Contaminazione del suolo con colore dei metalli pesanti. Problemi di inquinamento del suolo da metalli pesanti e possibili soluzioni agli stessi

S. Donahue - Contaminazione del suolo da metalli pesantiI suoli sono una delle componenti più importanti degli ambienti agricoli e urbani e, in entrambi i casi, una corretta gestione è la chiave per la qualità del suolo. Questa serie di note tecniche esamina le attività umane che causano il degrado del suolo e le pratiche di gestione che proteggono i suoli urbani. La presente nota tecnica riguarda la contaminazione del suolo da metalli pesanti

Metalli nel suolo

L'estrazione, la produzione e l'utilizzo di sostanze sintetiche (es. pesticidi, vernici, rifiuti industriali, acque domestiche e industriali) possono portare alla contaminazione dei terreni urbani e agricoli con metalli pesanti. Anche i metalli pesanti sono presenti in natura, ma raramente in quantità tossiche. Una potenziale contaminazione del suolo può verificarsi in vecchie discariche (soprattutto quelle utilizzate per rifiuti industriali), in vecchi frutteti dove venivano utilizzati pesticidi contenenti arsenico come principio attivo, in campi precedentemente utilizzati per liquami o fanghi urbani, in aree o attorno a discariche minerarie e bacini di decantazione, aree industriali in cui le sostanze chimiche potrebbero essere state scaricate sul terreno in aree sottovento rispetto ai siti industriali.

L’eccessivo accumulo di metalli pesanti nel suolo è tossico per l’uomo e gli animali. L'accumulo di metalli pesanti è solitamente cronico (esposizione per un lungo periodo di tempo), attraverso il cibo. L'avvelenamento acuto (immediato) da metalli pesanti avviene attraverso l'ingestione o il contatto con la pelle. I problemi cronici associati all’esposizione a lungo termine ai metalli pesanti includono:

1. Piombo: disturbi mentali.
2. Cadmio: colpisce i reni, il fegato e il tratto gastrointestinale.
3. Arsenico: malattie della pelle, colpisce i reni e il sistema nervoso centrale.

Gli elementi cationici più comuni sono mercurio, cadmio, piombo, nichel, rame, zinco, cromo e manganese. Gli elementi anionici più comuni sono arsenico, molibdeno, selenio e boro.

Metodi tradizionali di bonifica dei suoli contaminati

Le pratiche di bonifica del suolo e delle colture possono aiutare a prevenire l’ingresso di contaminanti nelle piante, lasciandole nel terreno. Questi metodi di bonifica non rimuoveranno i contaminanti dei metalli pesanti, ma contribuiranno a immobilizzarli nel terreno e a ridurre la probabilità di effetti negativi dei metalli. Si prega di notare che è necessario tenere conto del tipo di metallo (catione o anione):

1. Aumento del pH del terreno a 6,5 ​​o superiore. I metalli cationici sono più solubili a livelli di pH più bassi, quindi l’aumento del pH li rende meno disponibili per le piante e quindi con meno probabilità di essere incorporati nei tessuti vegetali e di entrare nel corpo umano. L’aumento del pH ha l’effetto opposto sugli elementi anionici.
2. Drenante in terreni umidi. Il drenaggio migliora l'aerazione del suolo e consente ai metalli di ossidarsi, rendendoli meno solubili e disponibili. La proprietà opposta si osserverà per il cromo, che è maggiormente disponibile in forma ossidata. L’attività della materia organica è efficace nel ridurre la disponibilità di cromo.
3. . Applicazione dei fosfati. L'applicazione di fosfati può ridurre la disponibilità di metalli cationici, ma ha l'effetto opposto sui composti anionici come l'arsenico. I fosfati devono essere utilizzati con saggezza poiché livelli elevati di fosforo nel terreno possono portare all’inquinamento dell’acqua.
4. Selezione attenta delle piante da utilizzare in terreni contaminati da metalli Le piante spostano quantità maggiori di metalli nelle foglie che nei frutti o nei semi. Il rischio maggiore di contaminazione alimentare nella filiera è rappresentato dalle verdure in foglia (lattuga o spinaci). Un altro pericolo è il consumo di queste piante da parte del bestiame.

