научная статья по теме ХРОМ И МЫШЬЯК В ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВАХ (ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ) Сельское и лесное хозяйство
Цена:
Авторы работы:
Научный журнал:
Год выхода:
Текст научной статьи на тему «ХРОМ И МЫШЬЯК В ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВАХ (ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ)»
ПОЧВОВЕДЕНИЕ, 2009, № 5, с. 551-559
ХРОМ И МЫШЬЯК В ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВАХ (ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ)
© 2009 г. Ю. Н. Водяницкий
Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН, 119017, Москва, Пыжевский пер, 7
e-mail: yu.vodyan@mail.ru Поступила в редакцию 03.12. 2007 г.
Кларк хрома в почвах мира в последние десятилетия подвергается пересмотру в сторону его уменьшения; в настоящее время он составляет 70 мг/кг. ПДК валового хрома для почв России не принята; целесообразно использовать в России западно-европейские и североамериканские нормативы, приняв усредненное значение ПДК — 200 мг Cr/кг. Токсичность хрома зависит от его окислительного статуса. Редукция Cr(VI) до Cr(III) важна для уменьшения вредного влияния этого токсина. Химические редуктанты Cr(VI) разнообразны и включают сульфиды, растворенное органическое вещество, водное Fe(II) и минералы, обогащенные Fe(II), а также Fe(0).
Мощный источник техногенного мышьяка — As-содержащие отвалы руд. Отмечено сильное загрязнение среды природным As в ряде стран Азии. ПДК валового мышьяка в почвах России — 2 мг/кг; вероятно, она занижена, поскольку она ниже кларка As в почвах (5 мг/кг). Значения ОДК для As более правдоподобны. Токсичность мышьяка зависит от степени окисленности: As(III) в 2-3 раза токсичнее, чем As(V).
Объединение в одном обзоре хрома и мышьяка обусловлено их химическими свойствами. Оба элемента являются опасными токсикантами. В России мышьяк относят к первому классу опасности, а хром — ко второму [8]. Но есть данные, что даже при низкой концентрации Сг(У1) токсичен для растений, животных и человека [12, 14, 68]. При этом Сг и Ав чувствительны к изменениям в почве редокс условий: хром присутствует в степени окисления (VI) и (III), а мышьяк — (У) и (III). Оба элемента проявляют сродство к железу и рассматриваются как сидерофилы. Хотя у них имеется и различие: хром наиболее токсичен в высокой степени окисления (VI), тогда как мышьяк — в низкой степени окисления (III).
Загрязнению мышьяком и хромом посвящено огромное количество работ. Особенно возрос информационный поток за последние годы. Это требует своевременного обобщения полученной информации.
Цель работы — отразить успехи и проблемы в изучении Сг и Ав в почвах. Рассмотрим следующие вопросы: анализ источников загрязнения, проблема ПДК, превращение привнесенных Сг и Ав в почве, влияние их окислительного статуса на закрепление почвенными компонентами, особенно соединениями железа.
ХРОМ И ЕГО СОЕДИНЕНИЯ
Источники техногенного хрома в почвах. Хром широко используется в инду-
стрии благодаря высокой устойчивости к коррозии и твердости, в особенности в металлургической и химической промышленности. Ежегодно из недр извлекается в 35 раз больше Сг, чем его выносится с речным стоком [8]. Наиболее важным источником загрязнения почв является эксплуатация хромированных изделий, использование некоторых удобрений, выщелачивание из красок, из пропитанной хромом древесины, тонированной кожи, осадков сточных вод, промышленных отходов (в частности золы ТЭЦ) и при разложении бытового мусора [3, 64]. Широкое распространение хрома в окружающей среде серьезно влияет на здоровье человека и животных. В США хром занимает третье место среди пол-лютантов по распространенности в местах захоронения отходов и второе место после РЬ — среди неорганических поллютантов [37].
Кларк хрома в почвах мира по Виноградову составляет 200 мг/кг [7]. Позже, в 1966 г. Боуеном, кларк был снижен до 100 мг Сг/кг [19], а в 1989 г. -до 70 мг Сг/кг [20]. Некоторые региональные кларки сильно отличаются от общемирового (занижены), так кларк для почв США всего 40 мг/кг [7], а в почвах Дании среднее содержание Сг опускается до 12 мг/кг [3]. Это обстоятельство указывает на важность выявления местного фона для хрома.
