Ô nhiễm đất với kim loại nặng. Kim loại nặng trong đất và thực vật

Kim loại nặng trong đất

TRONG Gần đây do sự phát triển nhanh chóng của công nghiệp làm tăng mức độ đáng kể kim loại nặng trong môi trường. Thuật ngữ "kim loại nặng" được áp dụng cho các kim loại có khối lượng riêng lớn hơn 5 g / cm 3 hoặc có số nguyên tử lớn hơn 20. Tuy nhiên, có một quan điểm khác, theo đó hơn 40 nguyên tố hóa học với khối lượng nguyên tử lớn hơn 50 at. các đơn vị Trong số các nguyên tố hóa học, kim loại nặng là chất độc nhất và chỉ đứng sau thuốc trừ sâu về mức độ nguy hiểm. Đồng thời, các nguyên tố hóa học sau đây đều độc hại: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Độc tính thực vật của các kim loại nặng phụ thuộc vào tính chất hóa học: hóa trị, bán kính ion và khả năng tạo phức. Trong hầu hết các trường hợp, theo mức độ độc hại, các nguyên tố được sắp xếp theo thứ tự: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Tuy nhiên, chuỗi này có thể thay đổi phần nào do sự kết tủa không đồng đều của các nguyên tố trong đất và chuyển sang trạng thái không thể tiếp cận đối với thực vật, điều kiện phát triển cũng như các đặc điểm sinh lý và di truyền của bản thân thực vật. Sự biến đổi và di chuyển của các kim loại nặng xảy ra dưới ảnh hưởng trực tiếp và gián tiếp của phản ứng tạo phức. Khi đánh giá ô nhiễm môi trường, cần tính đến các đặc tính của đất và trước hết là thành phần hạt, hàm lượng mùn và tính đệm. Khả năng đệm được hiểu là khả năng duy trì nồng độ kim loại trong dung dịch đất ở mức không đổi.

Trong đất, kim loại nặng tồn tại ở hai pha - rắn và trong dung dịch đất. Dạng tồn tại của kim loại được quyết định bởi phản ứng của môi trường, thành phần hóa học và vật chất của dung dịch đất và trước hết là hàm lượng các chất hữu cơ. Các nguyên tố - phức chất gây ô nhiễm đất tập trung chủ yếu ở lớp 10 cm phía trên của nó. Tuy nhiên, khi đất có dung dịch đệm thấp bị chua hóa, một tỷ lệ đáng kể các kim loại từ trạng thái hấp thụ trao đổi sẽ chuyển vào dung dịch đất. Cadmium, đồng, niken, coban có khả năng di chuyển mạnh trong môi trường axit. Độ pH giảm 1,8-2 đơn vị dẫn đến sự gia tăng độ linh động của kẽm lên 3,8-5,4, cadmium - 4-8, đồng - lên 2-3 lần. .

Bảng 1 Tiêu chuẩn MPC (MAC), nồng độ cơ bản của các nguyên tố hóa học trong đất (mg / kg)

	Nhóm sự cố		AEC theo nhóm đất
	Có thể chiết xuất bằng đệm amoni axetat (рН = 4,8)	Cát, cát	mùn, sét
pH xl< 5,5	pH xl> 5,5

Như vậy, khi đi vào đất, các kim loại nặng nhanh chóng tương tác với các phối tử hữu cơ tạo thành các hợp chất phức tạp. Vì vậy, ở nồng độ thấp trong đất (20-30 mg / kg), khoảng 30% chì ở dạng phức hợp với các chất hữu cơ. Tỷ lệ các hợp chất phức hợp chì tăng lên khi nồng độ của nó lên đến 400 mg / g, và sau đó giảm xuống. Kim loại cũng bị hấp thụ (trao đổi hoặc không trao đổi) bởi sự kết tủa của các hydroxit sắt và mangan, các khoáng chất đất sét, và chất hữu cơđất. Các kim loại có sẵn cho thực vật và có khả năng rửa trôi được tìm thấy trong dung dịch đất dưới dạng các ion, phức và chelate tự do.

HM do đất hút vào hơn phụ thuộc vào phản ứng của môi trường và các anion nào chiếm ưu thế trong dung dịch đất. Trong môi trường axit, đồng, chì và kẽm bị hấp thụ nhiều hơn, và trong môi trường kiềm, cadmium và coban được hấp thụ mạnh. Đồng ưu tiên liên kết với các phối tử hữu cơ và hydroxit sắt.

Bảng 2 Sự di chuyển của các nguyên tố vi lượng trong các loại đất khác nhau tùy thuộc vào độ pH của dung dịch đất

Các yếu tố khí hậu thổ nhưỡng thường quyết định chiều hướng và tốc độ di cư, biến đổi của các HM trong đất. Do đó, điều kiện đất và chế độ nước khu rừng-thảo nguyên góp phần vào sự di chuyển theo chiều dọc của HM dọc theo bề mặt đất, bao gồm cả sự chuyển dịch có thể có của kim loại theo dòng nước dọc theo các vết nứt, các đoạn rễ, v.v. .

Niken (Ni) là một nguyên tố thuộc nhóm VIII của hệ thống tuần hoàn với khối lượng nguyên tử 58,71. 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. Số lớn nhất Niken có trong đất được hình thành từ đá cơ bản và siêu Ả Rập. 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.

Chì (Pb). Tính chất hóa học của chì trong đất được xác định bởi sự cân bằng tinh tế của các quá trình có hướng đối lập nhau: hấp thụ-giải hấp, hòa tan-chuyển đổi thành thể rắn. Chì thải vào đất cùng với khí thải được đưa vào chu trình biến đổi vật lý, hóa học và hóa lý. Lúc đầu, các quá trình chuyển dịch cơ học chiếm ưu thế (các hạt chì di chuyển dọc theo bề mặt và trong đất dọc theo các vết nứt) và khuếch tán đối lưu. Sau đó, khi các hợp chất chì pha rắn hòa tan, các quá trình hóa lý phức tạp hơn (đặc biệt là các quá trình khuếch tán ion) xuất hiện, kèm theo sự biến đổi của các hợp chất chì đi kèm với bụi.

Nó đã được thiết lập rằng chì di chuyển theo cả chiều dọc và chiều ngang, với quy trình thứ hai chiếm ưu thế hơn quy trình đầu tiên. Trong hơn 3 năm quan sát trên đồng cỏ cấm, bụi chì lắng đọng cục bộ trên bề mặt đất di chuyển theo phương ngang 25-35 cm, trong khi độ sâu xâm nhập của nó vào chiều dày đất là 10-15 cm. Vai trò quan trọng chơi trong quá trình di chuyển khách hàng tiềm năng yếu tố sinh học: rễ cây hấp thụ các ion kim loại; trong mùa sinh trưởng, chúng di chuyển theo chiều dày của đất; Khi thực vật chết và phân hủy, chì được giải phóng vào khối đất xung quanh.

Người ta biết rằng đất có khả năng kết dính (sorb) chì công nghệ đã xâm nhập vào nó. Sự hấp thụ được cho là bao gồm một số quá trình: trao đổi hoàn toàn với các cation của phức chất hấp thụ của đất (hấp phụ không đặc hiệu) và một số phản ứng tạo phức của chì với các thành phần của đất (hấp phụ riêng). Trong đất, chì chủ yếu liên kết với các chất hữu cơ, cũng như với các khoáng sét, oxit mangan, hydroxit sắt và nhôm. Bằng cách liên kết chì, mùn ngăn cản sự di chuyển của nó sang các môi trường lân cận và hạn chế sự xâm nhập của nó vào thực vật. Trong số các khoáng vật đất sét, mùn học được đặc trưng bởi xu hướng hấp thụ chì. Sự gia tăng độ pH của đất trong quá trình bón vôi dẫn đến sự gắn kết chì trong đất nhiều hơn do sự hình thành các hợp chất ít hòa tan (hydroxit, cacbonat, v.v.).

Chì, tồn tại trong đất ở dạng di động, được các thành phần của đất cố định theo thời gian và trở nên không thể tiếp cận được đối với thực vật. Theo các nhà nghiên cứu trong nước, chì cố định mạnh nhất trong đất chernozem và đất bùn than bùn.

Cadmium (Cd) Một đặc điểm của cadmium để phân biệt nó với các HM khác là nó có trong dung dịch đất chủ yếu ở dạng cation (Cd 2+), mặc dù trong đất có phản ứng trung tính với môi trường, nó có thể hình thành rất ít hòa tan. tạo phức với sunfat, photphat hoặc hydroxit.

Theo số liệu hiện có, nồng độ cadimi trong dung dịch đất của đất nền dao động từ 0,2 đến 6 µg / l. Tại các trung tâm ô nhiễm đất, nó tăng lên 300-400 µg / l. .

Người ta biết rằng cadimi trong đất rất di động; có thể truyền một lượng lớn từ pha rắn sang thể lỏng và ngược lại (điều này gây khó khăn cho việc dự đoán sự xâm nhập của nó vào nhà máy). Các cơ chế điều chỉnh nồng độ cadimi trong dung dịch đất được xác định bởi các quá trình hấp phụ (bằng quá trình hấp phụ, chúng tôi có nghĩa là hấp phụ, kết tủa và hình thành phức hợp). Cadmium được đất hấp thụ với lượng nhỏ hơn các HM khác. Để đặc trưng cho tính linh động của kim loại nặng trong đất, người ta sử dụng tỷ số giữa nồng độ của kim loại trong pha rắn với nồng độ của kim loại trong dung dịch cân bằng. Các giá trị cao của tỷ lệ này cho thấy HM được giữ lại trong pha rắn do phản ứng hấp phụ, các giá trị thấp - do thực tế là các kim loại ở trong dung dịch, từ đó chúng có thể di chuyển sang môi trường khác hoặc đi vào các phản ứng (địa hóa hoặc sinh học). Người ta biết rằng quá trình hàng đầu trong quá trình liên kết của cadmium là sự hấp phụ của đất sét. Tìm kiếm những năm gần đây cũng cho thấy một vai trò lớn trong quá trình này của các nhóm hydroxyl, oxit sắt và chất hữu cơ. Ở mức độ ô nhiễm thấp và phản ứng trung tính của môi trường, cadmium được hấp thụ chủ yếu bởi các oxit sắt. Và trong môi trường axit (pH = 5), chất hữu cơ bắt đầu hoạt động như một chất hấp phụ mạnh. Ở pH thấp hơn (pH = 4), các chức năng hấp phụ hầu như chỉ chuyển sang chất hữu cơ. Các thành phần khoáng chất trong các quá trình này không còn đóng vai trò gì nữa.

Người ta biết rằng cadmium không chỉ bị hấp thụ bởi bề mặt đất mà còn được cố định do quá trình kết tủa, đông tụ và hấp thụ giữa các gói bởi các khoáng sét. Nó khuếch tán vào các hạt đất thông qua các vi hạt và theo những cách khác.

Cadmium được cố định trong đất theo nhiều cách khác nhau loại khác. Cho đến nay, người ta biết rất ít về các mối quan hệ cạnh tranh của cadmium với các kim loại khác trong quá trình hấp phụ trong phức hợp hấp thụ đất. Theo nghiên cứu của chuyên gia Đại học kỹ thuật Copenhagen (Đan Mạch), với sự có mặt của niken, coban và kẽm, sự hấp thụ cadimi của đất đã bị ngăn chặn. Các nghiên cứu khác đã chỉ ra rằng các quá trình hấp thụ cadimi do phân hủy đất với sự hiện diện của các ion clorua. Sự bão hòa của đất với các ion Ca 2+ dẫn đến sự gia tăng khả năng hấp thụ của cadimi. Nhiều liên kết của cadimi với các thành phần của đất hóa ra rất dễ vỡ; trong một số điều kiện nhất định (ví dụ, phản ứng axit của môi trường), nó được giải phóng và trở lại thành dung dịch.

Vai trò của vi sinh vật trong quá trình phân giải cadimi và chuyển sang trạng thái di động được tiết lộ. Do hoạt động sống còn của chúng, các phức kim loại hòa tan trong nước được hình thành, hoặc các điều kiện vật lý và hóa học được tạo ra để tạo thuận lợi cho quá trình chuyển hóa cadimi từ pha rắn sang thể lỏng.

Các quá trình xảy ra với cadmium trong đất (hấp thụ-giải hấp, chuyển đổi thành dung dịch, v.v.) liên kết với nhau và phụ thuộc lẫn nhau; dòng chảy của kim loại này vào thực vật phụ thuộc vào hướng, cường độ và độ sâu của chúng. Người ta biết rằng giá trị của sự hấp thụ cadimi của đất phụ thuộc vào giá trị của pH: đất có độ pH càng cao thì càng hấp thụ nhiều cadimi. Do đó, theo dữ liệu có sẵn, trong phạm vi pH từ 4 đến 7,7, với sự gia tăng độ pH trên một đơn vị, khả năng hấp thụ của đất đối với cadimi tăng lên gần gấp ba lần.

Kẽm (Zn). Thiếu kẽm có thể biểu hiện cả trên đất nhẹ có tính axit, podzol hóa mạnh và trên đất cacbonat, nghèo kẽm và nhiều mùn. Tăng cường biểu hiện thiếu kẽm liều cao phân lân và cày xới mạnh lớp đất dưới mặt đất đến chân trời trồng trọt.

Tổng hàm lượng kẽm cao nhất trong đất lãnh nguyên (53-76 mg / kg) và chernozem (24-90 mg / kg), thấp nhất - trong đất sod-podzolic (20-67 mg / kg). Thiếu kẽm thường được biểu hiện nhiều nhất ở đất vôi trung tính và hơi kiềm. Trong đất chua, kẽm di động nhiều hơn và có sẵn cho cây trồng.

Kẽm tồn tại trong đất ở dạng ion, nơi nó được hấp phụ theo cơ chế trao đổi cation trong môi trường có tính axit hoặc kết quả của quá trình hấp thụ hóa học trong môi trường kiềm. Ion Zn 2+ là ion di động nhất. Tính linh động của kẽm trong đất chủ yếu bị ảnh hưởng bởi giá trị pH và hàm lượng khoáng sét. Ở pH<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе .

NGẮT TRANG-- kim loại nặng, đặc trưng cho một nhóm chất ô nhiễm, gần đây đã trở nên phổ biến. Trong các công trình khoa học và ứng dụng khác nhau, các tác giả diễn giải ý nghĩa của khái niệm này theo những cách khác nhau. Về vấn đề này, số lượng nguyên tố được gán cho nhóm kim loại nặng thay đổi trong một phạm vi rộng. Nhiều đặc điểm được sử dụng làm tiêu chí thành viên: khối lượng nguyên tử, mật độ, độc tính, mức độ phổ biến trong môi trường tự nhiên, mức độ tham gia vào các chu trình tự nhiên và công nghệ. 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).

