dạng muối, hợp chất hữu cơ-khoáng, ở dạng hấp phụ, trong thành phần của khoáng | 1 | Chất độc trong, ức chế các enzym khác nhau, ảnh hưởng tiêu cực đến quá trình trao đổi chất. Tác dụng có thể gây ung thư |
| Axit (nhiều mùn và sét), pH KCl<5,5 | 5 | ||||
| Gần trung tính, (nhiều mùn và sét), pH KCl> 5,5 | 10 | ||||
| Cadmium | Cát và cát | 0,5 | Chất rắn: ở dạng muối, hợp chất hữu cơ-khoáng, ở dạng hấp phụ, trong thành phần của khoáng | 1 | Chất trong có độc tính cao, ngăn chặn các nhóm sulfhydryl của các enzym, làm gián đoạn quá trình trao đổi sắt và canxi, làm gián đoạn quá trình tổng hợp DNA. |
| Axit (nhiều mùn và sét), pH KCl<5,5 | 1,0 | ||||
| Gần trung tính, (nhiều mùn và sét), pH KCl> 5,5 | 2,0 | ||||
| Dẫn đầu | Cát và cát | 32 | Chất rắn: ở dạng muối, hợp chất hữu cơ-khoáng, ở dạng hấp phụ, trong thành phần của khoáng | 1 | Hiệu ứng tiêu cực khác. Chặn nhóm -SH của protein, ức chế enzym, gây ngộ độc, tổn thương hệ thần kinh. |
| Axit (nhiều mùn và sét), pH KCl<5,5 | 65 | ||||
| Gần trung tính, (nhiều mùn và sét), pH KCl> 5,5 | 130 |
Theo các vật liệu, các yêu cầu đối với dạng thô của kim loại nặng chủ yếu được trình bày. Trong số các di động chỉ có đồng, niken, kẽm, crom và coban. Do đó, hiện nay, các tiêu chuẩn đã phát triển không còn đáp ứng được tất cả các yêu cầu.
là một hệ số điện dung phản ánh, trước hết, nguy cơ tiềm ẩn của việc ô nhiễm các sản phẩm thực vật, sự xâm nhập và nước bề mặt. Nó đặc trưng cho sự ô nhiễm chung của đất, nhưng không phản ánh mức độ sẵn có của các nguyên tố cho cây trồng. Để mô tả trạng thái dinh dưỡng trong đất của thực vật, người ta chỉ sử dụng các dạng di động của chúng.
Định nghĩa các dạng có thể di chuyển được
Họ được xác định bằng cách sử dụng các chất chiết xuất khác nhau. Tổng lượng dạng di động của kim loại - sử dụng chiết xuất axit (ví dụ, 1N HCL). Phần di động nhất của trữ lượng di động của kim loại nặng trong đất đi vào đệm amoni axetat. Nồng độ của các kim loại trong dịch chiết nước cho thấy mức độ linh động của các nguyên tố trong đất, là phần nguy hiểm và "hung hãn" nhất.
Quy định đối với khuôn di động
Một số thang đo quy chuẩn chỉ định đã được đề xuất. Dưới đây là ví dụ về một trong những thang đo cho các dạng kim loại nặng di động tối đa cho phép.
Bảng 4. Hàm lượng tối đa cho phép của dạng di động của kim loại nặng trong đất, mg / kg chất chiết 1n. HCl (H. Chuldzhiyan và cộng sự, 1988).
| Yếu tố | Nội dung | Yếu tố | Nội dung | Yếu tố | Nội dung |
| hg | 0,1 | Sb | 15 | Pb | 60 |
| đĩa CD | 1,0 | Bằng | 15 | Zn | 60 |
| co | 12 | Ni | 36 | V | 80 |
| Cr | 15 | Cu | 50 | Mn | 600 |
| ĐIỀU HƯỚNG TRANG WEB: | |||||||
| Câu hỏi thường gặp? | vào đất | trong gel | kết quả | những dữ liệu đó | giá cả | ||
Giới thiệu
Trạng thái của môi trường tự nhiên là yếu tố quan trọng nhất quyết định sự sống của con người và xã hội. Nồng độ cao của nhiều nguyên tố và hợp chất hóa học, gây ra bởi các quá trình công nghệ, hiện được tìm thấy trong tất cả các môi trường tự nhiên: khí quyển, nước, đất và thực vật.
Đất - đặc biệt hình thành tự nhiên, có một số thuộc tính vốn có trong bản chất hữu hình và vô tri; bao gồm các chân trời liên quan đến di truyền (tạo thành cấu trúc đất) do sự biến đổi của các lớp bề mặt của thạch quyển dưới tác động tổng hợp của nước, không khí và sinh vật; đặc trưng bởi khả năng sinh sản. Đất đóng một vai trò quan trọng trong chu trình của kim loại nặng, chúng là hỗn hợp không đồng nhất của các thành phần hữu cơ và hữu cơ-khoáng khác nhau của khoáng sét, oxit của sắt (Fe), nhôm (Al) và mangan (Mn) và các hạt rắn khác, cũng như các hợp chất hòa tan khác nhau. Do sự đa dạng của các loại đất, các điều kiện oxy hóa khử và khả năng phản ứng của chúng, các cơ chế và cách liên kết các kim loại nặng trong đất rất đa dạng. Kim loại nặng, trong đất chứa trong nhiều mẫu khác nhau: trong mạng tinh thể của các khoáng chất ở dạng phụ gia đẳng cấu, ở dạng muối và oxit, là một phần của các chất hữu cơ khác nhau, ở trạng thái trao đổi ion và ở dạng hòa tan trong dung dịch đất. Cần lưu ý rằng các kim loại nặng, đi từ đất vào thực vật và sau đó đi vào cơ thể động vật và con người, có khả năng tích tụ dần dần. Độc nhất là thủy ngân, cadimi, chì, asen, nhiễm độc chúng gây ra những hậu quả nặng nề. Ít độc hơn: kẽm và đồng, tuy nhiên, sự ô nhiễm của chúng trong đất sẽ ức chế hoạt động của vi sinh vật và làm giảm năng suất sinh học.
Kim loại nặng đã đứng thứ hai về mức độ nguy hiểm, sau thuốc trừ sâu và vượt xa các chất ô nhiễm nổi tiếng như carbon dioxide và lưu huỳnh. Trong tương lai, chúng có thể trở nên nguy hiểm hơn chất thải của nhà máy điện hạt nhân và chất thải rắn. Ô nhiễm kim loại nặng có liên quan đến việc sử dụng rộng rãi chúng trong sản xuất công nghiệp. Do hệ thống làm sạch không hoàn hảo, các kim loại nặng xâm nhập vào môi trường, bao gồm cả đất, gây ô nhiễm và nhiễm độc. Kim loại nặng là chất ô nhiễm đặc biệt, việc giám sát chất này là bắt buộc trong mọi môi trường.
Hiện nay, ở Nga, cả tiêu chuẩn được phê duyệt chính thức và không chính thức được sử dụng để đánh giá ô nhiễm đất với kim loại nặng. Mục đích chính của chúng là ngăn chặn sự xâm nhập của một lượng quá lớn các kim loại rắn do con người tích lũy trong đất vào cơ thể con người và do đó tránh tác động tiêu cực của chúng.
Khi xác định kim loại nặng trong đất và các thành phần của đất, phân tích hấp thụ nguyên tử của đất và các chất chiết xuất khác nhau được sử dụng (ví dụ, chiết xuất Zn, Cu, Pb, Fe, Ni, chiết xuất 70–90% tổng hàm lượng kim loại nặng từ mẫu đất bị ô nhiễm). Phương pháp này có một số ưu điểm: độ nhạy, độ chọn lọc tốt, độ tái lập kết quả khá tốt, dễ phân tích. Nó có thể xác định tới 70 nguyên tố, cung cấp giới hạn phát hiện của nhiều nguyên tố ở mức 0,1-0,01 μg / ml, trong nhiều trường hợp có thể phân tích đất và thực vật mà không cần nồng độ sơ bộ của các nguyên tố.
Mục đích của công việc này là xác định hàm lượng các dạng kim loại tan trong axit (chì, đồng, kẽm, niken, sắt) trong các mẫu đất của vùng Tula bằng phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử.
Để đạt được mục tiêu này, cần giải quyết các nhiệm vụ sau:
1. Nghiên cứu nguyên lý hoạt động của máy quang phổ hấp thụ nguyên tử bằng phương pháp điện tử hóa nhiệt "MGA-915M".
2. Xác định nồng độ của từng kim loại nặng trong mẫu đất.
3. Đánh giá mức độ nhiễm bẩn của các đối tượng đã chọn.
1. Tổng quan tài liệu
quang phổ hấp thụ chì đồng
1.1 Ô nhiễm đất
Chất ô nhiễm có thể là bất kỳ tác nhân vật lý, hóa chất hoặc loài nào xâm nhập hoặc xuất hiện trong môi trường với số lượng nằm ngoài nồng độ thông thường, giới hạn, giới hạn dao động tự nhiên hoặc nền tự nhiên trung bình tại thời điểm được đề cập.
Chỉ số chính đặc trưng cho tác động của các chất ô nhiễm đến môi trường là nồng độ tối đa cho phép (MAC). Theo quan điểm của sinh thái học, nồng độ tối đa cho phép của một chất cụ thể là giới hạn trên của các yếu tố môi trường giới hạn (cụ thể là các hợp chất hóa học), tại đó hàm lượng của chúng không vượt ra ngoài ranh giới cho phép của sinh thái nhân văn.
Theo mức độ chống lại các chất ô nhiễm, đất được phân biệt:
1. rất kháng;
2. kháng;
3. kháng trung bình;
4. không ổn định;
5. rất không ổn định.
Độ nhạy cảm hoặc khả năng chống chịu của đất đối với các chất ô nhiễm phải được xác định theo:
2) chất lượng của nó;
3) hoạt động sinh học;
4) độ sâu của chân trời mùn;
6) khoáng sét;
7) độ sâu của mặt cắt đất.
Đất bị ô nhiễm với nhiều loại hóa chất, thuốc trừ sâu, chất thải nông nghiệp, các xí nghiệp sản xuất công nghiệp và hộ gia đình. Các hợp chất hóa học xâm nhập vào đất sẽ tích tụ và dẫn đến sự thay đổi dần các tính chất hóa học và vật lý của đất, làm giảm số lượng sinh vật sống và làm xấu đi độ phì nhiêu của đất.
Ô nhiễm đất và gián đoạn sự lưu thông bình thường của các chất xảy ra do sử dụng phân khoáng và thuốc trừ sâu quá liều lượng. Trong một số ngành nông nghiệp, thuốc trừ sâu được sử dụng với số lượng lớn để bảo vệ thực vật và kiểm soát cỏ dại. Việc bón chúng hàng năm, thường nhiều lần trong một mùa, dẫn đến sự tích tụ của chúng trong đất và gây ngộ độc.
Cùng với phân và phân, vi khuẩn gây bệnh, trứng giun sán và các sinh vật có hại khác thường xâm nhập vào đất, xâm nhập vào cơ thể con người qua đường ăn uống.