При низком фоне попадание в почву хрома, выщелоченного из золы ТЭЦ (среднее содержание Сг 80 мг/кг) или из состава фосфогипса (среднее содержание Сг 69 мг/кг) [6], может ощутимо увеличить его концентрацию.
Высоким содержанием хрома отличаются осадки сточных вод некоторых городов. Так, в осадке сточных вод Петербурга и Новосибирска количество Сг достигает 2500-3000 мг/кг [2]. Утилизация этих осадков путем внесения в почву крайне нежелательна. В осадках очистных сооружений гальванических производств содержание хрома может достигать 150000 мг/кг [8]; это по сути хромовая руда.
Подробные исследования проводились на почвах в г. Пермь и его окрестностях. В реки, протекающие по городу, поступают сточные заводские воды, в результате чего аллювиальные почвы сильно загрязнены. Особенно сильно загрязнены воды рек Егошиха и Данилиха. Содержание хрома в аллювиальной почве в пойме р. Егошиха варьирует от 400 до 500 мг/кг, а в пойме р. Данилиха — от 600 до 1400 мг/кг. В почве в пойме более чистой реки Ива, содержание Сг составляет 200, а в пойме р. Мулянка — всего 50-70 мг/кг. Близкое содержание получено в дерново-подзолистых почвах в 30 км к северо-западу от р. Пермь, где содержание Сг варьирует от 50 до 100 мг/кг, составляя в среднем 80 мг/кг [5]. Очевидно, что гидрогенное загрязнение почв хромом очень локально, но при этом может достигать весьма высоких концентраций.
Проблема ПДК. Предельно допустимая концентрация содержания валового хрома в почвах в России не принята. Для подвижных форм Сг предельная концентрация составляет 6 мг/кг [1]. Несмотря на распространенность понятия «подвижные формы», особенно среди агрохимиков, следует помнить, что «. такое понятие как «подвижные формы» токсических веществ не имеют точного физического смысла» [9, с. 75].
Отсутствие ПДК для валового хрома в почвах сказывается негативно, так как не позволяет сравнить его опасность по сравнению с другими элементами, на которые имеются ПДК по валовому содержанию. В России в настоящее время работа над нормативами тяжелых металлов в почвах приостановилась.
Чтобы выйти из этого положения целесообразно обратиться к зарубежным нормативам по валовому хрому. В сводке Бутовского [3], приведены значения нормативов, эквивалентных российскому ПДК, ряда западно-европейских стран. Для почв Дании оно составляет 50, Швейцарии -75, Германии и Нидерландов — 100 мг/кг. В Польше ПДК для хрома принят 100 мг/кг [22]. В США предельная концентрация для хрома в почвах выше — 240 мг/кг [25]. Как видно, значения ПДК для хрома в этих странах сильно варьируют.
Чтобы выбрать приемлемое значение ПДК для почв России, которые весьма разнородны по фоновому содержания хрома, обратимся к дополнительному показателю — кларку Сг. Между ПДК
и кларком существует определенная зависимость: их отношение больше 1. Например, отношение российского ПДК : кларк имеет такие значения для некоторых элементов. Для никеля 85 : 40 = 2.1; для меди 55 : 20 = 2.7; для цинка 100 : 50 = 2.0; для свинца 30 : 10 = 3.0, то есть варьируют от 2 до 3. Как отмечалось, современный кларк хрома -70 мг/кг. Следовательно, значения ПДК Сг, принятые в Дании и Швейцарии (50 и 75 мг/кг), слишком низкие и не обладают необходимой для российских почв универсальностью. Объясняется это низким региональным кларком хрома в этих странах, например, в Дании он составляет всего 12 мг Сг/кг. Больше для российских условий подходит ПДК хрома, принятые в Германии, Нидерландах и Польше — 100 мг Сг/кг и США — 240 мг Сг/кг. Если принять для почв России промежуточное значение 200 мг Сг/кг, то отношение ПДК Сг : кларк Сг примет значение 200 : 70 = 2.9. Это отношение попадает в интервал, принятый для других тяжелых металлов (от 2 до 3).
