Tło zawartości soli metali ciężkich w glebie. Metody oznaczania metali ciężkich w glebie

Metale ciężkie w glebie

W ostatnim czasie, w związku z dynamicznym rozwojem przemysłu, nastąpił znaczny wzrost poziomu metale ciężkie w środowisko. Termin „metale ciężkie” stosuje się do metali o gęstości przekraczającej 5 g/cm3 lub o liczbie atomowej większej niż 20. Chociaż istnieje inny punkt widzenia, zgodnie z którym ponad 40 pierwiastki chemiczne o masach atomowych większych niż 50 at. jednostki Wśród pierwiastków chemicznych metale ciężkie są najbardziej toksyczne i pod względem poziomu zagrożenia ustępują im jedynie pestycydów. Jednocześnie toksyczne są następujące pierwiastki chemiczne: Co, Ni, Cu, Zn, Sn, As, Se, Te, Rb, Ag, Cd, Au, Hg, Pb, Sb, Bi, Pt.

Fitotoksyczność metali ciężkich zależy od ich właściwości chemiczne: wartościowość, promień jonowy i zdolność do tworzenia kompleksów. W większości przypadków, w zależności od stopnia toksyczności, pierwiastki ułożone są w kolejności: Cu> Ni> Cd> Zn> Pb> Hg> Fe> Mo> Mn. Jednak seria ta może się nieco zmienić ze względu na nierównomierne wytrącanie pierwiastków przez glebę i przejście w stan niedostępny dla roślin, warunki wzrostu oraz cechy fizjologiczne i genetyczne samych roślin. Przemiana i migracja metali ciężkich następuje pod bezpośrednim i pośrednim wpływem reakcji tworzenia kompleksu. Przy ocenie zanieczyszczenia środowiska należy wziąć pod uwagę właściwości gleby, a przede wszystkim skład granulometryczny, zawartość próchnicy i buforowanie. Przez zdolność buforową rozumie się zdolność gleb do utrzymywania stężenia metali w roztworze glebowym na stałym poziomie.

W glebach metale ciężkie występują w dwóch fazach – stałej iw roztworze glebowym. O formie istnienia metali decyduje odczyn środowiska, skład chemiczny i materiałowy roztworu glebowego, a przede wszystkim zawartość materia organiczna. Pierwiastki - kompleksanty zanieczyszczające glebę skoncentrowane są głównie w jej górnej warstwie 10 cm. Jednak w przypadku zakwaszenia gleby niskobuforowej znaczna część metali ze stanu pochłaniania wymiennego przechodzi do roztworu glebowego. Kadm, miedź, nikiel, kobalt mają silną zdolność migracji w środowisku kwaśnym. Spadek pH o 1,8-2 jednostki prowadzi do zwiększenia ruchliwości cynku o 3,8-5,4, kadmu - o 4-8, miedzi - o 2-3 razy.

Tabela 1 Standardy MPC (MAC), stężenia tła pierwiastków chemicznych w glebie (mg/kg)

W związku z tym metale ciężkie po wejściu do gleby szybko wchodzą w interakcję z ligandami organicznymi, tworząc złożone związki. Tak więc przy niskich stężeniach w glebie (20-30 mg/kg) około 30% ołowiu występuje w postaci kompleksów z substancjami organicznymi. Udział związków kompleksowych ołowiu wzrasta wraz z jego stężeniem do 400 mg/g, a następnie maleje. Metale są również sorbowane (wymiana lub nie) przez wytrącanie wodorotlenków żelaza i manganu, minerałów ilastych oraz materii organicznej gleby. Metale dostępne dla roślin i zdolne do ługowania znajdują się w roztworze glebowym w postaci wolnych jonów, kompleksów i chelatów.

Pobieranie HMs przez glebę w większym stopniu zależy od reakcji podłoża i tego, jakie aniony przeważają w roztworze glebowym. W środowisku kwaśnym miedź, ołów i cynk są bardziej absorbowane, a w środowisku zasadowym kadm i kobalt są intensywnie absorbowane. Miedź preferencyjnie wiąże się z ligandami organicznymi i wodorotlenkami żelaza.

Tabela 2 Mobilność pierwiastków śladowych w różne gleby w zależności od pH roztworu glebowego

Czynniki glebowo-klimatyczne często determinują kierunek i tempo migracji i przemian HMs w glebie. Tak więc warunki glebowo-wodne strefy leśno-stepowej przyczyniają się do intensywnej pionowej migracji HM wzdłuż profilu glebowego, w tym możliwego przenoszenia metali z przepływem wody wzdłuż pęknięć, cieków korzeniowych itp.

Nikiel (Ni) - pierwiastek grupy VIII układ okresowy z masa atomowa 58,71. Nikiel wraz z Mn, Fe, Co i Cu należy do tzw. metali przejściowych, których związki są wysoce aktywne biologicznie. Ze względu na specyfikę budowy orbitali elektronowych powyższe metale, w tym nikiel, mają wyraźnie zaznaczoną zdolność do tworzenia kompleksów. Nikiel jest w stanie tworzyć stabilne kompleksy np. z cysteiną i cytrynianem, a także z wieloma ligandami organicznymi i nieorganicznymi. Skład geochemiczny skał macierzystych w dużej mierze determinuje zawartość niklu w glebach. Najwięcej niklu znajduje się w glebach wytworzonych ze skał podstawowych i ultrazasadowych. Według niektórych autorów limity nadmiernego i toksycznego poziomu niklu dla większości gatunków wahają się od 10 do 100 mg/kg. Główna masa niklu jest nieruchomo osadzona w glebie, a bardzo słaba migracja w stanie koloidalnym oraz w składzie zawiesin mechanicznych nie wpływa na ich rozkład wzdłuż profilu pionowego i jest dość równomierna.

Ołów (Pb). Chemia ołowiu w glebie jest zdeterminowana delikatną równowagą przeciwnie skierowanych procesów: sorpcja-desorpcja, rozpuszczanie-przejście do stanu stałego. Ołów uwalniany do gleby wraz z emisją włączany jest w cykl przemian fizycznych, chemicznych i fizykochemicznych. Początkowo dominują procesy mechanicznego przemieszczenia (cząstki ołowiu przemieszczają się po powierzchni iw glebie wzdłuż pęknięć) oraz dyfuzji konwekcyjnej. Następnie, w miarę rozpuszczania się związków ołowiu w fazie stałej, wchodzą w grę bardziej złożone procesy fizykochemiczne (w szczególności procesy dyfuzji jonów), którym towarzyszą przemiany związków ołowiu, które pochodzą z pyłu.

Ustalono, że ołów migruje zarówno pionowo, jak i poziomo, przy czym drugi proces dominuje nad pierwszym. W ciągu 3 lat obserwacji na łące pospolitej pył ołowiany aplikowany lokalnie na powierzchnię gleby przemieszczał się w kierunku poziomym o 25–35 cm, a głębokość jego wnikania w miąższość gleby wynosiła 10–15 cm.Ważną rolę odgrywają czynniki biologiczne migracja ołowiu: korzenie roślin absorbują jony metali; w okresie wegetacji poruszają się w grubości gleby; Kiedy rośliny obumierają i rozkładają się, ołów jest uwalniany do otaczającej masy gleby.