Đất bị ô nhiễm bởi các sản phẩm dầu khi tiếp nhiên liệu cho ô tô trên các cánh đồng và trong rừng, tại các điểm khai thác gỗ, v.v. .
Đưa kim loại nặng vào đất trong quá trình vận hành xe, cũng như mài mòn mặt đường, xâm nhập vào: sắt, niken, kẽm, chì và các nguyên tố khác.
bao quanh doanh nghiệp công nghiệp các loại cấu tạo, chất đất khác nhau, chứa các nguyên tố độc hại với số lượng vượt quá định mức cho phép hàng chục, hàng trăm lần
Đường chân trời bề mặt, cao nhất của thạch quyển trải qua sự biến đổi lớn nhất. Đất chiếm 29,2% diện tích toàn cầu và bao gồm các vùng đất thuộc nhiều loại khác nhau, trong đó quan trọng nhất là đất màu mỡ. Trong trường hợp khai thác không đúng cách, đất bị hủy hoại không thể phục hồi do xói mòn, nhiễm mặn, ô nhiễm bởi chất thải công nghiệp và các chất thải khác.
Dưới tác động của các hoạt động của con người, quá trình xói mòn diễn ra nhanh hơn, khi đất bị phá hủy nhanh hơn 100-1000 lần so với điều kiện tự nhiên. Kết quả của sự xói mòn như vậy, 2 tỷ ha đất màu mỡ, hay 27% diện tích đất nông nghiệp, đã bị mất trong thế kỷ qua.
Các hợp chất hóa học xâm nhập vào đất sẽ tích tụ và dẫn đến sự thay đổi dần các tính chất hóa học và vật lý của đất, làm giảm số lượng sinh vật sống và làm xấu đi độ phì nhiêu của đất.
Ô nhiễm đất gắn liền với ô nhiễm không khí và nước. Các chất thải rắn và lỏng khác nhau của sản xuất công nghiệp, nông nghiệp và các xí nghiệp thành phố ngấm vào đất. Các chất gây ô nhiễm đất chính là kim loại và các hợp chất của chúng.
Sự phát triển thâm canh của công nghiệp, năng lượng, giao thông vận tải cũng như thâm canh sản xuất nông nghiệp góp phần làm tăng tải trọng do con người gây ra đối với các hệ sinh thái nông nghiệp và trên hết là trên lớp phủ đất. Kết quả là đất bị ô nhiễm kim loại nặng. Kim loại nặng, đi vào sinh quyển chủ yếu do khí thải công nghiệp và giao thông, là một trong những chất ô nhiễm nguy hiểm nhất của nó. Do đó, việc nghiên cứu hành vi của chúng trong đất và khả năng bảo vệ của đất là một vấn đề môi trường quan trọng.
Kim loại nặng tích tụ trong đất và góp phần làm thay đổi dần Thành phần hóa học sự phá vỡ của thực vật và sinh vật sống. Từ trong đất, các kim loại nặng có thể xâm nhập vào cơ thể người và động vật và gây ra những hậu quả không mong muốn. Trong cơ thể con người, các kim loại nặng tham gia vào các quá trình sinh hóa quan trọng. Vượt quá nồng độ cho phép sẽ dẫn đến các bệnh hiểm nghèo.
Như vậy, ô nhiễm đất với kim loại nặng có các nguồn sau:
1. Ô tô thải khí thải
2. Sản phẩm của quá trình đốt cháy nhiên liệu
3. Khí thải công nghiệp
4. Ngành kim loại
5. Phương tiện hóa nông nghiệp.
1.2 Kim loại nặng trong đất
Hiện nay, ở Nga, cả tiêu chuẩn được phê duyệt chính thức và không chính thức được sử dụng để đánh giá ô nhiễm đất với kim loại nặng. Mục đích chính của chúng là ngăn chặn sự xâm nhập của lượng kim loại nặng do con người tích tụ trong đất vào cơ thể con người và do đó tránh tác động tiêu cực của chúng. Đất, không giống như môi trường nước và không khí đồng nhất, là một hệ thống không đồng nhất phức tạp có thể thay đổi hành vi của các chất độc hại tùy thuộc vào tính chất của nó. Khó khăn trong việc đánh giá hợp lý trạng thái đất-sinh thái là một trong những lý do các cấp độ khác nhauđộc tính của đất.
Đất đóng một vai trò quan trọng trong chu trình của kim loại nặng và các nguyên tố vi lượng khác. Chúng là hỗn hợp không đồng nhất của các thành phần hữu cơ và hữu cơ-khoáng khác nhau của khoáng sét, oxit của sắt, nhôm và mangan và các hạt rắn khác, cũng như các hợp chất hòa tan khác nhau. Do sự đa dạng của các loại đất, các điều kiện oxy hóa khử và khả năng phản ứng của chúng, các cơ chế và cách liên kết các kim loại nặng trong đất rất đa dạng. Sự hấp thụ các nguyên tố vi lượng của đất trong quá trình ô nhiễm công nghệ bị ảnh hưởng bởi thành phần cơ học, phản ứng, hàm lượng mùn và cacbonat, khả năng hấp thụ và điều kiện của chế độ nước. Các nguyên tố dạng vết, bao gồm cả kim loại nặng, được chứa trong đất ở nhiều dạng khác nhau: trong mạng tinh thể của các khoáng chất ở dạng phụ gia đồng phân, ở dạng muối và oxit, là một phần của các chất hữu cơ khác nhau, ở trạng thái trao đổi ion và một dạng hòa tan trong dung dịch đất. Hoạt động của các nguyên tố vi lượng trong đất chịu ảnh hưởng của điều kiện oxy hóa khử, phản ứng của môi trường, nồng độ carbon dioxide và sự hiện diện của chất hữu cơ. Sự thay đổi trạng thái oxy hóa khử của đất ảnh hưởng đáng kể đến hoạt động của các nguyên tố vi lượng có hóa trị thay đổi. Do đó, trong quá trình oxy hóa, mangan chuyển sang dạng không hòa tan, trong khi crom và vanadi, ngược lại, có tính di động và di chuyển. Với phản ứng đất chua, độ linh động của đồng, mangan, kẽm, coban tăng lên và độ linh động của Molypden giảm. Bo, flo và iot đều di động trong môi trường axit và kiềm.
Tính linh động của các nguyên tố hóa học trong đất thay đổi do sự chuyển dịch trạng thái cân bằng giữa các hợp chất của nguyên tố trong pha rắn và pha lỏng. Các chất ô nhiễm xâm nhập vào đất có thể chuyển sang trạng thái cố định chắc chắn mà thực vật khó tiếp cận. Khả năng chống ô nhiễm cao hơn của đất được xác định bởi những đặc tính của đất góp phần vào việc cố định mạnh mẽ các chất ô nhiễm. Sự gia tăng nồng độ CO2 trong dung dịch đất dẫn đến sự gia tăng tính linh động của mangan, niken và bari do sự chuyển đổi cacbonat của các nguyên tố này thành bicacbonat. Humic và các chất hữu cơ không đặc hiệu (formic, citric, oxalic và các axit khác) có thể liên kết các nguyên tố vi lượng, tạo thành các hợp chất khó tan và khó tan cho cây trồng.
Các hợp chất kim loại hòa tan trong nước nhanh chóng di chuyển dọc theo bề mặt đất. Ảnh hưởng của các chất hữu cơ đến sự di chuyển của kim loại trong đất là gấp đôi. Trong quá trình khoáng hóa các chất hữu cơ trong đất, các hợp chất khoáng tan trong nước phân tử thấp được hình thành, di chuyển xuống phần dưới của mặt cắt. Các kim loại nặng tạo phức phân tử thấp với các chất này. Với sự biến đổi sâu hơn của các chất hữu cơ, sự hình thành các axit humic phân tử cao xảy ra, và ảnh hưởng của chúng đối với sự di chuyển của kim loại là khác nhau. Axit Fulvic kết hợp với kim loại để tạo thành các hợp chất chelate có thể hòa tan trong phạm vi pH rộng và di chuyển xuống bề mặt đất. Kim loại tạo phức với axit humic, được đặc trưng bởi tính trơ, không hòa tan trong môi trường axit, góp phần tích tụ các kim loại nặng trong chân trời sinh vật. Phức hợp kim loại với axit fulvic và axit humic bền nhất ở pH từ 3 đến 7.
Một ví dụ về sự chuyển hóa của kẽm và cadimi trong đất là sự chuyển đổi của chúng sang pha lỏng do quá trình hòa tan (Alekseenko và cộng sự, 1992). Vì các hợp chất công nghệ của những kim loại này không ổn định về mặt nhiệt động học trong điều kiện đất, sự chuyển đổi của chúng sang pha lỏng của đất là không thể đảo ngược. Sự biến đổi thêm của kẽm và cadimi trong đất có liên quan đến các quá trình thuận nghịch xảy ra giữa dung dịch đất và phức hợp hấp thụ đất, sự kết tủa ổn định của các muối kém hòa tan của kẽm và cadimi, thực vật bậc cao và vi sinh vật.
1.3 Nguồn kim loại nặng xâm nhập vào vật thể Môi trường
Kim loại nặng bao gồm hơn bốn mươi nguyên tố hóa học D.I. Mendeleev, khối lượng nguyên tử trong đó hơn năm mươi đơn vị nguyên tử.
Nhóm nguyên tố này tham gia tích cực vào các quá trình sinh học, là một phần của nhiều loại enzym. Nhóm "kim loại nặng" phần lớn trùng với khái niệm "nguyên tố vi lượng". Do đó: chì, kẽm, cadmium, thủy ngân, molypden, crom, mangan, niken, thiếc, coban, titan, đồng, vanadi là những kim loại nặng.
Các nguồn cung cấp kim loại nặng được chia thành tự nhiên (phong hóa đá và khoáng chất, quá trình xói mòn, hoạt động núi lửa) và nhân tạo (khai thác và chế biến khoáng sản, đốt nhiên liệu, giao thông, hoạt động nông nghiệp). Một phần khí thải công nghệ xâm nhập vào môi trường dưới dạng khí dung mịn được vận chuyển qua một khoảng cách đáng kể và gây ô nhiễm toàn cầu. Phần khác đi vào các vùng nước không thoát nước, nơi các kim loại nặng tích tụ và trở thành nguồn ô nhiễm thứ cấp, tức là sự hình thành các chất ô nhiễm độc hại trong quá trình vật lý và hóa học xảy ra trực tiếp trong môi trường (ví dụ, sự hình thành khí phosgene độc từ các chất không độc hại).
Các kim loại nặng tích tụ trong đất, đặc biệt là ở các tầng mùn phía trên, và bị loại bỏ từ từ bằng cách rửa trôi, tiêu thụ bởi thực vật, xói mòn và giảm phát - thổi bay đất. Khoảng thời gian loại bỏ một nửa hoặc loại bỏ một nửa nồng độ ban đầu là một khoảng thời gian dài: đối với kẽm - từ 70 đến 510 năm, đối với cadimi - từ 13 đến 110 năm, đối với đồng - từ 310 đến 1500 năm và đối với chì - từ 740 đến 5900 năm.