Trong các hoạt động giải quyết vấn đề ô nhiễm môi trường và quan trắc môi trường, cho đến nay, kim loại nặng gồm hơn 40 kim loại thuộc hệ thống tuần hoàn D.I. Mendeleev với khối lượng nguyên tử hơn 50 đơn vị nguyên tử: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi vv Đồng thời, các điều kiện sau đây đóng một vai trò quan trọng trong việc phân loại các kim loại nặng: độc tính cao của chúng đối với sinh vật sống ở nồng độ tương đối thấp, cũng như khả năng tích lũy sinh học và phân hủy sinh học của chúng. Hầu hết tất cả các kim loại thuộc định nghĩa này (ngoại trừ chì, thủy ngân, cadimi và bitmut, mà vai trò sinh học hiện chưa được rõ ràng), đều tham gia tích cực vào các quá trình sinh học và là một phần của nhiều enzym. Theo phân loại của N. Reimers, các kim loại có khối lượng riêng lớn hơn 8 g / cm3 nên được coi là nặng. Do đó, kim loại nặng là Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg.

Chính thức xác định kim loại nặng tương ứng với một số lượng lớn các phần tử. Tuy nhiên, theo các nhà nghiên cứu tham gia vào các hoạt động thực tiễn liên quan đến việc tổ chức quan sát hiện trạng và ô nhiễm môi trường, các hợp chất của các nguyên tố này còn lâu mới tương đương với các chất ô nhiễm. Vì vậy, trong nhiều công trình có sự thu hẹp phạm vi của nhóm kim loại nặng, phù hợp với tiêu chí ưu tiên, do chỉ đạo và đặc thù công việc. Vì vậy, trong những tác phẩm vốn đã kinh điển của Yu.A. Israel trong danh sách chất hóa học, được xác định trong môi trường tự nhiên tại các trạm nền trong khu dự trữ sinh quyển, trong phần kim loại nặngđược đặt tên Pb, Hg, Cd, As. Mặt khác, theo quyết định của Lực lượng Đặc nhiệm về Phát thải Kim loại nặng, hoạt động dưới sự bảo trợ của Ủy ban Kinh tế Liên hợp quốc về Châu Âu và thu thập và phân tích thông tin về lượng khí thải ô nhiễm ở các nước Châu Âu, chỉ Zn, As, Se và Sbđược giao cho kim loại nặng. Theo định nghĩa của N. Reimers, kim loại quý và hiếm lần lượt đứng ngoài kim loại nặng, còn chỉ Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg. Trong công việc ứng dụng, kim loại nặng thường được thêm vào Pt, Ag, W, Fe, Au, Mn.

Các ion kim loại là thành phần không thể thiếu của các thủy vực tự nhiên. Tùy thuộc vào điều kiện môi trường (pH, thế oxy hóa khử, sự có mặt của các phối tử), chúng tồn tại ở các mức độ oxy hóa khác nhau và là một phần của nhiều hợp chất vô cơ và kim loại, có thể hòa tan thực sự, phân tán ở dạng keo hoặc là một phần của huyền phù khoáng và hữu cơ.

Đến lượt mình, các dạng hòa tan thực sự của kim loại rất đa dạng, có liên quan đến các quá trình thủy phân, trùng hợp thủy phân (tạo phức hydroxo đa nhân) và tạo phức với nhiều phối tử khác nhau. Theo đó, cả tính chất xúc tác của kim loại và tính khả dụng đối với vi sinh vật thủy sinh đều phụ thuộc vào các dạng tồn tại của chúng trong hệ sinh thái thủy sinh.

Nhiều kim loại tạo phức khá mạnh với chất hữu cơ; những phức hợp này là một trong những hình thức di cư của nguyên tố quan trọng nhất trong các vùng nước tự nhiên. Hầu hết các phức chất hữu cơ được tạo thành bởi chu trình chelate và ổn định. Các phức chất tạo thành bởi axit trong đất với các muối của sắt, nhôm, titan, uranium, vanadi, đồng, molypden và các kim loại nặng khác hòa tan tương đối tốt trong môi trường trung tính, hơi chua và hơi kiềm. Do đó, các phức chất cơ kim có khả năng di chuyển trong các vùng nước tự nhiên với khoảng cách rất xa. Điều này đặc biệt quan trọng đối với các vùng nước có độ khoáng hóa thấp và trước hết là các vùng nước bề mặt, trong đó không thể hình thành các phức hợp khác.

Để hiểu các yếu tố quy định nồng độ kim loại trong nước tự nhiên, phản ứng hóa học, sinh khả dụng và độc tính của chúng, cần phải biết không chỉ tổng hàm lượng mà còn cả tỷ lệ các dạng kim loại tự do và liên kết.

Sự chuyển của kim loại trong môi trường nước sang dạng phức kim loại có ba hệ quả:

1. Có thể có sự gia tăng tổng nồng độ của các ion kim loại do sự chuyển thể của nó thành dung dịch từ các cặn lắng dưới đáy;

2. Tính thấm qua màng của các ion phức có thể khác đáng kể so với tính thấm của các ion ngậm nước;

3. Độc tính của kim loại do tạo phức có thể thay đổi rất nhiều.

Vì vậy, các hình thức chelated Cu, Cd, Hgít độc hơn các ion tự do. Để hiểu các yếu tố quy định nồng độ kim loại trong nước tự nhiên, phản ứng hóa học, sinh khả dụng và độc tính của chúng, cần phải biết không chỉ tổng hàm lượng mà còn cả tỷ lệ các dạng liên kết và tự do.

Các nguồn gây ô nhiễm nước với kim loại nặng là nước thải từ các cửa hàng mạ kẽm, khai thác mỏ, luyện kim màu và kim loại màu, và các nhà máy chế tạo máy. Kim loại nặng được tìm thấy trong phân bón và thuốc trừ sâu và có thể xâm nhập vào các vùng nước cùng với dòng chảy từ đất nông nghiệp.

Sự gia tăng nồng độ kim loại nặng trong nước tự nhiên thường liên quan đến các loại ô nhiễm khác, chẳng hạn như axit hóa. Quá trình kết tủa axit góp phần làm giảm giá trị pH và chuyển kim loại từ trạng thái hấp phụ các chất khoáng và hữu cơ sang trạng thái tự do.

Trước hết, cần quan tâm là những kim loại gây ô nhiễm bầu khí quyển nhiều nhất do chúng được sử dụng với khối lượng đáng kể trong các hoạt động sản xuất và do tích tụ ở môi trường bên ngoài, gây nguy hiểm nghiêm trọng về hoạt tính sinh học và tính chất độc hại của chúng. . Chúng bao gồm chì, thủy ngân, cadmium, kẽm, bitmut, coban, niken, đồng, thiếc, antimon, vanadi, mangan, crom, molypden và asen.
Đặc tính sinh hóa của kim loại nặng

H - cao, Y - vừa phải, H - thấp

Vanadi.

Vanadi chủ yếu ở trạng thái phân tán và được tìm thấy trong quặng sắt, dầu, nhựa đường, bitum, đá phiến dầu, than đá, v.v ... Một trong những nguồn chính gây ô nhiễm vanadi của nước tự nhiên là dầu và các sản phẩm của nó.

Nó xuất hiện trong nước tự nhiên với nồng độ rất thấp: trong nước sông 0,2 - 4,5 µg / dm3, trong nước biển - trung bình là 2 µg / dm3

Trong nước, nó tạo thành phức anion bền (V4O12) 4- và (V10O26) 6-. Trong quá trình di chuyển của vanadi, vai trò của các hợp chất phức hòa tan của nó với các chất hữu cơ, đặc biệt là với axit humic, là rất cần thiết.

Nồng độ vanadi tăng cao có hại cho sức khỏe con người. MPCv của vanadi là 0,1 mg / dm3 (chỉ số giới hạn của độc hại là vệ sinh-độc hại), MPCvr là 0,001 mg / dm3.

Các nguồn tự nhiên của bitmut đi vào các vùng nước tự nhiên là quá trình rửa trôi các khoáng chất chứa bitmut. Nguồn xâm nhập vào các vùng nước tự nhiên cũng có thể là nước thải của các ngành sản xuất dược phẩm, nước hoa, một số xí nghiệp công nghiệp thủy tinh.

Nó được tìm thấy trong các vùng nước bề mặt không bị ô nhiễm với nồng độ dưới microgram. Nồng độ cao nhất được tìm thấy trong nước ngầm và là 20 µg / dm3, trong nước biển - 0,02 µg / dm3. MPCv là 0,1 mg / dm3

Các nguồn chính của các hợp chất sắt trong nước mặt là quá trình phong hóa hóa học của đá, kèm theo sự phá hủy và hòa tan cơ học của chúng. Trong quá trình tương tác với các chất khoáng và hữu cơ có trong nước tự nhiên, một phức hợp phức hợp của sắt được hình thành, các hợp chất này có trong nước ở trạng thái hòa tan, keo và lơ lửng. Một lượng đáng kể sắt đi theo dòng chảy ngầm và nước thải từ các doanh nghiệp của các ngành công nghiệp luyện kim, luyện kim loại, dệt, sơn và véc ni và nước thải nông nghiệp.

Sự cân bằng pha phụ thuộc vào thành phần hóa học của nước, pH, Eh, và ở một mức độ nào đó, nhiệt độ. Trong phân tích thông thường hình thức trọng lượng phát ra các hạt có kích thước lớn hơn 0,45 micron. Nó chủ yếu là các khoáng chất chứa sắt, hydrat oxit sắt và các hợp chất của sắt được hấp phụ trên huyền phù. Thực sự hòa tan và dạng keo thường được xem xét cùng nhau. Sắt hòa tanđại diện bởi các hợp chất ở dạng ion, ở dạng hydroxocomplex và tạo phức với các chất hữu cơ và vô cơ hòa tan của nước tự nhiên. Ở dạng ion, chủ yếu là Fe (II) di chuyển, và Fe (III) trong trường hợp không có chất tạo phức không thể ở một lượng đáng kể ở trạng thái hòa tan.

Sắt được tìm thấy chủ yếu ở các vùng nước có giá trị Eh thấp.

Kết quả của quá trình oxy hóa hóa học và sinh hóa (với sự tham gia của vi khuẩn sắt), Fe (II) chuyển thành Fe (III), khi thủy phân, kết tủa ở dạng Fe (OH) 3. Cả Fe (II) và Fe (III) đều có xu hướng tạo phức hydroxo thuộc loại +, 4+, +, 3+, - và những chất khác cùng tồn tại trong dung dịch ở các nồng độ khác nhau tùy thuộc vào độ pH và thường xác định trạng thái của hệ thống sắt-hydroxyl. Dạng chính của Fe (III) trong nước mặt là các hợp chất phức tạp của nó với các hợp chất hữu cơ và vô cơ hòa tan, chủ yếu là các chất humic. Ở pH = 8,0, dạng chủ yếu là Fe (OH) 3. Dạng keo của sắt ít được nghiên cứu nhất, đó là oxit sắt hiđrat Fe (OH) 3 và tạo phức với các chất hữu cơ.

Hàm lượng sắt trong nước bề mặt của đất là một phần mười miligam, gần các đầm lầy - một vài miligam. Hàm lượng sắt tăng lên được quan sát thấy trong các vùng nước đầm lầy, trong đó nó được tìm thấy ở dạng phức hợp với muối của axit humic - humat. Nồng độ sắt cao nhất (lên đến vài chục và hàng trăm miligam trên 1 dm3) được quan sát thấy trong nước ngầm có giá trị pH thấp.

Là một nguyên tố hoạt động sinh học, sắt ở một mức độ nhất định ảnh hưởng đến cường độ phát triển của thực vật phù du và thành phần chất lượng của hệ vi sinh trong hồ chứa.

Nồng độ sắt có thể thay đổi theo mùa rõ rệt. Thông thường, trong các hồ chứa có năng suất sinh học cao, trong thời kỳ ứ đọng giữa mùa hè và mùa đông, sự gia tăng hàm lượng sắt trong các lớp nước dưới cùng là điều dễ nhận thấy. Sự trộn lẫn giữa mùa thu và mùa xuân của các khối nước (ho mẹ) đi kèm với quá trình oxy hóa Fe (II) thành Fe (III) và kết tủa sau này ở dạng Fe (OH) 3.

Nó xâm nhập vào vùng nước tự nhiên trong quá trình rửa trôi đất, quặng đa kim và đồng, do sự phân hủy của các sinh vật sống dưới nước có khả năng tích tụ nó. Các hợp chất cadimi được đưa vào nước mặt cùng với nước thải từ các nhà máy chì kẽm, các nhà máy luyện quặng, một số xí nghiệp hóa chất (sản xuất axit sulfuric), sản xuất điện và nước mỏ. Sự giảm nồng độ của các hợp chất cadimi hòa tan xảy ra do quá trình hấp thụ, kết tủa của cadimi hydroxit và cacbonat và sự tiêu thụ của chúng bởi các sinh vật sống dưới nước.

Các dạng cadimi hòa tan trong nước tự nhiên chủ yếu là các phức hợp khoáng chất và khoáng hữu cơ. Dạng lơ lửng chính của cadmium là các hợp chất được hấp phụ của nó. Một phần đáng kể cadmium có thể di chuyển trong tế bào của các sinh vật sống dưới nước.

Trong nước sông không bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, cadmium được tìm thấy ở nồng độ dưới microgram, trong ô nhiễm và Nước thải nồng độ của cadimi có thể lên tới hàng chục microgam trên 1 dm3.

Các hợp chất cadimi đóng một vai trò quan trọng trong cuộc sống của động vật và con người. Nó là chất độc ở nồng độ cao, đặc biệt là khi kết hợp với các chất độc hại khác.

MPCv là 0,001 mg / dm3, MPCvr là 0,0005 mg / dm3 (dấu hiệu giới hạn của độc hại là độc tính).

Các hợp chất coban xâm nhập vào nước tự nhiên do quá trình rửa trôi của chúng từ đồng pyrit và các loại quặng khác, từ đất trong quá trình phân hủy của sinh vật và thực vật, cũng như với nước thải từ các nhà máy luyện kim, luyện kim và hóa chất. Một số lượng coban đến từ đất do sự phân hủy của các sinh vật thực vật và động vật.

Các hợp chất coban trong nước tự nhiên ở trạng thái hòa tan và lơ lửng, tỷ lệ định lượng giữa chúng được xác định bởi thành phần hóa học của nước, nhiệt độ và giá trị pH. Các dạng hòa tan được đại diện chủ yếu bởi các hợp chất phức tạp, bao gồm. với các chất hữu cơ trong vùng nước tự nhiên. Các hợp chất coban hóa trị hai là đặc trưng nhất của vùng nước mặt. Khi có mặt các chất oxy hóa, coban hóa trị ba có thể tồn tại ở nồng độ đáng kể.

Coban là một trong những nguyên tố hoạt tính sinh học và luôn được tìm thấy trong cơ thể động vật và thực vật. Hàm lượng coban không đủ trong thực vật có liên quan đến hàm lượng không đủ của nó trong đất, điều này góp phần vào sự phát triển của bệnh thiếu máu ở động vật (vùng rừng taiga không phải chernozem). Là một phần của vitamin B12, coban có tác dụng rất tích cực trong việc hấp thụ các chất có chứa nitơ, làm tăng hàm lượng chất diệp lục và axit ascorbic, kích hoạt sinh tổng hợp và tăng hàm lượng nitơ protein trong cây. Tuy nhiên, nồng độ cao của các hợp chất coban là độc hại.

