Загрязнение почвы

Почва в большей степени подвержена антропогенному воздействию. Наибольшую опасность для почвы и ее обитателей представляет токсикация пестицидами и соединениями тяжелых металлов, закисление и засоление.

Токсические свойства определяются хим.составом и молекулярной структурой соединений. По хим.составу классифицируют:

· Хлорпроизводные углеводороды действуют в основном как инсектициды, наиболее устойчивы к компонентам прир.среды и следовательно накапливаются в наибольших кол-вах в ОПС. Вызывают нарушения нервных импульсов и могут приводить к летальному исходу.

· Фосфорорганические соединения отличаются высокой токсичностью, действуют как инсектициды. Может вызывать посторонние нервные импульсы.

· Карбоматы имеют многоцелевое назначение, воздействуют на ацетилхолинэкстеразу, как и фосфорорганические соединения.

· Хлорфенольные кислоты – производные простых органических кислот, используются как гербициды. Влияют на гормон роста растений.

Некоторые популяции растений способны адаптироваться к повышенному содержанию тяжелых металлов в почве. Тяжелые металлы воздействуют в основном на корневую систему растений. Из-за высокого содержания токсичных металлов в почве, у пастбищных животных могут наблюдаться симптомы отравления в острой и хронической форме.

13. Химическая модель токсичности кадмия (Cd²⁺) в почве

Кадмий попадает в почву из воздуха, либо вместе с продуктами сгорания, а также с фосфорсодержащими удобрениями. В некоторых случаях источником загрязнения могут быть предприятия, занимающиеся переработкой кадмия.

В кислых почвах (pH < 6) ионы кадмия весьма подвижны, и накопление элемента не наблюдается. При pH > 6 кадмий откладывается вместе с гидроксидами железа, марганца и алюминия, при этом происходит потеря протонов группами ОН^-. Соединения кадмия с гуминовыми кислотами малоустойчивы, поэтому накопление кадмия в гумусе незначительно. При pH < 6 вся масса соединений кадмия, которую почва не в состоянии удержать, переходит в растения или вымывается грунтовыми водами, загрязняя при этом питьевую воду.

В качестве специфического соединения кадмия в почве можно считать сульфид кадмия (CdS), образующийся из сульфатов при благоприятных условиях восстановления. Инны кадмия взаимодействуют с присутствующими в почве ионами: SO₄^2-, Cl^-, HPO₄^2-, NO₃^-, HCO₃^-.

Cd²⁺ + SO₄^2- → Cd SO₄;

Cd²⁺ + 2Cl^- → CdCl₂;

Cd²⁺ + HPO₄^2- → CdHPO₄;

Cd²⁺ + 2NO₃^-→ Cd(NO₃)₂;

Cd²⁺ + 2HCO₃^-→ Cd(HCO₃)₂ (образуется при рН > 8);

Химическая модель токсичности цинка (Zn²⁺) в почве

В почвах содержится примерно 5∙10^-3% цинка. Цинк играет важную роль в питании растений.

Цинк относится в распространенным в технике и быту металлов, поэтому ежегодное внесение его в почву велико. Особенно загрязнена почка вблизи цинкоперерабатывающих предприятий.

Растворимость соединений цинка в почве увеличивается при значениях pH < 6. При pH > 6 и в присутствии фосфатов усвояемость цинка растениями значительно снижается. При pH > 6 происходит накопление цинка в почве в больших количествах, вследствие взаимодействия с глинами.

В лесных гумусовых почвах цинк не накапливается, быстро вымывается из-за постоянного естественного поддерживания кислой среды. Для растений токсический эффект создается при содержании около 200 мг цинка на 1 кг сухого материала.

Цинк относится к весьма подвижным элементам в почве:

Zn²⁺ + 2Cl^- → ZnCl₂;

Zn²⁺ + SO₄^2-→ ZnSO₄;

Zn²⁺ + HPO₄^2- → ZnHPO₄;

Zn²⁺ + 2HCO₃^- → Zn(HCO₃)₂;

Zn²⁺ + 2NO₃^-→ Zn(NO₃)₂.