Теперь можно определить превышение ПДК хрома (200 мг/кг) в изученных ранее почвах г. Пермь и окрестностей. В дерново-подзолистых почвах в 30 км от г. Пермь превышения ПДК нет, как нет его и в аллювиальной почве в пойме р. Мулянка. Но в аллювиальной почве поймы реки Ива содержание хрома достигает ПДК, а в аллювиальных почвах пойм очень грязных рек превышает ПДК: в пойме р. Егошиха 2.0-2.5 раза, а в пойме р. Данилиха — даже в 3-7 раз. Таким образом, предложенное значение ПДК валового хрома дает разумные величины для фоновых и загрязненных почв среднего Предуралья.
Адсорбция хромата почвенными компонентами. Эти исследования активно проводились в 70-80 годах XX в. [11, 74, 75]. Изучали сорбцию хромата почвенными коллоидами, включая (гидр)оксиды железа и алюминия, каолинит, монтмориллонит. Адсорбция хромата возрастает с уменьшением рН вследствие протониза-ции поверхностных гидроксильных групп и самого хромата СгО 0^. Почвенные коллоиды закрепляют хромат за счет внешнесферной координации на поверхности частиц.
Одновременно установлено, что коллоиды, связывающие Сг 0^, не специфичны к хромату и присутствие других анионов (например, сульфата или растворенного органического вещества) приводит к уменьшению адсорбции хромата [74, 75].
Адсорбция хромата почвами в отличие от моделей в виде глинистых минералов и оксидов изучена хуже. В гумусовых горизонтах почв адсорбции хромата, предшествует их редукция. В минеральных горизонтах, обогащенных редуктантами, процесс также начинается с редукции хромата [28]. В отсутствие редуктантов сорбция хромата почва-
ми определяется исключительно влиянием рН, (гидр)оксидов железа и алюминия, а также конкурирующих макроионов [40].
В одной из работ [74] исследовали почвы из четырех штатов США, отобранных из гор. В и С, с низким содержанием органического углерода: 0.07-0.32%. Почвы резко различны по значениям рН водной вытяжки: от 4.3 до 10.7. Максимальная адсорбция хромата отмечена в самой кислой почве, обогащенной каолинитом и окристаллизован-ными (гидр)оксидами железа: гематитом, гети-том и лепидокрокитом. В широком интервале рН адсорбция хромата почвами отвечала адсорбции, полученной на модельных фазах оксидов. Закрепление хромата было непрочным, и хромат возвращался в раствор при подщелачивании. Адсорбция хромата подавлялась при добавлении сульфата и растворенного органического вещества, которые конкурировали за адсорбционные места минералов. При этом рассчитанная плотность сорбционных мест на поверхности почвенных оксидов железа была меньше, чем у э
Для дальнейшего прочтения статьи необходимо приобрести полный текст. Статьи высылаются в формате PDF на указанную при оплате почту. Время доставки составляет менее 10 минут. Стоимость одной статьи — 150 рублей.
Источник
Загрязнение почвы тяжелыми металлами
К тяжелым металлам (ТМ) относятся около 40 металлов с атомными массами свыше 50 и плотностью более 5 г/см 3 , хотя в число ТМ входит и легкий бериллий. Оба признака достаточно условны и перечни ТМ по ним не совпадают.
По токсичности и распространению в окружающей среде можно выделить приоритетную группу ТМ: Pb, Hg, Cd, As, Bi, Sn, V, Sb. Несколько меньшее значение имеют: Сг, Cu, Zn, Mn, Ni, Co, Mo.
Все ТМ в той или иной степени ядовиты, хотя некоторые из них (Fe, Cu, Co, Zn, Mn) входят в состав биомолекул и витаминов.
Тяжелые металлы антропогенного происхождения попадают из воздуха в почву в виде твердых или жидких осадков. Лесные массивы с их развитой контактирующей поверхностью особенно интенсивно задерживают тяжелые металлы.