Wiadomo, że gleba ma zdolność wiązania (sorbcji) ołowiu technogenicznego, który do niej wszedł. Uważa się, że sorpcja obejmuje kilka procesów: całkowitą wymianę z kationami kompleksu absorbującego gleb (adsorpcja niespecyficzna) oraz szereg reakcji kompleksowania ołowiu z donorami składników glebowych (adsorpcja specyficzna). W glebie ołów kojarzy się głównie z materią organiczną, a także z minerałami ilastymi, tlenkami manganu, wodorotlenkami żelaza i glinu. Wiążąc ołów humus zapobiega jego migracji do sąsiednich środowisk i ogranicza jego przenikanie do roślin. Spośród minerałów ilastych illity charakteryzują się tendencją do sorpcji ołowiu. Wzrost pH gleby podczas wapnowania prowadzi do jeszcze większego wiązania ołowiu z glebą dzięki powstawaniu trudno rozpuszczalnych związków (wodorotlenki, węglany itp.).

Ołów, który jest obecny w glebie w postaci mobilnej, jest z czasem utrwalany przez składniki gleby i staje się niedostępny dla roślin. Według krajowych badaczy ołów jest najsilniej związany z czarnoziemami i glebami torfowo-mułowymi.

Kadm (Cd) Cechą odróżniającą kadm od innych HMs jest to, że występuje w roztworze glebowym głównie w postaci kationów (Cd 2+), chociaż w glebie o obojętnym odczynie środowiska może tworzyć trudno rozpuszczalne kompleksy z siarczanami, fosforanami lub wodorotlenkami.

Według dostępnych danych stężenie kadmu w roztworach glebowych gleb tła wynosi od 0,2 do 6 µg/l. W ogniskach zanieczyszczenia gleby wzrasta do 300-400 µg/l.

Wiadomo, że kadm w glebie jest bardzo mobilny; w stanie przenieść się do duże ilości z fazy stałej do fazy ciekłej i odwrotnie (co utrudnia przewidzenie jej wejścia do rośliny). Mechanizmy regulujące stężenie kadmu w roztworze glebowym determinowane są przez procesy sorpcji (przez sorpcję rozumiemy adsorpcję, opady i tworzenie kompleksów). Kadm jest wchłaniany przez glebę w mniejszych ilościach niż inne HM. Do scharakteryzowania ruchliwości metali ciężkich w glebie wykorzystuje się stosunek stężeń metali w fazie stałej do stężeń w roztworze równowagowym. Wysokie wartości tego stosunku wskazują, że HMs są zatrzymywane w fazie stałej na skutek reakcji sorpcji, niskie wartości - ze względu na fakt, że metale znajdują się w roztworze, skąd mogą migrować do innych mediów lub wnikać różne reakcje(geochemiczny lub biologiczny). Wiadomo, że wiodącym procesem w wiązaniu kadmu jest adsorpcja przez glinki. Badania ostatnie lata wykazał również dużą rolę w tym procesie grup hydroksylowych, tlenków żelaza i materii organicznej. Przy niskim poziomie zanieczyszczenia i obojętnym odczynie medium kadm jest adsorbowany głównie przez tlenki żelaza. A w środowisku kwaśnym (pH = 5) materia organiczna zaczyna działać jak silny adsorbent. Przy niższym pH (pH=4) funkcje adsorpcyjne przechodzą prawie wyłącznie na materię organiczną. Składniki mineralne w tych procesach przestają odgrywać jakąkolwiek rolę.

Wiadomo, że kadm jest nie tylko wchłaniany przez powierzchnię gleby, ale także utrwalany w wyniku opadów atmosferycznych, koagulacji i wchłaniania międzypakietów przez minerały ilaste. Dyfunduje do cząstek gleby przez mikropory i w inny sposób.

Kadm jest w różny sposób utrwalany w glebie inny rodzaj. Jak dotąd niewiele wiadomo o konkurencyjnych związkach kadmu z innymi metalami w procesach sorpcji w kompleksie glebochłonnym. Według badań przeprowadzonych przez specjalistów z Uniwersytetu Technicznego w Kopenhadze (Dania), w obecności niklu, kobaltu i cynku wchłanianie kadmu przez glebę ulegało zahamowaniu. Inne badania wykazały, że procesy sorpcji kadmu przez glebę zanikają w obecności jonów chlorkowych. Nasycenie gleby jonami Ca 2+ doprowadziło do zwiększenia pojemności sorpcyjnej kadmu. Wiele wiązań kadmu ze składnikami gleby okazuje się być kruchych, w pewnych warunkach (np. kwaśna reakcja środowiska) jest uwalniany i wraca do roztworu.

Ujawniono rolę drobnoustrojów w procesie rozpuszczania kadmu i jego przechodzenia do stanu ruchomego. W wyniku ich aktywności życiowej powstają albo rozpuszczalne w wodzie kompleksy metali, albo powstają warunki fizykochemiczne sprzyjające przechodzeniu kadmu z fazy stałej do ciekłej.

Procesy zachodzące z kadmem w glebie (sorpcja-desorpcja, przejście do roztworu itp.) są ze sobą powiązane i współzależne, przepływ tego metalu do roślin zależy od ich kierunku, intensywności i głębokości. Wiadomo, że wartość sorpcji kadmu przez glebę zależy od wartości pH: im wyższe pH gleby, tym więcej kadmu pochłania. Tak więc, według dostępnych danych, w zakresie pH od 4 do 7,7, wraz ze wzrostem pH na jednostkę, pojemność sorpcyjna gleb względem kadmu wzrosła około trzykrotnie.

Cynk (Zn). Niedobór cynku może objawiać się zarówno na glebach kwaśnych, silnie bielicowych lekkich, jak i węglanowych, ubogich w cynk i silnie próchnicznych. Przejaw niedoboru cynku potęguje stosowanie wysokich dawek nawozów fosforowych oraz silna orka podglebia do poziomu uprawnego.

Najwyższa zawartość cynku ogółem występuje w glebach tundry (53-76 mg/kg) i czarnoziemu (24-90 mg/kg), najmniejsza w glebach bielicowych (20-67 mg/kg). Niedobór cynku objawia się najczęściej w glebach wapiennych obojętnych i lekko zasadowych. W gleby kwaśne cynk jest bardziej mobilny i dostępny dla roślin.

Cynk występuje w glebie w formie jonowej, gdzie jest adsorbowany na mechanizmie wymiany kationów w środowisku kwaśnym lub w wyniku chemisorpcji w środowisku zasadowym. Jon Zn 2+ jest najbardziej mobilny. Na mobilność cynku w glebie wpływa przede wszystkim wartość pH oraz zawartość minerałów ilastych. Przy pH<6 подвижность Zn 2+ возрастает, что приводит к его выщелачиванию. Попадая в межпакетные пространства кристаллической решетки монтмориллонита, ионы цинка теряют свою подвижность. Кроме того, цинк образует устойчивые формы с органическим веществом почвы, поэтому он накапливается в основном в горизонтах почв с высоким содержанием гумуса и в торфе.