Химическая модель токсичности никеля (Ni²⁺) в почве

В следовых количествах никель является микроэлементом и играет жизненноважную роль в биологической системе. При более высоких концентрациях проявляет высокую токсичность по отношению к почвенным организмам. Никель обладает канцерогенными свойствами.

При pH < 6 вся масса ионов никеля, которую почва не в состоянии больше удерживать, переходит в растения или вымывается грунтовыми водами, загрязняя питьевую воду. При значениях pH > 6 происходит накопление никеля в почве в больших количествах, вследствие взаимодействия с глинами.

Ионы никеля вступают во взаимодействие в почве с различными анионами, образуя усваиваемые растениями соединения:

Ni²⁺ + SO₄^2-→ NiSO₄;

Ni²⁺ + 2Cl^-→ NiCl₂;

Ni²⁺ + 2NO₃^-→ Ni(NO₃)₂;

Ni²⁺ + HPO₄^2- → NiHPO₄;

Ni²⁺ + 2H₂PO₄^- → Ni(H₂PO₄)₂;

Ni²⁺ + 2OH^-→ Ni(OH)₂.

Химическая модель токсичности селена (Se⁴⁺) в почве

Селен – элемент, обнаруженный в основном в сульфидных осадках. Нехватка селена у крупного рогатого скота наблюдается во многих районах, но в то же время селен очень токсичен и избыток его в пищевом рационе может привести к серьезному отравлению.

При повышении кислотности почвы (pH < 6), миграция ионов селена значительно возрастает: вся их масса, которую почва не в состоянии больше удерживать, переходит в растения или вымывается с грунтовыми водами, тем самым загрязняя питьевую воду. Многие растения способны адаптироваться к высокому содержанию ионов селена (например, семейство бобовых). Растения, способные адаптироваться к избытку ионов селена в почве и накапливать их в своих нитках, служат причиной отравления пастбищных животных, и по пищевой цепи могут попадать в организм человека.

Se⁴⁺ + 2SO₄^2-→ Se(SO₄)₂ → SeS₄ (последняя реакция протекает при условиях благоприятных восстановлению)

Se⁴⁺ + 4NO₃^-→ Se(NO₃)₄;

Se⁴⁺ + 4Cl^-→ SeCl₄;

Se⁴⁺ + 2HPO₄^2- → Se(HPO₄)₂.

Химическая модель токсичности ртути (Hg²⁺) в почве

Следы ионов ртути представляют собой наибольшую потенциальную опасность.

Для ртути характерно метилирование. Металлическая ртуть метилируется в две стадии:

Hg²⁺ → CH₃Hg⁺ → (CH₃)₂Hg;

Ионы метилртути, а также диметилртути сорбируются организмами. Для ртути было обнаружено биоконцентрирование. В растениях ртуть может откладываться в клеточных стенках (целлюлоза) или в клеточных вакуолях с образованием хелатов. В этих случаях ртуть становится не активной.

При pH < 6 ионы ртути вымываются из почвы, загрязняя грунтовые воды и следовательно загрязняя питьевые воды. При pH > 6 – происходит накопление ртути в почве.

Ионы ртути взаимодействуют в почве с другими ионами, образую усваиваемые растениями соединения:

Hg²⁺ + 2Cl^-→ HgCl₂;

Hg²⁺ + 2NO₃^-→ Hg(NO₃)₂;

Hg²⁺ + SO₄^2-→ HgSO₄.