Impianti di trattamento ambientale

La ricerca ha dimostrato che le piante sono efficaci nel ripulire i terreni contaminati (Wentzel et al., 1999). Fitorisanamento è un termine generale per l'uso di piante per rimuovere metalli pesanti o per mantenere il terreno pulito, privo di contaminanti come metalli pesanti, pesticidi, solventi, petrolio greggio, idrocarburi policiclici aromatici. Ad esempio, l'erba della steppa può stimolare la degradazione dei prodotti petroliferi. I fiori di campo sono stati recentemente utilizzati per degradare gli idrocarburi derivanti dalla fuoriuscita di petrolio in Kuwait. Le specie ibride di pioppi possono rimuovere composti chimici come il TNT, nonché nitrati e pesticidi (Brady e Weil, 1999).

Impianti per il trattamento dei terreni contaminati da metalli

Le piante sono state utilizzate per stabilizzare e rimuovere i metalli dal suolo e dall'acqua. Vengono utilizzati tre meccanismi: fitoestrazione, rizofiltrazione e fitostabilizzazione.

Questo articolo parla di rizofiltrazione e fitostabilizzazione, ma si concentrerà sulla fitoestrazione.

La rizofiltrazione è l'adsorbimento sulle radici delle piante o l'assorbimento da parte delle radici delle piante di sostanze inquinanti che si trovano in soluzioni che circondano la zona radicale (rizosfera).

La rizofiltrazione viene utilizzata per disinfettare le acque sotterranee. Le piante vengono coltivate in serre. L'acqua contaminata viene utilizzata per acclimatare le piante nell'ambiente. Queste piante vengono poi piantate al posto delle acque sotterranee contaminate, dove le radici filtrano l'acqua e gli agenti inquinanti. Non appena le radici sono sature di sostanze contaminate, le piante vengono raccolte. A Chernobyl i girasoli venivano usati in questo modo per rimuovere le sostanze radioattive dalle falde acquifere (EPA, 1998)

La fitostabilizzazione è l'uso di piante perenni per stabilizzare o immobilizzare le sostanze nocive nel suolo e nelle acque sotterranee. I metalli vengono assorbiti e accumulati nelle radici, adsorbiti sulle radici o depositati nella rizosfera. Queste piante possono essere utilizzate anche per rinverdire aree in cui manca la vegetazione naturale, riducendo così il rischio di erosione e lisciviazione da parte dell'acqua e del vento. La fitostabilizzazione riduce la mobilità dei contaminanti e impedisce l'ulteriore movimento delle sostanze contaminate nelle acque sotterranee o nell'aria e riduce il loro ingresso nelle catene alimentari.

Fitoestrazione

La fitoestrazione è il processo di coltivazione delle piante in terreni contaminati da metalli. Le radici spostano i metalli nelle parti fuori terra delle piante, dopo di che queste piante vengono raccolte e bruciate o compostate per riciclare i metalli. Potrebbero essere necessari diversi cicli di crescita delle colture per ridurre i livelli di inquinamento entro limiti accettabili. Se le piante vengono bruciate, la cenere deve essere smaltita in discariche di rifiuti.

Le piante coltivate per la fitoestrazione sono chiamate iperaccumulatrici. Assorbono quantità insolitamente grandi di metallo rispetto ad altre piante. Gli iperaccumulatori possono contenere circa 1000 milligrammi per chilogrammo di cobalto, rame, cromo, piombo, nichel e persino 10.000 milligrammi per chilogrammo (1%) di manganese e zinco su base secca (Baker e Brooks, 1989).

La fitoestrazione è più semplice per metalli come nichel, zinco e rame perché questi metalli sono preferiti dalla maggior parte delle 400 piante iperaccumulatrici. È noto che alcune piante del genere Thlaspi (centesimo) contengono circa il 3% di zinco nei loro tessuti. Queste piante possono essere utilizzate come minerale grazie alla loro elevata concentrazione di metallo (Brady e Veilya, 1999).

Di tutti i metalli, il piombo è il contaminante del suolo più comune (EPA, 1993). Sfortunatamente, le piante non accumulano piombo in condizioni naturali. Al terreno devono essere aggiunti chelanti come l'EDTA (acido etilendiamminotetraacetico). L'EDTA consente alle piante di estrarre il piombo. La pianta più comunemente utilizzata per l'estrazione del piombo è la senape indiana (Brassisa juncea). Phytotech (una società di ricerca privata) ha riferito di aver ripulito piantagioni nel New Jersey, standard di settore da 1 a 2, con senape indiana (Wantanabe, 1997).

Le piante possono rimuovere zinco, cadmio, piombo, selenio e nichel dal suolo in progetti che hanno prospettive di medio e lungo termine.