Trong phần mùn của đất, quá trình biến đổi cơ bản của các hợp chất xâm nhập vào nó xảy ra.
Kim loại nặng có khả năng xảy ra nhiều loại phản ứng hóa học, hóa lý và sinh học. Nhiều chất trong số chúng có hóa trị thay đổi và tham gia vào quá trình oxy hóa khử. Kim loại nặng và các hợp chất của chúng, giống như các hợp chất hóa học khác, có thể di chuyển và phân bố lại trong môi trường sống, tức là di cư . Sự di chuyển của các hợp chất kim loại nặng phần lớn xảy ra dưới dạng một thành phần khoáng chất hữu cơ. Một số hợp chất hữu cơ mà kim loại liên kết được biểu thị bằng các sản phẩm của hoạt động vi sinh vật. Thủy ngân được đặc trưng bởi khả năng tích lũy trong các liên kết của "chuỗi thức ăn" (điều này đã được thảo luận trước đó). Các vi sinh vật trong đất có thể tạo ra các quần thể kháng thủy ngân, biến thủy ngân kim loại thành chất độc đối với sinh vật bậc cao. Một số tảo, nấm và vi khuẩn có thể tích tụ thủy ngân trong tế bào của chúng. Thủy ngân, chì, cadmium được đưa vào danh sách chung các chất gây ô nhiễm môi trường quan trọng nhất, được các nước là thành viên LHQ nhất trí. Chúng ta hãy nghiên cứu những chất này và thêm sắt và niken vào chúng.
Thủy ngân phân bố cực kỳ kém trong vỏ trái đất (-0,1 x 10-4%), nhưng nó rất thuận tiện cho việc chiết xuất, vì nó tập trung trong dư lượng sulfua, ví dụ, ở dạng chu sa (HgS). Ở dạng này, thủy ngân tương đối vô hại, nhưng các quá trình khí quyển, núi lửa và các hoạt động của con người đã dẫn đến thực tế là khoảng 50 triệu tấn kim loại này đã tích tụ trong các đại dương trên thế giới. Lượng thủy ngân bị loại bỏ tự nhiên ra đại dương do xói mòn là 5000 tấn / năm, 5000 tấn thủy ngân khác được loại bỏ do các hoạt động của con người.
Ban đầu, thủy ngân đi vào đại dương dưới dạng Hg2 +, sau đó nó tương tác với các chất hữu cơ và với sự trợ giúp của các sinh vật kỵ khí, chuyển thành các chất độc hại methylmercury (CH3 Hg) + và dimethylmercury (CH3 -Hg-CH3),
Thủy ngân không chỉ hiện diện trong thủy quyển mà còn trong khí quyển, vì nó có áp suất hơi tương đối cao. Hàm lượng tự nhiên của thủy ngân là ~ 0,003-0,009 µg / m3.
Thủy ngân được đặc trưng bởi thời gian cư trú ngắn trong nước và nhanh chóng đi vào trầm tích dưới dạng hợp chất với các chất hữu cơ trong đó. Bởi vì thủy ngân được hấp thụ vào trầm tích, nó có thể được giải phóng từ từ và hòa tan trong nước, dẫn đến một nguồn ô nhiễm mãn tính. thời gian dài sau khi nguồn ô nhiễm ban đầu đã biến mất.
Sản lượng thủy ngân trên thế giới hiện là hơn 10.000 tấn mỗi năm, phần lớn lượng thủy ngân này được sử dụng trong sản xuất clo. Thủy ngân đi vào không khí do đốt cháy nhiên liệu hóa thạch. Phân tích băng của Greenland Ice Dome cho thấy rằng, bắt đầu từ năm 800 sau Công nguyên. cho đến những năm 1950, hàm lượng thủy ngân vẫn không đổi, nhưng kể từ những năm 50. trong thế kỷ của chúng ta, lượng thủy ngân đã tăng gấp đôi.
Thủy ngân và các hợp chất của nó đang đe dọa mạng sống. Methylmercury đặc biệt nguy hiểm đối với động vật và con người, vì nó nhanh chóng đi từ máu vào mô não, phá hủy tiểu não và vỏ não. Các triệu chứng lâm sàng của tổn thương này là tê bì, mất định hướng trong không gian, mất thị lực. Các triệu chứng ngộ độc thủy ngân không xuất hiện ngay lập tức. Một hậu quả khó chịu khác của ngộ độc methyl thủy ngân là sự xâm nhập của thủy ngân vào nhau thai và tích tụ của nó trong bào thai, và người mẹ không bị đau. Methylmercury gây quái thai ở người. Thủy ngân thuộc loại nguy hiểm thứ nhất.
Thủy ngân kim loại rất nguy hiểm nếu nuốt phải và hít phải. Đồng thời, một người có vị kim loại trong miệng, buồn nôn, nôn, đau quặn bụng, răng chuyển sang màu đen và bắt đầu vỡ vụn. Thủy ngân tràn sẽ vỡ thành các giọt nhỏ và nếu điều này xảy ra, thủy ngân phải được thu gom cẩn thận. Các hợp chất thủy ngân vô cơ thực tế không bay hơi, vì vậy nguy hiểm là sự xâm nhập của thủy ngân vào cơ thể qua đường miệng và da. Muối thủy ngân ăn mòn da và màng nhầy của cơ thể. Sự xâm nhập của muối thủy ngân vào cơ thể sẽ gây viêm hầu họng, khó nuốt, tê, nôn và đau bụng. Ở một người lớn, khoảng 350 mg thủy ngân có thể gây tử vong nếu ăn phải.
Ô nhiễm thủy ngân có thể được giảm thiểu bằng cách cấm sản xuất và sử dụng một số sản phẩm. Không còn nghi ngờ gì nữa, ô nhiễm thủy ngân sẽ luôn là một vấn đề cấp bách. Nhưng với việc kiểm soát chặt chẽ chất thải công nghiệp có chứa thủy ngân, cũng như các sản phẩm thực phẩm, nguy cơ nhiễm độc thủy ngân có thể được giảm bớt.
Hàm lượng chì trong đá lửa làm cho nó có thể được xếp vào loại kim loại hiếm. Nó tập trung trong các loại đá sunfua được tìm thấy ở nhiều nơi trên thế giới. Chì dễ dàng được phân lập bằng cách nấu chảy từ quặng. Ở trạng thái tự nhiên, nó được tìm thấy chủ yếu ở dạng galen (PbS), chì chứa trong vỏ trái đất có thể bị rửa trôi dưới tác động của các quá trình khí quyển, dần dần đi vào đại dương. Các ion Pb2 + khá không ổn định, và hàm lượng chì ở dạng ion chỉ chiếm 10-8%. Tuy nhiên, nó tích tụ trong trầm tích đại dương dưới dạng sulfit hoặc sulfat. Trong nước ngọt, hàm lượng chì cao hơn nhiều, có thể lên tới 2 x 10-6%, và trong đất thì hàm lượng này xấp xỉ như trong vỏ trái đất (1,5 x 10 -3%) do nguyên tố này không ổn định trong chu trình sinh địa hóa.
Quặng chì chứa 2-20% chì. Dịch cô đặc thu được bằng phương pháp tuyển nổi chứa 60-80% Pb. Nó được nung nóng để loại bỏ lưu huỳnh và chì được nấu chảy. Các quy trình chính như vậy có quy mô lớn. Nếu chất thải được sử dụng để sản xuất chì, các quá trình nấu chảy được gọi là thứ cấp. Lượng chì tiêu thụ hàng năm trên thế giới là hơn 3 triệu tấn, trong đó 40% được sử dụng để sản xuất pin, 20% để sản xuất chì alkyl - phụ gia xăng, 12% được sử dụng trong xây dựng, 28% cho các mục đích khác.
Khoảng 180 nghìn tấn chì di cư hàng năm trên thế giới do tác động của các quá trình khí quyển. Trong quá trình khai thác và chế biến quặng chì, hơn 20% lượng chì bị thất thoát. Ngay cả ở những giai đoạn này, lượng chì thải ra môi trường bằng với lượng chì thải ra môi trường do tác động lên đá lửa của các quá trình khí quyển.
Nguồn gây ô nhiễm môi trường có chì nghiêm trọng nhất là khí thải của động cơ ô tô. Chất antiknock tetramethyl - hay tetraethylswinep - đã được thêm vào hầu hết các loại gasoline kể từ năm 1923 ở mức khoảng 80 mg / L.
Xăng có thể chứa 380 mg chì, và tổng hàm lượng chì tetraetyl lên tới 1 g / l. Khi xăng được đốt cháy, khoảng 75% lượng chì chứa trong nó được giải phóng dưới dạng bình xịt và phân tán trong không khí, tiếp tục phân phối lại ở những khoảng cách khác nhau so với lòng đường. Khi ô tô đang chuyển động, từ 25 đến 75% lượng chì này, tùy thuộc vào điều kiện lái xe, được giải phóng vào khí quyển. Khối lượng chính của nó được lắng đọng trên mặt đất, nhưng một phần đáng chú ý của nó vẫn nằm trong không khí.
Bụi chì không chỉ bao phủ ven đường và đất trong và xung quanh các thành phố công nghiệp, nó còn được tìm thấy trong băng của North Greenland, và năm 1756 hàm lượng chì trong băng là 20 µg / t, năm 1860 đã là 50 µg / t, và năm 1965 - 210 µg / t. Các nguồn ô nhiễm chì đang hoạt động là các nhà máy nhiệt điện than và bếp ăn gia đình. Nguồn gây ô nhiễm chì trong nhà có thể là đồ đất nung tráng men; chì có trong bột màu tạo màu.
Chì không phải là một yếu tố quan trọng. Nó độc hại và thuộc loại nguy hiểm I. Các hợp chất vô cơ của nó làm gián đoạn quá trình trao đổi chất và là chất ức chế enzym (giống như hầu hết các kim loại nặng). Một trong những hậu quả khôn lường nhất của hoạt động của các hợp chất chì vô cơ là khả năng thay thế canxi trong xương và là nguồn gây ngộ độc liên tục trong thời gian dài. Thời gian bán hủy sinh học của chì trong xương là khoảng 10 năm. Lượng chì tích tụ trong xương tăng lên theo tuổi, và ở độ tuổi 30-40 ở những người không liên quan đến ô nhiễm chì do nghề nghiệp, nó là 80-200 mg.
Các hợp chất chì hữu cơ được coi là thậm chí còn độc hơn các hợp chất vô cơ. Nguồn chính để chì xâm nhập vào cơ thể con người là thức ăn, cùng với đó, không khí hít vào đóng một vai trò quan trọng, và ở trẻ em, bụi và sơn chứa chì mà chúng nuốt phải. Bụi hít vào khoảng 30 - 35% được giữ lại trong phổi, một phần đáng kể được hấp thụ bởi dòng máu. Hấp thu ở đường tiêu hóa nói chung là 5-10%, ở trẻ em - 50%. Sự thiếu hụt canxi và vitamin D làm tăng khả năng hấp thụ chì. Nhiễm độc chì cấp tính là rất hiếm. Các triệu chứng của họ là tiết nước bọt, nôn mửa, đau quặn ruột, suy thận cấp, tổn thương não. Trong trường hợp nghiêm trọng, tử vong xảy ra trong vài ngày. Các triệu chứng ban đầu của nhiễm độc chì bao gồm cáu kỉnh, trầm cảm và cáu kỉnh. Trong trường hợp ngộ độc hợp chất hữu cơ chì, hàm lượng cao của nó được tìm thấy trong máu.