Химическая модель токсичности железа (Fe²⁺, Fe³⁺) в почве

При обычных значениях рН почвы железо накапливается в виде Fe(OH)₃:

Fe³⁺ + OH^- → Fe(OH)₃↓;

При малом содержании кислорода, понижается окислительно-восстановительный потенциал почвы, что способствуют восстановлению Fe³⁺ в Fe²⁺:

Fe(OH)₃ + 3Н⁺ + е^- → Fe²⁺ + 3Н₂О;

Таким образом, железо переходит в форму, усваиваемую растениями:

Fe²⁺ + SO₄^2-→ FeSO₄;

Fe²⁺ + 2Cl^-→ FeCl₂;

Fe²⁺ + NO₃^-→ Fe(NO₃)₂;

Fe²⁺ + HPO₄^2- → FeHPO₄;

Fe²⁺ + 2OH^-→ Fe(OH)₂↓;

Так как при анаэробных условиях возможность усвоения железа слишком сильно возрастает, то увеличивается и его токсичность. Железо после восстановления обладает повышенной подвижностью в почве. Поэтому в восстановительных эти элементы легче вымываются из почвы, которая в результате обедняется этим элементом.

Низкие значения рН способствуют присоединению анионов к железосодержащим коллоидным частицам в почве, т.к. протоны сообщают комплексам положительный заряд.

У фосфатов возможен обмен их кислотных остатков с ОН-группами на поверхности железосодержащих коллоидных частиц, при этом фосфатные остатки связываются и дальнейшее усвоение фосфора растениями становится невозможным.

Химическая модель токсичности меди (Cu²⁺) в воде

Медь взаимодействует с присутствующими анионами в воде, в результате чего образуются малорастворимые соединения, накапливающиеся в лонном осадке:

Cu²⁺ + OH^- → Cu(OH)₂↓;

Cu²⁺ + SO₄^2- → CuSO₄↓;

Cu²⁺ + 2Cl^- → CuCl₂↓; (pH = 6–8,5)

Cu²⁺ + HPO₄^2- → CuHPO₄↓;

Cu²⁺ + 2NO₃^- → Cu(NO₃)₂↓;

При pH < 6 растворимость соединений меди возрастает и они будут переходить из донного осадка в основную водную массу. В природных водных системах медь может находиться в форме гидротированных соединений, ионных пар, комплексных ионов.

Химическая модель токсичности цинка (Zn²⁺) в воде

Цинк относится к потенциально опасным металлам, т.е. скорость эмиссии цинка на порядок выше величины естественного переноса. Присутствующий цинк в виде следов играет жизненно важную роль в биологической системе и является микроэлементом.

При изменении pH < 6 малорастворимые соединения цинка переходят в растворенное состояние и из донного осадка переходят в основную массу. В природных водных системах цинк может находится в форме: гидротированных соединений, комплексных ионов, ионных пар.

Цинк взаимодействует с присутствующими анионами в воде, в результате его образуются малорастворимые соединения, накапливающиеся в донном осадке:

Zn²⁺ + 2OH^- → Zn(OH)₂↓;

Zn²⁺ + CO₃^2- → ZnCO₃↓; (pH = 6–8,5)

Zn²⁺ + HPO₄^2- → ZnHPO₄↓;

Zn²⁺ + Cl^- → ZnCl₂; (в растворенном виде)

Концентрирование загрязнителей в донных осадках способствует биологическому аккумулированию их в живых организмах.

Химическая модель токсичности марганца (Мn²⁺) в воде

Марганец взаимодействует с присутствующими анионами в воде:

Mn²⁺ + OH^- → Mn(OH)₂↓;

Mn²⁺ + HPO₄^2-→ Mn HPO₄↓;

Образующиеся соединения концентрируются в донном осадке. Донные обитатели воды могут поглощать и преобразовывать загрязняющие вещества. Марганец может накапливаться в живых организмах:

Mn²⁺ + 2HCO₃^- → Mn(HCO₃)₂;

Mn²⁺ + 2Cl^- → MnCl₂;

Mn²⁺ + SO₄^2- → MnSO₄;

Mn²⁺ + 2NO₃^- → Mn(NO₃)₂;

Донные соединения находятся в растворенной форме и зоной их концентрирования является поверхностная пленка.

Ионы марганца подвергаются поверхностной гидратации, в которой лигандом является вода:

Mn²⁺ + 4H₂O [Mn(H₂O)₄]²⁺

Также лигандами могут быть: Cl^-, SO₄^2-, HCO₃^-.