La pulizia tradizionale del sito può costare tra 10,00 e 100,00 dollari per metro cubo (m3), mentre la rimozione dei materiali contaminati può costare tra 30,00 e 300 dollari/m3, mentre la fitoestrazione può costare 0,05 dollari/m3 (Watanabe, 1997).

Prospettive future

Il fitodepurazione è stato studiato attraverso la ricerca su applicazioni su piccola e vasta scala. Il fitorisanamento potrebbe entrare nel regno della commercializzazione (Watanabe, 1997). Si prevede che il mercato del fitorisanamento raggiungerà i 214-370 milioni di dollari entro il 2005 (Environmental Science & Technology, 1998). Data la sua attuale efficacia, il fitorisanamento è più adatto per la bonifica di aree più ampie in cui i contaminanti sono presenti in concentrazioni da basse a moderate. Prima che il fitorisanamento venga completamente commercializzato, sono necessarie ulteriori ricerche per garantire che i tessuti vegetali utilizzati per il fitorisanamento non abbiano effetti negativi sull’ambiente, sulla fauna selvatica o sugli esseri umani (EPA, 1998). È inoltre necessaria la ricerca per trovare bioaccumulatori più efficienti che producano più biomassa. È necessario estrarre commercialmente i metalli dalla biomassa vegetale in modo che possano essere riciclati. Il fitorisanamento è più lento dei metodi tradizionali di rimozione dei metalli pesanti dal suolo, ma è molto più economico. Prevenire l’inquinamento del suolo è molto più economico che correggere le conseguenze catastrofiche.

Elenco della letteratura usata

1.Baker, A.J.M. e R.R. Brooks. 1989. Piante terrestri che iperaccumulano elementi metallici: una revisione della loro distribuzione, ecologia e fitochimica. Biorecupero 1:81:126.
2. Brady, N.C. e R.R. Bene. 1999. La natura e le proprietà dei suoli. 12a ed. Prentice Hall. Fiume Saddle superiore, New Jersey.
3. Scienze e tecnologie ambientali. 1998. Fitorisanamento; previsione. Scienze e tecnologie ambientali. vol. 32, numero 17, p.399A.
4. McGrath, S.P. 1998. Fitoestrazione per la bonifica del suolo. P. 261-287. In R. Brooks (a cura di) Piante che iperaccumulano metalli pesanti, il loro ruolo nel fitorisanamento, microbiologia, archeologia, esplorazione minerale e fitoestrazione. CAB International, New York, New York.
5. Fitotecnologia. 2000. Tecnologia di fitodepurazione.

A causa delle attività antropiche, un'enorme quantità di vari elementi chimici e loro composti entrano nell'ambiente: fino a 5 tonnellate di rifiuti organici e minerali per persona all'anno. Dalla metà ai due terzi di questi input rimangono sotto forma di scorie e ceneri, formando anomalie locali nella composizione chimica dei suoli e delle acque.

Imprese, edifici, servizi urbani, rifiuti industriali, domestici e fecali provenienti da aree popolate e aree industriali non solo alienano il suolo, ma interrompono anche la normale biogeochimica e biologia dei sistemi ecologici del suolo per decine di chilometri intorno. In una certa misura, ogni città o centro industriale è la causa dell'emergere di grandi anomalie biogeochimiche pericolose per l'uomo.

La fonte dei metalli pesanti sono principalmente le emissioni industriali. Allo stesso tempo, gli ecosistemi forestali soffrono molto più dei suoli e delle colture agricole. Particolarmente tossici sono il piombo, il cadmio, il mercurio, l'arsenico e il cromo.

I metalli pesanti, di regola, si accumulano nello strato del suolo, specialmente negli orizzonti superiori dell'humus. Il tempo di dimezzamento della rimozione dei metalli pesanti dal suolo (lisciviazione, erosione, consumo da parte delle piante, deflazione) dipende dal tipo di terreno per:

• zinco: 70-510 anni;
• cadmio - 13-POLETTI;
• rame: 310-1500 anni;
• piombo: 740-5900 anni.

Le conseguenze complesse e talvolta irreversibili dell'influenza dei metalli pesanti possono essere comprese e previste solo sulla base di un approccio paesaggistico-biogeochimico al problema delle sostanze tossiche nella biosfera. I seguenti indicatori incidono in particolare sul livello di inquinamento e sulla situazione tossico-ecologica:

• bioproduttività dei suoli e contenuto di humus in essi;
• carattere acido-base dei suoli e delle acque;
• condizioni redox;
• concentrazione delle soluzioni del suolo;
• capacità di assorbimento del suolo;
• composizione granulometrica dei terreni;
• tipo di regime idrico.