Metale ciężkie w roślinach

Według A.P. Vinogradova (1952) wszystkie pierwiastki chemiczne biorą udział w życiu roślin w takim czy innym stopniu, a jeśli wiele z nich uważa się za istotne fizjologicznie, to tylko dlatego, że nie ma na to jeszcze dowodów. Wchodząc do roślin w niewielkiej ilości i stając się integralną częścią lub aktywatorami zawartych w nich enzymów, mikroelement pełni funkcje usługowe w procesach metabolicznych. Kiedy niezwykle wysokie stężenia pierwiastków dostają się do środowiska, stają się toksyczne dla roślin. Wnikanie metali ciężkich do tkanek roślinnych w nadmiernych ilościach prowadzi do zakłócenia normalnego funkcjonowania ich narządów, a naruszenie to jest tym silniejsze, im większy nadmiar toksyn. W rezultacie spada wydajność. Toksyczne działanie HM objawia się od wczesnych etapów rozwoju roślin, ale w różnym stopniu na różnych glebach i dla różnych upraw.

Przyswajanie pierwiastków chemicznych przez rośliny jest procesem aktywnym. Bierna dyfuzja to zaledwie 2-3% całkowitej masy trawionych składników mineralnych. Gdy zawartość metali w glebie jest na poziomie tła, następuje aktywna absorpcja jonów, a jeśli weźmiemy pod uwagę niską mobilność tych pierwiastków w glebie, to ich absorpcja powinna być poprzedzona mobilizacją silnie związanych metali. Gdy zawartość HMs w warstwie korzeniowej jest w ilościach znacznie przekraczających graniczne stężenia, przy których metal może być utrwalony kosztem wewnętrznych zasobów gleby, do korzeni przedostają się takie ilości metali, że błony nie są już w stanie zatrzymać. W efekcie podaż jonów czy związków pierwiastków przestaje być regulowana przez mechanizmy komórkowe. HM gromadzą się intensywniej na glebach kwaśnych niż na glebach o obojętnym lub bliskim obojętnym odczynie środowiska. Miarą rzeczywistego udziału jonów HM w reakcjach chemicznych jest ich aktywność. Toksyczny wpływ wysokich stężeń HM na rośliny może objawiać się zakłóceniami dostaw i dystrybucji innych pierwiastków chemicznych. Charakter oddziaływania HM z innymi pierwiastkami różni się w zależności od ich stężeń. Migracja i wejście do rośliny odbywa się w postaci złożonych związków.

W początkowym okresie zanieczyszczenia środowiska metalami ciężkimi, ze względu na buforowe właściwości gleby, prowadzące do inaktywacji toksyn, rośliny praktycznie nie odczują negatywnych skutków. Jednak funkcje ochronne gleby nie są nieograniczone. Wraz ze wzrostem poziomu zanieczyszczenia metalami ciężkimi ich dezaktywacja staje się niepełna, a strumień jonów atakuje korzenie. Część jonów roślina jest w stanie przejść w stan mniej aktywny jeszcze zanim przenikną one do systemu korzeniowego roślin. Jest to na przykład chelatacja za pomocą wydzieliny korzeniowej lub adsorpcja na zewnętrznej powierzchni korzeni z tworzeniem związków kompleksowych. Ponadto, jak wykazały doświadczenia wegetacyjne z oczywiście toksycznymi dawkami cynku, niklu, kadmu, kobaltu, miedzi i ołowiu, korzenie znajdują się w warstwach nie zanieczyszczonych glebami HM i nie ma w tych wariantach objawów fototoksyczności.

Pomimo ochronnych funkcji systemu korzeniowego HMs wnikają do korzeni w warunkach zanieczyszczenia. W tym przypadku w grę wchodzą mechanizmy ochronne, dzięki którym następuje specyficzne rozmieszczenie HMs pomiędzy organami roślin, co pozwala na możliwie najpełniejsze zabezpieczenie ich wzrostu i rozwoju. Jednocześnie zawartość np. HMs w tkankach korzeni i nasion w warunkach silnie zanieczyszczonego środowiska może różnić się od 500 do 600 razy, co wskazuje na duże zdolności ochronne tego podziemnego organu roślinnego.

Nadmiar pierwiastków chemicznych powoduje zatrucie roślin. Wraz ze wzrostem stężenia HM wzrost roślin jest początkowo opóźniony, następnie rozpoczyna się chloroza liści, która zostaje zastąpiona przez nekrozę, aw końcu dochodzi do uszkodzenia systemu korzeniowego. Toksyczny efekt HM może objawiać się bezpośrednio i pośrednio. Bezpośredni wpływ nadmiaru HM w komórkach roślinnych wynika z reakcji tworzenia kompleksów, w wyniku których dochodzi do blokowania enzymów lub wytrącania białek. Dezaktywacja układów enzymatycznych następuje w wyniku zastąpienia metalu enzymatycznego zanieczyszczeniem metalowym. Przy krytycznej zawartości substancji toksycznej zdolność katalityczna enzymu jest znacznie zmniejszona lub całkowicie zablokowana.

Rośliny są hiperakumulatorami metali ciężkich

AP Vinogradov (1952) wyróżnił rośliny zdolne do koncentracji pierwiastków. Wskazał na dwa rodzaje roślin - koncentratory: 1) rośliny koncentrujące pierwiastki na masową skalę; 2) rośliny o koncentracji selektywnej (gatunkowej). Rośliny pierwszego typu wzbogaca się w pierwiastki chemiczne, jeśli te ostatnie są zawarte w glebie w zwiększonej ilości. Stężenie w tym przypadku jest spowodowane czynnikiem środowiskowym. Rośliny drugiego typu charakteryzują się stale dużą ilością tego czy innego pierwiastka chemicznego, niezależnie od jego zawartości w środowisku. Wynika to z uwarunkowanej genetycznie potrzeby.

Biorąc pod uwagę mechanizm wchłaniania metali ciężkich z gleby do roślin, możemy mówić o barierowych (niekoncentrujących) i bezbarierowych (koncentrujących) typach akumulacji pierwiastków. Akumulacja barierowa jest charakterystyczna dla większości roślin wyższych i nie jest charakterystyczna dla mszaków i porostów. Tak więc w pracy M. A. Toikki i L. N. Potekhiny (1980) torfowiec (2,66 mg/kg) został nazwany roślinnym koncentratorem kobaltu; miedź (10,0 mg/kg) - brzoza, owoce pestkowe, konwalia; mangan (1100 mg/kg) - jagody. Lepp i in. (1987) stwierdzili wysokie stężenia kadmu w sporoforach grzyba Amanita muscaria rosnącego w lasach brzozowych. W sporoforach grzyba zawartość kadmu wynosiła 29,9 mg/kg sm, aw glebie, na której rosły, 0,4 mg/kg. Istnieje opinia, że ​​rośliny będące koncentratorami kobaltu są również bardzo tolerancyjne na nikiel i potrafią go akumulować w dużych ilościach. Należą do nich w szczególności rośliny z rodzin Boraginaceae, Brassicaceae, Myrtaceae, Fabaceae, Caryophyllaceae. Wśród roślin leczniczych znajdują się również koncentratory i superkoncentratory niklu. Do superkoncentratorów należą melon, belladonna belladonna, żółta mache, serce serdecznika, mięsna passiflora i termopsja lancetowata. Rodzaj akumulacji pierwiastków chemicznych o wysokim stężeniu w pożywce zależy od faz wegetacji roślin. Akumulacja bezbarierowa jest typowa dla fazy siewek, kiedy rośliny nie mają zróżnicowania części nadziemnych na różne organy, a w końcowych fazach wegetacji - po dojrzewaniu, a także w okresie spoczynku zimowego, kiedy akumulacja bezbarierowa może towarzyszyć może uwalnianie nadmiernych ilości pierwiastków chemicznych w fazie stałej (Kovalevsky, 1991).

