Підкислення ґрунтів та важкі метали. Фундаментальні дослідження

Важкі метали - біохімічно активні елементи, що входять до кругообігу органічних речовин і впливають переважно на живі організми. До важких металів належать такі елементи, як свинець, мідь, цинк, кадмій, нікель, кобальт та інші.

Міграція важких металів у ґрунтах залежить, перш за все, від лужно-кислотних та окислювально-відновних умов, що визначають різноманітність ґрунтово-геохімічних обстановок. Важливу роль міграції важких металів у профілі грунтів грають геохімічні бар'єри, які в одних випадках підсилюють, в інших послаблюють (з здатністю до консервації) стійкість грунтів до забруднення важкими металами. На кожному з геохімічних бар'єрів затримується певна група хімічних елементів, що має подібні геохімічні властивості.

Специфіка основних ґрунтоутворювальних процесів і тип водного режиму обумовлюють характер розподілу важких металів у ґрунтах: накопичення, консервацію або винос. Виділено групи ґрунтів із накопиченням важких металів у різних частинах ґрунтового профілю: на поверхні, у верхній, у середній частині, з двома максимумами. Крім того, виділені ґрунти в зоні, яким властива концентрація важких металів за рахунок внутрішньопрофільної кріогенної консервації. Особливу групу утворюють ґрунти, де в умовах промивного та періодично промивного режимів відбувається винесення важких металів із профілю. Внутрішньопрофільний розподіл важких металів має велике значення для оцінки забруднення ґрунтів та прогнозу інтенсивності акумуляції у них забруднювачів. Характеристика внутрішньопрофільного розподілу важких металів доповнена угрупуванням ґрунтів за інтенсивністю їх залучення до біологічного кругообігу. Усього виділено три градації: висока, помірна та слабка.

Своєрідна геохімічна обстановка міграції важких металів у ґрунтах річкових заплав, де за підвищеної обводненості значно зростає рухливість хімічних елементів та сполук. Специфіка геохімічних процесів тут обумовлена, насамперед, різко вираженою сезонністю зміни окислювально-відновних умов. Це з особливостями гідрологічного режиму річок: тривалістю весняних, наявністю чи відсутністю осінніх паводків, характером меженного періоду. Тривалість затоплення паводковими водами заплавних терас визначає переважання або окислювальних (короткочасне затоплення заплави), або окислювально-відновлювальних (довгопоймовий режим) умов.

Найбільшим техногенним впливам майданного характеру піддаються орні грунти. Основне джерело забруднення, з яким у орні ґрунти надходить до 50 % загальної кількості важких металів, – фосфорні добрива. Для визначення ступеня потенційного забруднення орних ґрунтів проведено пов'язаний аналіз властивостей ґрунтів та властивостей забруднювача: враховувалися вміст, склад гумусу та гранулометричний склад ґрунтів, а також лужно-кислотні умови. Дані щодо концентрації важких металів у фосфоритах родовищ різного генези дозволили розрахувати їх середній вміст з урахуванням приблизних доз внесення добрив у орні ґрунти різних районів. Оцінку властивостей грунтів співвіднесено з величинами агрогенного навантаження. Сукупна інтегральна оцінка лягла основою виділення ступеня потенційного забруднення грунтів важкими металами.

Найбільш небезпечні за ступенем забруднення важкими металами ґрунту багатогумусові, глинисто-суглинисті з лужною реакцією середовища: темно-сірі лісові, і темно-каштанові - ґрунти, що мають високу акумулятивну здатність. Підвищеною небезпекою забруднення ґрунтів важкими металами характеризуються також Московська та Брянська області. обстановка з дерново-підзолистими ґрунтами не сприяє тут акумуляції важких металів, проте в цих областях техногенне навантаження велике і ґрунти не встигають «самоочищатися».

Еколого-токсикологічна оцінка ґрунтів на утримання важких металів показала, що 1,7 % земель сільськогосподарського призначення забруднено речовинами І класу небезпеки (високонебезпечними) та 3,8 % – ІІ класу небезпеки (помірно небезпечними). Забруднення ґрунтів із вмістом важких металів і миш'яку вище встановлених норм виявлено в Республіці Бурятія, Республіці Дагестан, Республіці, Республіці Мордовія, Республіці Тива, в Красноярському та Приморському краях, в Іванівській, Іркутській, Кемеровській, Костромській, Мурманській, Новгородській, Оренбурзькій, Читинській областях.

Локальне забруднення ґрунтів важкими металами пов'язано, насамперед, з великими містами та . Оцінка небезпеки забруднення ґрунтів комплексом важких металів проводилася за сумарним показником Zc.

Останнім часом у зв'язку з бурхливим розвитком промисловості спостерігається значне зростання рівня важких металів у навколишньому середовищі. Термін "важкі метали" застосовується до металів або з щільністю, що перевищує 5 г/см 3 або з атомним номером більше 20. Хоча, існує й інша точка зору, згідно з якою до важких металів відносяться понад 40 хімічних елементів з атомними масами, що перевищують 50 ат. од. Серед хімічних елементів важкі метали найбільш токсичні та поступаються за рівнем своєї небезпеки лише пестицидам. При цьому до токсичних належать такі хімічні елементи: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Фітотоксичність важких металів залежить від їх хімічних властивостей: валентності, іонного радіусу та здатності до комплексоутворення. У більшості випадків елементи за ступенем токсичності розташовуються в послідовності: Cu>Ni>Cd>Zn>Pb>Hg>Fe>Mo>Mn. Однак цей ряд може дещо змінюватися у зв'язку з неоднаковим осадженням елементів ґрунтом та переведенням у недоступний для рослин стан, умовами вирощування, фізіолого-генетичними особливостями самих рослин. Трансформація та міграція важких металів відбувається при безпосередньому та непрямому впливі реакції комплексоутворення. При оцінці забруднення навколишнього середовища необхідно враховувати властивості ґрунту та, в першу чергу, гранулометричний склад, гумусованість та буферність. Під буферністю розуміють здатність ґрунтів підтримувати концентрацію металів у ґрунтовому розчині на постійному рівні.

У ґрунтах важкі метали присутні у двох фазах – твердій та у ґрунтовому розчині. Форма існування металів визначається реакцією середовища, хімічним та речовинним складом ґрунтового розчину та, насамперед, вмістом органічних речовин. Елементи - комплексанти, що забруднюють ґрунт, концентруються, в основному, у його верхньому 10 см шарі. Однак при підкисленні малобуферного ґрунту значна частка металів з обмінно-поглиненого стану перетворюється на ґрунтовий розчин. Сильну міграційну здатність у кислому середовищі мають кадмій, мідь, нікель, кобальт. Зменшення рН на 1,8-2 одиниці призводить до збільшення рухливості цинку в 3,8-5,4, кадмію - в 4-8, міді - в 2-3 рази.

Таблиця 1 Нормативи ГДК (ОДК), фонові вмісти хімічних елементів у ґрунтах (мг/кг)

Таким чином, при попаданні у ґрунт важкі метали швидко взаємодіють з органічними лігандами з утворенням комплексних сполук. Так, що при низьких концентраціях у ґрунті (20-30 мг/кг) приблизно 30% свинцю знаходиться у вигляді комплексів з органічними речовинами. Частка комплексних сполук свинцю збільшується зі зростанням його концентрації до 400 мг/г, та був зменшується. Метали також сорбуються (обмінно або необмінно) опадами гідроксидів заліза та марганцю, глинистими мінералами та органічною речовиною ґрунту. Метали, доступні рослинам і здатні до вимивання, знаходяться у ґрунтовому розчині у вигляді вільних іонів, комплексів та хелатів.

Поглинання ТМ ґрунтом більшою мірою залежить від реакції середовища і від того, які аніони переважають у ґрунтовому розчині. У кислому середовищі більше сорбуються мідь, свинець та цинк, а в лужному – інтенсивно поглинаються кадмій та кобальт. Мідь переважно пов'язується з органічними лігандами та гідроксидами заліза.

Таблиця 2 Рухливість мікроелементів у різних ґрунтах залежно від рН ґрунтового розчину

Ґрунтово-кліматичні фактори часто визначають напрямок та швидкість міграції та трансформації ТМ у ґрунті. Так, умови ґрунтового та водного режимів лісостепової зони сприяють інтенсивній вертикальній міграції ТМ за профілем ґрунту, у тому числі можливе перенесення металів з потоком води по тріщинах, ходах коренів тощо.

Нікель(Ni) – елемент VIII групи періодичної системи з атомною масою 58,71. Нікель поряд з Mn, Fe, Co і Cu відноситься до так званих перехідних металів, сполуки яких мають високу біологічну активність. Внаслідок особливостей будови електронних орбіталей вищезгадані метали, у тому числі і нікель, мають добре виражену здатність до комплексоутворення. Нікель здатний формувати стабільні комплекси, наприклад, з цистеїном та цитратом, а також з багатьма органічними та неорганічними лігандами. Геохімічний склад материнських порід багато в чому визначає вміст нікелю у ґрунтах. Найбільша кількість нікелю містять ґрунти, що утворилися з основних та ультраосновних порід. За даними деяких авторів, межі надлишкового та токсичного рівнів нікелю для більшості видів змінюються від 10 до 100 мг/кг. Основна маса нікелю закріплена в ґрунті нерухомо, а дуже слабка міграція в колоїдному стані та у складі механічних суспензій не впливає на розподіл їх по вертикальному профілю і цілком рівномірна.