Do ô nhiễm môi trường toàn cầu với chì, nó đã trở thành một thành phần phổ biến của bất kỳ loại thực phẩm và thức ăn chăn nuôi nào. Thực phẩm từ thực vật thường chứa nhiều chì hơn các sản phẩm từ động vật.
cadimi và kẽm.
Cadmium, kẽm và đồng là những kim loại quan trọng nhất trong việc nghiên cứu các vấn đề ô nhiễm, vì chúng phân bố rộng rãi trên thế giới và có đặc tính độc hại. Cadmium và kẽm (cũng như: chì và thủy ngân) được tìm thấy chủ yếu trong trầm tích sunfua. Là kết quả của các quá trình trong khí quyển, các nguyên tố này dễ dàng xâm nhập vào các đại dương. Đất chứa khoảng 4,5x10 -4%. Thảm thực vật chứa nhiều nguyên tố khác nhau, nhưng hàm lượng kẽm trong tro thực vật tương đối cao - 0,14; vì nguyên tố này đóng một vai trò thiết yếu trong dinh dưỡng thực vật. Khoảng 1 triệu kg cadmium đi vào bầu khí quyển hàng năm do hoạt động của các nhà máy luyện cadmium, chiếm khoảng 45% tổng số ô nhiễm do nguyên tố này gây ra. 52% ô nhiễm đến từ quá trình đốt cháy hoặc chế biến các sản phẩm có chứa cadmium. Cadmium có độ bay hơi tương đối cao nên dễ dàng khuếch tán vào khí quyển. Các nguồn gây ô nhiễm không khí với kẽm cũng giống như với cadmium.
Sự xâm nhập của cadmium vào nước tự nhiên là kết quả của việc sử dụng nó trong các quy trình và công nghệ galvanic. Các nguồn gây ô nhiễm nước nghiêm trọng nhất với kẽm là các lò luyện kẽm và các nhà máy mạ điện.
Phân bón là một nguồn ô nhiễm cadmium tiềm ẩn. Đồng thời, cadmium được đưa vào thực vật được con người sử dụng làm thực phẩm, và vào cuối chuỗi chúng sẽ đi vào cơ thể con người. Kẽm là chất ít độc nhất trong tất cả các kim loại nặng được liệt kê ở trên. Tuy nhiên, tất cả các nguyên tố đều trở nên độc hại nếu được tìm thấy quá mức; kẽm cũng không ngoại lệ. Tác dụng sinh lý của kẽm là hoạt động như một chất kích hoạt enzym. Với số lượng lớn, nó gây ra nôn mửa, liều lượng này là khoảng 150 mg cho một người lớn.
Cadmium độc hơn nhiều so với kẽm. Anh ta và các hợp chất của anh ta thuộc loại nguy hiểm cấp I. Nó thâm nhập vào cơ thể con người trong một thời gian dài. Hít thở không khí trong 8 giờ với nồng độ cadimi 5 mg / m3 có thể gây tử vong. Trong ngộ độc cadmium mãn tính, protein xuất hiện trong nước tiểu và huyết áp tăng.
Khi kiểm tra sự hiện diện của cadmium trong thực phẩm, người ta thấy rằng chất bài tiết của con người hiếm khi chứa nhiều cadmium như đã được hấp thụ. Hiện chưa có sự thống nhất về hàm lượng an toàn chấp nhận được của cadmium trong thực phẩm.
Một cách hiệu quả để ngăn chặn cadmium và kẽm thải ra do ô nhiễm là kiểm soát hàm lượng của các kim loại này trong khí thải từ các lò luyện và các ngành công nghiệp khác.
Antimon, Asen, Coban.
Antimon có mặt cùng với asen trong quặng có chứa sunfua kim loại. Sản lượng antimon trên thế giới khoảng 70 tấn mỗi năm. Antimon là một thành phần của hợp kim, nó được sử dụng để sản xuất diêm, ở dạng tinh khiết nó được sử dụng trong chất bán dẫn, tác dụng độc hại của antimon tương tự như asen. Một lượng lớn antimon gây ra nôn mửa; trong ngộ độc antimon mãn tính, rối loạn tiêu hóa xảy ra, kèm theo nôn mửa và giảm nhiệt độ. Asen xuất hiện tự nhiên dưới dạng sunfat. Hàm lượng của nó trong tinh quặng chì-kẽm là khoảng 1%. Do tính dễ bay hơi, nó dễ dàng đi vào bầu khí quyển.
Các nguồn ô nhiễm kim loại này mạnh nhất là thuốc diệt cỏ (hóa chất để kiểm soát cỏ dại), thuốc diệt nấm (chất để kiểm soát nấm bệnh trên cây trồng) và thuốc trừ sâu (chất để kiểm soát côn trùng có hại).
Theo tính chất độc hại của nó, asen thuộc về các chất độc tích lũy. Theo mức độ độc hại, cần phân biệt asen nguyên tố và các hợp chất của nó. Asen nguyên tố tương đối hơi độc, nhưng có đặc tính gây quái thai. Ảnh hưởng có hại đối với vật liệu di truyền (khả năng gây đột biến) được tranh cãi.
Các hợp chất của asen hấp thụ chậm qua da, hấp thu nhanh qua phổi và đường tiêu hóa. Liều gây chết người là 0,15-0,3 g.
Nhiễm độc mãn tính gây ra các bệnh về thần kinh, suy nhược, tê bì chân tay, ngứa ngáy, sạm da, teo tủy, thay gan. Các hợp chất asen là chất gây ung thư cho con người. Asen và các hợp chất của nó thuộc loại nguy hiểm II.
Coban không được sử dụng rộng rãi. Vì vậy, ví dụ, nó được sử dụng trong ngành công nghiệp thép, trong sản xuất polyme. Khi ăn một lượng lớn, coban ảnh hưởng xấu đến hàm lượng hemoglobin trong máu người và có thể gây ra các bệnh về máu. Người ta tin rằng coban gây ra bệnh Graves. Nguyên tố này nguy hiểm cho sự sống của sinh vật do tính phản ứng cực cao và thuộc loại nguy hiểm I.
Đồng và Mangan.
Đồng được tìm thấy trong trầm tích sunfua cùng với chì, cadimi và kẽm. Nó có mặt với một lượng nhỏ trong tinh chất kẽm và có thể được vận chuyển xa trong không khí và nước. Hàm lượng đồng bất thường được tìm thấy trong thực vật có không khí và nước. Hàm lượng đồng bất thường được tìm thấy trong thực vật và đất ở khoảng cách hơn 8 km từ lò luyện. Muối đồng thuộc loại nguy hiểm II. Các tính chất độc hại của đồng đã được nghiên cứu ít hơn nhiều so với các tính chất tương tự của các nguyên tố khác. Việc một người hấp thụ một lượng lớn đồng sẽ dẫn đến bệnh Wilson, trong khi lượng đồng dư thừa sẽ tích tụ trong mô não, da, gan và tuyến tụy.
Hàm lượng mangan tự nhiên trong thực vật, động vật và đất rất cao. Các lĩnh vực sản xuất mangan chính là sản xuất thép hợp kim, hợp kim, pin điện và các nguồn dòng điện hóa học khác. Sự hiện diện của mangan trong không khí vượt quá tiêu chuẩn (nồng độ trung bình hàng ngày của mangan trong khí quyển - không khí của các khu vực đông dân cư - là 0,01 mg / m3) ảnh hưởng xấu đến cơ thể con người, được thể hiện bằng sự phá hủy dần dần của hệ thống thần kinh trung ương. Mangan thuộc loại nguy hiểm II.
Hiện nay, ở Nga, cả tiêu chuẩn được phê duyệt chính thức và không chính thức được sử dụng để đánh giá ô nhiễm đất với kim loại nặng. Mục đích chính của chúng là ngăn chặn sự xâm nhập của các HM do con người tích lũy trong cơ thể người với số lượng quá mức và do đó tránh tác động tiêu cực của chúng. Đất, không giống như môi trường nước và không khí đồng nhất, là một hệ thống không đồng nhất phức tạp có thể thay đổi hành vi của các chất độc hại tùy thuộc vào tính chất của nó. những khó khăn trong việc đánh giá hợp lý trạng thái sinh thái đất là một trong những lý do giải thích cho các mức độ độc hại thực vật khác nhau của đất do các nhà nghiên cứu khác nhau thiết lập.
Các nguồn công nghệ cung cấp sắt trong môi trường. Trong các khu vực của nhà máy luyện kim, khí thải rắn chứa từ 22.000 đến 31.000 mg / kg sắt.
Kết quả là, sắt tích tụ trong các loại cây trồng trong vườn.
Nhiều sắt đi vào nước thải và bùn thải từ các ngành công nghiệp luyện kim, hóa chất, chế tạo máy, gia công kim loại, hóa dầu, hóa dược, sơn và véc ni, công nghiệp dệt may. Hàm lượng sắt trong thành phần bùn thô rơi tại bể lắng sơ cấp của một thành phố công nghiệp lớn có thể lên tới 1428 mg / kg. Khói, bụi công nghiệp có thể chứa một lượng lớn sắt ở dạng sol khí của sắt, oxit của nó, quặng. Bụi của sắt hoặc các oxit của nó được hình thành khi mài các dụng cụ bằng kim loại, làm sạch các bộ phận khỏi rỉ sét, cán tấm sắt, hàn điện và các quy trinh san xuat có chứa sắt hoặc các hợp chất của nó.
Sắt có thể tích tụ trong đất, nước, không khí và các cơ thể sống. Các khoáng chất sắt chính trong tự nhiên bị phá hủy quang hóa, hình thành phức hợp, rửa trôi vi sinh, kết quả là sắt từ các khoáng chất hòa tan ít đi vào các thủy vực.
Các khoáng chất chứa sắt bị oxy hóa bởi vi khuẩn như Th. Ferrooxidans. Quá trình oxy hóa sulfua có thể được mô tả một cách tổng quát bằng cách sử dụng ví dụ về pyrit bằng các quá trình vi sinh và hóa học sau đây. Có thể thấy, trong trường hợp này, một thành phần nữa là axit sunfuric gây ô nhiễm vùng nước mặt được hình thành. Quy mô giáo dục vi sinh của nó có thể được đánh giá bằng ví dụ này. Pyrit là một thành phần tạp chất phổ biến của các mỏ than, và sự rửa trôi của nó dẫn đến axit hóa nước mỏ. Theo một ước tính, vào năm 1932. khoảng 3 triệu tấn pSO4 chảy vào sông Ohio của Mỹ với vùng nước mỏ. Quá trình rửa trôi sắt bằng vi sinh vật được thực hiện không chỉ do quá trình oxy hóa mà còn trong quá trình khử quặng bị oxy hóa. Các vi sinh vật thuộc các nhóm khác nhau tham gia vào đó.