Rośliny hiperakumulujące znaleziono w rodzinach Brassicaceae, Euphorbiaceae, Asteraceae, Lamiaceae i Scrophulariaceae (Baker 1995). Najbardziej znaną i zbadaną wśród nich jest Brassica juncea (gorczyca indyjska) - roślina, która rozwija dużą biomasę i jest zdolna do akumulacji Pb, Cr (VI), Cd, Cu, Ni, Zn, 90Sr, B i Se (Nanda Kumar i wsp. 1995; Salt i wsp. 1995; Raskin i wsp. 1994). Spośród różnych badanych gatunków roślin B. juncea miała najsilniejszą zdolność przenoszenia ołowiu do części nadziemnych, akumulowała ponad 1,8% tego pierwiastka w narządach nadziemnych (w przeliczeniu na suchą masę). Z wyjątkiem słonecznika (Helianthus annuus) i tytoniu (Nicotiana tabacum), inne gatunki roślin spoza rodziny Brassicaceae miały współczynnik biodostępności poniżej 1.

Zgodnie z klasyfikacją roślin według reakcji na obecność metali ciężkich w podłożu, stosowaną przez wielu autorów zagranicznych, rośliny mają trzy główne strategie uprawy na glebach zanieczyszczonych metalami:

Metalowe odgrody. Takie rośliny zachowują stałą, niską koncentrację tego metalu pomimo dużej zmienności jego stężenia w glebie, zatrzymując głównie metal w korzeniach. Rośliny wykluczające są zdolne do zmiany przepuszczalności błony i zdolności ścian komórkowych do wiązania metali lub uwalniania dużych ilości środków chelatujących.

Wskaźniki metalowe. Należą do nich gatunki roślin, które aktywnie gromadzą metal w częściach nadziemnych i ogólnie odzwierciedlają poziom zawartości metalu w glebie. Są tolerancyjne na obecny poziom stężenia metali ze względu na tworzenie się pozakomórkowych związków wiążących metale (chelatory) lub zmieniają charakter przedziałów metali poprzez przechowywanie ich w obszarach niewrażliwych na metal. Gatunki roślin gromadzące metale. Rośliny należące do tej grupy mogą akumulować metal w biomasie nadziemnej w stężeniach znacznie wyższych niż w glebie. Baker i Brooks zdefiniowali hiperakumulatory metali jako rośliny zawierające więcej niż 0,1%, tj. ponad 1000 mg/g miedzi, kadmu, chromu, ołowiu, niklu, kobaltu lub 1% (ponad 10 000 mg/g) cynku i manganu w suchej masie. W przypadku metali rzadkich wartość ta przekracza 0,01% suchej masy. Naukowcy identyfikują gatunki hiperakumulacyjne, zbierając rośliny z obszarów, na których gleba zawiera metale w stężeniach przekraczających poziomy tła, na przykład na obszarach skażonych lub wychodniach rudy. Zjawisko hiperakumulacji rodzi wiele pytań badaczom. Na przykład, jakie jest znaczenie akumulacji metali w wysoce toksycznych stężeniach dla roślin. Nie otrzymano jeszcze ostatecznej odpowiedzi na to pytanie, ale istnieje kilka głównych hipotez. Uważa się, że takie rośliny mają wzmocniony system pobierania jonów (hipoteza „niezamierzonego” pobierania) do wykonywania pewnych funkcji fizjologicznych, które nie zostały jeszcze zbadane. Uważa się również, że hiperakumulacja jest jednym z rodzajów tolerancji roślin na wysoką zawartość metali w środowisku uprawy.

Racjonowanie zawartości metali ciężkich

w glebie i roślinach jest niezwykle złożony ze względu na niemożność pełnego uwzględnienia wszystkich czynników środowiskowych. Zatem zmiana jedynie właściwości agrochemicznych gleby (odczyn środowiska, zawartość próchnicy, stopień wysycenia zasadami, skład granulometryczny) może kilkukrotnie zmniejszyć lub zwiększyć zawartość metali ciężkich w roślinach. Istnieją sprzeczne dane nawet na temat zawartości niektórych metali w tle. Wyniki podawane przez badaczy czasami różnią się od 5 do 10 razy.

Zaproponowano wiele skal

regulacja środowiskowa metali ciężkich. W niektórych przypadkach za najwyższe dopuszczalne stężenie przyjęto najwyższą zawartość metali obserwowaną w zwykłych glebach antropogenicznych, w innych zawartość stanowiącą granicę fitotoksyczności. W większości przypadków MPC zostały zaproponowane dla metali ciężkich, które kilkakrotnie przekraczają górną granicę.

Aby scharakteryzować zanieczyszczenia technogeniczne

metale ciężkie wykorzystują współczynnik stężenia równy stosunkowi stężenia pierwiastka w zanieczyszczonej glebie do jego stężenia tła. W przypadku zanieczyszczenia kilkoma metalami ciężkimi stopień zanieczyszczenia szacuje się wartością wskaźnika całkowitego stężenia (Zc). Skalę zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi zaproponowaną przez IMGRE przedstawia tabela 1.

Tabela 1. Schemat oceny gleb do użytku rolniczego według stopnia zanieczyszczenia chemikaliami (Goskomgidromet ZSRR, nr 02-10 51-233 z 10.12.90)

Oficjalnie zatwierdzone RPP

W tabeli 2 przedstawiono oficjalnie zatwierdzone MPC oraz dopuszczalne poziomy ich zawartości pod względem szkodliwości. Zgodnie ze schematem przyjętym przez higienistów medycznych, regulacja metali ciężkich w glebach dzieli się na translokację (przemianę pierwiastka w rośliny), wodę migrującą (przejście do wody) i ogólną sanitarną (wpływ na zdolność samooczyszczania gleby i mikrobiocenoza glebowa).

Tabela 2. Maksymalne dopuszczalne stężenia (MAC) substancji chemicznych w glebach i dopuszczalne poziomy ich zawartości pod względem szkodliwości (stan na 01.01.2091. Goskompriroda ZSRR, nr 02-2333 z dnia 12.10.90).

* - zawartość brutto - orientacyjna.
** - sprzeczność; w przypadku arsenu średnia zawartość tła wynosi 6 mg/kg; zawartość tła ołowiu zwykle również przekracza normy MPC.

Oficjalnie zatwierdzony UEC

Opracowane w 1995 r. DEC dla całkowitej zawartości metali ciężkich i arsenu umożliwiają uzyskanie pełniejszej charakterystyki zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi, ponieważ uwzględniają poziom odczynu środowiska i skład granulometryczny gleby.

Tabela 3 Przybliżone dopuszczalne stężenia (APC) metali ciężkich i arsenu w glebach o różnych właściwościach fizykochemicznych (zawartość brutto, mg/kg) (Suplement nr 1 do wykazu MPC i APC nr 6229-91).