Trong nước sông không bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, hàm lượng của nó thay đổi từ phần mười đến phần nghìn của miligam trên 1 dm3, hàm lượng trung bình trong nước biển là 0,5 μg / dm3. MPCv là 0,1 mg / dm3, MPCv là 0,01 mg / dm3.

Mangan

Mangan xâm nhập vào các vùng nước bề mặt do sự rửa trôi của quặng ferromangan và các khoáng chất khác có chứa mangan (pyrolusite, psilomelane, brownite, manganite, đất son đen). Một lượng đáng kể mangan đến từ sự phân hủy của động vật thủy sinh và sinh vật thực vật, đặc biệt là màu xanh lam, tảo cát và thực vật thủy sinh bậc cao. Các hợp chất mangan được xả vào các hồ chứa cùng với nước thải từ các nhà máy chế biến mangan, nhà máy luyện kim, xí nghiệp công nghiệp hóa chất và nước mỏ.

Sự giảm nồng độ của các ion mangan trong nước tự nhiên xảy ra do quá trình oxy hóa Mn (II) thành MnO2 và các oxit hóa trị cao khác kết tủa. Các thông số chính xác định phản ứng oxy hóa là nồng độ oxy hòa tan, giá trị pH và nhiệt độ. Nồng độ của các hợp chất mangan hòa tan giảm do tảo sử dụng chúng.

Hình thức di chuyển chính của các hợp chất mangan trong nước bề mặt là huyền phù, thành phần của chúng lần lượt được xác định bởi thành phần của đá thoát ra bởi nước, cũng như các hydroxit dạng keo của kim loại nặng và các hợp chất mangan bị mài mòn. Có tầm quan trọng thiết yếu trong sự di chuyển của mangan ở dạng hòa tan và dạng keo là các chất hữu cơ và các quá trình hình thành phức tạp của mangan với các phối tử vô cơ và hữu cơ. Mn (II) tạo phức hòa tan với bicacbonat và sunfat. Rất hiếm khi tạo phức mangan với ion clorua. Các hợp chất tạo phức của Mn (II) với các chất hữu cơ thường kém bền hơn với các kim loại chuyển tiếp khác. Chúng bao gồm các hợp chất với amin, axit hữu cơ, axit amin và các chất humic. Mn (III) ở nồng độ cao chỉ có thể ở trạng thái hòa tan khi có mặt các chất tạo phức mạnh; Mn (YII) không xuất hiện trong nước tự nhiên.

Trong nước sông, hàm lượng mangan thường dao động từ 1 đến 160 µg / dm3, hàm lượng trung bình trong nước biển là 2 µg / dm3, trong nước ngầm - n.102 - n.103 µg / dm3.

Nồng độ mangan trong nước mặt có thể thay đổi theo mùa.

Các yếu tố quyết định sự thay đổi nồng độ mangan là tỷ lệ giữa dòng chảy bề mặt và dòng chảy ngầm, cường độ tiêu thụ của nó trong quá trình quang hợp, sự phân hủy của thực vật phù du, vi sinh vật và thảm thực vật thủy sinh cao hơn, cũng như quá trình lắng đọng của nó dưới đáy các thủy vực.

Vai trò của Mangan đối với đời sống của thực vật bậc cao và tảo trong các thủy vực là rất lớn. Mangan góp phần vào quá trình sử dụng CO2 của thực vật, làm tăng cường độ quang hợp, tham gia vào quá trình khử nitrat và đồng hóa nitơ của thực vật. Mangan thúc đẩy quá trình chuyển đổi Fe (II) hoạt động thành Fe (III), bảo vệ tế bào khỏi bị nhiễm độc, tăng tốc độ phát triển của sinh vật, v.v. Vai trò sinh thái và sinh lý quan trọng của mangan đòi hỏi phải nghiên cứu và phân bố mangan trong các vùng nước tự nhiên.

Đối với các vùng nước để sử dụng vệ sinh, MPCv (theo ion mangan) được đặt bằng 0,1 mg / dm3.

Dưới đây là bản đồ phân bố nồng độ trung bình của các kim loại: mangan, đồng, niken và chì, được xây dựng theo dữ liệu quan sát cho năm 1989-1993. ở 123 thành phố. Việc sử dụng các dữ liệu gần đây hơn được cho là không phù hợp, vì do giảm sản lượng, nồng độ chất rắn lơ lửng và do đó, kim loại đã giảm đáng kể.

Ảnh hưởng đến sức khỏe. Nhiều kim loại là thành phần tạo ra bụi và có ảnh hưởng không nhỏ đến sức khỏe.

Mangan đi vào khí quyển từ khí thải từ các doanh nghiệp luyện kim màu (60% tổng lượng phát thải mangan), cơ khí chế tạo và gia công kim loại (23%), luyện kim màu (9%), nhiều nguồn nhỏ, chẳng hạn như từ hàn.

Nồng độ mangan cao dẫn đến sự xuất hiện của các hiệu ứng độc hại thần kinh, tiến triển tổn thương hệ thần kinh trung ương, viêm phổi.
Nồng độ mangan cao nhất (0,57 - 0,66 µg / m3) được quan sát thấy ở các trung tâm luyện kim lớn: ở Lipetsk và Cherepovets, cũng như ở Magadan. Hầu hết các thành phố có nồng độ Mn cao (0,23 - 0,69 µg / m3) đều tập trung ở bán đảo Kola: Zapolyarny, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk (xem bản đồ).

Cho năm 1991 - 1994 phát thải mangan từ các nguồn công nghiệp giảm 62%, nồng độ trung bình - 48%.

Đồng là một trong những nguyên tố vi lượng quan trọng nhất. Hoạt động sinh lý của đồng chủ yếu liên quan đến việc bao gồm nó trong thành phần của các trung tâm hoạt động của các enzym oxy hóa khử. Hàm lượng đồng trong đất không đủ ảnh hưởng xấu đến quá trình tổng hợp protein, chất béo và vitamin và góp phần vào sự vô sinh của các sinh vật thực vật. Đồng tham gia vào quá trình quang hợp và ảnh hưởng đến sự hấp thụ nitơ của thực vật. Đồng thời, nồng độ đồng quá cao có ảnh hưởng xấu đến sinh vật thực vật và động vật.

Các hợp chất Cu (II) phổ biến nhất trong nước tự nhiên. Trong các hợp chất Cu (I) thì Cu2O, Cu2S và CuCl ít tan trong nước là hợp chất phổ biến nhất. Khi có các phối tử trong môi trường nước, cùng với trạng thái cân bằng của sự phân ly hydroxit, cần tính đến sự tạo thành các dạng phức khác nhau ở trạng thái cân bằng với các ion kim loại.

Nguồn chính của đồng đi vào nước tự nhiên là nước thải từ các ngành công nghiệp hóa chất và luyện kim, nước mỏ và thuốc thử aldehyde được sử dụng để diệt tảo. Đồng có thể hình thành do ăn mòn ống đồng và các cấu trúc khác được sử dụng trong hệ thống nước. Trong nước ngầm, hàm lượng đồng là do sự tương tác của nước với đá chứa nó (chalcopyrit, chalcocite, covellite, bornite, malachite, azurite, chrysacolla, brotantine).

Nồng độ tối đa cho phép của đồng trong nước của các hồ chứa nước vệ sinh và gia đình là 0,1 mg / dm3 (dấu hiệu giới hạn của mức độ có hại là vệ sinh chung), trong nước của các hồ chứa thủy sản là 0,001 mg / dm3.

Thành phố

Norilsk

Monchegorsk

Krasnouralsk

Kolchugino

Zapolyarny

Phát thải М (nghìn tấn / năm) ôxít đồng và nồng độ trung bình hàng năm q (µg / m3) đồng.

Đồng đi vào không khí cùng với khí thải từ các ngành công nghiệp luyện kim. Trong khí thải vật chất dạng hạt, nó chủ yếu chứa ở dạng hợp chất, chủ yếu là đồng oxit.

Các doanh nghiệp luyện kim màu chiếm 98,7% tổng lượng phát thải kim loại này do con người gây ra, trong đó 71% được thực hiện bởi các doanh nghiệp thuộc nhóm Norilsk Nickel đặt tại Zapolyarny và Nikel, Monchegorsk và Norilsk, và khoảng 25% lượng phát thải đồng được thực hiện. ở Revda, Krasnouralsk, Kolchugino và những nơi khác.

Nồng độ đồng cao dẫn đến nhiễm độc, thiếu máu và viêm gan.

Như có thể thấy trên bản đồ, nồng độ đồng cao nhất được ghi nhận ở các thành phố Lipetsk và Rudnaya Pristan. Nồng độ đồng cũng tăng lên ở các thành phố của bán đảo Kola, ở Zapolyarny, Monchegorsk, Nikel, Olenegorsk, và cả ở Norilsk.

Phát thải đồng từ các nguồn công nghiệp giảm 34%, nồng độ trung bình - giảm 42%.

Molypden

Các hợp chất molypden xâm nhập vào nước bề mặt do quá trình rửa trôi của chúng từ các khoáng chất ngoại sinh có chứa molypden. Molypden cũng đi vào các thủy vực cùng với nước thải của các nhà máy chế biến và xí nghiệp luyện kim màu. Sự giảm nồng độ của các hợp chất molypden xảy ra do sự kết tủa của các hợp chất ít hòa tan, các quá trình hấp phụ bởi huyền phù khoáng và sự tiêu thụ của các sinh vật thủy sinh thực vật.

Molypden trong nước mặt chủ yếu ở dạng MoO42-. Rất có thể nó tồn tại ở dạng phức chất hữu cơ. Khả năng tích tụ một số ở trạng thái keo là do các sản phẩm của quá trình oxy hóa molybdenit là các chất phân tán mịn.

Trong nước sông, molypden được tìm thấy với nồng độ từ 2,1 đến 10,6 µg / dm3. Nước biển chứa trung bình 10 µg / dm3 molypden.

Với số lượng nhỏ, molypden cần thiết cho sự phát triển bình thường của sinh vật động thực vật. Molypden là một phần của enzym xanthine oxidase. Khi thiếu molypden, enzym được hình thành với số lượng không đủ, gây ra các phản ứng tiêu cực trong cơ thể. Ở nồng độ cao, molypden có hại. Khi dư thừa molypden, quá trình trao đổi chất bị rối loạn.

Nồng độ tối đa cho phép của molypden trong các thủy vực dùng cho vệ sinh là 0,25 mg / dm3.

Asen xâm nhập vào các vùng nước tự nhiên từ các suối khoáng, các khu vực khoáng hóa asen (thạch tín pyrit, realgar, orpiment), cũng như từ các khu vực ôxy hóa các loại đá đa kim, đồng-coban và vonfram. Một lượng asen nhất định đến từ đất, cũng như từ sự phân hủy của các sinh vật thực vật và động vật. Việc tiêu thụ asen bởi các sinh vật sống dưới nước là một trong những nguyên nhân làm giảm nồng độ của nó trong nước, biểu hiện rõ ràng nhất trong thời kỳ sinh vật phù du phát triển mạnh.

Một lượng đáng kể asen xâm nhập vào các thủy vực cùng với nước thải từ các nhà máy chế biến, chất thải từ sản xuất thuốc nhuộm, xưởng thuộc da và nhà máy thuốc trừ sâu, cũng như từ các vùng đất nông nghiệp có sử dụng thuốc trừ sâu.

Trong nước tự nhiên, các hợp chất asen ở trạng thái hòa tan và lơ lửng, tỷ lệ giữa chúng được xác định bởi thành phần hóa học của nước và giá trị pH. Ở dạng hòa tan, asen xuất hiện ở dạng tri- và pentavalent, chủ yếu là anion.

Trong nước sông không bị ô nhiễm, asen thường được tìm thấy ở nồng độ microgram. Trong nước khoáng, nồng độ của nó có thể đạt đến vài miligam trên 1 dm3, trong nước biển nó chứa trung bình 3 µg / dm3, trong nước ngầm, nó xuất hiện với nồng độ n.105 µg / dm3. Các hợp chất asen ở nồng độ cao gây độc cho cơ thể động vật và con người: chúng ức chế quá trình oxy hóa, ức chế cung cấp oxy cho các cơ quan và mô.

MPCv đối với asen là 0,05 mg / dm3 (chỉ số giới hạn của độc hại là vệ sinh-độc hại) và MPCv là 0,05 mg / dm3.

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 cùng với nước thải từ các cửa hàng mạ niken, nhà máy cao su tổng hợp và nhà máy làm giàu 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 xyanua, sulfua, cacbonat hoặc hydroxit (với giá trị pH ngày càng tăng), 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.

Ở vùng nước sông chưa bị ô nhiễm và ô nhiễm nhẹ, nồng độ niken thường dao động trong khoảng 0,8 - 10 µg / dm3; trong ô nhiễm, nó là vài chục microgam trên 1 dm3. Nồng độ trung bình của niken trong nước biển là 2 µg / dm3, trong nước ngầm - n.103 µg / dm3. Trong nước ngầm rửa đá chứa niken, nồng độ niken đôi khi tăng lên đến 20 mg / dm3.

Niken đi vào khí quyển từ các doanh nghiệp luyện kim màu, chiếm 97% tổng lượng phát thải niken, trong đó 89% đến từ các doanh nghiệp thuộc nhóm Norilsk Nickel đặt tại Zapolyarny và Nikel, Monchegorsk và Norilsk.

Hàm lượng niken trong môi trường tăng cao dẫn đến xuất hiện các bệnh đặc hữu là ung thư phế quản. Các hợp chất niken thuộc nhóm 1 của chất gây ung thư.
Bản đồ cho thấy một số điểm có nồng độ niken trung bình cao ở các vị trí có liên quan đến Niken của Norilsk: Apatity, Kandalaksha, Monchegorsk, Olenegorsk.

Phát thải niken từ các doanh nghiệp công nghiệp giảm 28%, nồng độ trung bình - giảm 35%.

Phát thải М (nghìn tấn / năm) và nồng độ trung bình hàng năm q (µg / m3) niken.

Nó xâm nhập vào vùng nước tự nhiên do rửa trôi các khoáng chất chứa thiếc (cassiterit, stannin), cũng như nước thải từ các ngành công nghiệp khác nhau (nhuộm vải, tổng hợp thuốc nhuộm hữu cơ, sản xuất hợp kim có bổ sung thiếc, v.v.).

Tác dụng độc hại của thiếc là nhỏ.

Thiếc được tìm thấy trong các vùng nước bề mặt không bị ô nhiễm ở nồng độ dưới microgram. Trong nước ngầm, nồng độ của nó đạt tới vài microgam trên 1 dm3. MPCv là 2 mg / dm3.