Đặc biệt, quá trình khử Fe3 thành Fe2 được thực hiện bởi các đại diện của các chi Bacillus và Pseudomonas, cũng như một số loài nấm.
Các quá trình được đề cập ở đây, phổ biến trong tự nhiên, cũng xảy ra ở bãi thải của các doanh nghiệp khai thác, nhà máy luyện kim sản xuất một số lượng lớn xỉ thải, cặn bẩn, v.v. Với mưa, lũ lụt và nước ngầm, các kim loại thoát ra từ nền rắn được chuyển đến sông và hồ chứa. Sắt được tìm thấy trong các vùng nước tự nhiên ở các trạng thái khác nhau và hình thành ở dạng hòa tan thực sự, nó là một phần của trầm tích đáy và các hệ thống huyền phù và chất keo không đồng nhất. Các lớp trầm tích dưới đáy sông và các hồ chứa đóng vai trò như một kho chứa sắt. Hàm lượng sắt cao là do các đặc điểm địa hóa của sự hình thành các chân trời của đất. Hàm lượng tăng lên của nó trong lớp phủ đất có thể là do việc sử dụng nước có hàm lượng sắt cao tự nhiên để tưới tiêu.
Cấp độ nguy hiểm - không cung cấp sự phân chia thành các cấp độ nguy hiểm.
Chỉ số giới hạn của mức độ có hại - mức độ có hại không được xác định.
Niken, cùng với Mn, Fe, Co và Cu, thuộc về những kim loại chuyển tiếp, những hợp chất của chúng có hoạt tính sinh học cao. Do đặc thù của cấu trúc các obitan electron, các kim loại trên, bao gồm niken, có khả năng tạo phức rõ rệt.
Niken có thể tạo phức bền với, ví dụ, cysteine và citrate, cũng như với nhiều phối tử hữu cơ và vô cơ. Thành phần địa hóa của đá mẹ quyết định phần lớn hàm lượng niken trong đất. Lượng niken lớn nhất được chứa trong đất hình thành từ đá cơ bản và đá siêu mịn. Theo một số tác giả, giới hạn dư thừa và mức độ độc hại của niken đối với hầu hết các loài khác nhau từ 10 đến 100 mg / kg. Khối lượng chính của niken cố định bất động trong đất, và sự di chuyển rất yếu ở trạng thái keo và trong thành phần của huyền phù cơ học không ảnh hưởng đến sự phân bố của chúng dọc theo mặt cắt thẳng đứng và khá đồng đều.
Sự hiện diện của niken trong nước tự nhiên là do thành phần của đá mà nước đi qua: nó được tìm thấy ở những nơi tích tụ quặng đồng-niken sulfua và quặng sắt-niken. Nó xâm nhập vào nước từ đất và từ các sinh vật thực vật và động vật trong quá trình phân hủy của chúng. Hàm lượng niken tăng lên so với các loại tảo khác được tìm thấy trong tảo xanh lam. Các hợp chất niken cũng đi vào các vùng nước từ nước thải cửa hàng mạ niken, nhà máy cao su tổng hợp, thiết bị cô đặc niken. Lượng khí thải niken khổng lồ đi kèm với việc đốt nhiên liệu hóa thạch.
Nồng độ của nó có thể giảm do sự kết tủa của các hợp chất như: sunfua, xianua, cacbonat hoặc hydroxit (với sự gia tăng giá trị pH), do sự tiêu thụ của nó bởi các sinh vật sống dưới nước và quá trình hấp phụ.
Trong nước bề mặt, các hợp chất niken ở trạng thái hòa tan, lơ lửng và keo, tỷ lệ định lượng giữa chúng phụ thuộc vào thành phần nước, nhiệt độ và giá trị pH. Chất hấp thụ của các hợp chất niken có thể là hydroxit sắt, các chất hữu cơ, canxi cacbonat phân tán cao, đất sét. Dạng hòa tan chủ yếu là các ion phức, thường gặp nhất với axit amin, axit humic và axit fulvic, và cũng có thể ở dạng phức chất xyanua mạnh. Các hợp chất niken phổ biến nhất trong nước tự nhiên, trong đó nó ở trạng thái ôxy hóa +2. Các hợp chất Ni3 + thường được tạo thành trong môi trường kiềm.
Hợp chất niken đóng vai trò quan trọng trong quá trình tạo máu, là chất xúc tác. Hàm lượng gia tăng của nó có ảnh hưởng cụ thể đến hệ thống tim mạch. Niken là một trong những nguyên tố gây ung thư. Nó có thể gây ra các bệnh về đường hô hấp. Người ta tin rằng các ion niken tự do (Ni2 +) độc hơn khoảng 2 lần so với các hợp chất phức tạp của nó.
Các doanh nghiệp luyện kim hàng năm thải ra hơn 150 nghìn tấn đồng, 120 nghìn tấn kẽm, khoảng 90 nghìn tấn chì, 12 nghìn tấn niken, 1,5 nghìn tấn molipđen, khoảng 800 tấn coban và khoảng 30 tấn thủy ngân vào bề mặt của trái đất. Đối với 1 gam đồng dạng vỉ, chất thải từ công nghiệp luyện đồng chứa 2,09 tấn bụi, trong đó có tới 15% đồng, 60% ôxít sắt và 4% mỗi loại là asen, thủy ngân, kẽm và chì. Chất thải từ các ngành công nghiệp kỹ thuật và hóa chất chứa đến 1 nghìn mg / kg chì, tới 3 nghìn mg / kg đồng, lên đến 10 nghìn mg / kg crom và sắt, lên đến 100 g / kg phốt pho và lên đến 10 g / kg mangan và niken. Ở Silesia, các bãi chứa kẽm từ 2 đến 12% và chì từ 0,5 đến 3% được chất thành đống xung quanh các nhà máy kẽm.
Với khí thải, hơn 250 nghìn tấn chì mỗi năm đi vào bề mặt đất; nó là chất ô nhiễm đất chính với chì.
1.4 Các phương pháp xác định kim loại nặng
Cho đến nay, có hai nhóm phương pháp phân tích cơ bản xác định sự có mặt của kim loại nặng trong đất:
1. Điện hóa
Phương pháp điện hóa được phân loại theo bản chất của tín hiệu phân tích. Do đó, trong quá trình phân tích, có thể đo điện thế của một trong các điện cực (đo điện thế), điện trở của tế bào, hoặc độ dẫn điện của dung dịch (đo độ dẫn điện). Trong nhiều trường hợp, một điện áp bên ngoài được đặt vào các điện cực, sau đó cường độ của dòng điện đi qua dung dịch được đo (phương pháp đo điện thế, cụ thể là phương pháp phân cực). Đồng thời, trên bề mặt các điện cực xảy ra phản ứng oxi hóa khử, tức là dung dịch đã bị điện phân. Nếu ta tiến hành điện phân đến cùng và đo điện lượng dùng để oxi hoá (hoặc khử) chất được xác định thì ta có thể tính được khối lượng của chất này. Phương pháp này được gọi là phương pháp đo coulometry. Đôi khi hàm lượng của chất phân tích được tính bằng độ tăng trọng lượng của điện cực, tức là bằng khối lượng của sản phẩm điện phân giải phóng trên nó (phép đo điện trọng).
Các phương pháp điện hóa khá chọn lọc (ngoại trừ phép đo độ dẫn), do đó, với sự trợ giúp của chúng, một số nguyên tố được xác định định lượng với sự có mặt của các nguyên tố khác, chúng được xác định riêng biệt. các hình thức khác nhau một phần tử, phân chia các hỗn hợp phức tạp và xác định các thành phần của chúng, đồng thời cũng tập trung một số tạp chất vi mô. Các phương pháp điện hóa được sử dụng rộng rãi để kiểm soát thành phần của nước tự nhiên và chất thải, đất và các sản phẩm thực phẩm, các giải pháp xử lý và chất lỏng sinh học. Các kỹ thuật thích hợp không yêu cầu thiết bị phức tạp, không sử dụng nhiệt độ và áp suất cao. Các phương pháp điện hóa khác nhau khác nhau về độ nhạy, độ chính xác, độ nhanh và các chỉ số khác, do đó bổ sung tốt cho nhau.
Hãy xem xét các phương pháp của nhóm điện hóa:
Voltammetry:
Phương pháp đo điện tích là phương pháp phân tích dựa trên việc ghi lại và nghiên cứu sự phụ thuộc của cường độ dòng điện chạy qua tế bào điện phân vào hiệu điện thế đặt bên ngoài. Một biểu diễn đồ họa của sự phụ thuộc này được gọi là voltammogram. Phân tích điện ảnh đồ cung cấp thông tin về thành phần định tính và định lượng của chất phân tích.
Để đăng ký điện cực đồ, cần có một tế bào điện phân, bao gồm một điện cực chỉ thị và một điện cực so sánh. Điện cực so sánh thường là điện cực calomel bão hòa hoặc một lớp thủy ngân ở đáy tế bào. Một điện cực thủy ngân nhỏ giọt, điện cực bạch kim hoặc than chì nhỏ được sử dụng làm chất chỉ thị.
Tùy thuộc vào loại điện cực chỉ thị, các phương pháp đo điện thế thường được chia thành phương pháp đo cực và đo điện áp thích hợp. Nếu một điện cực nhỏ giọt thủy ngân được sử dụng làm điện cực chỉ thị, thì các phụ thuộc thu được của dòng điện vào hiệu điện thế được gọi là phân cực và theo đó, phương pháp phân tích được gọi là phân cực. Phương pháp này được tạo ra bởi Jar nhà điện hóa xuất sắc người Séc và người đoạt giải Nobel. Geyrovsky (1922). Khi làm việc với bất kỳ điện cực chỉ thị nào khác, kể cả thủy ngân tĩnh, người ta đề cập đến phép đo vôn.
Điện thế:
Phân tích điện thế là phép đo hiệu suất của những chất ở trạng thái ion. Nói cách khác, đối tượng nghiên cứu là các dung dịch, hầu như luôn luôn là nước, mặc dù việc phân tích chất rắn cũng được thực hiện nếu có sự hiện diện của các nguyên tố hòa tan. Một số hạt có thể yêu cầu một điện cực có màng cảm nhận có hình dạng nhất định, màng này sẽ giúp phân tích các chất nhớt hoặc gel.
Phân tích điện thế được thực hiện theo một số cách. Đầu tiên là đo điện thế trực tiếp. Thông thường, phương pháp này được thực hiện để đo mức độ pH và nó phụ thuộc vào loại điện cực đo. Phương pháp này là dễ nhất. Phương pháp thứ hai là chuẩn độ điện thế, được thực hiện theo nhiều cách khác nhau. Bản chất của nó nằm ở chỗ, để tính toán các chỉ số, một số phản ứng hóa học được thực hiện dưới sự điều khiển của một điện cực chọn lọc ion. Phương pháp này khác với phương pháp trước đó là chi phí lao động lớn hơn, nhưng cũng cho kết quả chính xác hơn. Và phương pháp thứ ba - phương pháp cộng - có liên quan đến điều trên. Nó được thực hiện theo nhiều lựa chọn khác nhau, cho phép bạn thực hiện phân tích nồng độ thấp.