Il ruolo di questi fattori non è stato ancora sufficientemente studiato, sebbene sia la copertura del suolo il destinatario finale della maggior parte delle sostanze chimiche tecnogeniche coinvolte nella biosfera. I suoli sono il principale accumulatore, assorbente e distruttore di sostanze tossiche.

Una parte significativa dei metalli penetra nel suolo a causa delle attività antropiche. La dispersione inizia dal momento dell'estrazione di minerali, gas, petrolio, carbone e altri minerali. La catena di dispersione degli elementi può essere tracciata dalla miniera di produzione, dalla cava, quindi si verificano perdite durante il trasporto delle materie prime all'impianto di lavorazione; nello stabilimento stesso, la dispersione continua lungo la linea di lavorazione, quindi nel processo di lavorazione metallurgica lavorazione, produzione di metalli e fino a discariche, discariche industriali e domestiche.

Una vasta gamma di elementi viene fornita con le emissioni delle imprese industriali in quantità significative e gli inquinanti non sono sempre associati ai principali prodotti delle imprese, ma possono far parte delle impurità. Pertanto, vicino a una fonderia di piombo, gli inquinanti prioritari, oltre al piombo e allo zinco, possono includere cadmio, rame, mercurio, arsenico e selenio, e vicino alle fonderie di alluminio, fluoro, arsenico e berillio. Una parte significativa delle emissioni delle imprese entra nel ciclo globale: fino al 50% di piombo, zinco, rame e fino al 90% di mercurio.

La produzione annuale di alcuni metalli supera la loro migrazione naturale, soprattutto per il piombo e il ferro. È ovvio che la pressione dei flussi di metalli tecnogenici sull'ambiente, compreso il suolo, sta aumentando.

La vicinanza della fonte di inquinamento influisce sull'inquinamento atmosferico dei suoli. Pertanto, due grandi imprese nella regione di Sverdlovsk - l'Ural Aluminium Smelter e la centrale termica di Krasnoyarsk - si sono rivelate fonti di inquinamento atmosferico tecnogenico con limiti pronunciati di ricaduta di metalli tecnogenici con precipitazioni.

Il pericolo di contaminazione del suolo con metalli tecnogeni provenienti da aerosol atmosferici esiste per qualsiasi tipo di suolo e in qualsiasi luogo della città, con la sola differenza che i suoli situati più vicini alla fonte della tecnogenesi (stabilimento metallurgico, centrale termica, stazione di servizio o trasporto mobile) sarà più inquinato.

Spesso l'azione intensiva delle imprese si estende su una piccola area, il che porta ad un aumento del contenuto di metalli pesanti, composti di arsenico, fluoro, ossidi di zolfo, acido solforico, talvolta acido cloridrico, cianuri in concentrazioni che spesso superano la concentrazione massima consentita (Tabella 4.1). La copertura erbosa e le piantagioni forestali stanno morendo, la copertura del suolo viene distrutta e si stanno sviluppando processi di erosione. Fino al 30-40% dei metalli pesanti presenti nel suolo possono penetrare nelle acque sotterranee.

Tuttavia, il suolo funge anche da potente barriera geochimica al flusso di sostanze inquinanti, ma solo fino a un certo limite. I calcoli mostrano che i chernozem sono in grado di fissare saldamente fino a 40-60 t/ha di piombo solo nello strato arabile spesso 0-20 cm, nei terreni podzolici - 2-6 t/ha e negli orizzonti del suolo nel suo complesso - fino a 100 t/ha, ma allo stesso tempo si verifica una situazione tossicologica acuta nel suolo stesso.