Các hợp chất thủy ngân có thể xâm nhập vào nước bề mặt do sự rửa trôi của đá trong khu vực lắng đọng thủy ngân (chu sa, metacinnabarit, đá sống), trong quá trình phân hủy của các sinh vật sống dưới nước tích tụ thủy ngân. Một lượng đáng kể đi vào các vùng nước cùng với nước thải từ các xí nghiệp sản xuất thuốc nhuộm, thuốc trừ sâu, dược phẩm và một số chất nổ. Các nhà máy nhiệt điện đốt than thải ra khí quyển một lượng đáng kể các hợp chất thủy ngân, do hậu quả của bụi phóng xạ khô và ướt, xâm nhập vào các vùng nước.

Sự giảm nồng độ của các hợp chất thủy ngân hòa tan xảy ra do quá trình khai thác chúng bởi nhiều sinh vật biển và nước ngọt, chúng có khả năng tích tụ ở nồng độ cao hơn nhiều lần so với hàm lượng của nó trong nước, cũng như các quá trình hấp phụ bởi chất rắn lơ lửng và trầm tích đáy.

Trong vùng nước mặt, các hợp chất thủy ngân ở trạng thái hòa tan và lơ lửng. Tỷ lệ giữa chúng phụ thuộc vào thành phần hóa học của nước và giá trị pH. Thủy ngân lơ lửng là các hợp chất thủy ngân bị hấp thụ. Dạng hòa tan là các phân tử không phân ly, các hợp chất hữu cơ và khoáng phức tạp. Trong nước của các vực nước, thủy ngân có thể ở dạng hợp chất thủy ngân metyl.

Các hợp chất thủy ngân có độc tính cao, chúng ảnh hưởng đến hệ thần kinh của con người, gây ra những thay đổi trong màng nhầy, suy giảm chức năng vận động và bài tiết của đường tiêu hóa, thay đổi trong máu, v.v. độc hơn nhiều lần so với muối khoáng thuỷ ngân. Các hợp chất metylmercury tích tụ trong cá và có thể xâm nhập vào cơ thể con người.

MPCv của thủy ngân là 0,0005 mg / dm3 (dấu hiệu giới hạn của độc hại là vệ sinh-độc hại), MPCv là 0,0001 mg / dm3.

Các nguồn tự nhiên của sự xâm nhập của chì vào nước mặt là quá trình phân giải các khoáng chất nội sinh (galena) và ngoại sinh (angleite, cerussite, v.v.). Sự gia tăng đáng kể hàm lượng chì trong môi trường (kể cả ở các vùng nước mặt) có liên quan đến quá trình đốt cháy than, sử dụng chì tetraetyl làm chất chống cháy trong nhiên liệu động cơ, với việc loại bỏ vào các vùng nước cùng với nước thải từ các nhà máy chế biến quặng , một số nhà máy luyện kim, công nghiệp hóa chất, hầm mỏ, v.v. Các yếu tố quan trọng trong việc hạ thấp nồng độ chì trong nước là sự hấp phụ của nó bởi các chất rắn lơ lửng và lắng chúng thành các lớp trầm tích ở đáy. Trong số các kim loại khác, chì được chiết xuất và tích lũy bởi hydrobionts.

Chì được tìm thấy trong nước tự nhiên ở trạng thái hòa tan và lơ lửng (hấp thụ). Ở dạng hòa tan, nó xuất hiện ở dạng phức khoáng và chất hữu cơ, cũng như các ion đơn giản, ở dạng không hòa tan - chủ yếu ở dạng sunfua, sunfat và cacbonat.

Trong nước sông, hàm lượng chì dao động từ phần mười đến đơn vị microgam trên 1 dm3. Ngay cả trong nước của các vùng nước tiếp giáp với các khu vực có quặng đa kim, nồng độ của nó hiếm khi đạt đến hàng chục miligam trên 1 dm3. Chỉ trong các vùng nước nhiệt có clorua, nồng độ chì đôi khi lên tới vài miligam trên 1 dm3.

Chỉ số giới hạn về tác hại của chì là độc tính vệ sinh. MPCv của chì là 0,03 mg / dm3, MPCv là 0,1 mg / dm3.

Chì có trong khí thải từ các doanh nghiệp luyện kim, gia công kim loại, kỹ thuật điện, hóa dầu và vận tải cơ giới.

Tác động của chì đối với sức khỏe xảy ra khi hít thở không khí có chứa chì, và hấp thụ chì cùng với thức ăn, nước uống và các hạt bụi. Chì tích tụ trong cơ thể, trong xương và các mô bề mặt. Chì ảnh hưởng đến thận, gan, hệ thần kinh và các cơ quan tạo máu. Người già và trẻ em đặc biệt nhạy cảm với liều lượng chì thậm chí thấp.

Phát thải M (nghìn tấn / năm) và nồng độ trung bình hàng năm q (µg / m3) chì.

Trong bảy năm, lượng chì phát thải từ các nguồn công nghiệp đã giảm 60% do cắt giảm sản xuất và đóng cửa nhiều xí nghiệp. Lượng khí thải công nghiệp giảm mạnh không đi kèm với việc giảm lượng khí thải xe cộ. Nồng độ chì trung bình chỉ giảm 41%. Sự khác biệt về tỷ lệ mài mòn và nồng độ chì có thể được giải thích là do lượng phát thải phương tiện giao thông trong những năm trước được đánh giá thấp hơn; Hiện tại, số lượng ô tô và cường độ di chuyển của chúng ngày càng nhiều.

Chì tetraetyl

Nó đi vào các vùng nước tự nhiên do được sử dụng như một chất chống tắc nghẽn trong nhiên liệu động cơ của các phương tiện giao thông đường thủy, cũng như với dòng chảy bề mặt từ các khu vực đô thị.

Chất này có đặc điểm là độc tính cao, có tính chất tích lũy.

Nguồn bạc đi vào nước mặt là nước ngầm và nước thải từ các mỏ, nhà máy chế biến và xí nghiệp nhiếp ảnh. Hàm lượng bạc tăng lên có liên quan đến việc sử dụng các chế phẩm diệt khuẩn và diệt khuẩn.

Trong nước thải, bạc có thể tồn tại ở dạng hòa tan và lơ lửng, hầu hết ở dạng muối halogenua.

Trong các vùng nước bề mặt không bị ô nhiễm, bạc được tìm thấy ở nồng độ dưới microgram. Trong nước ngầm, nồng độ bạc thay đổi từ vài đến hàng chục microgam trên 1 dm3, trong nước biển - trung bình là 0,3 µg / dm3.

Các ion bạc có khả năng tiêu diệt vi khuẩn và khử trùng nước ngay cả ở nồng độ nhỏ (giới hạn dưới của hoạt động diệt khuẩn của ion bạc là 2,10-11 mol / dm3). Vai trò của bạc đối với cơ thể động vật và con người vẫn chưa được nghiên cứu đầy đủ.

MPCv của bạc là 0,05 mg / dm3.

Antimon xâm nhập vào nước bề mặt thông qua quá trình rửa trôi các khoáng chất antimon (stibnit, senarmontit, valentinit, phục vụ, stibiocanit) và cùng với nước thải từ các xí nghiệp sản xuất cao su, thủy tinh, nhuộm và diêm.

Trong nước tự nhiên, các hợp chất antimon ở trạng thái hòa tan và lơ lửng. Trong các điều kiện oxy hóa khử đặc trưng của nước bề mặt, cả antimon hóa trị ba và hóa trị năm đều có thể tồn tại.

Trong các vùng nước mặt không bị ô nhiễm, antimon được tìm thấy ở nồng độ dưới microgram, trong nước biển nồng độ của nó đạt 0,5 µg / dm3, trong nước ngầm - 10 µg / dm3. MPCv của antimon là 0,05 mg / dm3 (chỉ số giới hạn của độc hại là vệ sinh-độc hại), MPCv là 0,01 mg / dm3.

Các hợp chất crom tri- và hexavalent xâm nhập vào nước bề mặt do quá trình rửa trôi từ đá (cromit, crocoit, uvarovit, v.v.). Một số lượng đến từ sự phân hủy của sinh vật và thực vật, từ đất. Một lượng đáng kể có thể đi vào các vùng nước cùng với nước thải từ các cửa hàng mạ điện, cửa hàng nhuộm của các xí nghiệp dệt, xưởng thuộc da và công nghiệp hóa chất. Sự giảm nồng độ của các ion crom có ​​thể được quan sát thấy do sự tiêu thụ của chúng bởi các sinh vật sống dưới nước và quá trình hấp phụ.

Trong nước bề mặt, các hợp chất crom ở trạng thái hòa tan và lơ lửng, tỷ lệ giữa chúng phụ thuộc vào thành phần của nước, nhiệt độ, độ pH của dung dịch. Các hợp chất crom lơ lửng chủ yếu là các hợp chất crom bị hấp thụ. Chất hấp phụ có thể là đất sét, hydroxit sắt, canxi cacbonat lắng phân tán cao, xác động thực vật. Ở dạng hòa tan, crom có ​​thể ở dạng cromat và bichromat. Trong điều kiện hiếu khí, Cr (VI) chuyển thành Cr (III), muối của chúng trong môi trường trung tính và kiềm bị thủy phân với giải phóng hydroxit.

Ở những vùng nước sông không bị ô nhiễm và hơi ô nhiễm, hàm lượng crom dao động từ vài phần mười microgam trên lít đến vài microgam trên lít, ở những vùng nước ô nhiễm lên tới vài chục và hàng trăm microgam trên lít. Nồng độ trung bình trong nước biển là 0,05 µg / dm3, trong nước ngầm - thường nằm trong khoảng n.10 - n.102 µg / dm3.

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 / dm3, trong nước biển - từ 1,5 đến 10 µg / dm3. 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.

MPCv Zn2 + là 1 mg / dm3 (chỉ số giới hạn về độc hại - cảm quan), MPCvr Zn2 + - 0,01 mg / dm3 (giới hạn dấu hiệu 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 liên quan đến việc chúng được sử dụng rộng rãi trong sản xuất công nghiệp, cùng với hệ thống làm sạch yếu, do đó 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 khái niệm "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, 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.
sự tiếp nối
--NGẮT TRANG-- 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 rằng ở Nga không có chính sách nhà nước về luật pháp, quy định và điều tiết kinh tế về tác động của chì đối với môi trường và sức khỏe cộng đồng, về việc giảm phát thải (thải, chất thải) chì và các hợp chất của nó vào môi trường. , và về việc chấm dứt hoàn toàn việc sản xuất xăng chứa chì.

Do công tác giáo dục cực kỳ không đạt yêu cầu nhằm giải thích cho người dân về mức độ nguy hiểm của việc tiếp xúc kim loại nặng đối với cơ thể con người, ở Nga số lượng trường hợp 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 vượt quá nồng độ tối đa cho phép (MAC) của chì trong không khí của khu vực làm việc thêm 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 bên. 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 mầm non là đối tượng dễ bị tác hại của chì nhất vì hệ thần kinh của trẻ vẫn đang trong giai đoạn 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.

Lượng chì lắng đọng cực đại dẫn đến suy thoái các 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 có các biện pháp khẩn cấp để giảm ô nhiễm chì, nhưng cho đến nay cuộc khủng hoảng kinh tế của Nga vẫn làm lu mờ các 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)

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 quan tâm đầy đủ, mặc dù tầm quan trọng của nó như 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 không thể tách các yếu tố này ra khỏi nhau. 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.

Nếu do quá tải của đất, bất kỳ thành phần nào trong khả năng khoáng hóa của nó bị mất đi, điều này chắc chắn sẽ dẫn đến vi phạm cơ chế tự thanh lọc và làm suy thoái hoàn toàn đất. Và ngược lại, việc tạo ra những điều kiện tối ưu để tự làm sạch đất góp phần bảo tồn sự cân bằng sinh thái và tạo điều kiện cho sự tồn tại của mọi sinh vật, kể cả con người.

Vì vậy, vấn đề trung hòa chất thải có tác dụng sinh học có hại không chỉ giới hạn trong vấn đề xuất khẩu của chúng; nó là một vấn đề vệ sinh phức tạp hơn, vì đất là liên kết giữa nước, không khí và con người.
4.1.
Vai trò của đất đối với quá trình trao đổi chất

Mối quan hệ sinh học giữa đất và con người được thực hiện chủ yếu thông qua quá trình trao đổi chất. Đất, như nó vốn có, là nguồn cung cấp các khoáng chất cần thiết cho chu trình trao đổi chất, cho sự phát triển của thực vật được tiêu thụ bởi con người và động vật ăn cỏ, đến lượt con người và động vật ăn thịt. Như vậy, đất cung cấp thức ăn cho nhiều đại diện của giới động thực vật.

Hậu quả là chất lượng đất bị suy giảm, giảm giá trị sinh học, khả năng tự làm sạch của đất gây ra phản ứng dây chuyền sinh học, trong trường hợp tác động có hại kéo dài có thể dẫn đến nhiều loại rối loạn sức khỏe trong dân chúng. Hơn nữa, nếu quá trình khoáng hóa chậm lại, nitrat, nitơ, phốt pho, kali, v.v., được hình thành trong quá trình phân hủy của các chất, có thể đi vào nước ngầm được sử dụng cho mục đích uống và gây ra các bệnh nghiêm trọng (ví dụ, nitrat có thể gây methemoglobin huyết, chủ yếu ở trẻ sơ sinh) .

Tiêu thụ nước từ đất nghèo iốt có thể gây ra bệnh bướu cổ địa phương, v.v.
4.2.
Mối quan hệ sinh thái giữa đất và nước và chất thải lỏng (nước thải)

Một người chiết xuất từ ​​đất nước cần thiết để duy trì các quá trình trao đổi chất và sự sống của chính nó. Chất lượng của nước phụ thuộc vào tình trạng của đất; nó luôn phản ánh trạng thái sinh học của một loại đất nhất định.

Điều này đặc biệt áp dụng cho nước ngầm, giá trị sinh học của nó về cơ bản được xác định bởi các đặc tính của đất và đất, khả năng tự làm sạch của đất, khả năng lọc của nó, thành phần của hệ thực vật, hệ vi sinh, v.v.

Ảnh hưởng trực tiếp của đất đối với nước bề mặt đã ít đáng kể, nó chủ yếu liên quan đến lượng mưa. Ví dụ, sau những trận mưa lớn, các chất ô nhiễm khác nhau được rửa trôi ra khỏi đất vào các vùng nước lộ thiên (sông, hồ), bao gồm phân bón nhân tạo (nitơ, phốt phát), thuốc trừ sâu, thuốc diệt cỏ; ở những khu vực karst, trầm tích đứt gãy, chất ô nhiễm có thể xâm nhập qua vết nứt thành sâu Các mạch nước ngầm.

Xử lý nước thải không thích hợp cũng có thể gây ra các tác động sinh học có hại cho đất và cuối cùng dẫn đến suy thoái đất. Vì vậy, bảo vệ đất ở các khu định cư là một trong những yêu cầu chính để bảo vệ môi trường nói chung.
4.3.
Giới hạn tải trọng của đất đối với chất thải rắn (rác thải sinh hoạt và đường phố, rác thải công nghiệp, bùn khô từ quá trình lắng nước thải, chất phóng xạ, v.v.)