В общем, опасность загрязнения тяжелыми металлами из воздуха существует в равной степени для любых почв. Тяжелые металлы негативно влияют на почвенные процессы, плодородие почв и качество сельскохозяйственной продукции. Восстановление биологической продуктивности почв, загрязненных тяжелыми металлами – одна из наиболее сложных проблем охраны биоценозов.
Важной особенностью металлов является устойчивость загрязнения. Сам элемент разрушиться не может, переходя из одного соединения в другое или перемещаясь между жидкой и твердой фазами. Возможны окислительно-восстановительные переходы металлов с переменной валентностью.
Опасные для растений концентрации ТМ зависят от генетического типа почвы. Основными показателями, влияющими на накопление ТМ в почвах, являются кислотно-основные свойства и содержание гумуса.
Учесть все разнообразие почвенно-геохимических условий при установлении ПДК тяжелых металлов практически невозможно. В настоящее время для ряда тяжелых металлов установлены ОДК их содержания в почвах, которые используются в качестве ПДК (приложение 3).
При превышении допустимых значений содержания ТМ в почвах эти элементы накапливаются в растениях в количествах, превышающих их ПДК в кормах и продуктах питания.
В загрязненных почвах глубина проникновения ТМ обычно не превышает 20 см, однако при сильном загрязнении ТМ могут проникать на глубину до 1,5м. Среди всех тяжелых металлов цинк и ртуть обладают наибольшей миграционной способностью и распределяются равномерно в слое почвы на глубине 0…20 см, в то время как свинец накапливается только в поверхностном слое (0…2,5 см). Промежуточное положение между этими металлами занимает кадмий.
У свинца четко выражена тенденция к накоплению в почве, т.к. его ионы малоподвижны даже при низких значениях рН. Для различных видов почв скорость вымывания свинца колеблется от 4г до 30 г/га в год. В то же время количество вносимого свинца может составлять в различных районах 40…530 г/га в год. Попадающий при химическом загрязнении в почву свинец сравнительно легко образует гидроксид в нейтральной или щелочной среде. Если почва содержит растворимые фосфаты, тогда гидроксид свинца переходит в труднорастворимые фосфаты.
Значительные загрязнения почвы свинцом можно обнаружить вдоль крупных автомагистралей, вблизи предприятий цветной металлургии, вблизи установок по сжиганию отходов, где отсутствует очистка отходящих газов. Проводимая постепенная замена моторного топлива, содержащего тетраэтилсвинец, топливом без свинца дает положительные результаты: поступление свинца в почву резко снизилось и в будущем этот источник загрязнения в значительной степени будет ликвидирован.
Опасность попадания свинца с частицами почв в организм ребенка является одним из определяющих факторов при оценке опасности загрязнения почв населенных пунктов. Фоновые концентрации свинца в почвах разного типа колеблются в пределах 10…70 мг/кг. По мнению американских исследователей, содержание свинца в городских почвах не должно превышать 100 мг/кг – при этом обеспечивается защита организма ребенка от избыточного поступления свинца через руки и загрязненные игрушки. В реальных же условиях содержание свинца в почве значительно превышает этот уровень. В большинстве городов содержание свинца в почве варьируется в пределах 30…150 мг/кг при средней величине около 100 мг/кг. Наиболее высокое содержание свинца – от 100 до 1000 мг/кг – обнаруживается в почве городов, в которых расположены металлургические и аккумуляторные предприятия (Алчевск, Запорожье, Днепродзержинск, Днепропетровск, Донецк, Мариуполь, Кривой Рог).
Растения более устойчивы по отношению к свинцу, чем люди и животные, поэтому необходимо тщательно следить за содержанием свинца в продуктах питания растительного происхождения и в фураже.
У животных на пастбищах первые признаки отравления свинцом наблюдаются при суточной дозе около 50 мг/кг сухого сена (на сильно загрязненных свинцом почвах получаемое сено может содержать свинца 6,5 г/кг сухого сена!). Для людей при употреблении салата ПДК составляет 7,5 мг свинца на 1 кг листьев.