Свинець (Pb). Хімізм свинцю у ґрунті визначається тонкою рівновагою протилежно спрямованих процесів: сорбція-десорбція, розчинення-перехід у твердий стан. Свинець, що потрапив у ґрунт з викидами, включається в цикл фізичних, хімічних і фізико-хімічних перетворень. Спочатку домінують процеси механічного переміщення (частки свинцю переміщаються по поверхні та в товщі ґрунту по тріщинах) та конвективної дифузії. Потім у міру розчинення твердофазних сполук свинцю вступають в дію більш складні фізико-хімічні процеси (зокрема, процеси іонної дифузії), що супроводжуються трансформацією сполук свинцю, що надійшли з пилом.

Встановлено, що свинець мігрує як у вертикальному, так і горизонтальному напрямку, причому другий процес превалює над першим. За 3 роки спостережень на різнотравному лузі нанесений локально на поверхню грунту свинцевий пил перемістився в горизонтальному напрямку на 25-35 см, глибина ж його проникнення в товщину грунту склала 10-15 см. Важливу роль у міграції свинцю відіграють біологічні фактори: металів; під час вегетації відбувається їхнє переміщення в товщі ґрунту; при відмиранні та розкладанні рослин свинець виділяється в навколишню ґрунтову масу.

Відомо, що грунт має здатність зв'язувати (сорбувати) техногенний свинець, що надійшов до неї. Сорбція, як вважають, включає кілька процесів: повний обмін з катіонами поглинаючого комплексу ґрунтів (неспецифічна адсорбція) та ряд реакцій комплексоутворення свинцю з донорами ґрунтових компонентів (специфічна адсорбція). У ґрунті свинець асоціюється головним чином з органічною речовиною, а також із глинистими мінералами, оксидами марганцю, гідроокислами заліза та алюмінію. Зв'язуючи свинець, гумус перешкоджає його міграції у суміжні середовища та обмежує надходження до рослин. З глинистих мінералів схильністю до сорбції свинцю характеризуються іліти. Підвищення рН ґрунту при вапнуванні веде до ще більшого зв'язування свинцю ґрунтом за рахунок утворення важкорозчинних сполук (гідроокисів, карбонатів та ін.).

Свинець, присутній у ґрунті у рухомих формах, згодом фіксується ґрунтовими компонентами і стає недоступним для рослин. За даними вітчизняних дослідників, найбільш міцно фіксується свинець чорноземних та торф'яно-мулових ґрунтів.

Кадмій (Cd) Особливість кадмію, що відрізняє його від інших ТМ, полягає в тому, що в ґрунтовому розчині він присутній в основному у вигляді катіонів (Cd 2+), хоча в ґрунті з нейтральною реакцією середовища він може утворювати складні комплекси з сульфатами, фосфатами чи гідроокислами.

За наявними даними, концентрація кадмію у ґрунтових розчинах фонових ґрунтів коливається від 0,2 до 6 мкг/л. У вогнищах забруднення ґрунтів вона зростає до 300-400 мкг/л.

Відомо, що кадмій у ґрунтах дуже рухливий, тобто. здатний переходити у великих кількостях з твердої фази в рідку та назад (що ускладнює прогнозування його надходження у рослину). Механізми, що регулюють концентрацію кадмію в ґрунтовому розчині, визначаються процесами сорбції (під сорбцією розуміють власне адсорбцію, преципітацію та комплексоутворення). Кадмій поглинається ґрунтом у менших кількостях, ніж інші ТМ. Для характеристики рухливості важких металів у ґрунті використовують відношення концентрацій металів у твердій фазі до такої у рівноважному розчині. Високі значення цього відношення свідчать, що ТМ утримуються у твердій фазі завдяки реакції сорбції, низькі – завдяки тому, що метали знаходяться в розчині, звідки вони можуть мігрувати в інші середовища або вступати в різні реакції (геохімічні або біологічні). Відомо, що провідним процесом зв'язування кадмію є адсорбція глинами. Дослідження останніх років показали також велику роль у цьому процесі гідроксильних груп, оксидів заліза та органічної речовини. При невисокому рівні забруднення та нейтральної реакції середовища кадмій адсорбується в основному оксидами заліза. А в кислому середовищі (рН=5) як потужний адсорбент починає виступати органічна речовина. При нижчому показнику рН (рН=4) функції адсорбції переходять майже винятково до органічної речовини. Мінеральні компоненти у цих процесах перестають грати будь-яку роль.

Відомо, що кадмій не лише сорбується поверхнею ґрунтів, а й фіксується за рахунок осадження, коагуляції, міжпакетного поглинання глинистими мінералами. Всередину грунтових частинок він дифундує мікропорами та іншими шляхами.

Кадмій по-різному закріплюється у ґрунтах різного типу. Поки що мало що відомо про конкурентні взаємини кадмію з іншими металами в процесах сорбції в ґрунтово-поглинаючому комплексі. За дослідженнями фахівців Технічного університету Копенгагена (Данія), у присутності нікелю, кобальту та цинку поглинання кадмію ґрунтом пригнічувалося. Інші дослідження показали, що процеси сорбції кадмію ґрунтом згасають у присутності іонів хлору. Насичення ґрунту іонами Са 2+ призводило до збільшення сорбируемости кадмію. Багато зв'язків кадмію з компонентами ґрунту виявляються неміцними, за певних умов (наприклад, кисла реакція середовища) він вивільняється і знову переходить у розчин.

Виявлено роль мікроорганізмів у процесі розчинення кадмію та переходу його в рухомий стан. Внаслідок їх життєдіяльності або утворюються водорозчинні металокомплекси, або створюються фізико-хімічні умови, що сприяють переходу кадмію з твердої фази в рідку.

Процеси, що відбуваються з кадмієм у ґрунті (сорбція-десорбція, перехід у розчин тощо) взаємопов'язані та взаємозалежні, від їх спрямованості, інтенсивності та глибини залежить надходження цього металу в рослини. Відомо, що величина сорбції кадмію ґрунтом залежить від величини рН: чим вище рН ґрунту, тим більше вона сорбує кадмію. Так, за наявними даними, в інтервалі рН від 4 до 7,7 зі збільшенням рН на одиницю сорбційна ємність ґрунтів стосовно кадмію зростала приблизно втричі.

Цинк (Zn). Недолік цинку може виявлятися як на кислих сильнопідзолених легких ґрунтах, так і на карбонатних, бідних цинком, і на високогумусованих ґрунтах. Підсилюють прояв цинкової недостатності застосування високих доз фосфорних добрив і сильне приорювання підґрунтя до орного горизонту.

Найбільш високий валовий вміст цинку в тундрових (53-76 мг/кг) та чорноземних (24-90 мг/кг) ґрунтах, найнижчий - у дерново-підзолистих ґрунтах (20-67 мг/кг). Нестача цинку найчастіше виявляється на нейтральних і слаболужних карбонатних ґрунтах. У кислих ґрунтах цинк більш рухливий і доступний рослинам.

Цинк у ґрунті присутній в іонній формі, де адсорбується за катіонообмінним механізмом у кислому або в результаті хемосорбції в лужному середовищі. Найбільш рухливий іон Zn 2+. На рухливість цинку в ґрунті в основному впливають величина рН та вміст глинистих мінералів. При рН<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.

На думку А. П. Виноградова (1952), всі хімічні елементи тією чи іншою мірою беруть участь у життєдіяльності рослин, і якщо багато хто з них вважаються фізіологічно значущими, то тільки тому, що для цього поки що немає доказів. Вступаючи в рослину в невеликій кількості і стаючи в них складовою або активаторами ферментів, мікроелементи виконують сервісні функції в процесах метаболізму. Коли ж у середу надходять незвично високі концентрації елементів, вони стають токсичними рослин. Проникнення важких металів у тканини рослин у надмірній кількості призводить до порушення нормальної роботи їх органів, і це порушення тим сильніше, що більший надлишок токсикантів. Продуктивність у своїй падає. Токсична дія ТМ проявляється з ранніх стадій розвитку рослин, але різною мірою на різних ґрунтах і для різних культур.

Поглинання хімічних елементів рослин – активний процес. Пасивна дифузія становить лише 2-3% від усієї маси засвоєних мінеральних компонентів. При вмісті металів у ґрунті на рівні фону відбувається активне поглинання іонів, і якщо враховувати малу рухливість даних елементів у ґрунтах, їх поглинання повинна передувати мобілізація міцнозв'язаних металів. При вмісті ТМ в коренеживаному шарі в кількостях, що значно перевищують граничні концентрації, при яких метал може бути закріплений за рахунок внутрішніх ресурсів ґрунту, до коріння надходять такі кількості металів, які мембрани втримати вже не можуть. Внаслідок цього надходження іонів або сполук елементів перестає регулюватися клітинними механізмами. На кислих ґрунтах йде більш інтенсивне накопичення ТМ, ніж на ґрунтах із нейтральною або близькою до нейтральною реакцією середовища. Мірою реальної участі іонів ТМ у хімічних реакціях є їхня активність. Токсична дія високих концентрацій ТМ на рослини може проявлятися у порушенні надходження та розподілу інших хімічних елементів. Характер взаємодії ТМ коїться з іншими елементами змінюється залежно від своїх концентрацій. Міграція та надходження в рослину здійснюється у вигляді комплексних сполук.