Ancora da solo Una caratteristica del suolo è la capacità di trasformare attivamente i composti che vi entrano. Componenti minerali e organici prendono parte a queste reazioni ed è possibile la trasformazione biologica. Allo stesso tempo, i processi più comuni sono la transizione di composti idrosolubili di metalli pesanti in composti scarsamente solubili (ossidi, idrossidi, sali a bassa produzione Tabella 4.1. Elenco delle fonti di inquinamento ed elementi chimici, il cui accumulo è possibile nel suolo nella zona di influenza di queste fonti (Linee guida MU 2.1.7.730-99 “Valutazione igienica della qualità del suolo nelle aree popolate”)

Fonti inquinamento	Tipo di produzione	Fattore di concentrazione Ks
Metallurgia non ferrosa	Produzione di metalli non ferrosi da minerali e concentrati	Pb, Zn, Cu, Ag	Sn, As, Cd, Sb, Hg, Se, Bi
	Riciclaggio dei metalli non ferrosi	Pb, Zn, Sn, Cu
	Produzione di metalli non ferrosi duri e refrattari
	Produzione di titanio	Ag, Zn, Pb, V, Cu	Ti, Mn, Mo, Sn, V
Metallurgia ferrosa	Produzione di acciai legati	Co, Mo, Bi, W, Zn
	Produzione di minerale di ferro
Industria meccanica e metallurgica	Imprese con trattamento termico dei metalli (senza fonderie)		Ni, Cr, Hg, Sn, Cu
	Produzione di batterie al piombo
	Produzione di dispositivi per l'industria elettronica ed elettrica
Industria chimica	Produzione di superfosfato		Terre rare, Cu, Cr, As, It
	Produzione di plastica
Industria materiali da costruzione	Produzione di cemento
Stampa industria	Fonderie di caratteri, tipografie
Rifiuti solidi urbani		Pb, Cd, Sn, Cu, Ag, Sb, Zn
Fanghi di depurazione		Pb, Cd, V, Ni, Sn, Cr, Cu, Zn

riducendo la solubilità del PR) come parte del complesso di assorbimento del suolo (SAC): la materia organica forma composti complessi con ioni di metalli pesanti. L'interazione degli ioni metallici con i componenti del suolo avviene in base al tipo di reazioni di assorbimento, precipitazione-dissoluzione, formazione di complessi e formazione di sali semplici. La velocità e la direzione dei processi di trasformazione dipendono dal pH dell'ambiente, dal contenuto di particelle fini e dalla quantità di humus.

Per le conseguenze ambientali della contaminazione del suolo da metalli pesanti, le concentrazioni e le forme di presenza dei metalli pesanti nella soluzione del suolo sono di notevole importanza. La mobilità dei metalli pesanti è strettamente correlata alla composizione della fase liquida: la bassa solubilità degli ossidi e degli idrossidi di metalli pesanti si osserva solitamente nei terreni con una reazione neutra o alcalina. Al contrario, la mobilità dei metalli pesanti è massima quando la soluzione del suolo reagisce fortemente, quindi l’effetto tossico dei metalli pesanti in paesaggi taiga-forestali fortemente acidi può essere molto significativo rispetto ai terreni neutri o alcalini. La tossicità degli elementi per le piante e gli organismi viventi è direttamente correlata alla loro mobilità nel suolo. Oltre all'acidità, la tossicità è influenzata dalle proprietà del suolo che determinano la forza di fissazione degli inquinanti in entrata; la presenza congiunta di vari ioni ha un effetto significativo.

Il pericolo maggiore per gli organismi superiori, compreso l'uomo, sono le conseguenze della trasformazione microbica dei composti inorganici dei metalli pesanti in composti complessi. Le conseguenze dell'inquinamento da metalli possono anche essere l'interruzione delle catene trofiche del suolo nelle biogeocenosi. È anche possibile modificare interi complessi, comunità di microrganismi e animali del suolo. I metalli pesanti inibiscono importanti processi microbiologici nel suolo - la trasformazione dei composti del carbonio - la cosiddetta "respirazione" del suolo, nonché la fissazione dell'azoto.

La contaminazione del suolo da metalli pesanti ha diverse origini:

• 1. rifiuti dell'industria metalmeccanica;
• 2. emissioni industriali;
• 3. prodotti della combustione di carburanti;
• 4. gas di scarico delle automobili;
• 5. mezzi di chimicizzazione dell'agricoltura

L'inquinamento del suolo dovuto sia a fattori naturali che a fonti principalmente antropiche non solo cambia il corso dei processi di formazione del suolo, il che porta ad una diminuzione della resa, indebolisce l'autodepurazione dei suoli dagli organismi nocivi, ma ha anche un effetto diretto o indiretto effetto (attraverso piante, prodotti alimentari vegetali o animali). ) influenza. I metalli pesanti, provenienti dal suolo e trasmessi alle piante attraverso la catena alimentare, hanno un effetto tossico sulle piante, sugli animali e sulla salute umana.