Vấn đề càng trở nên trầm trọng hơn bởi kết quả của việc ngày càng tạo ra nhiều chất thải rắn ở các thành phố, đất ở vùng lân cận của chúng phải chịu áp lực ngày càng lớn. Các đặc tính và thành phần của đất đang xấu đi với tốc độ ngày càng nhanh.

Trong số 64,3 triệu tấn giấy được sản xuất ở Hoa Kỳ, 49,1 triệu tấn cuối cùng là rác thải (trong số này, 26 triệu tấn được cung cấp bởi các hộ gia đình và 23,1 triệu tấn bởi mạng lưới thương mại).

Liên quan đến những điều đã đề cập ở trên, việc loại bỏ và xử lý cuối cùng chất thải rắn là một vấn đề vệ sinh rất quan trọng, khó thực hiện hơn trong bối cảnh đô thị hóa ngày càng tăng.

Có thể xử lý cuối cùng chất thải rắn trong đất bị ô nhiễm. Tuy nhiên, do khả năng tự làm sạch của đất đô thị liên tục bị suy giảm, việc xử lý cuối cùng chất thải chôn dưới đất là không thể.

Một người có thể sử dụng thành công các quá trình sinh hóa xảy ra trong đất, khả năng trung hòa và khử trùng của nó để trung hòa chất thải rắn, nhưng đất đô thị, là kết quả của nhiều thế kỷ sinh sống và hoạt động của con người trong các thành phố, từ lâu đã trở nên không phù hợp với mục đích này.

Cơ chế tự thanh lọc, quá trình khoáng hóa xảy ra trong đất, vai trò của vi khuẩn và các enzym tham gia vào chúng, cũng như các sản phẩm trung gian và cuối cùng của quá trình phân hủy các chất đã được biết rõ. Hiện tại, nghiên cứu nhằm xác định các yếu tố đảm bảo cân bằng sinh học của đất tự nhiên, cũng như làm rõ câu hỏi có bao nhiêu chất thải rắn (và thành phần nào) có thể dẫn đến vi phạm cân bằng sinh học của đất.
Lượng rác sinh hoạt (rác) trên mỗi người dân của một số thành phố lớn trên thế giới

Cần lưu ý rằng điều kiện vệ sinh của đất ở các thành phố do quá tải của nó đang xấu đi nhanh chóng, mặc dù khả năng tự làm sạch của đất là yêu cầu vệ sinh chính để duy trì cân bằng sinh học. Đất trong các thành phố không còn khả năng đáp ứng nhiệm vụ của nó nếu không có sự giúp đỡ của con người. Cách duy nhất để thoát khỏi tình trạng này là trung hòa và tiêu hủy hoàn toàn chất thải phù hợp với các yêu cầu vệ sinh.

Do đó, việc xây dựng các công trình công cộng cần nhằm bảo tồn khả năng tự làm sạch tự nhiên của đất, và nếu khả năng này đã không đạt yêu cầu thì phải phục hồi nhân tạo.

Bất lợi nhất là tác dụng độc hại của chất thải công nghiệp, cả chất lỏng và chất rắn. Ngày càng có nhiều chất thải như vậy ngấm vào đất mà nó không thể đối phó được. Vì vậy, ví dụ, đất bị nhiễm asen đã được tìm thấy ở khu vực lân cận của các nhà máy sản xuất superphotphat (trong bán kính 3 km). Như đã biết, một số loại thuốc trừ sâu, chẳng hạn như các hợp chất clo hữu cơ đã đi vào đất, lâu ngày không phân hủy.

Tình hình cũng tương tự với một số vật liệu đóng gói tổng hợp (polyvinyl clorua, polyetylen, v.v.).

Một số hợp chất độc hại sớm hay muộn cũng xâm nhập vào nước ngầm, kết quả là không chỉ cân bằng sinh học của đất bị xáo trộn mà chất lượng nước ngầm cũng suy giảm đến mức không thể dùng làm nước uống được nữa.
Tỷ lệ phần trăm lượng vật liệu tổng hợp cơ bản có trong chất thải sinh hoạt (rác)

*
Cùng với chất thải của các loại nhựa khác cứng lại dưới tác dụng của nhiệt.
Vấn đề rác thải ngày nay gia tăng cũng do một phần rác thải, chủ yếu là phân người và động vật, được dùng để bón đất nông nghiệp [phân chứa một lượng đáng kể nitơ-0,4-0,5%, phốt pho (P203) -0,2-0,6 %, kali (K? 0) -0,5-1,5%, cacbon-5-15%]. Vấn đề này của thành phố đã lan sang các khu vực lân cận của thành phố.
4.4.
Vai trò của đất đối với sự lây lan của các loại bệnh

Đất đóng một vai trò trong việc lây lan các bệnh truyền nhiễm. Điều này đã được báo cáo vào thế kỷ trước bởi Petterkoffer (1882) và Fodor (1875), những người chủ yếu làm nổi bật vai trò của đất trong việc lây lan các bệnh đường ruột: dịch tả, thương hàn, kiết lỵ, v.v. Họ cũng thu hút sự chú ý đến thực tế là một số vi khuẩn và vi rút vẫn tồn tại và độc lực trong đất trong nhiều tháng. Sau đó, một số tác giả đã xác nhận các quan sát của họ, đặc biệt là liên quan đến đất đô thị. Ví dụ, tác nhân gây bệnh tả vẫn tồn tại và gây bệnh trong nước ngầm từ 20 đến 200 ngày, tác nhân gây bệnh thương hàn trong phân - từ 30 đến 100 ngày, tác nhân gây bệnh phó thương hàn - từ 30 đến 60 ngày. (Về sự lây lan của các bệnh truyền nhiễm, đất đô thị nguy hiểm hơn nhiều so với đất ruộng được bón phân.)

Để xác định mức độ ô nhiễm của đất, một số tác giả sử dụng phương pháp xác định số lượng vi khuẩn (E. coli), như trong việc xác định chất lượng nước. Ngoài ra, các tác giả khác cho rằng việc xác định số lượng vi khuẩn ưa nhiệt tham gia vào quá trình khoáng hóa là rất cần thiết.

Sự lây lan của các bệnh truyền nhiễm qua đất được tạo điều kiện thuận lợi rất nhiều khi tưới nước vào đất. Đồng thời, tính chất khoáng hóa của đất cũng kém đi. Do đó, việc tưới nước bằng nước thải cần được thực hiện dưới sự giám sát vệ sinh nghiêm ngặt liên tục và chỉ được thực hiện bên ngoài khu vực đô thị.

4.5.
Tác hại của các loại chất ô nhiễm chính (chất thải rắn và lỏng) làm suy thoái đất

4.5.1.
Trung hòa chất thải lỏng trong đất

Ở một số khu định cư không có hệ thống thoát nước thải, một số chất thải, bao gồm cả phân, được trung hòa trong đất.

Như bạn đã biết, đây là cách dễ nhất để hóa giải. Tuy nhiên, chỉ có thể chấp nhận được nếu chúng ta đang xử lý một loại đất có giá trị sinh học vẫn giữ được khả năng tự làm sạch, điều này không điển hình đối với đất đô thị. Nếu đất không còn sở hữu những phẩm chất này, thì để bảo vệ đất khỏi bị suy thoái thêm, cần có các phương tiện kỹ thuật phức tạp để trung hòa chất thải lỏng.

Ở một số nơi, chất thải được trung hòa trong các hố ủ phân. Về mặt kỹ thuật, giải pháp này là một nhiệm vụ khó khăn. Ngoài ra, chất lỏng có thể xâm nhập vào đất trong một khoảng cách khá xa. Nhiệm vụ này còn phức tạp hơn bởi thực tế là nước thải đô thị chứa một lượng ngày càng tăng chất thải công nghiệp độc hại làm suy giảm tính chất khoáng hóa của đất ở mức độ lớn hơn cả phân người và động vật. Do đó, chỉ được phép thoát vào hố ủ phân đối với nước thải đã qua lắng trước đó. Nếu không, khả năng lọc của đất bị xáo trộn, sau đó đất mất đi các đặc tính bảo vệ khác, các lỗ rỗng dần dần bị bít lại, v.v.

Việc sử dụng phân người để tưới cho các cánh đồng nông nghiệp là cách thứ hai để trung hòa chất thải lỏng. Phương pháp này có nguy cơ vệ sinh kép: thứ nhất, nó có thể dẫn đến quá tải đất; thứ hai, chất thải này có thể trở thành nguồn lây nhiễm nghiêm trọng. Vì vậy, trước tiên phân phải được khử trùng và xử lý thích hợp, sau đó mới được sử dụng làm phân bón. Ở đây có hai quan điểm đối lập nhau. Theo yêu cầu vệ sinh, phân phải bị tiêu hủy gần như hoàn toàn, và theo quan điểm của nền kinh tế quốc dân, phân là một loại phân bón có giá trị. Phân tươi không thể dùng để tưới vườn và ruộng mà không khử trùng trước. Nếu bạn vẫn phải sử dụng phân tươi, thì chúng yêu cầu mức độ trung hòa đến mức chúng hầu như không có giá trị như một loại phân bón.

Phân chỉ có thể được sử dụng làm phân bón ở những khu vực được chỉ định đặc biệt - với sự kiểm soát vệ sinh và vệ sinh liên tục, đặc biệt là đối với tình trạng nước ngầm, số lượng ruồi, v.v.

Về nguyên tắc, các yêu cầu về xử lý và thải bỏ phân động vật trong đất không khác với các yêu cầu về xử lý phân người.

Cho đến gần đây, phân chuồng là một nguồn cung cấp chất dinh dưỡng quý giá đáng kể cho nông nghiệp để cải thiện độ phì nhiêu của đất. Tuy nhiên, trong những năm gần đây, phân chuồng đã mất dần tầm quan trọng một phần do cơ giới hóa nông nghiệp, một phần do việc sử dụng phân bón nhân tạo ngày càng nhiều.

Trong trường hợp không được xử lý và tiêu hủy thích hợp, phân cũng nguy hiểm, cũng như phân người không được xử lý. Vì vậy, trước khi được đưa ra ruộng, phân phải được ủ chín để trong thời gian này (ở nhiệt độ 60-70 ° C), các quá trình nhiệt sinh học cần thiết có thể xảy ra trong đó. Sau đó, phân được coi là "trưởng thành" và được giải phóng khỏi hầu hết các mầm bệnh có trong nó (vi khuẩn, trứng giun, v.v.).

Cần phải nhớ rằng các kho chứa phân có thể cung cấp nơi sinh sản lý tưởng cho ruồi thúc đẩy sự lây lan của các bệnh nhiễm trùng đường ruột khác nhau. Cần lưu ý rằng ruồi để sinh sản thường chọn phân lợn, sau đó là phân ngựa, cừu và cuối cùng nhưng không kém phần quan trọng là phân bò. Trước khi xuất phân ra ruộng phải xử lý bằng thuốc diệt côn trùng.
sự tiếp nối
--NGẮT TRANG--

Kim loại nặng đi vào môi trường do kết quả của các hoạt động sản xuất của con người (công nghiệp, giao thông vận tải, v.v.) là một trong những chất ô nhiễm nguy hiểm nhất của sinh quyển. Các nguyên tố như thủy ngân, chì, cadmium, đồng được xếp vào "một nhóm chất quan trọng - các chỉ số về căng thẳng môi trường." Người ta ước tính rằng hàng năm chỉ có các doanh nghiệp luyện kim thải ra hơn 150 nghìn tấn đồng xuống bề mặt Trái đất; 120 - kẽm, khoảng 90 - chì, 12 - niken và khoảng 30 tấn thủy ngân. Các kim loại này có xu hướng cố định trong các mắt xích riêng biệt của chu trình sinh học, tích tụ trong sinh khối của vi sinh vật và thực vật, xâm nhập vào cơ thể động vật và con người theo chuỗi dinh dưỡng, ảnh hưởng tiêu cực đến hoạt động sống của chúng. Mặt khác, kim loại nặng ở một khía cạnh nào đó ảnh hưởng đến tình hình sinh thái, kìm hãm sự phát triển và hoạt động sinh học của nhiều loài sinh vật.