У початковий період забруднення середовища важкими металами завдяки буферним властивостям грунту, що призводять до інактивації токсикантів, рослини практично не відчуватимуть несприятливого впливу. Проте захисні функції ґрунту небезмежні. При підвищенні рівня забруднення важкими металами їхня інактивація стає неповною і потік іонів атакує коріння. Частина іонів рослина здатна перевести в менш активний стан ще до проникнення в кореневу систему рослин. Це, наприклад, хелатування за допомогою кореневих виділень або адсорбування на зовнішній поверхні коріння з утворенням комплексних сполук. Крім того, як показали вегетаційні досліди із явно токсичними дозами цинку, нікелю, кадмію, кобальту, міді, свинцю, коріння розташовуються в шарах не забруднені ТМ грунту і в цих випадках відсутні симптоми фототоксичності.

Незважаючи на захисні функції кореневої системи, ТМ за умов забруднення надходять у корінь. В цьому випадку в дію вступають механізми захисту, завдяки яким відбувається специфічний розподіл ТМ по органах рослин, що дозволяє якнайповніше убезпечити їх зростання і розвиток. При цьому вміст, наприклад, ТМ у тканинах кореня та насіння в умовах сильно забрудненого середовища може різнитися в 500-600 разів, що свідчить про великі захисні можливості цього підземного органу рослин.

Надлишок хімічних елементів викликає токсикози у рослин. У міру зростання концентрації ТМ спочатку затримується зростання рослин, потім настає хлороз листя, який змінюється некрозами, і нарешті ушкоджується коренева система. Токсична дія ТМ може виявлятися безпосередньо і опосередковано. Пряма дія надлишку ТМ у рослинних клітинах обумовлена ​​реакціями комплексоутворення, внаслідок яких відбувається блокування ферментів або осадження білків. Дезактивація ферментативних систем відбувається внаслідок заміни металу ферменту на метал-забруднювач. При критичному вмісті токсиканту каталітична здатність ферменту значно знижується чи повністю блокується.

А. П. Виноградов (1952) виділив рослини, здатні концентрувати елементи. Він вказав на два типи рослин - концентраторів:

1) рослини, що концентрують елементи в масовому масштабі;

2) рослини із селективним (видовим) концентруванням.

Рослини першого типу збагачуються хімічними елементами, якщо останні містяться у ґрунті у підвищеній кількості. Концентрування у разі викликано екологічним чинником.

Рослин другого типу властиво постійно висока кількість того чи іншого хімічного елемента незалежно від його вмісту в середовищі. Воно зумовлене генетично закріпленою потребою.

Розглядаючи механізм поглинання важких металів із ґрунту в рослини, можна говорити про бар'єрний (не концентруючий) і безбар'єрний (концентруючий) типи накопичення елементів. Бар'єрне накопичення характерне для більшості вищих рослин і не характерне для мохоподібних та лишайникових. Так, у роботі М. А. Тойка і Л. Н. Потєхіною (1980) як рослина-концентратор кобальту названий сфагнум (2,66 мг/кг); міді (10,0 мг/кг)- береза, кістяника, конвалія; марганцю (1100 мг/кг) – чорниця. Lepp та співавт. (1987) виявили високі концентрації кадмію в спорофорах гриба Amanita muscaria, що росте у березових лісах. У спорофорах гриба вміст кадмію становив 29,9 мг/кг сухої маси, а в ґрунті, на якому вони виросли, - 0,4 мг/кг. Існує думка, що рослини, які є концентраторами кобальту, відрізняються також високою толерантністю до нікелю і здатні накопичувати його у великих кількостях. До них, зокрема, належать рослини сімейств Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Концентратори та надконцентратори нікелю виявлені також серед лікарських рослин. До надконцентраторів відносяться динне дерево, беладона беладонна, мачок жовтий, пустирник серцевий, страстоцвіт м'ясо-червоний і термопсис ланцетовидний. Тип накопичення хімічних елементів, що у великих концентраціях в живильному середовищі, залежить від фаз вегетації рослин. Безбар'єрне накопичення характерне для фази проростків, коли рослин немає диференціації надземних частин на різні органи і в заключні фази вегетації - після дозрівання, а так само в період зимового спокою, коли безбар'єрне накопичення може супроводжуватися виділенням надлишкових кількостей хімічних елементів у твердій фазі 1991).

Гіперакумулюючі рослини виявлені в сімействах Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae та Scrophulariaceae (Baker 1995). Найбільш відомим і вивченим серед них є Brassica juncea (Індійська гірчиця) - рослина, що розвиває велику біомасу і здатна до акумуляції Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B та Se (Nanda Kumar et al. 1995) (Salt et al. 1995; Raskin et al. 1994). З різних видів протестованих рослин B. juncea мала найбільш виражену здатність транспортувати свинець у надземну частину, акумулюючи при цьому більше 1,8% цього елемента надземних органах (у перерахунку на суху масу). За винятком соняшнику (Helianthus annuus) та тютюну (Nicotiana tabacum), інші види рослин, що не належать до сімейства Brassicaceae, мали коефіцієнт біологічного поглинання менше 1.

Згідно з класифікацією рослин за реакцією на присутність у середовищі виростання важких металів, що використовується багатьма зарубіжними авторами, рослини мають три основні стратегії для зростання на забруднених металами грунтах:

Виключачі металів.

Такі рослини зберігають постійну низьку концентрацію металу незважаючи на широке варіювання його концентрацій у ґрунті, утримуючи головним чином метал у корінні. Рослини-виключачі здатні змінювати проникність мембран і метал-зв'язуючу здатність клітинних стінок або виділяти велику кількість речовин, що хелатують.

Метал-індикатори.

До них відносяться види рослин, які активно акумулюють метал у надземних частинах і в цілому відображають рівень вмісту металу у ґрунті. Вони толерантні до існуючого рівня концентрації металу завдяки утворенню позаклітинних метал-зв'язуючих сполук (хелаторів) або змінюють характер компартментації металу шляхом його запасання в нечутливих до металу ділянках. Акумулюючі метали види рослин. Відносні до цієї групи рослини можуть накопичувати метал у надземній біомасі в концентраціях, які набагато перевищують такі в грунті. Baker і Brooks дали визначення гіперакумулятор металів як рослинам, що містять понад 0,1%, тобто. більш ніж 1000 мг/г міді, кадмію, хрому, свинцю, нікелю, кобальту або 1% (більше 10 000 мг/г) цинку та марганцю в сухій масі. Для рідкісних металів ця величина перевищує 0,01% у перерахунку на суху масу. Дослідники ідентифікують гіперакумулюючі види шляхом збирання рослин в областях, де ґрунти містять метали в концентраціях, що перевищують фонові, як у випадку із забрудненими районами або в місцях виходу рудних тіл. Феномен гіперакумуляції ставить перед дослідниками багато питань. Наприклад, яке значення має для рослин накопичення металу у високотоксичних концентраціях. Остаточного відповіді це питання ще отримано, проте є кілька основних гіпотез. Припускають, що такі рослини мають посилену систему поглинання іонів (гіпотеза "ненавмисного" поглинання) для здійснення певних фізіологічних функцій, які ще не досліджені. Вважають також, що гіперакумуляція – це один із видів толерантності рослин до високого вмісту металів у середовищі зростання.

Наявність підвищених концентрацій металів у ґрунті призводить до їх накопичення у дикорослій флорі та сільськогосподарських культурах, що супроводжується забрудненням харчових ланцюгів. Високі концентрації металів роблять ґрунт непридатним для росту рослин, у зв'язку з чим порушується біорізноманіття. Забруднені важкими металами ґрунти можуть бути відновлені хімічними, фізичними та біологічними способами. Загалом їх можна віднести до двох категорій.

Метод еx-situ вимагає видалення забрудненого ґрунту для обробки на або поза ділянкою, та повернення обробленого ґрунту на початкове місце. Послідовність методів ex-situ, що використовуються для очищення забруднених ґрунтів, включає екскавацію, детоксифікацію та/або розкладання контамінанту фізичними або хімічними способами, внаслідок чого контамінант піддається стабілізації, осадженню, іммобілізації, спалюванню або розкладанню.

Метод in-situ передбачає очищення забрудненого ґрунту без його екскавації. Reed та ін. визначили технології ремедіації in-situ як розкладання або трансформацію контамінанту, іммобілізацію зниження біодоступності і відділення контамінанта від грунту. Метод in-situ кращий, ніж ex-situ, внаслідок його низької вартості та щадного впливу на екосистему. Традиційно метод ex-situ передбачає видалення забрудненого важкими металами ґрунту та його поховання, що не є оптимальним вибором, оскільки поховання забрудненого ґрунту поза ділянкою просто переносить проблему забруднення в інше місце; при цьому існує певний ризик, пов'язаний із транспортом забрудненого ґрунту. Розведення важких металів до прийнятного рівня шляхом додавання в забруднений ґрунт чистого ґрунту та їх змішування, покриття ґрунту інертним матеріалом може бути альтернативою очищенню ґрунту в межах забрудненої ділянки.

Іммобілізація неорганічного контамінанта може бути використана як ремедіаційний метод для забруднених важкими металами грунтів. Вона може досягатися шляхом коплексації контамінантів або підвищенням рН грунту шляхом вапнування. Підвищення рН знижує розчинність важких металів, таких як Cd, Cu, Ni та Zn, у ґрунті. Хоча ризик бути поглиненими рослинами знижується, концентрація металів у ґрунті залишається незмінною. Більшість з цих традиційних технологій очищення дороги є причиною подальшого порушення вже пошкодженого навколишнього середовища. Біоремедіаційні технології, що отримали назву "фіторемедіація", передбачають використання зелених рослин та асоційованої з нею мікробіоти для in-situ очищення забруднених ґрунтів та підземних вод. Ідея використання металакумулюючих рослин для видалення важких металів та інших сполук була вперше висловлена ​​у 1983 році. Термін "фіторемедіація" складається з грецької приставки фіто- (рослина), приєднаного до латинського кореня remedium (відновлення).