Z materiałów wynika, że ​​przedstawiane są głównie wymagania dotyczące form surowych metali ciężkich. Wśród mobilnych tylko miedź, nikiel, cynk, chrom i kobalt. Dlatego w chwili obecnej opracowane standardy nie spełniają już wszystkich wymagań.

jest współczynnikiem pojemności odzwierciedlającym przede wszystkim potencjalne niebezpieczeństwo zanieczyszczenia produktów roślinnych, infiltracji i wód powierzchniowych. Charakteryzuje ogólne zanieczyszczenie gleby, ale nie odzwierciedla stopnia dostępności pierwiastków dla rośliny. Aby scharakteryzować stan odżywianie gleby rośliny, wykorzystywane są tylko ich mobilne formy.

Definicja form ruchomych

Są one określane za pomocą różnych ekstrahentów. Całkowita ilość ruchomej postaci metalu - przy użyciu ekstraktu kwasowego (na przykład 1N HCL). Najbardziej ruchliwa część ruchomych rezerw metali ciężkich w glebie przechodzi do buforu octanu amonu. Stężenie metali w ekstrakcie wodnym wskazuje na stopień ruchliwości pierwiastków w glebie, będących najbardziej niebezpieczną i „agresywną” frakcją.

Przepisy dotyczące form ruchomych

Zaproponowano kilka orientacyjnych skal normatywnych. Poniżej znajduje się przykład jednej ze skal dla maksymalnych dopuszczalnych mobilnych form metali ciężkich.

Tabela 4. Maksymalna dopuszczalna zawartość mobilnej postaci metali ciężkich w glebie, mg/kg ekstrahenta 1n. HCl (H. Chuldzhiyan i wsp., 1988).

Nie jest tajemnicą, że każdy chce mieć daczy w ekologicznie czystym terenie, gdzie nie ma zanieczyszczeń miejskich. Środowisko zawiera metale ciężkie (arsen, ołów, miedź, rtęć, kadm, mangan i inne), które pochodzą nawet ze spalin samochodowych. Jednocześnie trzeba zrozumieć, że ziemia jest naturalnym oczyszczaczem atmosfery i wód gruntowych, akumuluje nie tylko metale ciężkie, ale także szkodliwe pestycydy z węglowodorami. Rośliny z kolei pobierają wszystko, co daje im gleba. Osadzający się w glebie metal szkodzi nie tylko samej glebie, ale także roślinom, aw rezultacie ludziom.

Przy głównej drodze jest dużo sadzy, która wnika w powierzchniowe warstwy gleby i osadza się na liściach roślin. Na takiej działce nie można uprawiać roślin okopowych, owoców, jagód i innych płodnych roślin. Minimalna odległość od drogi - 50 m.

Gleba wypełniona metalami ciężkimi to zła gleba, metale ciężkie są toksyczne. Na nim nigdy nie zobaczysz mrówek, chrząszczy i dżdżownic, ale będzie duże nagromadzenie owadów ssących. Rośliny często cierpią na choroby grzybowe, wysychają i są odporne na szkodniki.

Najbardziej niebezpieczne są ruchome związki metali ciężkich, które łatwo pozyskiwać w kwaśnej glebie. Udowodniono, że rośliny uprawiane na glebach kwaśnych lub lekkich, piaszczystych zawierają więcej metali niż na glebach obojętnych lub wapiennych. Ponadto gleba piaszczysta o odczynie kwaśnym jest szczególnie niebezpieczna, łatwo się akumuluje i równie łatwo wypłukuje, wnikając woda gruntowa. Działka ogrodowa, na której lwią część stanowi glina, jest również łatwo podatna na akumulację metali ciężkich, a samooczyszczanie trwa długo i powoli. Najbezpieczniejszą i najbardziej stabilną glebą jest czarnoziem wzbogacony wapnem i próchnicą.

Co zrobić, jeśli w glebie znajdują się metale ciężkie? Istnieje kilka sposobów rozwiązania problemu.

1. Nieudaną witrynę można sprzedać.

2. Wapnowanie - dobry sposób zmniejszyć stężenie metali ciężkich w glebie. Są różne . Najprostszy: wrzuć garść ziemi do pojemnika z octem, jeśli pojawi się piana, to gleba ma odczyn zasadowy. Lub wykop trochę ziemi, jeśli znajdziesz w niej białą warstwę, oznacza to, że występuje kwasowość. Pytanie brzmi, ile. Po wapnowaniu należy regularnie sprawdzać kwasowość, może być konieczne powtórzenie procedury. Limonka mąka dolomitowa, żużel wielkopiecowy, popiół torfowy, wapień.

Jeśli w gruncie nagromadziło się już dużo metali ciężkich, warto usunąć wierzchnią warstwę gleby (20-30 cm) i zastąpić ją czarną ziemią.

3. Stałe nawożenie nawozami organicznymi (obornik, kompost). Im więcej próchnicy w glebie, tym mniej zawiera metali ciężkich, a toksyczność spada. Biedna, jałowa ziemia nie jest w stanie ochronić roślin. Nie przesycaj nawozami mineralnymi, zwłaszcza azotem. Nawozy mineralne szybko rozkładają materię organiczną.

4. Poluzowanie powierzchni. Po poluzowaniu pamiętaj, aby przeprowadzić z torfem lub kompostem. Przy rozluźnianiu warto dodać wermikulitu, który stanie się barierą między roślinami a toksycznymi substancjami w glebie.

5. Mycie ziemi tylko z dobrym drenażem. W przeciwnym razie z wodą metale ciężkie rozprzestrzenią się po całym obszarze. wylany czystej wody aby zmyć warstwę gleby 30-50 cm pod uprawy warzywne i do 120 cm pod krzewy owocowe i drzewa. Płukanie przeprowadza się na wiosnę, kiedy po zimie w glebie jest wystarczająca ilość wilgoci.

6. Usuń górną warstwę gleby, wykonaj dobry drenaż z keramzytu lub kamyków i przykryj czarną ziemią na wierzchu.

7. Rośliny należy uprawiać w pojemnikach lub szklarni, w których glebę można łatwo wymienić. Uważaj, nie hoduj rośliny w jednym miejscu przez długi czas.

8. Jeśli działka ogrodowa w pobliżu drogi gleba może zawierać ołów, który wydostaje się ze spalin samochodowych. Wyciąg ołowiany przez sadzenie grochu między roślinami, nie zbieraj. Groszek wykopujemy jesienią i palimy razem z owocami. Rośliny o potężnym głębokim systemie korzeniowym poprawią glebę, która przeniesie fosfor, potas i wapń z warstwy głębokiej do warstwy górnej.

9. Warzywa i owoce uprawiane na glebie ciężkiej należy zawsze poddawać obróbka cieplna a przynajmniej umyć bieżąca woda usuwając w ten sposób pył atmosferyczny.

10. Na terenach zanieczyszczonych lub na odcinku drogi montuje się solidne ogrodzenie, siatka nie będzie stanowić bariery dla pyłu drogowego. Pamiętaj, aby za ogrodzeniem posadzić drzewa liściaste (). Jako opcja doskonała ochrona będą lądowania wielopoziomowe, które będą pełnić rolę obrońców przed pyłem atmosferycznym i sadzą.

Obecność metali ciężkich w glebie nie jest zdaniem, najważniejsze jest ich terminowa identyfikacja i neutralizacja.

Metale ciężkie to biochemicznie aktywne pierwiastki, które wchodzą w cykl substancji organicznych i wpływają głównie na organizmy żywe. Do metali ciężkich należą pierwiastki takie jak ołów, miedź, cynk, kadm, nikiel, kobalt i szereg innych.