Coulometry:
Coulometry là một phương pháp phân tích điện hóa dựa trên việc đo lượng điện năng cần thiết cho sự biến đổi điện hóa của một chất phân tích. Có hai loại phân tích trong phép đo coulometry:
phương pháp đo coulometry trực tiếp;
chuẩn độ coulometric.
Đo độ dẫn:
Phương pháp phân tích đo độ dẫn dựa trên việc đo độ dẫn điện của các dung dịch đã nghiên cứu. Có một số phương pháp phân tích độ dẫn:
đo độ dẫn trực tiếp - một phương pháp cho phép bạn xác định trực tiếp nồng độ của chất điện phân bằng cách đo độ dẫn điện của dung dịch có thành phần định tính đã biết;
· Chuẩn độ đo độ dẫn - một phương pháp phân tích dựa trên việc xác định hàm lượng của một chất bằng cách phá vỡ đường cong chuẩn độ. Đường cong được xây dựng bằng cách đo độ dẫn điện riêng của dung dịch được phân tích, độ dẫn điện này thay đổi do kết quả của các phản ứng hóa học trong quá trình chuẩn độ;
· Chuẩn độ theo trình tự thời gian - dựa trên việc xác định hàm lượng của chất theo thời gian chuẩn độ, được ghi tự động trên máy ghi biểu đồ của đường cong chuẩn độ.
Do đó, có thể tìm và tính toán hàm lượng các kim loại nặng có giới hạn phát hiện thấp trong một mẫu đất.
2. Phương pháp chiết quang-trắc quang
Các phương pháp này được sử dụng rất rộng rãi trong hóa học phân tích, và việc xác định thành phần được phân tích trong dịch chiết có thể được thực hiện bằng cả phương pháp trắc quang và phương pháp khác: phân cực, quang phổ.
Đồng thời, có một số nhóm phương pháp chiết xuất trong đó kết thúc bằng trắc quang là hiệu quả nhất, cung cấp tốc độ và độ chính xác cần thiết của phép xác định. Các phương pháp này được gọi là chiết quang-trắc quang. Một phương pháp rất phổ biến là phương pháp mà một nguyên tố vi lượng nhất định được chuyển đổi thành một hợp chất có màu hòa tan trong nước, nó được chiết xuất, và chất chiết xuất được quang hóa. Kỹ thuật này loại bỏ ảnh hưởng gây nhiễu của các thành phần lạ và tăng độ nhạy của phép xác định, vì trong quá trình chiết xuất, các tạp chất vi lượng được tập trung. Ví dụ, việc xác định tạp chất sắt trong muối coban hoặc niken được thực hiện bằng cách chiết các phức thiocainat của nó với rượu amyl.
Phép đo quang phổ
Phương pháp phân tích quang phổ dựa trên sự hấp thụ chọn lọc quang phổ của một luồng năng lượng ánh sáng đơn sắc khi nó đi qua dung dịch thử nghiệm. Phương pháp này cho phép xác định nồng độ của các thành phần riêng lẻ của hỗn hợp các chất màu có cực đại hấp thụ ở các bước sóng khác nhau; nó nhạy và chính xác hơn so với phương pháp đo quang điện tử. Được biết, phương pháp phân tích quang phổ chỉ áp dụng để phân tích các dung dịch có màu, các dung dịch không màu trong vùng nhìn thấy của quang phổ có hệ số hấp thụ không đáng kể. Tuy nhiên, nhiều hợp chất không màu và hơi có màu (đặc biệt là các hợp chất hữu cơ) có dải hấp thụ đặc trưng trong vùng tử ngoại và hồng ngoại của quang phổ, được sử dụng để xác định định lượng của chúng. Phương pháp phân tích bằng quang phổ có thể áp dụng để đo sự hấp thụ ánh sáng ở các vùng khác nhau của quang phổ nhìn thấy, trong vùng tử ngoại và vùng hồng ngoại của quang phổ, điều này giúp mở rộng đáng kể khả năng phân tích của phương pháp.
Phương pháp đo quang phổ trong vùng tử ngoại của quang phổ giúp xác định riêng lẻ các hỗn hợp hai và ba thành phần của các chất. Việc xác định định lượng các thành phần của hỗn hợp dựa trên thực tế là mật độ quang của bất kỳ hỗn hợp nào bằng tổng mật độ quang của các thành phần riêng lẻ.
Nguyên tử - quang phổ hấp thụ.
Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử là phương pháp thuận tiện nhất hiện nay để xác định hàm lượng kim loại trong các đối tượng môi trường, sản phẩm thực phẩm, đất, hợp kim khác nhau. Phương pháp này cũng được sử dụng trong địa chất để phân tích thành phần của đá, luyện kim để xác định thành phần của thép.
Phương pháp quang phổ hấp thụ nguyên tử được khuyến nghị bởi hầu hết các tiêu chuẩn nhà nước để xác định kẽm di động trong đất, tự nhiên và nước, cũng như trong nhiều loại hợp kim màu.
Phương pháp này dựa trên sự hấp thụ bức xạ điện từ của các nguyên tử tự do ở trạng thái tĩnh (không bị kích thích). Tại bước sóng tương ứng với sự chuyển của nguyên tử từ mặt đất sang trạng thái kích thích điện tử, dân số ở mức cơ bản giảm dần. Tín hiệu phân tích phụ thuộc vào số lượng các phần tử không bị kích thích trong mẫu phân tích (tức là vào nồng độ của nguyên tố được xác định), do đó, bằng cách đo lượng bức xạ điện từ bị hấp thụ, có thể xác định được nồng độ của nguyên tố được xác định. trong mẫu ban đầu.
Phương pháp này dựa trên sự hấp thụ tia cực tím hoặc bức xạ nhìn thấy của các nguyên tử khí. Để chuyển mẫu sang trạng thái nguyên tử ở thể khí, nó được đưa vào ngọn lửa. Một đèn có cực âm rỗng làm bằng kim loại cần xác định được dùng làm nguồn bức xạ. Khoảng bước sóng của vạch quang phổ do nguồn sáng phát ra và vạch hấp thụ của cùng một nguyên tố trong ngọn lửa rất hẹp nên sự hấp thụ giao thoa của các nguyên tố khác hầu như không ảnh hưởng đến kết quả phân tích. Phương pháp phân tích quang phổ hấp thụ nguyên tử có đặc điểm là độ nhạy tuyệt đối và tương đối cao. Phương pháp này cho phép xác định với độ chính xác cao trong dung dịch có khoảng 80 nguyên tố ở nồng độ thấp, do đó nó được sử dụng rộng rãi trong sinh học, y học (để phân tích chất lỏng hữu cơ), địa chất, khoa học đất (để xác định các nguyên tố vi lượng trong đất) và các lĩnh vực khoa học khác, cũng như trong luyện kim. để nghiên cứu và kiểm soát các quá trình công nghệ.
Thông qua một lớp mẫu hơi nguyên tử thu được với sự trợ giúp của một bộ nguyên tử hóa bức xạ trong khoảng 190-850 nm. Kết quả của sự hấp thụ lượng tử ánh sáng, các nguyên tử chuyển sang trạng thái năng lượng kích thích. Những chuyển đổi này trong quang phổ nguyên tử tương ứng với cái gọi là. đường cộng hưởng đặc trưng của một phần tử nhất định. Theo định luật Bouguer-Lambert-Beer, thước đo nồng độ nguyên tố là mật độ quang A = lg (I0 / I), trong đó I0 và I lần lượt là cường độ bức xạ từ nguồn trước và sau khi đi qua vật hấp thụ. lớp.
Hình 1.1 Sơ đồ của một máy quang phổ hấp thụ nguyên tử: Đèn catốt 1 lỗ rỗng hoặc đèn không có điện cực; 2-ô graphit; 3-đơn sắc; 4-máy dò
Về độ chính xác và độ nhạy, phương pháp này vượt trội hơn nhiều phương pháp khác; do đó, nó được sử dụng trong chứng nhận hợp kim đối chứng và đá địa chất (bằng cách chuyển thành dung dịch).
Sự khác biệt cơ bản giữa phép đo phổ hấp thụ nguyên tử và phép đo phổ phát xạ ngọn lửa là phương pháp thứ hai đo bức xạ do các nguyên tử bị kích thích phát ra trong ngọn lửa, trong khi sự hấp thụ nguyên tử dựa trên phép đo bức xạ được hấp thụ bởi các nguyên tử trung hòa, không bị kích thích trong ngọn lửa, trong đó có nhiều trong một ngọn lửa. gấp nhiều lần sự phấn khích. Điều này giải thích độ nhạy cao của phương pháp trong việc xác định các phần tử có năng lượng kích thích cao, tức là khó kích thích.
Nguồn sáng trong AAS là đèn catốt rỗng phát ra ánh sáng có bước sóng rất hẹp theo bậc 0,001 nm. Đường hấp thụ của nguyên tố được xác định hơi rộng hơn so với dải phát ra, điều này có thể đo được đường hấp thụ ở mức tối đa. Thiết bị chứa bộ đèn cần thiết, mỗi đèn được thiết kế để xác định chỉ một trong số bất kỳ phần tử nào.
“Cuvette” trong AAS chính là ngọn lửa. Vì định luật Baer được quan sát trong AAS, độ nhạy của phương pháp phụ thuộc vào chiều dài của lớp ngọn lửa hấp thụ, phải không đổi và đủ lớn.
Ngọn lửa được sử dụng, trong đó axetylen, propan hoặc hydro được sử dụng làm nhiên liệu và không khí, oxy hoặc nitơ oxit được sử dụng làm chất oxy hóa (1). Hỗn hợp khí được chọn xác định nhiệt độ của ngọn lửa. Ngọn lửa không khí-axetylen và không khí-propan có nhiệt độ thấp(2200-2400 ° C). Ngọn lửa như vậy được sử dụng để xác định các nguyên tố mà các hợp chất của chúng dễ bị phân hủy ở những nhiệt độ này. Ngọn lửa khí propan được sử dụng khi gặp khó khăn trong việc thu nhận axetylen; sự thay thế như vậy làm phức tạp công việc, vì propan thương mại chứa các tạp chất gây ô nhiễm ngọn lửa. Khi xác định các nguyên tố tạo thành hợp chất khó phân ly, ngọn lửa nhiệt độ cao được sử dụng (3000-3200 ° C, được tạo bởi hỗn hợp oxit nitric (1) - axetylen. Ngọn lửa như vậy là cần thiết khi xác định nhôm, berili, silic, vanadi và molypden. Để xác định asen và selen chuyển hóa thành hyđrua của chúng, cần có ngọn lửa khử, ngọn lửa này được hình thành bằng cách đốt cháy hydro trong hỗn hợp không khí argon. Người ta xác định thủy ngân (phương pháp không ngọn lửa "vì nó có thể tồn tại ở trạng thái hơi và ở nhiệt độ phòng.