В отличие от свинца кадмий попадает в почву в значительно меньших количествах: около 3…35 г/га в год. Кадмий заносится в почву из воздуха (около 3 г/га в год) либо с фосфорсодержащими удобрениями (35…260 г/т). В некоторых случаях источником загрязнения могут быть предприятия, связанные с переработкой кадмия. В кислых почвах со значением рН 6 кадмий отлагается вместе с гидроксидами железа, марганца и алюминия, при этом происходит потеря протонов группами ОН. Такой процесс при понижении рН становится обратимым, и кадмий, а также другие ТМ, могут необратимо медленно диффундировать в кристаллическую решетку оксидов и глин.
Соединения кадмия с гуминовыми кислотами значительно менее устойчивы, чем аналогичные соединения свинца. Соответственно накопление кадмия в гумусе протекает в значительно меньшей степени, чем накопление свинца.
В качестве специфичного соединения кадмия в почве можно назвать сульфид кадмия, который образуется из сульфатов при благоприятных условиях восстановления. Карбонат кадмия образуется только при значениях рН >8, таким образом, предпосылки для его осуществления крайне незначительны.
В последнее время большое внимание стали уделять тому обстоятельству, что в биологическом иле, который вносится в почву для ее улучшения, обнаруживается повышенная концентрация кадмия. Около 90% кадмия, имеющегося в сточных водах, переходит в биологический ил: 30% при первоначальном осаждении и 60…70% при его дальнейшей обработке.
Удалить кадмий из ила практически невозможно. Однако, более тщательный контроль за содержанием кадмия в сточных водах позволяет снизить его содержание в иле до значений ниже 10 мг/кг сухого вещества. Поэтому практика использования ила очистных сооружений в качестве удобрения весьма различается в разных странах.
Основными параметрами, определяющими содержания кадмия в почвенных растворах или его сорбцию почвенными минералами и органическими компонентами, являются рН и вид почвы, а также присутствие других элементов, например кальция.
В почвенных растворах концентрация кадмия может составлять 0,1…1мкг/л. В верхних слоях почвы, глубиной до 25см, в зависимости от концентрации и типа почвы элемент может удерживаться в течение 25…50 лет, а в отдельных случаях даже 200…800 лет.
Растения усваивают из минеральных веществ почвы не только жизненно важные для них элементы, но и такие, физиологическое действие которых либо неизвестно, либо безразлично для растения. Содержание кадмия в растении полностью определяется его физическими и морфологическими свойствами – его генотипом.
Коэффициент переноса тяжелых металлов из почвы в растения приведены ниже:
Pb 0,01…0,1 Ni 0,1…1,0 Zn 1…10
Cr 0,01…0,1 Cu 0,1…1,0 Cd 1…10
Кадмий склонен к активному биоконцентрированию, что приводит в довольно короткое время к его накоплению в избыточных биодоступных концентрациях. Поэтому кадмий, по сравнению с другими ТМ, является наиболее сильным токсикантом почв (Cd > Ni > Cu > Zn).
Между отдельными видами растений наблюдаются значительные различия. Если шпинат (300 млрд -1 ), кочанный салат (42 млрд -1 ), петрушку (31 млрд -1 ), а также сельдерей, кресс-салат, свеклу и лук-резанец можно отнести к растениям, „обогащенным” кадмием, то в бобовых, томатах, косточковых и семечковых фруктах содержится относительно мало кадмия (10…20 млрд -1 ). Все концентрации указаны относительно массы свежего растения (или плода). Из зерновых культур зерно пшеницы сильнее загрязнено кадмием, чем зерно ржи (50 и 25 млрд -1 ), однако 80…90% поступившего из корней кадмия остается в корнях и соломе.
Поглощение кадмия растениями из почвы (перенос почва/растение) зависит не только от вида растения, но и от содержания кадмия в почве. При высокой концентрации кадмия в почве (более 40 мг/кг) на первом месте стоит его поглощение корнями; при меньшем содержании наибольшее поглощение происходит из воздуха через молодые побеги. Длительность роста также влияет на обогащение кадмием: чем короче вегетация, тем меньше перенос из почвы в растение. Это является причиной того, что накопление кадмия в растениях из удобрений оказывается меньшим, чем его разбавление за счет ускорения роста растения, вызванного действием этих же удобрений.