Mức độ liên quan của vấn đề tác động của kim loại nặng đến vi sinh vật đất được xác định bởi thực tế trong đất là nơi tập trung hầu hết các quá trình khoáng hóa mùn bã hữu cơ, đảm bảo sự liên hợp của các chu trình sinh học và địa chất. Đất là nút sinh thái của sinh quyển, trong đó mối quan hệ tương tác giữa vật chất sống và vật chất không sống diễn ra mạnh mẽ nhất. Trên đất diễn ra khép kín các quá trình trao đổi chất giữa vỏ trái đất, thủy quyển, khí quyển và các sinh vật sống trên cạn, trong đó vi sinh vật đất chiếm vị trí quan trọng.
Từ dữ liệu quan sát dài hạn của Roshydromet, người ta biết rằng theo tổng chỉ số ô nhiễm đất với kim loại nặng, tính cho các vùng lãnh thổ trong khu vực 5 km, 2,2% các khu định cư của Nga thuộc loại " ô nhiễm cực kỳ nguy hiểm ”, 10,1% -“ ô nhiễm nguy hiểm ”, 6,7% -“ ô nhiễm mức độ nguy hiểm vừa phải ”. Hơn 64 triệu công dân của Liên bang Nga đang sống trong các khu vực ô nhiễm không khí quá mức.
Sau cuộc suy thoái kinh tế những năm 1990, trong 10 năm gần đây, Nga lại tiếp tục chứng kiến ​​sự gia tăng mức độ phát thải ô nhiễm từ các ngành công nghiệp và giao thông. Tỷ lệ sử dụng chất thải công nghiệp và chất thải sinh hoạt thấp hơn nhiều lần so với tỷ lệ hình thành trong các kho chứa bùn; hơn 82 tỷ tấn chất thải sản xuất và tiêu dùng được tích tụ tại các bãi rác, bãi chôn lấp. Tỷ lệ sử dụng và trung hòa chất thải trong công nghiệp bình quân đạt khoảng 43,3%, chất thải rắn sinh hoạt hầu như được xử lý hoàn toàn bằng phương pháp xử lý trực tiếp.
Diện tích các vùng đất bị xáo trộn ở Nga hiện là hơn 1 triệu ha. Trong số này, nông nghiệp chiếm 10%, luyện kim màu - 10, công nghiệp than - 9, sản xuất dầu - 9, khí đốt - 7, than bùn - 5, luyện kim màu - 4%. Với 51 nghìn ha đất đã được phục hồi, con số tương tự hàng năm sẽ bị xếp vào loại bị xáo trộn.
Một tình huống cực kỳ bất lợi cũng đang phát triển với sự tích tụ các chất độc hại trong đất của các khu đô thị và khu công nghiệp, vì hiện nay hơn 100 nghìn cơ sở và ngành công nghiệp nguy hiểm (trong đó có khoảng 3 nghìn cơ sở hóa chất) đã được đăng ký trên khắp cả nước, trong đó xác định trước mức độ rủi ro rất cao về ô nhiễm công nghiệp và tai nạn do thải ra quy mô lớn các vật liệu có độc tính cao.
Đất canh tác bị ô nhiễm các nguyên tố như thủy ngân, asen, chì, bo, đồng, thiếc, bitmut xâm nhập vào đất như thuốc trừ sâu, chất diệt khuẩn, chất kích thích sinh trưởng thực vật, chất tạo cấu trúc. Phân bón phi truyền thống được làm từ các chất thải khác nhau thường chứa nhiều chất gây ô nhiễm ở nồng độ cao.
Ứng dụng phân khoáng trong nông nghiệp là nhằm tăng hàm lượng các chất dinh dưỡng thực vật trong đất, tăng năng suất cây trồng. Tuy nhiên, cùng với hoạt chất của các chất dinh dưỡng chính, nhiều chất hóa học khác nhau đi vào đất cùng với phân bón, bao gồm cả kim loại nặng. Thứ hai là do sự hiện diện của các tạp chất độc hại trong nguyên liệu, sự không hoàn hảo của công nghệ sản xuất và sử dụng phân bón. Do đó, hàm lượng cadimi trong phân khoáng phụ thuộc vào loại nguyên liệu thô mà từ đó sản xuất phân bón: trong các apatit của bán đảo Kola, có một lượng không đáng kể (0,4-0,6 mg / kg), trong photphorit Algeria - lên đến 6, và ở Maroc - hơn 30 mg / kg. Sự hiện diện của chì và asen trong apatit Kola thấp hơn lần lượt từ 5-12 và 4-15 lần so với photphorit của Algeria và Morocco.
A.Yu. Aidiev và cộng sự. cho các số liệu sau về hàm lượng các kim loại nặng trong phân khoáng (mg / kg): nitơ - Pb - 2-27; Zn - 1-42; Cu - 1-15; Cd - 0,3-1,3; Ni - 0,9; phốt pho - lần lượt là 2-27; 23; 10 - 17; 2,6; 6,5; kali - lần lượt là 196; 182; 186; 0,6; 19,3 và Hg - 0,7 mg / kg, tức là phân bón có thể là nguồn gây ô nhiễm cho hệ thống đất-thực vật. Ví dụ, với việc bón phân khoáng cho lúa mì vụ đông độc canh trên cây chernozem điển hình với liều lượng N45P60K60, Pb - 35133 mg / ha, Zn - 29496, Cu - 29982, Cd - 1194, Ni - 5563 mg / ha. Trong một thời gian dài, tổng của chúng có thể đạt đến giá trị đáng kể.
Sự phân bố trong cảnh quan của kim loại và kim loại thải vào khí quyển từ các nguồn công nghệ phụ thuộc vào khoảng cách từ nguồn ô nhiễm, vào điều kiện khí hậu (cường độ và hướng gió), địa hình, các yếu tố công nghệ (tình trạng chất thải, phương thức thải ra môi trường, chiều cao đường ống của doanh nghiệp).
Ô nhiễm đất xảy ra khi các hợp chất công nghệ của kim loại và kim loại đi vào môi trường ở bất kỳ trạng thái pha nào. Nói chung, ô nhiễm sol khí phổ biến trên hành tinh. Trong trường hợp này, các hạt sol khí lớn nhất (> 2 µm) rơi ra ngoài vùng lân cận nguồn ô nhiễm (trong vòng vài km), tạo thành vùng có nồng độ chất ô nhiễm tối đa. Ô nhiễm có thể được phát hiện ở khoảng cách hàng chục km. Kích thước và hình dạng của khu vực ô nhiễm được xác định bởi ảnh hưởng của các yếu tố trên.
Sự tích tụ phần chính của các chất ô nhiễm được quan sát chủ yếu ở tầng đất tích lũy mùn. Chúng được liên kết bởi các chất aluminosilicat, các khoáng chất không phải silicat, các chất hữu cơ do các phản ứng tương tác khác nhau. Một số trong số chúng được giữ chặt bởi các thành phần này và không những không tham gia vào quá trình di cư dọc theo bề mặt đất mà còn không gây nguy hiểm cho các sinh vật sống. Phủ định tác động môi trườngÔ nhiễm đất liên quan đến các hợp chất di động của kim loại và kim loại. Sự hình thành chúng trong đất là do nồng độ của các nguyên tố này trên bề mặt pha rắn của đất do các phản ứng hấp phụ-giải hấp, kết tủa-hoà tan, trao đổi ion và hình thành các hợp chất phức tạp. Tất cả các hợp chất này ở trạng thái cân bằng với dung dịch đất và cùng đại diện cho một hệ thống các hợp chất di động trong đất của các nguyên tố hóa học khác nhau. Số lượng các nguyên tố được hấp thụ và độ bền của đất được giữ lại của chúng phụ thuộc vào đặc tính của các nguyên tố và tính chất hóa học của đất. Ảnh hưởng của những đặc tính này đến hoạt động của kim loại và kim loại có cả hai chung và các tính năng cụ thể. Nồng độ của các nguyên tố hấp thụ được xác định bởi sự có mặt của các khoáng sét và các chất hữu cơ phân tán mịn. Tính axit tăng đi kèm với tăng khả năng hòa tan của các hợp chất kim loại, nhưng lại có hạn chế về khả năng hòa tan của các hợp chất kim loại. Ảnh hưởng của các hợp chất phi silicat của sắt và nhôm đến sự hấp thụ các chất ô nhiễm phụ thuộc vào điều kiện axit-bazơ trong đất.
Dưới các điều kiện của chế độ xả nước, khả năng di chuyển của kim loại và kim loại được hình thành, và chúng có thể được đưa ra khỏi bề mặt đất, là nguồn gây ô nhiễm thứ cấp của nước ngầm.
Các hợp chất kim loại nặng, là một phần của các hạt nhỏ nhất (micromet và submicron) của sol khí, có thể đi vào tầng trên của bầu khí quyển và được vận chuyển trên một khoảng cách xa, tính bằng hàng nghìn km, tức là tham gia vào quá trình vận chuyển toàn cầu của các chất.
Theo trung tâm tổng hợp khí tượng "Vostok", ô nhiễm chì và cadimi trên lãnh thổ của các nước khác cao hơn gấp 10 lần so với ô nhiễm của các quốc gia này với các chất ô nhiễm từ các nguồn của Nga, đó là do sự thống trị của chuyển giao đông tây không khí. Kết tủa chì trên Lãnh thổ châu âu Nga (ETP) hàng năm là: từ các nguồn của Ukraine - khoảng 1100 tấn, Ba Lan và Belarus - 180-190, Đức - hơn 130 tấn. Tiền gửi cadmium trên ETP từ các vật thể ở Ukraine hàng năm vượt quá 40 tấn, Ba Lan - gần 9, Belarus - 7, Đức - hơn 5 tấn.
Ô nhiễm môi trường ngày càng gia tăng với các kim loại nặng (TM) gây ra mối đe dọa đối với các chất tổng hợp sinh học tự nhiên và các chất nông hóa. Các TM tích lũy trong đất được thực vật chiết xuất từ ​​nó và đi vào cơ thể động vật với nồng độ ngày càng tăng dọc theo chuỗi dinh dưỡng. Thực vật tích lũy TM không chỉ từ đất, mà còn từ không khí. Tùy thuộc vào loại thực vật và tình hình sinh thái, chúng bị chi phối bởi ảnh hưởng của ô nhiễm đất hoặc không khí. Do đó, nồng độ TM trong thực vật có thể vượt quá hoặc thấp hơn hàm lượng của chúng trong đất. Đặc biệt là rất nhiều chì từ không khí (tới 95%) được hấp thụ bởi các loại rau ăn lá.
Tại các khu vực ven đường, các phương tiện giao thông gây ô nhiễm đất đáng kể với các kim loại nặng, đặc biệt là chì. Ở nồng độ của nó trong đất là 50 mg / kg, khoảng một phần mười lượng này được tích lũy bởi các cây thân thảo. Ngoài ra, thực vật tích cực hấp thụ kẽm, lượng kẽm trong đó có thể cao hơn nhiều lần so với hàm lượng kẽm trong đất.
Kim loại nặng ảnh hưởng đáng kể đến sự phong phú, thành phần loài và hoạt động quan trọng của hệ vi sinh vật đất. Chúng ức chế các quá trình khoáng hóa và tổng hợp các chất khác nhau trong đất, ức chế sự hô hấp của vi sinh vật đất, gây ra hiệu ứng vi tĩnh và có thể hoạt động như một yếu tố gây đột biến.
Hầu hết các kim loại nặng ở nồng độ cao đều ức chế hoạt động của các enzym trong đất: amylase, dehydrogenase, urease, invertase, catalase. Dựa trên điều này, các chỉ số tương tự như chỉ số nổi tiếng LD50 được đề xuất, trong đó nồng độ hiệu quả của một chất ô nhiễm được coi là làm giảm hoạt động sinh lý nhất định xuống 50 hoặc 25%, ví dụ, giảm thải CO2 do đất - EcD50, ức chế hoạt động dehydrogenase - EC50, ức chế hoạt động invertase 25%, giảm hoạt động khử sắt ferric - EC50.
S.V. Levin và cộng sự. như các chỉ số các cấp độ khác nhauô nhiễm đất với kim loại nặng trong điều kiện thực tế, những điều sau đây đã được đề xuất. Cấp thấpô nhiễm phải được xác định bằng cách vượt quá nồng độ nền của kim loại nặng bằng cách sử dụng các phương pháp được chấp nhận phân tích hóa học. Mức độ ô nhiễm trung bình được chứng minh rõ ràng nhất là không có sự phân bố lại của các thành viên của cộng đồng vi sinh vật đất khởi đầu với liều lượng bổ sung của chất ô nhiễm bằng hai lần nồng độ tương ứng với kích thước của vùng cân bằng nội môi của đất không bị ô nhiễm. Như các dấu hiệu chỉ thị bổ sung, thích hợp sử dụng sự giảm hoạt động cố định nitơ trong đất và sự biến đổi của quá trình này, giảm sự phong phú và đa dạng về loài của phức hệ vi sinh vật đất và tăng tỷ lệ độc tố. -sinh hình, vi sinh vật biểu sinh và sắc tố trong đó. Để chỉ dẫn trình độ caoô nhiễm, điều cần thiết nhất là phải tính đến phản ứng đối với ô nhiễm của thực vật bậc cao. Các dấu hiệu bổ sung có thể là sự phát hiện trong đất với mật độ dân số cao các dạng vi sinh vật kháng lại một chất ô nhiễm nhất định trên nền của sự giảm chung hoạt động vi sinh vật của đất.
Nhìn chung, ở Nga, nồng độ trung bình của tất cả các TM xác định trong đất không vượt quá 0,5 MAC (MAC). Tuy nhiên, hệ số biến thiên đối với các nguyên tố riêng lẻ nằm trong khoảng 69-93% và đối với cadimi thì vượt quá 100%. Hàm lượng chì trung bình trong đất thịt pha cát và cát pha là 6,75 mg / kg. Lượng đồng, kẽm, cadimi nằm trong khoảng 0,5-1,0 APC. Hàng năm mỗi mét vuông bề mặt đất hấp thụ khoảng 6 kg hóa chất (chì, cadimi, asen, đồng, kẽm, v.v.). Theo mức độ nguy hiểm, TM được chia thành ba loại, trong đó nhóm thứ nhất thuộc về các chất độc hại cao. Nó bao gồm Pb, Zn, Cu, As, Se, F, Hg. Lớp nguy hiểm vừa phải thứ hai được đại diện bởi B, Co, Ni, Mo, Cu, Cr và lớp thứ ba (nguy hiểm thấp) là Ba, V, W, Mn, Sr. Thông tin về nồng độ nguy hại của TM được cung cấp bằng phân tích các dạng di động của chúng (Bảng 4.11).