A seconda del grado di effetto tossico sull’ambiente, i metalli pesanti sono suddivisi in tre classi di pericolo: 1. As, Cd, Hg, Pb, Se, Zn, Ti;

• 2. Co, Ni, Mo, Cu, So, Cr;
• 3. Bar, V, W, Mn, Sr.

L’impatto dell’inquinamento sulla resa dei raccolti e sulla qualità dei prodotti.

I disturbi che si verificano negli organismi vegetali sotto l'influenza di un eccesso di metalli pesanti portano a cambiamenti nella resa e nella qualità dei prodotti agricoli (principalmente a causa di un aumento del contenuto dei metalli stessi). Attuazione di misure per risanare i terreni contaminati da metalli pesanti in sé non può garantire rese elevate di prodotti agricoli sicuri per l’ambiente.La mobilità dei metalli pesanti e la loro disponibilità per le piante sono in gran parte controllate dalle proprietà del suolo come le condizioni acido-base, i regimi redox, il contenuto di humus, la distribuzione delle dimensioni delle particelle e la capacità di assorbimento associata.Pertanto, prima Passando allo sviluppo di misure specifiche per il ripristino della fertilità dei suoli contaminati, è necessario determinare criteri per la loro classificazione in base al pericolo di contaminazione da metalli pesanti, sulla base di una serie di proprietà fisiche e chimiche. Ad alti livelli di suolo contaminazione da metalli pesanti, i rendimenti agricoli diminuiscono drasticamente.

I livelli tossici degli inquinanti si accumulano lentamente nei suoli, ma rimangono lì per molto tempo, influenzando negativamente la situazione ecologica di intere regioni. I terreni contaminati da metalli pesanti e radionuclidi sono quasi impossibili da pulire. Finora si conosce l’unico modo: seminare tali terreni con colture a crescita rapida che producono una grande massa verde; tali colture estraggono elementi tossici dal suolo e quindi il raccolto raccolto deve essere distrutto. Ma questa è una procedura piuttosto lunga e costosa. È possibile ridurre la mobilità dei composti tossici e il loro ingresso nelle piante aumentando il pH del terreno calcinando o aggiungendo grandi dosi di sostanze organiche, come la torba. L'aratura profonda può avere un buon effetto, quando lo strato superiore del terreno contaminato viene abbassato ad una profondità di 50-70 cm durante l'aratura e gli strati profondi del terreno vengono sollevati in superficie. Per fare ciò, è possibile utilizzare speciali aratri a più livelli, ma gli strati profondi rimangono comunque contaminati. Infine, su terreni contaminati da metalli pesanti (ma non da radionuclidi), possono essere coltivate colture che non vengono utilizzate come alimenti o mangimi, come i fiori. Dal 1993 sul territorio della Repubblica di Bielorussia viene effettuato il monitoraggio agroecologico dei principali tossici ambientali: metalli pesanti, pesticidi e radionuclidi. Nella zona in cui è ubicata l'azienda agricola non è stato rilevato alcun eccesso di MPC per i metalli pesanti.

I metalli pesanti sono elementi biochimicamente attivi che fanno parte del ciclo delle sostanze organiche e colpiscono principalmente gli organismi viventi. I metalli pesanti includono elementi come piombo, rame, zinco, cadmio, nichel, cobalto e numerosi altri.

La migrazione dei metalli pesanti nei suoli dipende innanzitutto dalle condizioni alcalino-acide e redox, che determinano la diversità degli ambienti geochimici del suolo. Un ruolo importante nella migrazione dei metalli pesanti nel profilo del suolo è svolto dalle barriere geochimiche, che in alcuni casi rafforzano e in altri indeboliscono (per la capacità di preservare) la resistenza dei suoli alla contaminazione da metalli pesanti. Ciascuna barriera geochimica trattiene un determinato gruppo di elementi chimici che hanno proprietà geochimiche simili.

Le specificità dei principali processi di formazione del suolo e il tipo di regime idrico determinano la natura della distribuzione dei metalli pesanti nei suoli: accumulo, conservazione o rimozione. Sono stati individuati gruppi di suoli con accumulo di metalli pesanti in diverse parti del profilo del suolo: in superficie, nella parte superiore, nella parte centrale, con due massimi. Inoltre, nella zona sono stati individuati suoli caratterizzati da una concentrazione di metalli pesanti dovuta alla conservazione criogenica intra-profilo. Un gruppo speciale è formato da suoli in cui, in regimi di lisciviazione e lisciviazione periodica, i metalli pesanti vengono rimossi dal profilo. La distribuzione intraprofilo dei metalli pesanti è di grande importanza per valutare l'inquinamento del suolo e prevedere l'intensità dell'accumulo di inquinanti in esso. Le caratteristiche della distribuzione intraprofilo dei metalli pesanti sono integrate raggruppando i suoli in base all'intensità del loro coinvolgimento nel ciclo biologico. Ci sono tre gradazioni in totale: alto, moderato e debole.