Ризофільтрація має на увазі використання рослин (як наземних, так і водних) для адсорбції, концентрування та осадження контамінантів у коренях із забруднених водних джерел з низькою концентрацією контамінанту. Цим способом можна частково обробити промислові стоки, поверхневі стоки сільськогосподарських угідь та об'єктів або кислі дренажні стоки копалень і шахт. Ризофільтрація може бути застосована щодо свинцю, кадмію, міді, нікелю, цинку та хрому, які в основному утримуються корінням. Переваги ризофильтрации включають її здатність бути використаною як "in-situ", так і "ex-situ" і використовувати при цьому види рослин, які не є гіперакумуляторами. Була вивчена здатність соняшнику, індійської гірчиці, тютюну, жита, шпинату та кукурудзи видаляти свинець із стічних вод, при цьому соняшник показав найбільшу ефективність очищення.

Фітостабілізація використовується, головним чином, для очищення ґрунтів, седиментів та опадів стічних вод і залежить від здатності коренів рослин обмежувати рухливість та біодоступність контамінантів у ґрунті. Фітостабілізація здійснюється за допомогою сорбції, осадження та комплексації металів. Рослини знижують кількість води, що просочується через забруднений ґрунт, що запобігає ерозійним процесам, проникнення розчинених контамінантів у поверхневі та ґрунтові води та їх поширення в незабруднені райони. Перевага фітостабілізації полягає в тому, що цей метод не потребує видалення забрудненої рослинної біомаси. Однак і головним його недоліком є ​​збереження контамінанту в ґрунті, у зв'язку з чим застосування даного способу очищення має супроводжуватися постійним моніторингом за вмістом та біодоступністю контамінантів.

Фітоекстракція - найбільш підходящий спосіб видалення солей важких металів ґрунтів без руйнування ґрунтової структури та родючості. Деякі автори називають цей метод фітоакумуляцією. Так як рослина абсорбує, концентрує та осаджує токсичні метали та радіонукліди із забруднених ґрунтів у біомасі, це найкращий спосіб очищення територій із розсіяним поверхневим забрудненням та відносно низькою концентрацією контамінантів. Існує дві основні стратегії фітоекстракції:

Фітоекстракція у присутності хелатів, або індукована фітоекстракція, в якій додавання штучних хелатів збільшує рухливість та поглинання металу – контамінанта;

Послідовна фітоекстракція, в якій видалення металу залежить від природної здатності очищати рослин; при цьому під контролем знаходиться лише кількість висіву (посадки) рослин. Відкриття гіперакумулюючих видів ще більше сприяло розвитку цієї технології. Для того, щоб зробити цю технологію реально здійсненною, рослини повинні отримувати великі концентрації важких металів корінням, переміщувати їх у надземну біомасу та продукувати велику кількість рослинної біомаси. У цьому важливі такі чинники, як швидкість зростання, вибірковість до елемента, стійкість до хвороб, метод збирання. Однак повільне зростання, коренева система, що поверхово розповсюджується, низька продуктивність біомаси обмежують застосування гіперакумулюючих видів для очищення забруднених важкими металами територій.

Фітовипаровування включає використання рослин для винесення контамінантів з ґрунту, трансформації їх у летючу форму та транспірації в атмосферу. Фітовипар використовується в основному для видалення ртуті, при цьому іон ртуті трансформується в менш токсичну ртуть. Недоліком є ​​те, що ртуть викинута в атмосферу, швидше за все, повторно повертається шляхом осадження і потім знову потрапляє в екосистему. Американські дослідники виявили, що деякі рослини, що ростуть на субстраті, багатому селеном, продукують летючий селен у формі диметилселеніду та диметидиселеніду. Є повідомлення, що фітовипар було успішно застосовано для тритію, радіоактивного ізотопу водню), який розпадався до стабільного гелію з періодом напіврозпаду близько 12 років. Фітодеградація. У фіторемедіації органічних речовин рослинний метаболізм бере участь у відновленні контамінанта шляхом трансформації, розкладання, стабілізації або випаровування забруднюючих речовин із ґрунту та підземних вод. Фітодеградація є розкладання органічних речовин, поглинених рослиною, до більш простих молекул, які включаються до складу рослинних тканин.

Рослини містять ферменти, які можуть піддати розпаду і конвертувати збройові відходи, розчини, що містять хлор, такі як трихлоретилен та інші гербіциди. Ферментами зазвичай виступають дегалогенази, оксигенази та редуктази. Різодеградація - це розкладання органічних сполук у ґрунті за допомогою мікробіальної діяльності в кореневій зоні (ризосфері) і є набагато повільнішим процесом, ніж фітодеградація. Наведені методи фіторемедіації можуть бути використані комплексно. Отже, з огляду літератури видно, що в даний час фіторемедіація - це область досліджень, що швидко розвивається. За останні десять років дослідниками з багатьох країн світу отримано експериментальне підтвердження, у тому числі в польових умовах, перспективності даного методу для очищення забруднених середовищ від органічних, неорганічних контамінантів та радіонуклідів.

Цей екологічний та недорогий спосіб очищення забруднених територій є реальною альтернативою традиційним способам відновлення порушених та забруднених земель. У Росії комерційне застосування фіторемедіації для ґрунтів, забруднених важкими металами та різними органічними сполуками, такими, як нафтопродукти, знаходиться на початковій стадії. Необхідні масштабні дослідження, спрямовані на пошук швидкорослих і володіють вираженою здатністю до накопичення контамінантів рослин з числа культурних та дикорослих видів, характерних для того чи іншого регіону, експериментальне підтвердження їхнього високого потенціалу фіторемедіаціі, вивчення способів його підвищення. Окремим важливим напрямом досліджень є вивчення питання утилізації забрудненої рослинної біомаси з метою запобігання повторному забрудненню різних компонентів екосистеми та попадання контамінантів у харчові ланцюги

Зміст ТМ у ґрунтах залежить, як встановлено багатьма дослідниками, від складу вихідних гірських порід, значне розмаїття яких пов'язане із складною геологічною історією розвитку територій. Хімічний склад грунтоутворюючих порід, представлений продуктами вивітрювання гірських порід, зумовлений хімічним складом вихідних гірських порід та залежить від умов гіпергенного перетворення. важкий метал водоймище грунт

Перший етап трансформації оксидів важких металів у ґрунтах є взаємодія їх із ґрунтовим розчином та його компонентами. Навіть у такій простій системі як вода, що знаходиться в рівновазі з СО2, атмосферного повітря, оксиди ТМ піддаються зміні і суттєво різні за стійкістю.

Процес трансформації надійшли у ґрунт у процесі техногенезу ТМ включає такі стадії:

• 1) перетворення оксидів важких металів у гідроксиди (карбонати, гідрокарбонати);
• 2) розчинення гідроксидів важких металів та адсорбція відповідних катіонів ТМ твердими фазами ґрунтів;
• 3) утворення фосфатів важких металів та їх сполук з органічними речовинами ґрунту.

Тяжкі метали, що надходять на поверхню ґрунту, накопичуються в ґрунтовій товщі, особливо у верхньому горизонті і повільно видаляються при вилуговуванні, споживанням рослинами та ерозії. Перший період напіввидалення ТМ значно варіюється для різних елементів: Zn – 70 – 510 років, Cd – 13 – 110 років, Cu – 310 – 1500 років, Pb – 740 – 5900 років.

Свинець (Pb). Атомна маса 207,2. Пріоритетний елемент-токсікант. Усі розчинні сполуки свинцю отруйні. У природних умовах він існує переважно у формі PbS. Кларк Pb у земній корі 16,0 мг/кг. Порівняно з іншими ТМ він найменш рухливий, причому ступінь рухливості елемента сильно знижується при вапнуванні ґрунтів. Рухомий Pb є у вигляді комплексів з органічною речовиною. При високих значеннях рН свинець закріплюється у ґрунті хімічно у вигляді гідроксиду, фосфату, карбонату та Pb-органічних комплексів.

Природний вміст свинцю у ґрунтах успадковується від материнських порід і тісно пов'язане з їх мінералогічним та хімічним складом. Середня концентрація цього елемента у ґрунтах світу досягає за різними оцінками від 10 до 35 мг/кг. ГДК свинцю для ґрунтів у Росії відповідає 30 мг/кг, у Німеччині - 100 мг/кг.

Висока концентрація свинцю у ґрунтах може бути пов'язана як з природними геохімічними аномаліями, так і з антропогенним впливом. При техногенному забрудненні найбільша концентрація елемента, зазвичай, виявляється у верхньому шарі грунту. У деяких промислових районах вона сягає 1000 мг/кг, а поверхневому шарі грунтів навколо підприємств кольорової металургії у Європі - 545 мг/кг.

Зміст свинцю в грунтах біля Росії істотно варіює залежно від типу грунту, близькості промислових підприємств, і природних геохімічних аномалій. У ґрунтах селітебних зон, особливо пов'язаних з використанням і виробництвом продуктів, що містять свинець, вміст даного елемента часто в десятки і більше разів перевищує ГДК. За попередніми оцінками до 28% території країни має вміст Рb у ґрунті, в середньому нижче фонового, а 11% - можуть бути віднесені до зони ризику. У той самий час, у Росії проблема забруднення грунтів свинцем - переважно проблема селітебних територій.