Để cải tạo đất bị ô nhiễm kim loại nặng, sử dụng những cách khác, một trong số đó là việc sử dụng zeolit ​​tự nhiên hoặc chất amelionat hấp thụ với sự tham gia của nó. Zeolit ​​có tính chọn lọc cao đối với nhiều kim loại nặng. Hiệu quả của các khoáng chất này và đá chứa zeolit ​​trong việc liên kết các kim loại nặng trong đất và giảm sự xâm nhập của chúng vào thực vật đã được tiết lộ. Theo quy định, đất chứa một lượng không đáng kể zeolit, tuy nhiên, ở nhiều nước trên thế giới, các mỏ zeolit ​​tự nhiên được phổ biến rộng rãi và việc sử dụng chúng để khử độc đất có thể không tốn kém về mặt kinh tế và hiệu quả về mặt môi trường do cải thiện các đặc tính nông hóa của đất. .
Việc sử dụng 35 và 50 g / kg đất heulandit của mỏ Pegasskoe (phần 0,3 mm) trên các chernozem bị ô nhiễm gần nhà máy luyện kẽm cho cây rau làm giảm hàm lượng các dạng di động của kẽm và chì, nhưng đồng thời nitơ và một phần dinh dưỡng lân-kali của cây trồng kém đi làm giảm năng suất.
Theo V.S. Belousov, đưa vào đất bị ô nhiễm kim loại nặng (dư thừa 10-100 lần so với nền) 10-20 tấn / ha đá chứa zeolit ​​của trầm tích Khadyzhenskoe ( Vùng Krasnodar), chứa 27-35% zeolit ​​(đá phiến, heulandit), góp phần làm giảm sự tích tụ TM trong thực vật: đồng và kẽm lên đến 5-14 lần, chì và cadmium - lên đến 2-4 lần. Ông cũng phát hiện ra rằng sự thiếu vắng mối tương quan rõ ràng giữa các đặc tính hấp phụ của CSP và tác động của việc khử hoạt tính kim loại, được thể hiện, ví dụ, ở mức độ giảm tương đối thấp hơn hàm lượng chì trong các mẫu cấy thử nghiệm, mặc dù sự hấp thụ rất cao của CSP trong Các thí nghiệm hấp phụ, được kỳ vọng khá nhiều và là hệ quả của sự khác biệt giữa các loài thực vật về khả năng tích lũy kim loại nặng.
Trong các thí nghiệm thực vật trên đất mùn-podzolic (vùng Matxcova), bị ô nhiễm nhân tạo với lượng chì là 640 mg Pb / kg, tương ứng với 10 lần MPC đối với đất chua, việc sử dụng zeolit ​​từ mỏ Sokirnitsky và zeolit ​​biến tính " clino-phos ", chứa các thành phần hoạt tính, các ion amoni, kali, magiê và phốt pho với liều lượng 0,5% khối lượng đất, có ảnh hưởng khác nhau đến các đặc tính nông hóa của đất, sự sinh trưởng và phát triển của cây trồng. Zeolit ​​biến tính làm giảm độ chua của đất, tăng đáng kể hàm lượng nitơ và phốt pho có sẵn cho cây trồng, tăng hoạt tính amon hóa và cường độ của các quá trình vi sinh, đảm bảo cây xà lách phát triển bình thường, trong khi việc đưa vào sử dụng zeolit ​​không bão hòa là không hiệu quả.
Zeolit ​​không bão hòa và zeolit ​​"clinophos" biến tính sau 30 và 90 ngày ủ đất cũng không cho thấy tính chất hấp thụ của chúng đối với chì. Có lẽ, 90 ngày là không đủ cho quá trình hấp thụ chì bởi zeolit, bằng chứng là số liệu của V.G. Mineeva và cộng sự. về sự biểu hiện của hiệu ứng hấp phụ của zeolit ​​chỉ trong năm thứ hai sau khi chúng được giới thiệu.
Khi được đưa vào đất hạt dẻ của vùng Semipalatinsk Irtysh, được nghiền nát thành bằng cấp cao sự phân tán zeolit, hàm lượng tương đối của phần khoáng hoạt tính có đặc tính trao đổi ion cao trong nó tăng lên, do đó tổng khả năng hấp thụ của lớp canh tác tăng lên. Một mối quan hệ đã được ghi nhận giữa liều lượng zeolit ​​được đưa vào và lượng chì bị hấp phụ - liều lượng tối đa dẫn đến sự hấp thụ chì lớn nhất. Ảnh hưởng của zeolit ​​đến quá trình hấp phụ phụ thuộc đáng kể vào quá trình nghiền của nó. Do đó, sự hấp phụ của các ion chì với sự đưa vào của zeolit ​​với độ nghiền 2 mm trong đất thịt pha cát tăng trung bình là 3,0; 6,0 và 8,0%; ở đất mùn trung bình - bằng 5,0; 8,0 và 11,0%; trong môi trường solonetzic trung bình - bằng 2,0; Lần lượt là 4,0 và 8,0%. Khi sử dụng zeolit ​​nghiền 0,2 mm, sự gia tăng lượng chì hấp thụ là: trong đất cát pha mùn, trung bình là 17, 19 và 21%, trong đất mùn trung bình là 21, 23 và 26% và trong đất thịt và đất mùn trung bình lần lượt là 21, 23 và 25%.
LÀ. Abduazhitova trên đất hạt dẻ của vùng Semipalatinsk Irtysh cũng thu được kết quả tích cực về ảnh hưởng của zeolit ​​tự nhiên đối với sự ổn định sinh thái của đất và khả năng hấp thụ của chúng liên quan đến chì, và sự giảm độc tính thực vật của nó.
Theo M.S. Panin và T.I. Gulkina, khi nghiên cứu ảnh hưởng của các hóa chất nông nghiệp khác nhau đối với sự hấp thụ các ion đồng của đất ở vùng này, người ta nhận thấy rằng phần giới thiệu phân bón hữu cơ và zeolit ​​góp phần làm tăng khả năng hấp thụ của đất.
Trong đất mùn nhẹ cacbonat bị ô nhiễm Pb, một sản phẩm cháy của nhiên liệu ô tô đã được etylic hóa, 47% nguyên tố này được tìm thấy trong phần cát. Khi muối Pb (II) không bị nhiễm vào đất sét và đất thịt pha cát trong phần này chỉ có 5-12% Pb. Việc sử dụng zeolit ​​(clinoptilolit) làm giảm hàm lượng Pb trong pha lỏng của đất, dẫn đến giảm khả năng cung cấp cho cây trồng. Tuy nhiên, zeolit ​​không cho phép chuyển kim loại từ phần bụi và phần đất sét sang phần cát để ngăn chặn sự di chuyển của gió vào bầu khí quyển cùng với bụi.
Các zeolit ​​tự nhiên được sử dụng trong các công nghệ thân thiện với môi trường để cải tạo đất solonetzic, làm giảm hàm lượng stronti hòa tan trong nước trong đất từ ​​15-75% khi chúng được sử dụng với photphogypsum, đồng thời cũng làm giảm nồng độ kim loại nặng. Khi trồng lúa mạch, ngô và bón hỗn hợp phosphogypsum và clinoptiolite, các tác động tiêu cực do phosphogypsum gây ra sẽ bị loại bỏ, có ảnh hưởng tích cực đến sinh trưởng, phát triển và năng suất cây trồng.
Trong một thí nghiệm thực vật trên đất bị ô nhiễm với cây thử nghiệm lúa mạch, chúng tôi đã nghiên cứu ảnh hưởng của zeolit ​​đối với tính đệm photphat khi 5, 10 và 20 mg P / 100 g đất được thêm vào đất. Trong đối chứng, cường độ hấp thụ P cao và khả năng đệm photphat thấp (РВС (р)) đã được ghi nhận ở liều lượng phân bón thấp. NH- và Ca-zeolit ​​làm giảm PBC (p), và cường độ của H2PO4 không thay đổi cho đến khi kết thúc thảm thực vật. Ảnh hưởng của các chất trồng cây cải dầu tăng lên cùng với sự gia tăng hàm lượng P trong đất, kết quả là giá trị của tiềm năng PBC (p) tăng gấp đôi, điều này có ảnh hưởng tích cực đến độ phì nhiêu của đất. Zeolite ameliorants làm hài hòa việc bón phân cho cây trồng với khoáng chất P, đồng thời kích hoạt các rào cản tự nhiên của chúng trong cái gọi là. Sự thích nghi của Zn; kết quả là, sự tích tụ các chất độc hại trong các cây thử nghiệm giảm xuống.
Việc trồng cây ăn quả và cây mọng cung cấp các biện pháp xử lý thường xuyên bằng các chế phẩm bảo vệ có chứa kim loại nặng. Theo quy luật, những cây trồng này mọc ở một nơi trong thời gian dài (hàng chục năm), theo quy luật, kim loại nặng tích tụ trong đất của vườn cây ăn quả, gây ảnh hưởng xấu đến chất lượng sản phẩm quả mọng. Các nghiên cứu dài hạn đã xác định rằng, ví dụ, trong đất rừng xám dưới quả mọng, tổng hàm lượng TM vượt quá nồng độ nền trong khu vực 2 lần đối với Pb và Ni, 3 lần đối với Zn và 6 lần đối với Cu.
Việc sử dụng đá chứa zeolit ​​của mỏ Khotynets để giảm thiểu ô nhiễm của cây phúc bồn tử, quả mâm xôi và quả lý gai là một biện pháp hiệu quả về mặt môi trường và chi phí.
Trong tác phẩm của L.I. Leontieva đã tiết lộ tính năng sau đây, theo chúng tôi, là rất quan trọng. Tác giả nhận thấy rằng sự giảm tối đa hàm lượng các dạng di động của P và Ni trong đất rừng xám được đảm bảo khi đưa vào sử dụng đá chứa zeolit ​​với liều lượng 8 và 16 tấn / ha, và Zn và Cu - 24 tấn / ha. ha, tức là, một tỷ lệ phân biệt của nguyên tố và lượng chất hấp thụ được quan sát.
Việc tạo ra các thành phần phân bón và đất từ ​​chất thải sản xuất đòi hỏi sự kiểm soát đặc biệt, đặc biệt là quy định về hàm lượng các kim loại nặng. Do đó, việc sử dụng zeolit ​​ở đây được coi là kỹ thuật hiệu quả. Ví dụ, khi nghiên cứu đặc điểm sinh trưởng và phát triển của cây ô rô trên đất tạo trên cơ sở tầng mùn của chernozem podzol hóa theo sơ đồ: đối chứng, đất + 100 g / m xỉ; đất + 100 g / m2 xỉ + 100 g / m2 zeolit; đất + 100 g / m2 zeolit; đất + zeolit ​​200 g / m2; đất + bùn thải 100 g / m "+ zeolit ​​200 g / m2; đất + trầm tích 100 g / m2.
Đánh giá hậu quả của việc tạo đất từ ​​zeolit, bùn thải và sàng lọc xỉ, ảnh hưởng của chúng đến nồng độ của chì, cadmium, crom, kẽm và đồng đã được xác định. Nếu trong mẫu đối chứng, lượng chì di động là 13,7% tổng hàm lượng trong đất, thì khi đưa xỉ vào đất đã tăng lên 15,1%. Việc sử dụng các chất hữu cơ trong bùn thải làm giảm hàm lượng chì di động xuống còn 12,2%. Zeolit ​​có tác dụng lớn nhất là cố định chì thành các dạng không hoạt động, làm giảm nồng độ của các dạng di động của Pb xuống còn 8,3%. Với hoạt động kết hợp của bùn thải và zeolit, khi sử dụng bùn, lượng chì di động giảm 4,2%. Cả zeolit ​​và bùn thải đều có tác dụng tích cực trong việc cố định cadimi. Khi làm giảm khả năng di chuyển của đồng và kẽm trong đất, zeolit ​​và sự kết hợp của nó với các chất hữu cơ của bùn thải thể hiện ở mức độ lớn hơn. Các chất hữu cơ trong bùn thải đã góp phần làm tăng tính lưu động của niken và mangan.
Việc đưa bùn thải từ trạm sục khí Lyubertsy vào đất podzolic nhiều mùn pha cát dẫn đến việc chúng bị ô nhiễm với TM. Hệ số tích lũy của TM trong đất bị ô nhiễm OCB đối với các hợp chất di động cao hơn từ 3–10 lần so với tổng hàm lượng, so với đất không bị ô nhiễm, điều này cho thấy hoạt tính cao của TM được đưa vào cùng với lượng mưa và sự sẵn có của chúng đối với cây trồng. Mức độ lưu động của TM giảm tối đa (20-25% so với mức ban đầu) đã được ghi nhận khi thêm hỗn hợp than bùn-phân, nguyên nhân là do sự hình thành phức hợp mạnh của TM với chất hữu cơ. Quặng sắt, kém hiệu quả nhất như một chất ameliorant, làm giảm hàm lượng các hợp chất kim loại di động từ 5-10%. Zeolite trong hoạt động của nó như một chất hỗ trợ đã chiếm một vị trí trung gian. Các chất amelionat được sử dụng trong các thí nghiệm làm giảm độ linh động của Cd, Zn, Cu và Cr trung bình từ 10–20%. Do đó, việc sử dụng chất cải tạo có hiệu quả khi hàm lượng TM trong đất gần với MPC hoặc vượt quá nồng độ cho phép không quá 10 - 20%. Việc đưa các chất cải tạo amelio vào đất bị ô nhiễm làm giảm sự xâm nhập của chúng vào cây trồng khoảng 15-20%.
Đất phù sa ở Tây Transbaikalia, theo mức độ sẵn có của các dạng vi lượng di động, được xác định trong chiết xuất amoni axetat, có nhiều mangan, trung bình giàu kẽm và đồng, và rất giàu coban. Họ không cần sử dụng phân bón vi sinh, vì vậy việc đưa bùn thải vào có thể dẫn đến ô nhiễm đất với các yếu tố độc hại và yêu cầu đánh giá sinh thái và địa hóa.
L.L. Ubugunov và cộng sự. Đã nghiên cứu ảnh hưởng của bùn thải (SSW), các tuýt chứa mordenit của trầm tích Myxop-Talinsky (MT) và phân khoáng đến hàm lượng các dạng di động của kim loại nặng trong đất phù sa. Các nghiên cứu được thực hiện theo sơ đồ sau: 1) đối chứng; 2) N60P60K60 - nền; 3) OCB - 15 tấn / ha; 4) MT - 15 tấn / ha; 5) nền + WWS - 15 tấn / ha; 6) nền + MT 15 t / ha; 7) OCB 7,5 tấn / ha + MT 7,5 tấn / ha; 8) OCB Yut / ha + MT 5 tấn / ha; 9) nền + WWS 7,5 tấn / ha; 10) nền + WWS 10 tấn / ha + MT 5 tấn / ha. Phân khoáng được bón hàng năm, OSV, MT và hỗn hợp của chúng - 3 năm một lần.
Để đánh giá cường độ tích tụ TM trong đất, người ta sử dụng các chỉ tiêu địa hóa: hệ số nồng độ - Kc và chỉ số ô nhiễm tổng - Zc, được xác định theo công thức:

trong đó C là nồng độ của nguyên tố trong phương án thực nghiệm, Cf là nồng độ của nguyên tố trong đối chứng;

Zc = ΣKc - (n-1),

với n là số phần tử có Kc ≥ 1,0.
Kết quả thu được cho thấy ảnh hưởng không rõ ràng của phân khoáng, SS, tuff chứa mordenit và hỗn hợp của chúng lên hàm lượng các nguyên tố vi lượng di động trong lớp đất 0-20 cm, mặc dù cần lưu ý rằng trong tất cả các biến thể của thí nghiệm, lượng của chúng không vượt quá mức MPC (Bảng 4.12).
Việc sử dụng hầu hết các loại phân bón, ngoại trừ phân MT và MT + NPK, đã làm tăng hàm lượng mangan. Khi bón vào đất, OCB cùng với phân khoáng, Kc đạt giá trị cực đại (1,24). Sự tích lũy kẽm trong đất có ý nghĩa hơn: Kc khi bón OCB đạt giá trị 1,85-2,27; phân khoáng và hỗn hợp OSV + MT -1,13-1,27; với việc sử dụng zeolit, nó giảm xuống giá trị tối thiểu- 1,00-1,07. Tích lũy đồng và cadimi trong đất không xảy ra, hàm lượng của chúng trong tất cả các biến thể của thí nghiệm nói chung đều ở mức hoặc thấp hơn một chút so với đối chứng. Chỉ có một sự gia tăng nhẹ về hàm lượng Cu (Kc - 1,05-1,11) được ghi nhận trong biến thể sử dụng OCB cả ở dạng nguyên chất (phương án 3) và so với nền NPK (phương án 5) và Cd (Kc - 1,13 ) khi phân khoáng được bón vào đất (phương án 2) và OCB trên nền của chúng (phương án 5). Hàm lượng coban tăng nhẹ khi sử dụng tất cả các loại phân (tối đa - phương án 2, Kc -1,30), ngoại trừ phương án sử dụng zeolit. Nồng độ tối đa của niken (Kc - 1,13-1,22) và chì (Kc - 1,33) đã được ghi nhận khi OCB và OCB được đưa vào đất so với nền NPK (var. 3, 5), trong khi việc sử dụng OCB cùng với zeolit ​​(var. 7, 8) làm giảm chỉ số này (Kc - 1,04 - 1,08).