Particolare è la situazione geochimica per la migrazione dei metalli pesanti nei suoli delle pianure alluvionali fluviali, dove con l'aumento del contenuto d'acqua la mobilità degli elementi e composti chimici aumenta in modo significativo. La specificità dei processi geochimici qui è dovuta, prima di tutto, alla pronunciata stagionalità dei cambiamenti nelle condizioni redox. Ciò è dovuto alle peculiarità del regime idrologico dei fiumi: la durata delle piene primaverili, la presenza o l'assenza di piene autunnali e la natura del periodo di magra. La durata dell'inondazione dei terrazzi della pianura alluvionale da parte delle acque di piena determina la predominanza di condizioni ossidanti (allagamento a breve termine della pianura alluvionale) o redox (regime di allagamento a lungo termine).

I terreni coltivabili sono soggetti ai maggiori impatti antropici di natura areale. La principale fonte di inquinamento, con la quale fino al 50% della quantità totale di metalli pesanti entra nei terreni arabili, sono i fertilizzanti al fosforo. Per determinare il grado di potenziale contaminazione dei terreni arabili, è stata effettuata un'analisi combinata delle proprietà del suolo e delle proprietà inquinanti: sono stati presi in considerazione il contenuto, la composizione dell'humus e la composizione granulometrica dei suoli, nonché le condizioni alcalino-acide. I dati sulla concentrazione di metalli pesanti nei fosforiti provenienti da depositi di diversa genesi hanno permesso di calcolare il loro contenuto medio, tenendo conto delle dosi approssimative di fertilizzanti applicati ai terreni arabili in diverse aree. La valutazione delle proprietà del suolo è correlata ai valori di carico agrogenico. La valutazione integrata cumulativa ha costituito la base per identificare il grado di potenziale contaminazione del suolo da metalli pesanti.

I terreni più pericolosi in termini di grado di contaminazione da metalli pesanti sono i terreni ad alto contenuto di humus, argillosi-argillosi con una reazione alcalina: terreni forestali grigio scuro e terreni di castagno scuro con un'elevata capacità di accumulo. Anche le regioni di Mosca e Bryansk sono caratterizzate da un aumento del rischio di contaminazione del suolo da metalli pesanti. La situazione con i terreni fradici e podzolici non è favorevole all'accumulo di metalli pesanti, tuttavia in queste aree il carico tecnogenico è elevato e i terreni non hanno il tempo di "pulirsi".

Una valutazione ecologica e tossicologica dei suoli per il contenuto di metalli pesanti ha mostrato che l'1,7% dei terreni agricoli è contaminato da sostanze della classe di pericolo I (altamente pericolose) e il 3,8% della classe di pericolo II (moderatamente pericolose). La contaminazione del suolo con un contenuto di metalli pesanti e arsenico superiore agli standard stabiliti è stata rilevata nella Repubblica di Buriazia, nella Repubblica del Daghestan, nella Repubblica, nella Repubblica di Mordovia, nella Repubblica di Tyva, nei territori di Krasnoyarsk e Primorsky, a Ivanovo, Irkutsk, Regioni di Kemerovo, Kostroma, Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sakhalin, Chita.

La contaminazione locale del suolo con metalli pesanti è associata principalmente alle grandi città e. La valutazione del pericolo di contaminazione del suolo con un complesso di metalli pesanti è stata effettuata utilizzando l'indicatore Zc totale.

L'inquinamento del suolo, a seconda della dimensione delle zone, si divide in locale, regionale e globale e si avvicina alla sua composizione naturale. L'inquinamento locale del suolo è considerato vicino a una o più fonti di inquinamento. Si considera inquinamento regionale quando gli inquinanti vengono trasportati fino a 40 km dalla fonte di inquinamento, mentre si parla di inquinamento globale quando i suoli di diverse regioni sono inquinati.

A seconda del grado di contaminazione i suoli si dividono in altamente inquinati, moderatamente inquinati e leggermente inquinati.