Migracja metali ciężkich w glebach zależy przede wszystkim od warunków zasadowo-kwasowych i redoks, które decydują o różnorodności warunków glebowo-geochemicznych. Istotną rolę w migracji metali ciężkich w profilu glebowym odgrywają bariery geochemiczne, które w niektórych przypadkach wzmacniają, w innych osłabiają (dzięki zdolnościom konserwacyjnym) odporność gleb na zanieczyszczenia metalami ciężkimi. Na każdej z barier geochemicznych utrzymuje się pewna grupa pierwiastków chemicznych o podobnych właściwościach geochemicznych.

Specyfika głównych procesów glebotwórczych i rodzaj reżim wodny określić charakter rozmieszczenia metali ciężkich w glebach: akumulację, konserwację lub usuwanie. Grupy gleb z akumulacją metali ciężkich w różne części profil glebowy: na powierzchni, w górnej, w środkowej części, z dwoma maksimami. Ponadto zidentyfikowano gleby w strefie, które charakteryzują się koncentracją metali ciężkich ze względu na wewnątrzprofilową konserwację kriogeniczną. grupa specjalna tworzą gleby, w których metale ciężkie są usuwane z profilu w warunkach reżimów wymywania i okresowego wymywania. Wewnątrzprofilowy rozkład metali ciężkich ma bardzo ważne do oceny zanieczyszczenia gleb i prognozowania intensywności akumulacji w nich zanieczyszczeń. Charakterystykę wewnątrzprofilowego rozmieszczenia metali ciężkich uzupełnia grupowanie gleb według intensywności ich udziału w cyklu biologicznym. W sumie wyróżnia się trzy gradacje: wysoką, umiarkowaną i słabą.

Specyficzne jest geochemiczne środowisko migracji metali ciężkich w glebach rzecznych terenów zalewowych, gdzie przy zwiększonym nawadnianiu znacznie wzrasta mobilność pierwiastków i związków chemicznych. Specyfika procesów geochemicznych wynika tu przede wszystkim z wyraźnej sezonowości zmiany warunków redoks. Wynika to ze specyfiki reżimu hydrologicznego rzek: czasu trwania powodzi wiosennych, występowania lub braku powodzi jesiennych oraz charakteru okresu niżowego. Czas trwania zalewania teras zalewowych przez wodę powodziową determinuje dominację warunków oksydacyjnych (krótkotrwałe zalewanie terenu zalewowego) lub redoks (długotrwałe zalewanie).

Gleby orne podlegają największym wpływom technogenicznym o charakterze obszarowym. Główne źródło zanieczyszczeń, z którym do gleb uprawnych przedostaje się do 50% całkowity metale ciężkie, - nawozy fosforowe. W celu określenia stopnia potencjalnego zanieczyszczenia gleb ornych przeprowadzono sprzężoną analizę właściwości gleb i właściwości zanieczyszczeń: uwzględniono zawartość, skład próchnicy i skład granulometryczny gleb, a także warunki zasadowo-kwasowe. Dane o stężeniu metali ciężkich w fosforytach złóż o różnej genezie pozwoliły na obliczenie ich średniej zawartości z uwzględnieniem przybliżonych dawek nawozów stosowanych do gleb uprawnych różne dzielnice. Ocena właściwości gleby jest skorelowana z wartościami obciążenia agrogenicznego. Łączny integralna ocena stanowiły podstawę do określenia stopnia potencjalnego zanieczyszczenia gleby metalami ciężkimi.

Najgroźniejsze pod względem stopnia zanieczyszczenia metalami ciężkimi są gleby wielopróchnicze, gliniasto-ilaste o zasadowym odczynie środowiska: ciemnoszare gleby leśne oraz ciemne kasztanowce o dużej zdolności akumulacyjnej. zwiększone niebezpieczeństwo zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi charakteryzuje również regiony moskiewski i briański. Sytuacja z glebami bagienno-bielicowymi nie przyczynia się tu do akumulacji metali ciężkich, ale na tych terenach obciążenie technogeniczne jest duże i gleby nie mają czasu na „samooczyszczanie”.

Ocena ekologiczno-toksykologiczna gleb pod kątem zawartości metali ciężkich wykazała, że ​​1,7% gruntów rolnych jest zanieczyszczonych substancjami I klasy zagrożenia (wysoce niebezpieczne) i 3,8% - II klasy zagrożenia (umiarkowanie niebezpieczne). Zanieczyszczenie gleby metalami ciężkimi i zawartością arsenu powyżej ustalonych norm stwierdzono w Republice Buriacji, Republice Dagestanu, Republice Mordowii, Republice Tyvy, na Terytorium Krasnojarskim i Nadmorskim, w Iwanowie, Irkucku, Kemerowie, Kostromie , Murmańsk, Nowogród, Orenburg, Sachalin, Czyta.

Lokalne skażenie gleb metalami ciężkimi wiąże się przede wszystkim z dużymi miastami. Ocenę ryzyka zanieczyszczenia gleby kompleksami metali ciężkich przeprowadzono według wskaźnika całkowitego Zc.

Skład chemiczny gleb na różnych terytoriach jest niejednorodny, a rozkład pierwiastków chemicznych zawartych w glebach na całym terytorium jest nierównomierny. Na przykład metale ciężkie, znajdujące się głównie w stanie rozproszonym, mogą tworzyć lokalne wiązania, w których ich stężenia są setki i tysiące razy wyższe niż poziomy Clarke'a.

Szereg pierwiastków chemicznych jest niezbędnych do normalnego funkcjonowania organizmu. Ich niedobór, nadmiar lub brak równowagi może powodować choroby zwane mikroelementozami 1 , czyli endemie biogeochemiczne, które mogą być zarówno naturalne, jak i wywołane przez człowieka. W ich dystrybucji ważną rolę odgrywa woda, a także produkty spożywcze, w których pierwiastki chemiczne przedostają się z gleby poprzez łańcuchy pokarmowe.

Ustalono eksperymentalnie, że na procentową zawartość HM w roślinach wpływa procent HM w glebie, atmosferze i wodzie (w przypadku glonów). Zauważono również, że na glebach o tej samej zawartości metali ciężkich ten sam plon daje inny plon, choć warunki klimatyczne też się pokrywały. Następnie odkryto zależność produktywności od kwasowości gleby.

Najbardziej zbadane wydaje się zanieczyszczenie gleby kadmem, rtęcią, ołowiem, arsenem, miedzią, cynkiem i manganem. Rozważ zanieczyszczenie gleby tymi metalami osobno dla każdego. 2

Kadm (Cd)

Zawartość kadmu w skorupie ziemskiej wynosi około 0,15 mg/kg. Kadm jest skoncentrowany w skałach wulkanicznych (od 0,001 do 1,8 mg/kg), metamorficznych (od 0,04 do 1,0 mg/kg) i osadowych (od 0,1 do 11,0 mg/kg). Gleby powstałe na bazie m.in materiały źródłowe, zawierają 0,1-0,3; Odpowiednio 0,1 - 1,0 i 3,0 - 11,0 mg/kg kadmu.

W glebach kwaśnych kadm występuje w postaci Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , aw glebach wapiennych - w postaci Cd 2+ , CdCl + , CdSO 4 , CdHCO 3 + .