Кадмій (Cd). Атомна маса 112,4. Кадмій за хімічними властивостями близький до цинку, але відрізняється від нього більшою рухливістю у кислих середовищах та кращою доступністю для рослин. У ґрунтовому розчині метал присутній у вигляді Cd2+ та утворює комплексні іони та органічні хелати. Головний фактор, що визначає вміст елемента у ґрунтах за відсутності антропогенного впливу, - материнські породи. Кларк кадмію у літосфері 0,13 мг/кг. У грунтоутворюючих породах вміст металу в середньому становить: у глинах та глинистих сланцях - 0,15 мг/кг, лесах та лісоподібних суглинках - 0,08, пісках та супесях - 0,03 мг/кг. У четвертинних відкладах Західного Сибіру концентрація кадмію змінюється не більше 0,01-0,08 мг/кг.

Рухливість кадмію в грунті залежить від середовища та окисно-відновного потенціалу.

Середній вміст кадмію у ґрунтах світу дорівнює 0,5 мг/кг. Концентрація його у ґрунтовому покриві європейської частини Росії становить 0,14 мг/кг - у дерново-підзолистому ґрунті, 0,24 мг/кг - у чорноземі, 0,07 мг/кг - в основних типах ґрунтів Західного Сибіру. Орієнтовно-допустиме вміст (ОДК) кадмію для піщаних і супіщаних грунтів у Росії становить 0,5 мг/кг, у Німеччині ГДК кадмію - 3 мг/кг.

Забруднення ґрунтового покриву кадмієм вважається одним з найбільш небезпечних екологічних явищ, тому що він накопичується в рослинах вище за норму навіть при слабкому забрудненні ґрунту. Найбільші концентрації кадмію у верхньому шарі ґрунтів відзначаються у гірничорудних районах – до 469 мг/кг, навколо цинкоплавилень вони досягають 1700 мг/кг.

Цинк (Zn). Атомна маса 65,4. Його кларк у земній корі 83 мг/кг. Цинк концентрується в глинистих відкладах та сланцях у кількостях від 80 до 120 мг/кг, у делювіальних, лісоподібних та карбонатних суглинистих відкладах Уралу, у суглинках Західного Сибіру – від 60 до 80 мг/кг.

Важливими факторами, що впливають на рухливість Zn у ґрунтах, є вміст глинистих мінералів та величина рН. При підвищенні рН елемент перетворюється на органічні комплекси і зв'язується грунтом. Іони цинку також втрачають рухливість, потрапляючи в міжпакетні простори кристалічних ґрат монтморилоніту. З органічною речовиною Zn утворює стійкі форми, тому в більшості випадків він накопичується в горизонтах ґрунтів із високим вмістом гумусу та в торфі.

Причинами підвищеного вмісту цинку у ґрунтах можуть бути як природні геохімічні аномалії, так і техногенне забруднення. Основними антропогенними джерелами його надходження насамперед є підприємства кольорової металургії. Забруднення ґрунтів цим металом призвело в деяких областях до вкрай високої акумуляції у верхньому шарі ґрунтів - до 66400 мг/кг. У городних ґрунтах накопичується до 250 і більше мг/кг цинку. ОДК цинку для піщаних та супіщаних ґрунтів дорівнює 55 мг/кг, німецькими вченими рекомендується ГДК, що дорівнює 100 мг/кг.

Мідь (Cu). Атомна маса 63,5. Кларк у земній корі 47 мг/кг (Виноградов, 1962). У хімічному відношенні мідь – малоактивний метал. Основним фактором, що впливає на величину вмісту Cu, є концентрація її в грунтоутворювальних породах. З вивержених порід найбільше елемента накопичують основні породи - базальти (100-140 мг/кг) і андезити (20-30 мг/кг). Покривні та лісоподібні суглинки (20-40 мг/кг) менш багаті на мідь. Найменший її зміст відзначається в пісковиках, вапняках і гранітах (5-15 мг/кг). Концентрація металу в глинах європейської частини території колишнього СРСР досягає 25 мг/кг, у лісоподібних суглинках – 18 мг/кг. Супіщані та піщані грунтоутворюючі породи Гірського Алтаю накопичують у середньому 31 мг/кг міді, півдня Західного Сибіру – 19 мг/кг.

У ґрунтах мідь є слабоміграційним елементом, хоча зміст рухомої форми буває досить високим. Кількість рухомої міді залежить від багатьох факторів: хімічного та мінералогічного складу материнської породи, рН ґрунтового розчину, вмісту органічної речовини та ін. Найбільша кількість міді у ґрунті пов'язана з оксидами заліза, марганцю, гідроксидами заліза та алюмінію та, особливо, з монтморилонітом вермікулітом. Гумінові та фульвокислоти здатні утворювати стійкі комплекси з міддю. При рН 7-8 найменша розчинність міді.

Середній вміст міді у ґрунтах світу 30 мг/кг. Поблизу індустріальних джерел забруднення у деяких випадках може спостерігатись забруднення ґрунту міддю до 3500 мг/кг. Середній вміст металу в ґрунтах центральних та південних областей колишнього СРСР становить 4,5-10,0 мг/кг, півдня Західного Сибіру – 30,6 мг/кг, Сибіру та Далекого Сходу – 27,8 мг/кг. ГДК міді в Росії - 55 мг/кг, ГДК для піщаних та супіщаних ґрунтів - 33 мг/кг, у ФРН - 100 мг/кг.

Нікель (Ni). Атомна маса 58,7. У континентальних відкладеннях він присутній, головним чином, у вигляді сульфідів та арсенітів, асоціюється також з карбонатами, фосфатами та силікатами. Кларк елемента у земній корі дорівнює 58 мг/кг. Найбільша кількість металу накопичують ультраосновні (1400-2000 мг/кг) та основні (200-1000 мг/кг) породи, а осадові та кислі містять його в набагато менших концентраціях - 5-90 та 5-15 мг/кг, відповідно. Велике значення в накопиченні нікелю грунтоутворюючою породою грає їх гранулометричний склад. На прикладі грунтоутворюючих порід Західного Сибіру видно, що в легших породах його вміст найменший, у важких - найбільший: у пісках - 17, супісках та легких суглинки -22, середні суглинки - 36, важкі суглинки та глини -49.

Зміст нікелю в ґрунтах значною мірою залежить від забезпеченості цим елементом ґрунтоутворювальних порід. Найбільші концентрації нікелю, як правило, спостерігаються в глинистих і суглинистих ґрунтах, у ґрунтах, сформованих на основних та вулканічних породах і багатих на органічну речовину. Розподіл Ni у ґрунтовому профілі визначається вмістом органічної речовини, аморфних оксидів та кількістю глинистої фракції.

Рівень концентрації нікелю у верхньому шарі ґрунтів залежить також від ступеня їхнього техногенного забруднення. У районах з розвиненою металообробною промисловістю у ґрунтах зустрічається дуже високе накопичення нікелю: у Канаді його валовий вміст досягає 206-26000 мг/кг, а у Великобританії вміст рухомих форм сягає 506-600 мг/кг. У ґрунтах Великобританії, Голландії, ФРН, оброблених опадами стічних вод нікель накопичується до 84-101 мг/кг. У Росії (за даними обстеження 40-60% ґрунтів сільськогосподарських угідь) цим елементом забруднені 2,8% ґрунтового покриву. Частка забруднених Ni ґрунтів у ряді інших ТМ (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As та ін) є фактично найбільшою і поступається тільки землям забрудненим міддю (3,8%). За даними моніторингу земель Державної станції агрохімічної служби "Бурятська" за 1993-1997 р.р. на території Республіки Бурятія зареєстровано перевищення ГДК нікелю на 1,4% земель від обстеженої території сільгоспугідь, серед яких виділяються ґрунти Закам'янського (забруднено 20% земель – 46 тис.га) та Хоринського районів (забруднено 11% земель – 8 тис.га).

Хром (Cr). Атомна маса 52. У природних сполуках хром має валентність +3 і +6. Більша частина Cr3+ присутня у хроміті FeCr2O4 або інших мінералах шпинелевого ряду, де він замінює Fe та Al, до яких дуже близький за своїми геохімічними властивостями та іонним радіусом.

Кларк хрому у земній корі - 83 мг/кг. Найбільші його концентрації серед магматичних гірських порід характерні для ультраосновних та основних (1600-3400 та 170-200 мг/кг відповідно), менші – для середніх порід (15-50 мг/кг) та найменші – для кислих (4-25 мг/кг) кг). Серед осадових порід максимальний вміст елемента виявлено у глинистих осадах та сланцях (60-120 мг/кг), мінімальний – у пісковиках та вапняках (5-40 мг/кг). Зміст металу в грунтоутворювальних породах різних регіонів дуже різноманітний. У європейській частині колишнього СРСР його вміст у таких найпоширеніших грунтоутворювальних породах, як ліси, лісоподібні карбонатні та покривні суглинки, становить у середньому 75-95 мг/кг. Ґрунтоутворюючі породи Західного Сибіру містять у середньому 58 мг/кг Cr, причому його кількість тісно пов'язана з гранулометричним складом порід: піщані та супіщані породи – 16 мг/кг, а середньосуглинисті та глинисті – близько 60 мг/кг.