Кроме гидратированных соединений марганец в воде существует в виде: комплексов, ионных пар.

Ионы MnO₄^- в кислой среде (pH < 6) восстанавливается до Mn²⁺:

MnO₄^- + 8Н⁺ → Mn²⁺ + 4Н₂О.

В щелочной среде – до MnO₄^2-, в нейтральной – до MnO₂:

MnO₄^- + 2H₂O → MnO₂ + 4ОН^-.

Химическая модель токсичности железа (Fe²⁺, Fe³⁺) в воде

Железо в поверхностных водах существует в форме Fe(II) и Fe(III). В поверхностных водах соединения двухвалентного железа мигрируют в основном в ионной форме Fe²⁺, а соединения трехвалентного железа в отсутствии комплексообразующих соединений, в большей степени находятся во взвешенном состоянии:

Fe²⁺ + SO₄^2-→ FeSO₄;

Fe²⁺ + NO₃^-→ Fe(NO₃)₂;

Fe²⁺ + HСO₃^- → Fe(HСO₃)₂;

Fe²⁺ + 2OH^-→ Fe(OH)₂↓;

Fe²⁺ + 2Cl^-→ FeCl₂;

О₂ ОН^-

Fe²⁺ → Fe³⁺ → Fe(OH)₃↓;

Fe³⁺ + 3Cl^-→ FeCl₃;

Большинство соединений Fe(II) находятся в растворенной форме и концентрируются в поверхностной пленке. Малорастворимые и нерастворимые соединения Fe(III) накапливаются в донном осадке.

При pH > 7 железо будет селективно соединяться с ионами гидроксила с попеременным образованием Fe(OH)₂⁺, Fe(OH)₄^-. При pH < 6 соединения Fe(III) из донного осадка переходят в растворенные формы и распределяются в водной массе. Ион Fe²⁺ является токсичным для живых организмов.

Химическая модель токсичности ионов аммония (NH₄⁺) в воде

В форме NH₄⁺ в воде существует аммиак. NH₄⁺ подвергается реакции нитрификации, которая протекает в две стадии, представляющие реакции окисления под воздействием автотрофных бактерий:

2NH₄⁺ + 3О₂ → 4Н⁺ + 2NО₂^- + 2Н₂О;

2NО₂^- + О₂ → 2NО₃^- (азотобактера);

Живые организмы нуждаются в различных химических формах азота для образования белков и генетически важных нуклеиновых кислот. В воде NH₄⁺ образует растворимые соединения:

NH₄⁺ + SO₄^2-→ (NH₄)₂SO₄^2-;

NH₄⁺ + ОН^- → NH₄ОН;

NH₄⁺ + Cl^- → NH₄Cl;

NH₄⁺ + NO₃^-→ NH₄ NO₃;

NH₄⁺ + HСO₃^- → NH₄HСO₃;

При наличии избыточных концентраций NH₄⁺ рост фитопланктона усиливается, что увеличивает потребность в микроэлементах. В этих условиях запасы микроэлементов истощаются, следствием является снижение роста организмов. При достаточном количестве питательных веществ в таких условиях уменьшается содержание О₂ – эвтрофикация.

Химическая модель токсичности ртути (Hg²⁺) в воде

Источниками поступления ртутьсодержащих соединений являются стоки пром.предприятий, а также поверхностный сток, содержащий растворенные формы ртуть содержащих пестицидов.

В водн.системах ртуть может превращаться биогенно при участии микроорганизмов из относительно малотоксичных формHg(I) в высокотоксичные Hg(II). Такой процесс называется метиллированием ртути. Метильные группы переносятся на Hg²⁺ от метилкобаламина.

Hg²⁺ + Hg Hg₂²⁺;

Hg²⁺ + RCH₃ → (CH₃)₂Hg;

Hg²⁺ + RCH₃ → CH₃Hg;

HgCl₂ → (CH₃)₂Hg + 2Cl^- (метилкобаламин);

HgCl₂ → CH₃HgСl + Cl^- (метилкобаламин);

Дата добавления: 2015-07-14