Pobieranie kadmu przez rośliny znacznie spada, gdy gleby kwaśne są wapnowane. W tym przypadku wzrost pH zmniejsza rozpuszczalność kadmu w wilgotności gleby, a także biodostępność kadmu glebowego. Tak więc zawartość kadmu w liściach buraków na glebach wapiennych była mniejsza niż zawartość kadmu w tych samych roślinach na glebach nie wapnowanych. Podobny efekt wykazał ryż i pszenica -->.

Negatywny wpływ wzrostu pH na dostępność kadmu wiąże się ze spadkiem nie tylko rozpuszczalności kadmu w fazie roztworu glebowego, ale także aktywności korzeni, która wpływa na wchłanianie.

Kadm jest raczej nieaktywny w glebie, a jeśli materiał zawierający kadm zostanie dodany do jej powierzchni, większość pozostanie nienaruszona.

Metody usuwania zanieczyszczeń z gleby obejmują usunięcie samej skażonej warstwy, usunięcie kadmu z warstwy lub przykrycie skażonej warstwy. Kadm można przekształcić w złożone nierozpuszczalne związki za pomocą dostępnych środków chelatujących (np. kwas etylenodiaminotetraoctowy). .

Ze względu na stosunkowo szybkie pobieranie kadmu z gleby przez rośliny i niski poziom toksyczności powszechnie spotykanych stężeń, kadm może gromadzić się w roślinach i wchodzić do łańcucha pokarmowego szybciej niż ołów i cynk. Dlatego kadm stanowi największe zagrożenie dla zdrowia ludzi, gdy odpady są wprowadzane do gleby.

Procedura minimalizująca ilość kadmu, który może dostać się do łańcuch pokarmowy człowieka ze skażonych gleb, czy uprawa na tym gleba roślinna, nieużywane do żywności lub upraw, które pochłaniają niewielkie ilości kadmu.

Generalnie rośliny na glebach kwaśnych wchłaniają więcej kadmu niż na glebach obojętnych lub zasadowych. Dlatego wapnowanie gleb kwaśnych jest skuteczny środek zmniejszenie ilości wchłanianego kadmu.

Rtęć (Hg)

Rtęć występuje w przyrodzie w postaci pary metalu Hg 0 powstającej podczas jej parowania z skorupa Ziemska; w postaci nieorganicznych soli Hg (I) i Hg (II) oraz w postaci organicznego związku metylortęci CH 3 Hg +, monometylo- i dimetylowych pochodnych CH 3 Hg + i (CH 3) 2 Hg.

Rtęć gromadzi się w górnym horyzoncie (0-40 cm) gleby i słabo migruje do jej głębszych warstw. Związki rtęci są wysoce stabilnymi substancjami glebowymi. Rośliny rosnące na glebie skażonej rtęcią pobierają znaczne ilości pierwiastka i gromadzą go w niebezpiecznych stężeniach lub nie rosną.

Ołów (Pb)

Według danych z doświadczeń przeprowadzonych w warunkach hodowli piaskowej z wprowadzeniem do gleby progowych stężeń Hg (25 mg/kg) i Pb (25 mg/kg) oraz przekroczeniem progu 2–20 razy, rośliny owsa rosną i rozwijają się zwykle do pewnego poziomu zanieczyszczenia. Wraz ze wzrostem stężenia metali (dla Pb począwszy od dawki 100 mg/kg), wygląd zewnętrzny rośliny. Przy ekstremalnych dawkach metali rośliny umierają w ciągu trzech tygodni od rozpoczęcia eksperymentów. Zawartość metali w składnikach biomasy rozkłada się w kolejności malejącej: korzenie – część nadziemna – ziarno.

Całkowite pobranie ołowiu do atmosfery (a tym samym częściowo do gleby) z pojazdów w Rosji w 1996 r. oszacowano na około 4,0 tys. ton, z czego 2,16 tys. ton stanowiły przewozy towarowe. Maksymalne obciążenie za ołów przypadały regiony Moskwy i Samara, a następnie regiony Kaługa, Niżny Nowogród, Włodzimierz i inne podmioty Federacji Rosyjskiej znajdujące się w środkowej części europejskiego terytorium Rosji oraz Północny Kaukaz. Największe bezwzględne emisje ołowiu zaobserwowano w rejonie Uralu (685 t), Wołgi (651 t) i Zachodniej Syberii (568 t). Najbardziej niekorzystny wpływ emisji ołowiu odnotowano w Tatarstanie, Krasnodaru i Stawropolu, Rostowie, Moskwie, Leningradzie, Niżnym Nowogrodzie, Wołgogradzie, Woroneżu, Saratowie i Regiony Samary(Gazeta Green World, wydanie specjalne nr 28, 1997).

Arsen (as)

Arsen występuje w środowisku w różnych stabilnych chemicznie formach. Jego dwa główne stopnie utlenienia to As(III) i As(V). Arsen pięciowartościowy występuje powszechnie w przyrodzie w postaci różnych związków nieorganicznych, chociaż arszenik trójwartościowy łatwo znajduje się w wodzie, zwłaszcza w warunkach beztlenowych.

Miedź(c)

Naturalne minerały miedzi w glebie obejmują siarczany, fosforany, tlenki i wodorotlenki. Siarczki miedzi mogą tworzyć się w słabo osuszonych lub zalanych glebach, w których spełnione są warunki redukujące. Minerały miedzi są zwykle zbyt rozpuszczalne, aby pozostać w swobodnie osuszonych glebach rolniczych. W zanieczyszczonym gleby metalowe, jednak środowisko chemiczne może być kontrolowane przez procesy nierównowagowe prowadzące do akumulacji metastabilnych faz stałych. Zakłada się, że kowelit (CuS) lub chalkopiryt (CuFeS 2) można również znaleźć w regenerowanych glebach skażonych miedzią.

Ślady miedzi mogą występować jako oddzielne wtrącenia siarczkowe w krzemianach i mogą izomorficznie zastępować kationy w krzemianach warstwowych. Niezrównoważone ładunkowo minerały ilaste niespecyficznie absorbują miedź, podczas gdy tlenki i wodorotlenki żelaza i manganu wykazują bardzo wysokie specyficzne powinowactwo do miedzi. Związki organiczne o wysokiej masie cząsteczkowej mogą być stałymi absorbentami miedzi, podczas gdy substancje organiczne o niskiej masie cząsteczkowej mają tendencję do tworzenia rozpuszczalnych kompleksów.

Złożoność składu gleby ogranicza możliwość ilościowego rozdziału związków miedzi na określone formy chemiczne. wskazuje na --> Obecność duża masa konglomeraty miedzi znajdują się zarówno w substancjach organicznych, jak iw tlenkach Fe i Mn. Wprowadzenie odpadów zawierających miedź lub nieorganicznych soli miedzi zwiększa stężenie związków miedzi w glebie, które można wyekstrahować stosunkowo łagodnymi odczynnikami; tak więc miedź można znaleźć w glebie w postaci nietrwałych form chemicznych. Ale pierwiastek łatwo rozpuszczalny i wymienny - miedź - tworzy niewielką liczbę form zdolnych do przyswajania przez rośliny, zwykle mniej niż 5% całkowitej zawartości miedzi w glebie.