Tài liệu tương tự
Tính chất vật lý và hóa học của kim loại nặng và các hợp chất của chúng được sử dụng trong sản xuất công nghiệp và là nguồn gây ô nhiễm môi trường: crom, mangan, niken, cadimi, kẽm, vonfram, thủy ngân, thiếc, chì, antimon, molypden.
tóm tắt, bổ sung 13/03/2010
Xác định hàm lượng kim loại nặng trong chất thải sản xuất. Nguyên lý của phép đo phổ hấp thụ nguyên tử. Yêu cầu chuẩn bị mẫu. Thiết bị của máy quang phổ, thứ tự lắp đặt. Chuẩn bị các dung dịch để hiệu chuẩn, nghiên cứu.
hạn giấy, bổ sung 03/09/2016
Khái niệm về kim loại nặng và cảnh quan nông nghiệp. Những lý do chính cho sự xuất hiện của kim loại ở nồng độ cao trong đất, do đó chúng trở nên có hại cho môi trường. Chu trình sinh địa hóa của kim loại nặng: chì, cadimi, kẽm, niken.
tóm tắt, thêm vào ngày 15/03/2015
Phương pháp xác định kim loại. Hóa học xác định phổ kim loại nặng trong nước tự nhiên. Xác định hàm lượng kim loại trong nước thải, xử lý sơ bộ mẫu trong quá trình xác định kim loại. Phương pháp xác định các dạng cùng tồn tại của kim loại.
hạn giấy, bổ sung 19/01/2014
Phân tích huỳnh quang nguyên tử. Huỳnh quang tia X. Các phương pháp phân tích điện hóa. tước voltammetry. phương pháp polarographic. Xác định hàm lượng chì và kẽm trong một mẫu. Xác định hàm lượng kẽm bằng phương pháp dithizon.
hạn báo, bổ sung 11/05/2016
Đặc điểm chung của kim loại. Định nghĩa, cấu trúc. Tính chất vật lý chung. Các phương pháp thu nhận kim loại. Tính chất hóa học kim loại. Hợp kim của kim loại. Đặc điểm của các phần tử của các phân nhóm chính. Tính chất của kim loại chuyển tiếp.
tóm tắt, thêm 18/05/2006
Đặc điểm, phân loại và cơ sở hóa học hệ thống thử nghiệm. Phương tiện và kỹ thuật để phân tích các đối tượng môi trường khác nhau bằng cách sử dụng các hệ thống thử nghiệm. Xác định ion coban bằng phương pháp so màu từ dung dịch, nồng độ của ion đồng.
luận án, bổ sung 30/05/2007
Ảnh hưởng hóa học của sắt và các kim loại nặng khác đối với con người. Phương pháp đo trọng lực và chuẩn độ, đo điện thế, đo vôn, đo coul, đo điện trọng trường, quang phổ phát xạ nguyên tử, phân tích trắc quang và phát quang.
hạn giấy, bổ sung 12/08/2010
Xác định hàm lượng kim loại nặng, phốt pho và tổng hàm lượng các chất khử trong nước và thực vật ven biển. Mức độ ô nhiễm không khí đô thị. Lấy mẫu cho chất hấp thụ sau đó là giải hấp nhiệt trực tiếp trong thiết bị bay hơi sắc ký.
luận án, bổ sung 18/07/2011
Cấu trúc của nguyên tử kim loại. Vị trí của các kim loại trong hệ thống tuần hoàn. Các nhóm kim loại. Tính chất vật lý kim loại. Tính chất hóa học của kim loại. Ăn mòn kim loại. Khái niệm về hợp kim. Các phương pháp thu nhận kim loại.
Kim loại nặng là các nguyên tố hoạt động sinh học đi vào chu trình của các chất hữu cơ và ảnh hưởng chủ yếu đến cơ thể sống. Kim loại nặng bao gồm các nguyên tố như chì, đồng, kẽm, cadmium, niken, coban và một số nguyên tố khác.
Sự di chuyển của các kim loại nặng trong đất trước hết phụ thuộc vào các điều kiện kiềm - axit và ôxy hóa khử, các điều kiện này quyết định sự đa dạng của các điều kiện địa - địa hóa đất. Các rào cản địa hóa đóng vai trò quan trọng trong sự di chuyển của các kim loại nặng trong đất, trong một số trường hợp, các rào cản này làm tăng cường, trong khi các rào cản khác lại làm suy yếu (do khả năng bảo tồn) sức đề kháng của đất đối với ô nhiễm kim loại nặng. Tại mỗi hàng rào địa hóa, một nhóm nguyên tố hóa học nhất định có đặc tính địa hóa tương tự vẫn tồn tại.
Các chi tiết cụ thể của các quá trình hình thành đất chính và kiểu chế độ nước xác định bản chất của sự phân bố các kim loại nặng trong đất: tích tụ, bảo tồn hoặc loại bỏ. Các nhóm đất tích tụ kim loại nặng ở các phần khác nhau của cấu tạo đất đã được xác định: trên bề mặt, ở trên, ở giữa, có hai cực đại. Ngoài ra, các loại đất trong khu vực đã được xác định, được đặc trưng bởi nồng độ kim loại nặng do bảo tồn nguyên liệu đông lạnh bên trong. Một nhóm đặc biệt được hình thành bởi các loại đất, trong đó, trong các điều kiện rửa trôi và chế độ rửa trôi định kỳ, các kim loại nặng được loại bỏ khỏi cấu trúc. Sự phân bố nội bộ của kim loại nặng có tầm quan trọng lớnđể đánh giá ô nhiễm đất và dự đoán cường độ tích tụ các chất ô nhiễm trong đó. Đặc trưng của sự phân bố nội bộ của kim loại nặng được bổ sung bằng cách phân nhóm các loại đất theo cường độ tham gia của chúng vào chu trình sinh học. Tổng cộng, ba mức độ được phân biệt: cao, trung bình và yếu.
Môi trường địa hóa của sự di cư của các kim loại nặng trong đất của các vùng ngập lũ sông là rất đặc biệt, ở đó, với sự gia tăng tưới nước, tính linh động của các nguyên tố và hợp chất hóa học tăng lên đáng kể. Tính đặc trưng của các quá trình địa hóa ở đây, trước hết là do tính thời vụ rõ rệt của sự thay đổi các điều kiện oxy hóa khử. Điều này là do tính chất đặc thù của chế độ thủy văn của các con sông: thời gian của lũ mùa xuân, sự có hay không của lũ mùa thu và bản chất của thời kỳ nước thấp. Thời gian ngập úng của nước lũ trên ruộng bậc thang xác định mức độ ưu thế của điều kiện ôxy hóa (ngập lụt ngắn hạn) hoặc ôxy hóa khử (ngập lụt dài hạn).
Đất canh tác phải chịu những tác động công nghệ lớn nhất của bản chất đồng đất. Nguồn ô nhiễm chính, trong đó có tới 50% xâm nhập vào đất canh tác toàn bộ kim loại nặng, - phân lân. Để xác định mức độ ô nhiễm tiềm tàng của đất canh tác, người ta đã tiến hành phân tích kết hợp các đặc tính của đất và các đặc tính ô nhiễm: hàm lượng, thành phần mùn và sự phân bố kích thước hạt của đất, cũng như các điều kiện kiềm-axit đã được tính đến. Dữ liệu về nồng độ của các kim loại nặng trong quặng phốtphorit của các nguồn gốc khác nhau giúp tính toán hàm lượng trung bình của chúng, có tính đến liều lượng phân bón gần đúng được bón cho đất canh tác ở các vùng khác nhau. Việc đánh giá các đặc tính của đất có mối tương quan với các giá trị của tải trọng nông nghiệp. Đánh giá tích phân tích lũy tạo thành cơ sở để xác định mức độ ô nhiễm kim loại nặng tiềm ẩn của đất.
Nguy hiểm nhất về mức độ ô nhiễm kim loại nặng là đất nhiều mùn, thịt pha sét, có phản ứng kiềm của môi trường: đất rừng xám đen, đất hạt dẻ sẫm có khả năng tích lũy cao. Các khu vực Moscow và Bryansk cũng được đặc trưng bởi nguy cơ ô nhiễm đất với kim loại nặng gia tăng. Tình trạng của đất mùn-podzolic không góp phần tích tụ kim loại nặng ở đây, nhưng ở những khu vực này, tải trọng công nghệ cao và đất không có thời gian để "tự làm sạch".
Đánh giá sinh thái và độc học của đất về hàm lượng kim loại nặng cho thấy 1,7% diện tích đất nông nghiệp bị ô nhiễm các chất thuộc loại nguy hiểm I (nguy hại cao) và 3,8% - loại nguy hiểm II (nguy hại vừa phải). Đất bị ô nhiễm kim loại nặng và hàm lượng asen vượt quá tiêu chuẩn đã được thiết lập đã được phát hiện ở Cộng hòa Buryatia, Cộng hòa Dagestan, Cộng hòa Mordovia, Cộng hòa Tyva, trong Lãnh thổ Krasnoyarsk và Primorsky, ở Ivanovo, Irkutsk, Kemerovo, Kostroma Vùng Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sakhalin, Chita.
Ô nhiễm cục bộ của đất với kim loại nặng liên quan chủ yếu đến các thành phố lớn và. Việc đánh giá nguy cơ ô nhiễm đất bởi các phức kim loại nặng được thực hiện theo chỉ tiêu tổng Zc.
Các hợp chất Cr (VI) và Cr (III) với số lượng tăng lên có đặc tính gây ung thư. Các hợp chất Cr (VI) nguy hiểm hơn.
Nó đi vào các vùng nước tự nhiên do kết quả của các quá trình tự nhiên phá hủy và hòa tan đá và khoáng chất (sphalerit, zincite, goslarit, smithsonite, calamine), cũng như với nước thải từ các nhà máy chế biến quặng và cửa hàng mạ điện, sản xuất giấy da, sơn khoáng , sợi visco và những loại khác
Trong nước, nó tồn tại chủ yếu ở dạng ion hoặc ở dạng phức hợp khoáng chất và hữu cơ của nó. Đôi khi nó xuất hiện ở các dạng không hòa tan: ở dạng hydroxit, cacbonat, sunfua, v.v.
Trong nước sông, nồng độ kẽm thường dao động từ 3 đến 120 µg / dm 3, trong nước biển - từ 1,5 đến 10 µg / dm 3. Hàm lượng trong quặng và đặc biệt là trong nước mỏ có giá trị pH thấp có thể là đáng kể.
Kẽm là một trong những nguyên tố vi lượng tích cực ảnh hưởng đến sự sinh trưởng và phát triển bình thường của sinh vật. Đồng thời, nhiều hợp chất kẽm độc hại, chủ yếu là sunfat và clorua của nó.