У ґрунтах більша частина хрому присутня у вигляді Cr3+. У кислому середовищі іон Cr3+ інертний при рН 5,5 майже повністю випадає в осад. Іон Cr6+ вкрай не стабільний і легко мобілізується як у кислих, так і лужних ґрунтах. Адсорбція хрому глинами залежить від рН середовища: зі збільшенням рН адсорбція Cr6+ зменшується, а Cr3+ збільшується. Органічна речовина ґрунту стимулює відновлення Cr6+ до Cr3+.

Природний вміст хрому в ґрунтах залежить головним чином від його концентрації в ґрунтоутворювальних породах, а розподіл за ґрунтовим профілем - від особливостей ґрунтоутворення, зокрема від гранулометричного складу генетичних горизонтів. Середній вміст хрому у ґрунтах - 70 мг/кг. Найбільший вміст елемента відзначається у ґрунтах, сформованих на багатих цим металом основних та вулканічних породах. Середній вміст Cr у ґрунтах США становить 54 мг/кг, Китаю – 150 мг/кг, України – 400 мг/кг. У Росії його високі концентрації у ґрунтах у природних умовах обумовлені збагаченістю ґрунтоутворюючих порід. Курські чорноземи містять 83 мг/кг хрому, дерново-підзолисті ґрунти Московської області – 100 мг/кг. У грунтах Уралу, сформованих на серпентинітах, метал міститься до 10000 мг/кг, Західного Сибіру - 86 - 115 мг/кг.

Внесок антропогенних джерел у надходження хрому дуже значний. Металевий хром в основному використовується для хромування як компонент легованих сталей. Забруднення ґрунтів Cr відзначено за рахунок викидів цементних заводів, відвалів залізохромових шлаків, нафтоперегінних заводів, підприємств чорної та кольорової металургії, використання у сільському господарстві опадів промислових стічних вод, особливо шкіряних підприємств та мінеральних добрив. Найвищі концентрації хрому в техногенно забруднених ґрунтах досягають 400 і більше мг/кг, що особливо характерно для великих міст. У Бурятії за даними моніторингу земель, проведених Державною станцією агрохімічної служби «Бурятська» за 1993-1997 рр., хромом забруднено 22 тис. га. Перевищення ГДК у 1,6-1,8 разів відзначені у Джидінському (6,2 тис. га), Закам'янському (17,0 тис. га) та Тункінському (14,0 тис. га) районах. ГДК хрому в ґрунтах у Росії ще не розроблені, а в Німеччині для ґрунтів сільськогосподарських угідь вона становить 200-500, присадибних ділянок - 100 мг/кг.

важкий метал рослина грунт

Зміст ТМ у ґрунтах залежить, як встановлено багатьма дослідниками, від складу вихідних гірських порід, значне розмаїття яких пов'язане зі складною геологічною історією розвитку територій (Ковда, 1973). Хімічний склад грунтоутворюючих порід, представлений продуктами вивітрювання гірських порід, зумовлений хімічним складом вихідних гірських порід та залежить від умов гіпергенного перетворення.

В останні десятиліття до процесів міграції ТМ у природному середовищі інтенсивно включилася антропогенна діяльність людства. Кількості хімічних елементів, що у навколишнє середовище внаслідок техногенезу, часом значно перевищують рівень їх природного надходження. Наприклад, глобальне виділення Pb із природних джерел на рік становить 12 тис.т. та антропогенна емісія 332 тис.т. (Nriagu, 1989). Включаючись до природних циклів міграції, антропогенні потоки призводять до швидкого поширення забруднюючих речовин у природних компонентах міського ландшафту, де неминуче їх взаємодія з людиною. Обсяги полютантів, що містять ТМ, щорічно зростають і завдають шкоди природному середовищу, підривають існуючу екологічну рівновагу та негативно впливають на здоров'я людей.

Основними джерелами антропогенного надходження ТМ в довкілля є теплові електростанції, металургійні підприємства, кар'єри та шахти з видобутку поліметалевих руд, транспорт, хімічні засоби захисту сільськогосподарських культур від хвороб та шкідників, спалювання нафти та різних відходів, виробництво скла, добрив, цементу та ін. Найбільш потужні ореоли ТМ виникають навколо підприємств чорної та особливо кольорової металургії в результаті атмосферних викидів (Ковальський, 1974; Добровольський, 1983; Ізраель, 1984; Геохімія ..., 1986; Сає, 1987; Панін, 2000; Kabala, 2001; Kabala, 2001; Дія забруднюючих речовин розповсюджується на десятки кілометрів від джерела надходження елементів в атмосферу. Так, метали у кількості від 10 до 30% від загального викиду в атмосферу поширюються на відстань 10 км та більше від промислового підприємства. При цьому спостерігається комбіноване забруднення рослин, що складається з безпосереднього осідання аерозолів та пилу на поверхню листя та кореневого засвоєння ТМ, що накопичилися у ґрунті протягом тривалого часу надходження забруднень з атмосфери (Ільїн, Сисо, 2001).

За наведеними нижче даними можна судити про розміри антропогенної діяльності людства: внесок техногенного свинцю становить 94-97% (решта - природні джерела), кадмію - 84-89%, міді - 56-87%, нікелю - 66-75%, ртуті - 58% і т.д. У цьому 26-44% світового антропогенного потоку цих елементів посідає Європу, але в частку європейської території колишнього СРСР - 28-42% від усіх викидів у Європі (Вронський, 1996). Рівень техногенного випадання ТМ з атмосфери в різних регіонах світу неоднаковий і залежить від наявності родовищ, що розробляються, ступеня розвиненості гірничо-збагачувальної та промислової індустрії, транспорту, урбанізованості територій та ін.

Вивчення пайової участі різних виробництв у глобальний потік емісії ТМ показує: 73% міді та 55% кадмію пов'язані з викидами підприємств з виробництва міді та нікелю; 54% емісії ртуті посідає спалювання вугілля; 46% нікелю - спалювання нафтопродуктів; 86% свинцю надходить у повітря від автотранспорту (Вронський, 1996). Деяка кількість ТМ у навколишнє середовище постачає і сільське господарство, де застосовуються пестициди та мінеральні добрива, зокрема у суперфосфатах містяться значні кількості хрому, кадмію, кобальту, міді, нікелю, ванадію, цинку та ін.

Помітну дію на довкілля надають елементи, що викидаються в атмосферу через труби підприємств хімічної, важкої та атомної промисловості. Пайова участь в атмосферному забрудненні теплових та інших електростанцій становить 27%, підприємств чорної металургії - 24,3%, підприємств з видобутку та виготовлення будівельних матеріалів - 8,1% (Алексєєв, 1987; Ільїн, 1991). ТМ (за винятком ртуті) в основному заносяться в атмосферу у складі аерозолів. Набір металів та їх вміст у аерозолях визначаються спеціалізацією промислових та енергетичних заходів. При спалюванні вугілля, нафти, сланців разом із димом у повітря надходять елементи, які у цих видах палива. Так, кам'яне вугілля містить церій, хром, свинець, ртуть, срібло, олово, титан, а також уран, радій та інші метали.

Найбільш істотне забруднення середовища викликають потужні теплові станції (Майстренко та ін., 1996). Щорічно тільки при спалюванні вугілля в атмосферу викидається ртуті у 8700 разів більше, ніж може бути включено до природного біогеохімічного циклу, урану – у 60, кадмію – у 40, ітрію та цирконію – у 10, олова – у 3-4 рази. 90% кадмію, ртуті, олова, титану та цинку, що забруднюють атмосферу, потрапляє до неї при спалюванні кам'яного вугілля. Це значною мірою зачіпає і Республіку Бурятія, де підприємства енергетики, що використовують кам'яне вугілля, є найбільшими забруднювачами атмосфери. Серед них (за вкладом у загальні викиди) виділяються Гусиноозерська ДРЕС (30%) та ТЕЦ-1 м. Улан-Уде (10%).

Помітне забруднення атмосферного повітря та ґрунту відбувається за рахунок транспорту. Більшість ТМ, які у пилогазовых викидах промислових підприємств, зазвичай, більш розчинні, ніж природні сполуки (Большаков та інших., 1993). Серед найактивніших джерел надходження ТМ виділяються великі індустріально розвинені міста. Метали порівняно швидко накопичуються в ґрунтах міст і вкрай повільно з них виводяться: період напіввидалення цинку - до 500 років, кадмію - до 1100 років, міді - до 1500 років, свинцю - до декількох тисяч років (Майстренко та ін., 1996). Багато містах світу високі темпи забруднення ТМ призвели до порушення основних агроекологічних функцій грунтів (Орлов та інших., 1991; Касимов та інших., 1995). Вирощування сільськогосподарських рослин, що використовуються в їжу поблизу цих територій, потенційно небезпечне, оскільки культурами накопичуються надлишкові кількості ТМ, здатні призводити до різних захворювань людини і тварин.

На думку ряду авторів (Ільїн, Степанова, 1979; Зирін, 1985; Горбатов, Зирін, 1987 та ін.), ступінь забруднення ґрунтів ТМ правильніше оцінювати за змістом їх найбільш біодоступних мобільних форм. Однак гранично допустимі концентрації (ГДК) рухомих форм більшості ТМ нині не розроблені. Тому критерієм для порівняння можуть бути літературні дані за рівнем їхнього змісту, що призводить до несприятливих екологічних наслідків.

Нижче наводимо короткий опис властивостей металів, що стосуються особливостей їхньої поведінки у ґрунтах.