Theo giá trị của chỉ tiêu tổng ô nhiễm kim loại nặng của tầng đất 0-20 cm (Bảng 4.12), các loại phân được xếp ở hàng xếp sau (trong ngoặc - giá trị Zc): OCB + NPK (3,52 ) → OSV (2.68) - NPK (1.84) → 10CB + MT + NPK (1.66-1.64) → OSV + MT, var. 8 (1.52) → OSV + MT var. 7 (1.40) → MT + NPK (1.12). Mức độ tổng ô nhiễm kim loại nặng của đất khi bón phân vào đất nói chung là không đáng kể so với đối chứng (Zc<10), тем не менее тенденция накопления TM при использовании осадков сточных вод четко обозначилась, как и эффективное действие морденитсодержащих туфов в снижении содержания подвижных форм тяжелых металлов в почве, а также в повышении качества клубней картофеля.
L.V. Kiriycheva và I.V. Glazunova đưa ra các yêu cầu cơ bản sau đối với thành phần của các chất ameliorant hấp thụ được tạo ra: khả năng hấp thụ cao của chế phẩm, sự hiện diện đồng thời của các thành phần hữu cơ và khoáng chất trong chế phẩm, tính trung tính sinh lý (pH 6,0-7,5), khả năng của chế phẩm hấp phụ các dạng TM di động, chuyển chúng thành hình dạng bất động, tăng khả năng tích tụ hydro của chế phẩm, sự hiện diện của chất cấu trúc trong đó, tính chất đông khô và đông tụ, diện tích bề mặt riêng cao, nguồn nguyên liệu sẵn có và chi phí thấp, sử dụng (sử dụng ) của chất thải thô trong thành phần của chất hấp thụ, khả năng sản xuất của chất hấp thụ, tính vô hại và tính trung lập với môi trường.
Trong số 20 chế phẩm của chất hấp thụ có nguồn gốc tự nhiên, các tác giả đã xác định chế phẩm hiệu quả nhất, chứa 65% sapropel, 25% zeolit ​​và 10% alumin. Chất hấp thụ-ameliorant này đã được cấp bằng sáng chế và được đặt tên là "Sorbex" (bằng sáng chế RF số 2049107 "Thành phần để cải tạo đất").
Cơ chế hoạt động của chất ameliorant hấp thụ khi nó được đưa vào đất rất phức tạp và bao gồm các quá trình có bản chất vật lý và hóa học khác nhau: hấp thụ hóa học (hấp thụ với sự hình thành các hợp chất TM hòa tan ít); quá trình hấp thụ cơ học (hấp thụ thể tích của các phân tử lớn) và quá trình trao đổi ion (thay thế các ion TM trong phức hợp hấp thụ đất (SPC) bằng các ion không độc). Khả năng hấp thụ cao của "Sorbex" là do giá trị quy định của khả năng trao đổi cation, độ mịn của cấu trúc (bề mặt riêng lớn, lên đến 160 m2), cũng như tác dụng ổn định chỉ số pH, tùy thuộc vào bản chất của ô nhiễm và phản ứng của môi trường nhằm ngăn chặn quá trình giải hấp các chất ô nhiễm nguy hiểm nhất.
Khi có độ ẩm của đất trong chất hấp thụ, có sự phân ly và thủy phân một phần của nhôm sunfat và các chất humic là một phần chất hữu cơ của sapropel. Độ điện li: A12 (SO4) 3⇔2A13 ++ 3SO4v2-; A13 ++ H2O = AlOH2 + = OH; (R * -COO) 2 Ca ⇔ R - COO- + R - COOS + (R - gốc béo của chất humic); R - COO + H2O ⇔ R - COOH + OH0. Các cation thu được do quá trình thủy phân là chất hấp thụ các chất ô nhiễm dạng anion, ví dụ, asen (V), tạo thành muối không hòa tan hoặc các hợp chất khoáng hữu cơ ổn định: Al3 + - AsO4c3- = AlAsO4; 3R-COOCa ++ AsO4c3- = (R-COOCa) 3 AsO4.
Các dạng cation phổ biến hơn đặc trưng của TM tạo thành phức chất chelate mạnh với các nhóm polyphenol của chất humic hoặc bị hấp thụ bởi các anion được hình thành trong quá trình phân ly cacboxyl, hydroxyl phenol - các nhóm chức của chất humic sapropel phù hợp với các phản ứng được trình bày: 2R - COO + Pb2 + = (R - COO) 2 Pb; 2Ar - O + Cu2 + \ u003d (Ar - O) 2Cu (gốc thơm Ar của chất humic). Vì chất hữu cơ của sapropel không hòa tan trong nước, các TM chuyển sang dạng bất động dưới dạng phức hợp cơ quan ổn định. Các anion sunfat kết tủa các cation, chủ yếu là bari hoặc chì: 2Pb2 + + 3SO4v2- = Pb3 (SO4) 2.
Tất cả các cation TM hóa trị hai và ba được hấp thụ trên phức hợp anion của chất humic sapropel, và sulfat không cố định các ion chì và bari. Với ô nhiễm TM đa hóa trị, có sự cạnh tranh giữa các cation và cation có thế điện cực cao hơn chủ yếu bị hấp thụ, theo chuỗi điện hóa kim loại, do đó, sự hấp thụ các cation cadimi sẽ bị cản trở bởi sự hiện diện của niken, đồng, chì và các ion coban trong dung dịch.
Khả năng hấp thụ cơ học của "Sorbex" được cung cấp bởi sự phân tán mịn và diện tích bề mặt cụ thể đáng kể. Các chất ô nhiễm có phân tử lớn, chẳng hạn như thuốc trừ sâu, dầu thải, v.v., được giữ lại một cách cơ học trong các bẫy hấp thụ.
Kết quả tốt nhất đạt được khi chất hấp phụ được đưa vào đất, giúp giảm tiêu thụ TM của cây yến mạch từ đất: Ni - 7,5 lần; Cu - trong 1,5; Zn - trong 1,9; P - trong 2,4; Fe - trong 4,4; Mn - 5 lần.
Để đánh giá tác động của "Sorbex" đối với sự xâm nhập của TM vào các sản phẩm thực vật, tùy thuộc vào tổng ô nhiễm đất, A.V. Ilyinsky đã thực hiện các thí nghiệm thực vật và thực địa. Trong một thí nghiệm thực vật, chúng tôi đã nghiên cứu ảnh hưởng của "Sorbex" đến hàm lượng của yến mạch trong thực vật ở các mức độ ô nhiễm khác nhau của chernozem podzol hóa với Zn, Cu, Pb và Cd theo sơ đồ (Bảng 4.13).

Đất bị ô nhiễm bằng cách thêm các muối tinh khiết hòa tan trong nước về mặt hóa học và trộn kỹ, sau đó đem phơi trong 7 ngày. Việc tính toán liều lượng muối TM được thực hiện có tính đến nồng độ nền. Các bình trồng cây có diện tích 364 cm2 được sử dụng trong thí nghiệm, với khối lượng đất trong mỗi bình là 7 kg.
Đất có các chỉ số nông dược sau: pHKCl = 5,1, mùn - 5,7% (theo Tyurin), phốt pho - 23,5 mg / 100 g và kali 19,2 mg / 100 g (theo Kirsanov). Hàm lượng nền của các dạng di động (HNO3 1M) gồm Zn, Cu, Pb, Cd - 4,37; 3,34; 3,0; 0,15 mg / kg, tương ứng. Thời gian của thí nghiệm là 2,5 tháng.
Để duy trì độ ẩm tối ưu là 0,8 HB, việc tưới nước được thực hiện định kỳ bằng nước sạch.
Năng suất của phytomass yến mạch (Hình 4.10) trong các biến thể không có "Sorbex" với mức độ ô nhiễm cực kỳ nguy hiểm giảm hơn 2 lần. Việc sử dụng "Sorbex" với tỷ lệ 3,3 kg / m đã góp phần làm tăng lượng phytomass so với đối chứng lên 2 lần hoặc hơn (Hình 4.10), cũng như làm giảm đáng kể lượng tiêu thụ Cu, Zn, Pb bằng thực vật. Đồng thời, hàm lượng Cd trong phytomass của yến mạch tăng nhẹ (Bảng 4.14), điều này tương ứng với các giả thiết lý thuyết về cơ chế hấp thụ.

Do đó, việc đưa các chất ameliorant hấp thụ vào đất bị ô nhiễm không chỉ làm giảm sự xâm nhập của các kim loại nặng vào thực vật, cải thiện các đặc tính nông hóa của các chernozem bị thoái hóa mà còn tăng năng suất cây trồng nông nghiệp.

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 là một dạng hình thành tự nhiên đặc biệt có một số đặc tính vốn có của 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, cơ chế và cách liên kết các kim loại nặng trong đất rất đa dạng. Kim loại nặng 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 ở dạng hòa tan trong đất giải pháp. 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 đầu độc nó. 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, sản xuất công nghiệp và các xí nghiệp thành phố. 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 làm 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 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.

Các xí nghiệp công nghiệp xung quanh có cấu tạo khác nhau, đất 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 đai chiếm 29,2% bề mặt địa cầu và bao gồm nhiều loại đất khác nhau, trong đó đất màu mỡ là vô cùng quan trọng. 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, trong thế kỷ qua, 2 tỷ ha đất màu mỡ, chiếm 27% diện tích đất nông nghiệp, đã bị mất.

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. Vì vậy, 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 của nó, làm gián đoạn hoạt động sống 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, 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 được 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 sinh thái của đất là một trong những lý do giải thích cho các mức độ độc hại thực vật khác nhau 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 khoáng hữu cơ và hữu cơ 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, 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 các 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 hữu cơ. 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 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 nguồn ô nhiễm mãn tính tồn tại rất lâu 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 quá trình 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 trưởng thành, nếu ăn phải khoảng 350 mg thủy ngân, có thể tử vong.

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 tương đương với lượng chì đi vào môi trường do tiếp xúc với các quá trình khí quyển trên đá mácma.

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 gasoline kể từ năm 1923 với 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 lái xe, từ 25 đến 75% lượng chì này, tùy thuộc vào điều kiện lái xe, được thải 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 sẽ 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. Khi ngộ độc với các hợp chất hữu cơ của chì, hàm lượng chì tăng lên 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 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 bị thải ra do ô nhiễm là kiểm soát hàm lượng 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 thực vật) 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 ở dạng 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 dẫn đến bệnh Wilson, trong khi lượng đồng dư thừa sẽ được lắng đọng 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 được 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 của 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 từ quá trình sản xuất công nghiệp có thể chứa một lượng lớn sắt ở dạng sol khí của sắt, các 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 gỉ sét, cán tấm sắt, hàn điện và các quy trình sản xuất khác có diễn ra quá trình sản xuất 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 trong 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 đi vào sông Ohio của Mỹ với 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 giống Bacillus và Pseudomonas, cũng như một số loài nấm.

Các quá trình được đề cập ở đây, phổ biến trong tự nhiên, cũng diễn ra ở bãi thải của các doanh nghiệp khai thác mỏ, nhà máy luyện kim, nơi tạo ra một lượng lớn chất thải - xỉ, cặn, v.v. Với mưa, lũ lụt và nước ngầm, các kim loại thoát ra từ chất 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 ở dạng hòa tan thực sự, nó là một phần của trầm tích dưới 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 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 cùng với nước thải từ các cửa hàng mạ niken, nhà máy cao su tổng hợp và nhà máy làm giàu 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 các 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

Các 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 điện), 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, các dạng khác nhau của một nguyên tố được xác định riêng biệt, các hỗn hợp phức tạp được tách ra và xác định các thành phần của chúng, và một số tạp chất vi cũng được tập trung. 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 công nghệ 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 học 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 việc kết thúc bằng trắc quang là hiệu quả nhất, mang lại tốc độ và độ chính xác cần thiết cho 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 mô hình hóa quang học. 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 hỗn hợp bất kỳ 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 hiện nay là thuận tiện nhất để xác định hàm lượng kim loại trong các đối tượng môi trường, thực phẩm, đất và các 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 hầu hết các tiêu chuẩn nhà nước khuyến nghị 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 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 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 đã cho. 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 cấu tạo của 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 air-acetylene và air-propane 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 của 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 của 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 của 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, có lẽ, là một trong những ô nhiễm đất nghiêm trọng nhất, đe dọa chúng ta với một loạt các hậu quả không mong muốn và hơn thế nữa là có hại.

Về bản chất, đất là sự kết hợp của nhiều loại khoáng sét có nguồn gốc hữu cơ và vô cơ. Tùy thuộc vào thành phần của đất, dữ liệu địa lý, cũng như sự xa cách với các khu vực công nghiệp, nhiều loại kim loại nặng khác nhau có thể được chứa trong đất, mỗi loại đều gây ra một mức độ nguy hiểm cụ thể cho môi trường. Do ở những nơi khác nhau, cấu trúc của đất cũng có thể khác nhau nên điều kiện oxi hóa khử, khả năng phản ứng cũng như cơ chế liên kết các kim loại nặng trong đất cũng khác nhau.

Mối nguy lớn nhất đối với đất là các yếu tố công nghệ. Rất tiếc, nhiều ngành công nghiệp khác nhau, có chất thải là các hạt kim loại nặng, được trang bị theo cách mà ngay cả những bộ lọc tốt nhất cũng vượt qua các nguyên tố kim loại nặng, chúng xuất hiện đầu tiên trong khí quyển, sau đó cùng với chất thải công nghiệp, thâm nhập vào đất. Loại ô nhiễm này được gọi là do con người tạo ra. Trong trường hợp này, thành phần cơ giới của đất, hàm lượng cacbonat và khả năng hấp thụ có tầm quan trọng lớn. Các kim loại nặng không chỉ khác nhau về mức độ tác động lên đất mà còn khác nhau về trạng thái mà chúng ở trong đó.

Hiện nay, người ta biết rằng hầu như tất cả các hạt kim loại nặng có thể được tìm thấy trong đất ở các trạng thái sau: như một hỗn hợp của các hạt đồng phân, bị oxi hóa, ở dạng muối lắng, trong mạng tinh thể, ở dạng hòa tan, trực tiếp trong dung dịch đất, và thậm chí là một phần của các chất hữu cơ. Đồng thời, cần lưu ý rằng, tùy thuộc vào điều kiện oxy hóa khử, thành phần của đất và mức độ hàm lượng carbon dioxide, hành vi của các hạt kim loại có thể thay đổi.

Kim loại nặng khủng khiếp không chỉ vì sự hiện diện của chúng trong thành phần đất, mà vì chúng có khả năng di chuyển, thay đổi và xâm nhập vào thực vật, có thể gây hại đáng kể cho môi trường. Tính linh động của các hạt kim loại nặng có thể thay đổi tùy thuộc vào việc có sự khác biệt giữa các nguyên tố trong pha rắn và pha lỏng hay không. Các chất ô nhiễm, trong trường hợp này là các nguyên tố kim loại nặng, thường có thể ở dạng cố định chắc chắn khi thâm nhập vào các lớp đất. Ở dạng này, kim loại không có sẵn cho thực vật. Trong tất cả các trường hợp khác, kim loại dễ dàng xâm nhập vào thực vật.

Các nguyên tố kim loại hòa tan trong nước xâm nhập vào đất rất nhanh. Hơn nữa, chúng không chỉ xâm nhập vào lớp đất mà còn có thể di chuyển qua đó. Từ những bài học ở trường, ai cũng biết rằng theo thời gian, các hợp chất khoáng tan trong nước phân tử thấp được hình thành trong đất sẽ di chuyển xuống phần dưới của các bể chứa. Và cùng với chúng, các hợp chất kim loại nặng cũng di chuyển, tạo thành phức chất phân tử thấp, tức là biến đổi sang trạng thái khác.