Если в растениях достигается высокая концентрация кадмия, то это может привести к нарушениям нормального роста растений. Урожай бобов и моркови, например, снижается на 50%, если содержание кадмия в субстрате составляет 250 млн -1 . У моркови листья увядают при концентрации кадмия 50 мг/кг субстрата. У бобов при этой концентрации на листьях выступают ржавые (резко очерченные) пятна. У овса на концах листьев можно наблюдать хлороз (пониженное содержание хлорофилла).
По сравнению с растениями многие виды грибов накапливают большое количество кадмия. К грибам с высоким содержанием кадмия относят некоторые разновидности шампиньонов, в частности овечий шампиньон, в то время как луговой и культурный шампиньоны содержат относительно мало кадмия. При исследовании различных частей грибов было установлено, что пластинки в них содержат больше кадмия, чем сама шляпка, а меньше всего кадмия в ножке гриба. Как показывают опыты по выращиванию шампиньонов, двух-трехкратное увеличение содержания кадмия в грибах обнаруживается в том случае, если его концентрация в субстрате увеличивается в 10 раз.
Дождевые черви обладают способностью быстрого накопления кадмия из почвы, вследствие чего они оказались пригодными для биоиндикации остатков кадмия в почве.
Подвижность ионов медиеще выше, чем подвижность ионов кадмия. Это создает более благоприятные условия для усвоения меди растениями. Благодаря своей высокой подвижности медь легче вымывается из почвы, чем свинец. Растворимость соединений меди в почве заметно увеличивается при значениях рН 6 происходит накопление цинка в почве в больших количествах благодаря взаимодействию с глинами.
Различные соединения железа играют существенную роль в почвенных процессах в связи со способностью элемента менять степень окисления с образованием соединений различной растворимости, окисленности, подвижности. Железо в очень высокой степени вовлечено в антропогенную деятельность, оно отличается настолько высокой технофильностью, что нередко говорят о современном «ожелезнении» биосферы. В техносферу в настоящее время вовлечено более 10 млрд т железа, 60% которого рассеяно в пространстве.
Аэрация восстановленных горизонтов почвы, различных отвалов, терриконов приводит к реакциям окисления; при этом присутствующие в таких материалах сульфиды железа преобразуются в сульфаты железа с одновременным образованием серной кислоты:
В таких средах значения рН могут снижаться до 2,5…3,0. Серная кислота разрушает карбонаты с образованием гипса, сульфатов магния и натрия. Периодическая смена окислительно-восстановительных условий среды приводит к декарбонизации почв, дальнейшему развитию устойчивой кислой среды с рН 4…2,5, причем соединения железа и марганца накапливаются в поверхностных горизонтах.
Гидроксиды и оксиды железа и марганца при образовании осадков легко захватывают и связывают никель, кобальт, медь, хром, ванадий, мышьяк.
Основные источники загрязнения почвы никелем – предприятия металлургии, машиностроения, химической промышленности, сжигание каменного угля и мазута на ТЭЦ и котельных. Антропогенное загрязнение никелем наблюдается на расстоянии до 80…100 км и более от источника выброса.
Подвижность никеля в почве зависит от концентрации органического вещества (гумусовых кислот), рН и потенциала среды. Миграция никеля носит сложный характер. С одной стороны, никель поступает из почвы в виде почвенного раствора в растения и поверхностные воды, с другой – его количество в почве пополняется вследствие разрушения почвенных минералов, отмирания растений и микроорганизмов, а также за счет его внесения в почву с атмосферными осадками и пылью, с минеральными удобрениями.
Основной источник загрязнения почвы хромом – сжигание топлива и отходы гальванических производств, а также отвалы шлаков при производстве феррохрома, хромовых сталей; некоторые фосфорные удобрения содержат хрома до 10 2 …10 4 мг/кг.