Свинець (Pb). Атомна маса 207,2. Пріоритетний елемент-токсікант. Усі розчинні сполуки свинцю отруйні. У природних умовах він існує переважно у формі PbS. Кларк Pb у земній корі 16,0 мг/кг (Виноградов, 1957). Порівняно з іншими ТМ він найменш рухливий, причому ступінь рухливості елемента сильно знижується при вапнуванні ґрунтів. Рухомий Pb є у вигляді комплексів з органічною речовиною (60 - 80 % рухомого Pb). При високих значеннях рН свинець закріплюється у ґрунті хімічно у вигляді гідроксиду, фосфату, карбонату та Pb-органічних комплексів (Цинк і кадмій…, 1992; Важкі…, 1997).

Природний вміст свинцю в ґрунтах успадковується від материнських порід і тісно пов'язане з їх мінералогічним та хімічним складом (Беус та ін., 1976; Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). Середня концентрація цього елемента у ґрунтах світу досягає за різними оцінками від 10 (Сає та ін., 1990) до 35 мг/кг (Bowen, 1979). ГДК свинцю для грунтів у Росії відповідає 30 мг/кг (Інструктивне, 1990), у Німеччині - 100 мг/кг (Kloke, 1980).

Висока концентрація свинцю у ґрунтах може бути пов'язана як з природними геохімічними аномаліями, так і з антропогенним впливом. При техногенному забрудненні найбільша концентрація елемента, зазвичай, виявляється у верхньому шарі грунту. У деяких промислових районах вона сягає 1000 мг/кг (Добровольський, 1983), а поверхневому шарі грунтів навколо підприємств кольорової металургії у Європі - 545 мг/кг (Реуце, Кирстья, 1986).

Зміст свинцю в грунтах біля Росії істотно варіює залежно від типу грунту, близькості промислових підприємств, і природних геохімічних аномалій. У ґрунтах селітебних зон, особливо пов'язаних з використанням і виробництвом продуктів, що містять свинець, вміст даного елемента часто в десятки і більше разів перевищує ГДК (табл. 1.4). За попередніми оцінками до 28% території країни має вміст Рb у ґрунті, в середньому нижче фонового, а 11% - можуть бути віднесені до зони ризику. У той самий час, у Росії проблема забруднення грунтів свинцем - переважно проблема селітебних територій (Снакін та інших., 1998).

Кадмій (Cd). Атомна маса 112,4. Кадмій за хімічними властивостями близький до цинку, але відрізняється від нього більшою рухливістю у кислих середовищах та кращою доступністю для рослин. У ґрунтовому розчині метал присутній у вигляді Cd2+ та утворює комплексні іони та органічні хелати. Головний фактор, що визначає вміст елемента в ґрунтах за відсутності антропогенного впливу, - материнські породи (Виноградов, 1962; Мінєєв та ін., 1981; Добровольський, 1983; Ільїн, 1991; Цинк і кадмій…, 1992; 4,19); . Кларк кадмію в літосфері 0,13 мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). У грунтоутворювальних породах вміст металу в середньому становить: у глинах і глинистих сланцях - 0,15 мг/кг, лесах і лісоподібних суглинках - 0,08, пісках та супесях - 0,03 мг/кг (Цинк та кадмій…, 1992). У четвертинних відкладах Західного Сибіру концентрація кадмію змінюється не більше 0,01-0,08 мг/кг.

Рухливість кадмію у грунті залежить від середовища проживання і окислювально-відновного потенціалу (Важкі …, 1997).

Середній вміст кадмію у ґрунтах світу дорівнює 0,5 мг/кг (Сає та ін., 1990). Концентрація його у ґрунтовому покриві європейської частини Росії становить 0,14 мг/кг - у дерново-підзолистому ґрунті, 0,24 мг/кг - у чорноземі (Цинк і кадмій…, 1992), 0,07 мг/кг - в основних типах грунтів Західного Сибіру (Ільїн, 1991). Орієнтовно-допустиме зміст (ОДК) кадмію для піщаних і супіщаних грунтів у Росії становить 0,5 мг/кг, у Німеччині ГДК кадмію - 3 мг/кг (Kloke, 1980).

Забруднення ґрунтового покриву кадмієм вважається одним з найбільш небезпечних екологічних явищ, оскільки він накопичується в рослинах вище за норму навіть при слабкому забрудненні ґрунту (Кадмій …, 1994; Овчаренко, 1998). Найбільші концентрації кадмію у верхньому шарі грунтів відзначаються у гірничорудних районах - до 469 мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989), навколо цинкоплавилен вони досягають 1700 мг/кг (Реуце, Киржа, 1986).

Цинк (Zn). Атомна маса 65,4. Його кларк у земній корі 83 мг/кг. Цинк концентрується в глинистих відкладеннях та сланцях у кількостях від 80 до 120 мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989), в делювіальних, лісоподібних та карбонатних суглинистих відкладеннях Уралу, у суглинках Західного Сибіру - від 60 до 60 до 60 мг.

Важливими факторами, що впливають на рухливість Zn у ґрунтах, є вміст глинистих мінералів та величина рН. При підвищенні рН елемент перетворюється на органічні комплекси і зв'язується грунтом. Іони цинку також втрачають рухливість, потрапляючи в міжпакетні простори кристалічних ґрат монтморилоніту. З органічною речовиною Zn утворює стійкі форми, тому в більшості випадків він накопичується в горизонтах ґрунтів із високим вмістом гумусу та в торфі.

Причинами підвищеного вмісту цинку у ґрунтах можуть бути як природні геохімічні аномалії, так і техногенне забруднення. Основними антропогенними джерелами його надходження насамперед є підприємства кольорової металургії. Забруднення ґрунтів цим металом призвело в деяких областях до вкрай високої акумуляції у верхньому шарі ґрунтів - до 66400 мг/кг. У городних ґрунтах накопичується до 250 і більше мг/кг цинку (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). ОДК цинку для піщаних та супіщаних ґрунтів дорівнює 55 мг/кг, німецькими вченими рекомендується ГДК, що дорівнює 100 мг/кг (Kloke, 1980).

Мідь (Cu). Атомна маса 63,5. Кларк у земній корі 47 мг/кг (Виноградов, 1962). У хімічному відношенні мідь – малоактивний метал. Основним фактором, що впливає на величину вмісту Cu, є концентрація її в грунтоутворювальних породах (Горюнова та ін., 2001). З вивержених порід найбільше елемента накопичують основні породи - базальти (100-140 мг/кг) і андезити (20-30 мг/кг). Покривні та лісоподібні суглинки (20-40 мг/кг) менш багаті на мідь. Найменший її зміст відзначається в пісковиках, вапняках і гранітах (5-15 мг/кг) (Ковальський, Андріянова, 1970; Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). Концентрація металу в глинах європейської частини території колишнього СРСР досягає 25 мг/кг (Мальгін, 1978; Ковда, 1989), у лісоподібних суглинках - 18 мг/кг (Ковда, 1989). Супіщані та піщані грунтоутворюючі породи Гірського Алтаю накопичують у середньому 31 мг/кг міді (Мальгін, 1978), півдня Західного Сибіру – 19 мг/кг (Ільїн, 1973).

У ґрунтах мідь є слабоміграційним елементом, хоча зміст рухомої форми буває досить високим. Кількість рухомої міді залежить від багатьох факторів: хімічного та мінералогічного складу материнської породи, рН ґрунтового розчину, вмісту органічної речовини та ін. (Виноградов, 1957; Пейве, 1961; Ковальський, Андріянова, 1970; Найбільша кількість міді у ґрунті пов'язана з оксидами заліза, марганцю, гідроксидами заліза та алюмінію та, особливо, з монтморилонітом вермікулітом. Гумінові та фульвокислоти здатні утворювати стійкі комплекси з міддю. При рН 7-8 найменша розчинність міді.

Середній вміст міді у ґрунтах світу 30 мг/кг (Bowen, 1979). Поблизу індустріальних джерел забруднення у деяких випадках може спостерігатися забруднення ґрунту міддю до 3500 мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). Середній вміст металу в ґрунтах центральних та південних областей колишнього СРСР становить 4,5-10,0 мг/кг, півдня Західного Сибіру – 30,6 мг/кг (Ільїн, 1973), Сибіру та Далекого Сходу – 27,8 мг/кг. (Макєєв, 1973). ГДК міді у Росії - 55 мг/кг (Інструктивне …, 1990), ОДК для піщаних і супіщаних грунтів - 33 мг/кг (Контроль…, 1998), ФРН - 100 мг/кг (Kloke, 1980).

Нікель (Ni). Атомна маса 58,7. У континентальних відкладеннях він присутній, головним чином, у вигляді сульфідів та арсенітів, асоціюється також з карбонатами, фосфатами та силікатами. Кларк елемента у земній корі дорівнює 58 мг/кг (Виноградов, 1957). Найбільша кількість металу накопичують ультраосновні (1400-2000 мг/кг) та основні (200-1000 мг/кг) породи, а осадові та кислі містять його в набагато менших концентраціях - 5-90 та 5-15 мг/кг, відповідно (Реуце , Киржа, 1986; Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). Велике значення в накопиченні нікелю грунтоутворюючою породою грає їх гранулометричний склад. На прикладі грунтоутворюючих порід Західного Сибіру видно, що в легших породах його вміст найменший, у важких - найбільший: у пісках - 17, супісках та легких суглинки -22, середні суглинки - 36, важкі суглинки та глини - 46 (Ільїн, 2002) .