MPC trong Zn 2+ là 1 mg / dm 3 (chỉ số giới hạn của tính có hại - cảm quan), MPC vr Zn 2+ - 0,01 mg / dm 3 (dấu hiệu giới hạn của tính có hại - độc tính).
Kim loại nặng đã đứng thứ hai về mức độ nguy hiểm, chịu ảnh hưởng của thuốc trừ sâu và vượt xa các chất ô nhiễm nổi tiếng như carbon dioxide và lưu huỳnh, nhưng theo dự báo, chúng sẽ trở nên nguy hiểm nhất, nguy hiểm hơn cả chất thải và chất rắn của nhà máy điện hạt nhân. rác thải. Ô nhiễm kim loại nặng có liên quan đến việc sử dụng rộng rãi chúng trong sản xuất công nghiệp, cùng với hệ thống yếu thanh lọc, kết quả là kim loại nặng xâm nhập vào môi trường, bao gồm cả đất, gây ô nhiễm và đầu độc nó.
Kim loại nặng là một trong những chất ô nhiễm ưu tiên, việc giám sát chất này là bắt buộc trong mọi môi trường. Trong các công trình khoa học và ứng dụng khác nhau, các tác giả giải thích ý nghĩa của thuật ngữ "kim loại nặng" theo những cách khác nhau. Trong một số trường hợp, định nghĩa về kim loại nặng bao gồm các nguyên tố giòn (ví dụ, bitmut) hoặc kim loại (ví dụ, asen).
Đất là môi trường chính mà kim loại nặng xâm nhập vào, bao gồm từ khí quyển và môi trường nước. Nó cũng là nguồn gây ô nhiễm thứ cấp không khí bề mặt và nước xâm nhập vào Đại dương Thế giới từ đó. Các kim loại nặng được thực vật đồng hóa từ đất, sau đó đi vào thức ăn của các loài động vật có tổ chức cao hơn.
3.3. nhiễm độc
Hiện nay, chì chiếm vị trí đầu tiên trong số các nguyên nhân gây ngộ độc công nghiệp. Điều này là do ứng dụng rộng rãi của nó trong các ngành công nghiệp khác nhau. Công nhân quặng chì tiếp xúc với chì trong lò luyện chì, trong sản xuất pin, hàn, trong nhà in, sản xuất thủy tinh pha lê hoặc các sản phẩm gốm sứ, xăng pha chì, sơn có chì, v.v. Ô nhiễm chì trong không khí, đất và nước ở khu vực lân cận của các ngành công nghiệp này, cũng như gần các đường cao tốc chính, tạo ra nguy cơ nhiễm độc chì đối với cộng đồng dân cư sống ở những khu vực này, và trên hết là trẻ em, những người nhạy cảm hơn với tác động của kim loại nặng.
Cần lưu ý với sự tiếc nuối rằng ở Nga không có chính sách cộng đồng về luật pháp, quy định và điều tiết kinh tế tác động của chì đối với môi trường và sức khỏe cộng đồng, giảm thiểu phát thải (xả, thải) chì và các hợp chất của chì ra môi trường, chấm dứt hoàn toàn việc sản xuất xăng chứa chì.
Do công tác giáo dục cực kỳ không hiệu quả để giải thích cho người dân mức độ nguy hiểm của việc tiếp xúc kim loại nặng đối với cơ thể con người, ở Nga số lượng những người tình cờ tiếp xúc nghề nghiệp với chì không giảm mà còn đang dần tăng lên. Các trường hợp nhiễm độc chì mãn tính đã được ghi nhận trong 14 ngành công nghiệp ở Nga. Các ngành công nghiệp hàng đầu là công nghiệp điện (sản xuất pin), thiết bị đo đạc, in ấn và luyện kim màu, trong đó nhiễm độc là do nồng độ chì tối đa cho phép (MAC) trong không khí của khu vực làm việc vượt quá 20 hoặc nhiều lần hơn.
Một nguồn đáng kể của chì là khí thải ô tô, vì một nửa nước Nga vẫn sử dụng xăng pha chì. Tuy nhiên, các nhà máy luyện kim, cụ thể là các nhà máy luyện đồng, vẫn là nguồn gây ô nhiễm môi trường chính. Và có những nhà lãnh đạo ở đây. Trên lãnh thổ vùng Sverdlovsk có 3 nguồn thải chì lớn nhất cả nước: tại các thành phố Krasnouralsk, Kirovograd và Revda.
Các ống khói của nhà máy luyện đồng Krasnouralsk, được xây dựng từ những năm công nghiệp hóa thời Stalin và sử dụng thiết bị từ năm 1932, hàng năm thải ra từ 150-170 tấn chì vào thành phố 34.000 người, bao phủ mọi thứ bằng bụi chì.
Nồng độ chì trong đất của Krasnouralsk thay đổi từ 42,9 đến 790,8 mg / kg với nồng độ tối đa cho phép MPC = 130 micron / kg. Mẫu nước ở nguồn cấp nước của làng lân cận. Oktyabrsky, được nuôi dưỡng bởi một nguồn nước ngầm, đã ghi nhận lượng MPC vượt quá hai lần.
Ô nhiễm chì có ảnh hưởng đến sức khỏe con người. Tiếp xúc với chì làm gián đoạn hệ thống sinh sản của nam và nữ. Đối với phụ nữ trong độ tuổi mang thai và sinh đẻ, hàm lượng chì trong máu tăng cao gây nguy hiểm đặc biệt, vì chì làm rối loạn chức năng kinh nguyệt, thường xảy ra sinh non, sẩy thai và chết thai do sự xâm nhập của chì qua hàng rào nhau thai. Trẻ sơ sinh có tỷ lệ tử vong cao.
Nhiễm độc chì cực kỳ nguy hiểm đối với trẻ nhỏ - nó ảnh hưởng đến sự phát triển của não bộ và hệ thần kinh. Thử nghiệm trên 165 trẻ em Krasnouralsk từ 4 tuổi cho thấy 75,7% chậm phát triển trí tuệ đáng kể, và 6,8% trẻ em được kiểm tra được phát hiện có chậm phát triển trí tuệ, bao gồm cả chậm phát triển trí tuệ.
Trẻ em mầm non là đối tượng dễ bị tác hại của chì nhất vì hệ thần kinh của chúng vẫn đang trong quá trình phát triển. Ngay cả ở liều lượng thấp, ngộ độc chì gây giảm phát triển trí tuệ, sự chú ý và khả năng tập trung, chậm đọc, dẫn đến sự phát triển của sự hung hăng, tăng động và các vấn đề khác trong hành vi của trẻ. Những bất thường phát triển này có thể lâu dài và không thể phục hồi. Trẻ nhẹ cân, thấp còi, suy giảm thính lực cũng là hậu quả của ngộ độc chì. Nhiễm độc liều cao dẫn đến chậm phát triển trí tuệ, hôn mê, co giật và tử vong.
Sách trắng do các chuyên gia Nga công bố báo cáo rằng ô nhiễm chì bao trùm toàn bộ đất nước và là một trong nhiều thảm họa môi trường ở Liên Xô cũ được đưa ra ánh sáng trong những năm gần đây. Phần lớn lãnh thổ của Nga đang phải chịu tải trọng do sự lắng đọng chì vượt quá giá trị tới hạn đối với hoạt động bình thường của hệ sinh thái. Ở hàng chục thành phố, có sự vượt quá nồng độ chì trong không khí và đất trên các giá trị tương ứng với MPC.
Mức độ ô nhiễm không khí cao nhất với chì, vượt quá MPC, đã được quan sát thấy ở các thành phố Komsomolsk-on-Amur, Tobolsk, Tyumen, Karabash, Vladimir, Vladivostok.
Tải trọng lắng đọng chì tối đa dẫn đến suy thoái hệ sinh thái trên cạn, được quan sát thấy ở các vùng Moscow, Vladimir, Nizhny Novgorod, Ryazan, Tula, Rostov và Leningrad.
Các nguồn cố định là nguyên nhân thải ra hơn 50 tấn chì ở dạng các hợp chất khác nhau vào các vùng nước. Đồng thời, 7 nhà máy pin thải 35 tấn chì hàng năm qua hệ thống cống rãnh. Một phân tích về sự phân bố lượng chì thải vào các vùng nước trên lãnh thổ Nga cho thấy các vùng Leningrad, Yaroslavl, Perm, Samara, Penza và Oryol là những vùng dẫn đầu về loại tải này.
Nước này cần các biện pháp khẩn cấp để giảm ô nhiễm chì, nhưng cho đến nay cuộc khủng hoảng kinh tế ở Nga vẫn lu mờ vấn đề môi trường. Trong tình trạng suy thoái công nghiệp kéo dài, Nga thiếu kinh phí để làm sạch ô nhiễm trong quá khứ, nhưng nếu nền kinh tế bắt đầu phục hồi và các nhà máy hoạt động trở lại, tình trạng ô nhiễm chỉ có thể trở nên tồi tệ hơn.
10 thành phố ô nhiễm nhất của Liên Xô cũ
(Các kim loại được liệt kê theo thứ tự giảm dần của mức độ ưu tiên cho một thành phố nhất định)
| 1. Rudnaya Pristan (Nguyên thủy. Lãnh thổ) | chì, kẽm, đồng, mangan + vanadi, mangan. |
| 2. Belovo (vùng Kemerovo) | kẽm, chì, đồng, niken. |
| 3. Revda (vùng Sverdlovsk) | đồng, kẽm, chì. |
| 4. Magnitogorsk | niken, kẽm, chì. |
| 5. Sâu (Belarus) | đồng, chì, kẽm. |
| 6. Ust-Kamenogorsk (Kazakhstan) | kẽm, đồng, niken. |
| 7. Dalnegorsk (Lãnh thổ Primorsky) | chì, kẽm. |
| 8. Monchegorsk (vùng Murmansk) | niken. |
| 9. Alaverdi (Armenia) | đồng, niken, chì. |
| 10. Konstantinovka (Ukraine) | chì, thủy ngân. |
4. Vệ sinh đất. Xử lý chất thải.
Đất ở các thành phố và các khu định cư khác và môi trường xung quanh của chúng từ lâu đã khác với đất tự nhiên, có giá trị sinh học, có vai trò quan trọng trong việc duy trì cân bằng sinh thái. Đất ở các thành phố phải chịu những tác hại tương tự như không khí và thủy quyển của thành phố, vì vậy sự suy thoái đáng kể của nó xảy ra ở khắp mọi nơi. Vệ sinh đất không được đủ sự quan tâm, mặc dù tầm quan trọng của nó với tư cách là một trong những thành phần chính của sinh quyển (không khí, nước, đất) và một yếu tố môi trường sinh học thậm chí còn quan trọng hơn nước, vì lượng sau này (chủ yếu là chất lượng của nước ngầm) được xác định bởi trạng thái của đất, và để tách các yếu tố này ra khỏi nhau là điều không thể. Đất có khả năng tự thanh lọc sinh học: trong đất có sự phân tách các chất thải rơi vào và sự khoáng hóa của chúng; cuối cùng, đất bù đắp cho các khoáng chất bị mất bằng chi phí của chúng.