Студопедия
Случайная страница | ТОМ-1 | ТОМ-2 | ТОМ-3
АвтомобилиАстрономияБиологияГеографияДом и садДругие языкиДругоеИнформатика
ИсторияКультураЛитератураЛогикаМатематикаМедицинаМеталлургияМеханика
ОбразованиеОхрана трудаПедагогикаПолитикаПравоПсихологияРелигияРиторика
СоциологияСпортСтроительствоТехнологияТуризмФизикаФилософияФинансы
ХимияЧерчениеЭкологияЭкономикаЭлектроника

Загрязнение почвы

Читайте также:
  1. Виды механической обработки почвы и орудия, применяемые при этом.
  2. Водные свойства почвы
  3. ВОДНЫЙ РЕЖИМ почвы и пути его регулирования
  4. ЗАГРЯЗНЕНИЕ
  5. Загрязнение атмосферы
  6. Загрязнение природных вод
Помощь в написании учебных работ
1500+ квалифицированных специалистов готовы вам помочь

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: SO42-, Cl-, HPO42-, NO3-, HCO3-.

Cd2+ + SO42- → Cd SO4;

Cd2+ + 2Cl- → CdCl2;

Cd2+ + HPO42- → 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+ + SO42-→ ZnSO4;

Zn2+ + HPO42- → 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+ + SO42-→ NiSO4;

Ni2+ + 2Cl-→ NiCl2;

Ni2+ + 2NO3-→ Ni(NO3)2;

Ni2+ + HPO42- → 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+ + 2SO42-→ Se(SO4)2 → SeS4 (последняя реакция протекает при условиях благоприятных восстановлению)

Se4+ + 4NO3-→ Se(NO3)4;

Se4+ + 4Cl-→ SeCl4;

Se4+ + 2HPO42- → 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+ + SO42-→ 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+ + SO42-→ FeSO4;

Fe2+ + 2Cl-→ FeCl2;

Fe2+ + NO3-→ Fe(NO3)2;

Fe2+ + HPO42- → 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+ + SO42- → CuSO4↓;

Cu2+ + 2Cl- → CuCl2↓; (pH = 6–8,5)

Cu2+ + HPO42- → 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+ + CO32- → ZnCO3↓; (pH = 6–8,5)

Zn2+ + HPO42- → 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+ + HPO42-→ 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+ + SO42- → 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-, SO42-, 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 MnO42-, 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+ + SO42-→ 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+ + SO42-→ (NH4)2SO42-;

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; просмотров: 126 | Нарушение авторских прав


 

 

Читайте в этой же книге: Человек и окружающая среда как система | Типы и группы взаимодействий экологического характера. Химический аспект взаимодействий. Ограничения, наложенные внешней химической средой | Хим-ие, фотохим-е и биохим-е процессы | Состав атмосферы | Процессы образования и потерь малых атмосферных составляющих | Состав природных вод | Строение и состав почвы. Основные физико-химические процессы в почвенном слое | Загрязнение атмосферы | Загрязнение природных вод | Биогеохимические и ресурсные циклы веществ |
<== предыдущая страница | следующая страница ==>
Круговорот воды в биосфере| Внешний вид

mybiblioteka.su - 2015-2022 год. (0.026 сек.)