Зміст нікелю в ґрунтах значною мірою залежить від забезпеченості цим елементом ґрунтоутворювальних порід (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). Найбільші концентрації нікелю, як правило, спостерігаються в глинистих і суглинистих ґрунтах, у ґрунтах, сформованих на основних та вулканічних породах і багатих на органічну речовину. Розподіл Ni у ґрунтовому профілі визначається вмістом органічної речовини, аморфних оксидів та кількістю глинистої фракції.

Рівень концентрації нікелю у верхньому шарі ґрунтів залежить також від ступеня їхнього техногенного забруднення. У районах з розвиненою металообробною промисловістю у ґрунтах зустрічається дуже високе накопичення нікелю: у Канаді його валовий вміст досягає 206-26000 мг/кг, а у Великобританії вміст рухомих форм сягає 506-600 мг/кг. У ґрунтах Великобританії, Голландії, ФРН, оброблених опадами стічних вод нікель накопичується до 84-101 мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). У Росії (за даними обстеження 40-60% ґрунтів сільськогосподарських угідь) цим елементом забруднені 2,8% ґрунтового покриву. Частка забруднених Ni ґрунтів у ряді інших ТМ (Pb, Cd, Zn, Cr, Co, As та ін.) є фактично найбільшою і поступається тільки землям забрудненим міддю (3,8%) (Аристархов, Харитонова, 2002). За даними моніторингу земель Державної станції агрохімічної служби "Бурятська" за 1993-1997 р.р. на території Республіки Бурятія зареєстровано перевищення ГДК нікелю на 1,4% земель від обстеженої території сільгоспугідь, серед яких виділяються ґрунти Закам'янського (забруднено 20% земель – 46 тис.га) та Хоринського районів (забруднено 11% земель – 8 тис.га).

Хром (Cr). Атомна маса 52. У природних сполуках хром має валентність +3 і +6. Більша частина Cr3+ присутня у хроміті FeCr2O4 або інших мінералах шпинелевого ряду, де він замінює Fe та Al, до яких дуже близький за своїми геохімічними властивостями та іонним радіусом.

Кларк хрому у земній корі - 83 мг/кг. Найбільші його концентрації серед магматичних гірських порід характерні для ультраосновних та основних (1600-3400 та 170-200 мг/кг відповідно), менші – для середніх порід (15-50 мг/кг) та найменші – для кислих (4-25 мг/кг) кг). Серед осадових порід максимальний вміст елемента виявлено в глинистих осадах та сланцях (60-120 мг/кг), мінімальний - у пісковиках та вапняках (5-40 мг/кг) (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989). Зміст металу в грунтоутворювальних породах різних регіонів дуже різноманітний. У європейській частині колишнього СРСР його вміст у таких найпоширеніших грунтоутворюючих породах, як ліси, лісоподібні карбонатні та покривні суглинки, становить у середньому 75-95 мг/кг (Якушевська, 1973). Ґрунтоутворюючі породи Західного Сибіру містять у середньому 58 мг/кг Cr, причому його кількість тісно пов'язана з гранулометричним складом порід: піщані та супіщані породи - 16 мг/кг, а середньосуглинисті та глинисті - близько 60 мг/кг (Ільїн, Сисо, 2001) .

У ґрунтах більша частина хрому присутня у вигляді Cr3+. У кислому середовищі іон Cr3+ інертний при рН 5,5 майже повністю випадає в осад. Іон Cr6+ вкрай не стабільний і легко мобілізується як у кислих, так і лужних ґрунтах. Адсорбція хрому глинами залежить від рН середовища: зі збільшенням рН адсорбція Cr6+ зменшується, а Cr3+ збільшується. Органічна речовина ґрунту стимулює відновлення Cr6+ до Cr3+.

Природний вміст хрому в ґрунтах залежить головним чином від його концентрації в ґрунтоутворювальних породах (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989; Краснокутська та ін., 1990), а розподіл по ґрунтовому профілю - від особливостей ґрунтоутворення, зокрема від гранулометричного складу генетичних горизонтів. Середній вміст хрому у ґрунтах - 70 мг/кг (Bowen, 1979). Найбільший вміст елемента відзначається у ґрунтах, сформованих на багатих цим металом основних та вулканічних породах. Середній вміст Cr у ґрунтах США складає 54 мг/кг, Китаю – 150 мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989), України – 400 мг/кг (Беспамятнов, Кротов, 1985). У Росії його високі концентрації у ґрунтах у природних умовах обумовлені збагаченістю ґрунтоутворюючих порід. Курські чорноземи містять 83 мг/кг хрому, дерново-підзолисті ґрунти Московської області – 100 мг/кг. У ґрунтах Уралу, сформованих на серпентинітах, металу міститься до 10000 мг/кг, Західного Сибіру - 86 - 115 мг/кг (Якушевська, 1973; Краснокутська та ін., 1990; Ільїн, Сисо, 2001).

Внесок антропогенних джерел у надходження хрому дуже значний. Металевий хром в основному використовується для хромування як компонент легованих сталей. Забруднення ґрунтів Cr відзначено за рахунок викидів цементних заводів, відвалів залізохромових шлаків, нафтоперегінних заводів, підприємств чорної та кольорової металургії, використання у сільському господарстві опадів промислових стічних вод, особливо шкіряних підприємств та мінеральних добрив. Найвищі концентрації хрому в техногенно-забруднених ґрунтах досягають 400 і більше мг/кг (Кабата-Пендіас, Пендіас, 1989), що особливо характерне для великих міст (табл. 1.4). У Бурятії за даними моніторингу земель, проведених Державною станцією агрохімічної служби «Бурятська» за 1993-1997 рр., хромом забруднено 22 тис. га. Перевищення ГДК у 1,6-1,8 разів відзначені у Джидінському (6,2 тис. га), Закам'янському (17,0 тис. га) та Тункінському (14,0 тис. га) районах.

Головні джерела важких металів — відходи промислових підприємств, різні типи електростанцій, заводи з видобувної та переробної галузі, а також вихлопи автомобільної та іншої техніки. Найчастіше важкі метали потрапляють у навколишнє середовище у вигляді аерозолів або таких хімічних сполук як сульфати, сульфіди, карбонати, оксиди та ін.

Які з важких металів найчастіше забруднюють ґрунт? Найбільш поширеними металами з групи важких у промислових відходах є ртуть, свинець та кадмій. Також нерідко зустрічається серед шкідливих викидів миш'як, цинк, залізо, мідь та марганець.

Тяжкі метали можуть потрапляти в навколишнє середовище в нерозчинних і розчинних формах.

Шляхи засмічення ґрунту важкими металами

Перший спосіб забруднення важкими металами ґрунту – попадання у воду та подальше поширення цієї води у ґрунті.

Інший варіант - попадання важких металів в атмосферу та випадання в осад за допомогою сухого осадження або мокрого осадження.

Взаємодія ґрунту з важкими металами

Грунт є адсорбентом різних типів хімічних елементів, у тому числі важких металів. Протягом тривалого періоду вони перебувають у ґрунті, проходячи поступову дезактивацію. Для деяких важких металів ці терміни можуть становити кілька сотень і навіть тисяч років.

Іони важких та інших металів можуть вступати в реакцію з компонентами ґрунту, утилізуючись шляхом вилуговування, за допомогою ерозії, дефляції та завдяки рослинам.

Які існують методи визначення важких металів у ґрунті?

Перш за все, треба розуміти, що склад грунту неоднорідний, тому навіть на тому самому земельному ділянці грунтові показники можуть сильно відрізнятися в різних його частинах. Тому потрібно брати кілька проб і або досліджувати кожну окремо, або змішувати в єдину масу і брати зразок для дослідження звідти.

Кількість методів визначення металів у ґрунті досить велика, наприклад деякі з них:

• метод визначення рухомих форм.
• метод визначення обмінних форм.
• метод виявлення розчинних у кислотах (техногенних) форм.
• метод валового змісту.

За допомогою даних методик проводиться процес витяжки металів із ґрунту. Згодом потрібно визначити відсоток вмісту тих чи інших металів у самій витяжці, для чого застосовуються три основні технології:

2) Мас-спектрометрія з індуктивно-пов'язаною плазмою.

3) електрохімічні методи.

Прилад для відповідної технології вибирається залежно від того, який елемент досліджується та яка його концентрація передбачається у ґрунтовій витяжці.

Спектрометричні методи дослідження важких металів у ґрунті

1) Атомно-абсорбційна спектрометрія.

Проба ґрунту розчиняється в спеціальному розчиннику, після чого реагент зв'язується з певним металом, випадає в осад, висушується і прожарюється, щоб вага стала постійною. Потім зважується з використанням аналітичних ваг.

До недоліків цього методу відноситься значна кількість часу, необхідне на аналіз, та високий рівень кваліфікації дослідника.

2) Атомно-абсорбційна спектрометрія із плазмовою атомізацією.

Це найпоширеніший метод, що дозволяє визначити відразу кілька різних металів за прийом. Також вирізняється точністю. Суть методу полягає в наступному: пробу потрібно перевести в газоподібний атомний стан, потім аналізується ступінь поглинання атомами газів випромінювання ультрафіолетового або видимого.

Електрохімічні методи дослідження важких металів у ґрунті

Підготовчий етап полягає у розчиненні зразка ґрунту у водному розчині. Надалі застосовуються такі технології визначення у ньому важких металів:

• потенціометрія.
• вольтамперометрія.
• кондуктометрія.
• Кулонометрія.