Поскольку Cr +3 в кислой среде инертен (выпадая почти полностью в осадок при рН 5,5), его соединения в почве весьма стабильны. Напротив, Cr +6 крайне нестабилен и легко мобилизуется в кислых и щелочных почвах. Снижение подвижности хрома в почвах может приводить к его дефициту в растениях. Хром входит в состав хлорофилла, придающего листьям растений зеленый цвет, и обеспечивает усвоение растениями из воздуха углекислоты.
Установлено, что известкование, а также применение органических веществ и соединений фосфора существенно снижает токсичность хроматов в загрязненных почвах. При загрязнении почв шестивалентным хромом подкисление, а затем применение восстанавливающих агентов (например, серы) используется для восстановления его до Cr +3 , после чего проводится известкование для осаждения соединений Cr +3 .
Высокая концентрация хрома в почве городов (9…85 мг/кг) связана с высоким содержанием его в дождевых и поверхностных водах.
Накопление или вымывание токсичных элементов, попавших в почву, в значительной степени зависит от содержания гумуса, который связывает и удерживает ряд токсичных металлов, но в первую очередь – медь, цинк, марганец, стронций, селен, кобальт, никель (в гумусе количество этих элементов в сотни-тысячи раз больше, чем в минеральной составляющей почв).
Природные процессы (солнечная радиация, климат, выветривание, миграция, разложение, вымывание) способствуют самоочищению почв, основной характеристикой которого является его продолжительность. Продолжительность самоочищения – это время, в течение которого происходит уменьшение на 96% массовой доли загрязняющего вещества от начального значения или до его фонового значения. Для самоочищения почв, а также их восстановления требуется много времени, которое зависит от характера загрязнения и природных условий. Процесс самоочищения почв длится от нескольких дней до нескольких лет, а процесс восстановления нарушенных земель – сотни лет.
Способность почв к самоочищению от тяжелых металлов невелика. Из довольно богатых органическим веществом лесных почв умеренного пояса с поверхностным стоком удаляется только примерно 5% поступающего из атмосферы свинца и около 30% цинка и меди. Остальная часть выпавших ТМ практически полностью задерживается в поверхностном слое почвы, поскольку миграция вниз по почвенному профилю происходит крайне медленно: со скоростью 0,1…0,4 см/год. Поэтому время полувыведения свинца в зависимости от типа почв может составить от 150 до 400 лет, а для цинка и кадмия – 100…200 лет.
Сельскохозяйственные почвы несколько быстрее очищаются от избыточных количеств некоторых ТМ в силу более интенсивной миграции за счет поверхностного и внутрипочвенного стока, а также из-за того, что заметная часть микроэлементов через корневую систему переходит в зеленую биомассу и уносится с урожаем.
Следует отметить, что загрязнение почв некоторыми токсичными веществами существенно тормозит процесс самоочищения почв от бактерий группы кишечной палочки. Так, при содержании 3,4-бензпирена 100 мкг/кг почвы численность этих бактерий в почве в 2,5 раза выше, чем в контроле, а при концентрации более 100 мкг/кг и до 100 мг/кг – их значительно больше.
Исследования почв в районе металлургических центров, проведенные Институтом почвоведения и агрохимии, свидетельствуют, что в радиусе 10км содержание свинца в 10 раз превышает фоновое значение. Наибольшее превышение отмечено в г.г.Днепропетровске, Запорожье и Мариуполе. Содержание кадмия в 10…100 раз выше фонового уровня отмечено вокруг Донецка, Запорожье, Харькова, Лисичанска; хрома – вокруг Донецка, Запорожье, Кривого Рога, Никополя; железа, никеля – вокруг Кривого Рога; марганца – в районе Никополя. В общем, по данным того же института, около 20% территории Украины загрязнено тяжелыми металлами.
Во время оценки степени загрязнения тяжелыми металлами используют данные о ПДК и их фоновом содержании в почвах основных природно-климатических зон Украины. В случае установления в почве повышенного содержания нескольких металлов загрязнение оценивают по металлу, содержание которого превышает норматив в наибольшей степени.
Содержание тяжелых металлов в почвах сельскохозяйственного назначения контролирует Государственный технологический центр охраны плодородия почв Министерства аграрной политики Украины.
Источник