Toksyczność miedzi wzrasta wraz ze wzrostem pH gleby i niską zdolnością do wymiany kationów gleby. Wzbogacanie miedzi w wyniku ekstrakcji następuje tylko w powierzchniowych warstwach gleby, a uprawy z głębokim systemem korzeniowym nie cierpią z tego powodu.

Środowisko i odżywianie roślin może wpływać na fitotoksyczność miedzi. Na przykład toksyczność miedzi w stosunku do ryżu na równinach była wyraźnie zauważona, gdy rośliny były podlewane raczej zimną niż ciepłą wodą. Faktem jest, że aktywność mikrobiologiczna jest stłumiona w zimnej glebie i stwarza w glebie te warunki redukujące, które przyczyniłyby się do wytrącania miedzi z roztworu.

Fitotoksyczność dla miedzi występuje początkowo z nadmiaru dostępnej miedzi w glebie i jest wzmacniana przez kwasowość gleby. Ponieważ miedź jest stosunkowo nieaktywna w glebie, prawie cała miedź, która dostanie się do gleby, pozostaje w górne warstwy. Wprowadzenie substancji organicznych do gleb skażonych miedzią może zmniejszyć toksyczność dzięki adsorpcji rozpuszczalnego metalu przez podłoże organiczne (w tym przypadku jony Cu 2+ są przekształcane w związki złożone mniej dostępne dla roślin) lub poprzez zwiększenie mobilności Jony Cu 2+ i wypłukiwanie ich z gleby w postaci rozpuszczalnych kompleksów miedzioorganicznych.

Cynk (Zn)

Cynk występuje w glebie w postaci oksosiarczanów, węglanów, fosforanów, krzemianów, tlenków i wodorotlenków. Te nie związki organiczne metastabilny na dobrze zdrenowanych gruntach rolnych. Najwyraźniej sfaleryt ZnS jest termodynamicznie dominującą formą zarówno w glebach zredukowanych, jak i utlenionych. Pewne powiązanie cynku z fosforem i chlorem jest widoczne w zredukowanych osadach zanieczyszczonych metalami ciężkimi. Dlatego w glebach bogatych w metale powinny znajdować się stosunkowo rozpuszczalne sole cynku.

Cynk jest izomorficznie zastępowany innymi kationami w minerałach krzemianowych i może być okludowany lub współstrącany z wodorotlenkami manganu i żelaza. Krzemiany warstwowe, węglany, uwodnione tlenki metali i związki organiczne dobrze wchłaniają cynk, wykorzystując zarówno specyficzne, jak i niespecyficzne miejsca wiązania.

Rozpuszczalność cynku wzrasta w glebach kwaśnych, a także w tworzeniu kompleksów z ligandami organicznymi o małej masie cząsteczkowej. Warunki ograniczające mogą zmniejszyć rozpuszczalność cynku z powodu tworzenia nierozpuszczalnego ZnS.

Fitotoksyczność cynku zwykle objawia się, gdy korzenie roślin wchodzą w kontakt z nadmiarem roztworu cynku w glebie. Transport cynku przez glebę odbywa się poprzez wymianę i dyfuzję, przy czym ten ostatni proces dominuje w glebach o niskiej zawartości cynku. Transport metaboliczny jest bardziej istotny w glebach o wysokiej zawartości cynku, w których stężenia rozpuszczalnego cynku są stosunkowo stabilne.

Mobilność cynku w glebie zwiększa się w obecności czynników chelatujących (naturalnych lub syntetycznych). Wzrost stężenia rozpuszczalnego cynku spowodowany powstawaniem rozpuszczalnych chelatów kompensuje spadek ruchliwości spowodowany wzrostem wielkości cząsteczek. Stężenie cynku w tkankach roślin, całkowity pobór i objawy toksyczności są dodatnio skorelowane ze stężeniem cynku w roztworze myjącym korzenie roślin.

Wolny jon Zn 2+ jest wchłaniany głównie przez system korzeniowy roślin, dlatego powstawanie rozpuszczalnych chelatów przyczynia się do rozpuszczalności tego metalu w glebie, a reakcja ta kompensuje zmniejszoną dostępność cynku w formie chelatowej.

Początkowa forma zanieczyszczenia metalami wpływa na potencjalną toksyczność cynku: dostępność cynku dla rośliny w nawożonych glebach o równoważnej całkowitej zawartości tego metalu zmniejsza się w kompoście serii ZnSO 4 >osad>śmieci.

Większość eksperymentów dotyczących zanieczyszczenia gleby osadami zawierającymi cynk nie wykazała spadku plonu ani ich oczywistej fitotoksyczności; niemniej jednak ich długoterminowe wprowadzenie z wysoka prędkość może uszkodzić rośliny. Prosta aplikacja cynku w postaci ZnSO 4 powoduje zmniejszenie wzrostu plonów na glebach kwaśnych, natomiast jego długotrwałe stosowanie w prawie gleby neutralne pozostaje niezauważony.

Poziomy toksyczności w glebach rolniczych osiągane przez cynk są zwykle spowodowane cynkiem powierzchniowym; zwykle nie wnika głębiej niż 15-30 cm Głębokie korzenie niektórych upraw mogą uniknąć kontaktu z nadmiarem cynku ze względu na ich położenie w niezanieczyszczonym podłożu.

Wapnowanie gleb zanieczyszczonych cynkiem zmniejsza jego koncentrację w uprawach polowych. Dodatki NaOH lub Ca(OH) 2 zmniejszają toksyczność cynku w roślinach uprawianych na glebach o wysokiej zawartości cynku. gleby torfowe, chociaż w tych glebach wchłanianie cynku przez rośliny jest bardzo ograniczone. Niedobór żelaza wywołany cynkiem można wyeliminować stosując chelaty żelaza lub FeSO 4 do gleby lub bezpośrednio do liści. Fizyczne usunięcie lub usunięcie całkowicie skażonej cynkiem warstwy wierzchniej może zapobiec toksycznemu wpływowi metalu na rośliny.

Mangan

W glebie mangan występuje na trzech stopniach utlenienia: +2, +3, +4. W większości metal ten jest związany z minerałami pierwotnymi lub tlenkami metali wtórnych. W glebie całkowita ilość manganu waha się na poziomie 500 - 900 mg/kg.

Rozpuszczalność Mn 4+ jest niezwykle niska; mangan trójwartościowy jest bardzo niestabilny w glebie. Większość manganu w glebach występuje w postaci Mn 2+ , natomiast w glebach dobrze napowietrzonych większość w fazie stałej występuje w postaci tlenku, w którym metal znajduje się w IV stopniu utlenienia; w glebach słabo napowietrzonych mangan jest powoli redukowany przez środowisko mikrobiologiczne i przechodzi do roztworu glebowego, dzięki czemu staje się wysoce mobilny.

Rozpuszczalność Mn 2+ znacznie wzrasta przy niskich wartościach pH, ​​ale zmniejsza się wchłanianie manganu przez rośliny.

Toksyczność manganu często występuje, gdy całkowity poziom manganu jest średni do wysokiego, pH gleby jest dość niskie, a dostępność tlenu w glebie jest również niska (tj. występują warunki redukujące). Aby wyeliminować wpływ tych warunków należy zwiększyć pH gleby poprzez wapnowanie, należy dążyć do poprawy odwodnienia gleby, ograniczenia dopływu wody, tj. ogólnie poprawiają strukturę gleby.