Nei terreni fortemente contaminati, la quantità di sostanze inquinanti è molte volte superiore alla concentrazione massima consentita. Hanno una gamma di produttività biologica e cambiamenti significativi nelle caratteristiche fisico-chimiche, chimiche e biologiche, a seguito delle quali il contenuto di sostanze chimiche nelle colture coltivate supera la norma. Nei terreni moderatamente contaminati, l'eccesso di MPC è insignificante, il che non porta a cambiamenti apprezzabili nelle sue proprietà.

Nei terreni leggermente contaminati, il contenuto di sostanze chimiche non supera la concentrazione massima consentita, ma supera il fondo.

L’inquinamento del suolo dipende principalmente dalla classe di sostanze pericolose che entrano nel suolo:

Classe 1 - sostanze altamente pericolose;

Classe 2 - sostanze moderatamente pericolose;

Classe 3: sostanze a basso pericolo.

La classe di pericolo delle sostanze è stabilita in base agli indicatori.

Tabella 1 – Indicatori e classi di sostanze pericolose

La contaminazione del suolo con sostanze radioattive è dovuta principalmente ai test atmosferici di armi atomiche e nucleari, che fino ad oggi non sono stati fermati dai singoli Stati. La caduta con ricadute radioattive, 90 Sr, 137 Cs e altri nuclidi, che entrano nelle piante, e poi negli alimenti e nel corpo umano, causano contaminazione radioattiva dovuta all'irradiazione interna.

I radionuclidi sono elementi chimici capaci di decadere spontaneo con la formazione di nuovi elementi, nonché isotopi formati di qualsiasi elemento chimico. Gli elementi chimici capaci di decadimento spontaneo sono detti radioattivi. Il sinonimo più comunemente usato per radiazioni ionizzanti è radiazione radioattiva.

La radiazione radioattiva è un fattore naturale nella biosfera per tutti gli organismi viventi e gli stessi organismi viventi hanno una certa radioattività. Tra gli oggetti della biosfera, i suoli hanno il più alto grado naturale di radioattività.

Tuttavia, nel 20° secolo, l’umanità si è trovata ad affrontare una radioattività proibitivamente superiore a quella naturale e quindi biologicamente anomala. I primi a soffrire per dosi eccessive di radiazioni furono i grandi scienziati scopritori degli elementi radioattivi (radio, polonio), i coniugi Marie Sklodowska-Curie e Pierre Curie. E poi: Hiroshima e Nagasaki, test di armi atomiche e nucleari, tanti disastri, compresa Chernobyl, ecc. Vaste aree furono contaminate da radionuclidi a vita lunga: 137 Cs e 90 Sr. Secondo la legislazione attuale, uno dei criteri per classificare i territori come zona di contaminazione radioattiva è che la densità di contaminazione da 137 Cs superi i 37 kBq/m 2 . Questo eccesso è stato stabilito a 46,5 mila km 2 in tutte le regioni della Bielorussia.

Livelli di contaminazione territoriale con 90 Sr superiori a 5,5 kBq/m2 (criterio stabilito dalla legge) sono stati rilevati su un'area di 21,1 mila km2 nelle regioni di Gomel e Mogilev, che rappresentavano il 10% del territorio del paese. La contaminazione con gli isotopi 238.239+240 Pu con una densità superiore a 0,37 kBq/m 2 (criterio stabilito dalla legge) ha coperto circa 4,0 mila km 2, ovvero circa il 2% del territorio, principalmente nella regione di Gomel (Braginsky, Narovlyansky, Khoiniki, Distretti di Rechitsa, Dobrush e Loevskij) e il distretto di Cherikovsky della regione di Mogilev.

I processi di decadimento naturale dei radionuclidi nel corso dei 25 anni trascorsi dal disastro di Chernobyl hanno apportato modifiche alla struttura della loro distribuzione nelle regioni della Bielorussia. Durante questo periodo, i livelli e le aree di inquinamento sono diminuiti. Dal 1986 al 2010, l'area del territorio contaminato da 137 Cs con densità superiore a 37 kBq/m2 (superiore a 1 Ci/km2) è diminuita da 46,5 a 30,1 mila km2 (dal 23% al 14,5%). Per l'inquinamento da 90 Sr con una densità di 5,5 kBq/m2 (0,15 Ci/km2), questa cifra è diminuita: da 21,1 a 11,8 mila km2 (dal 10% al 5,6%) (Tabella 2).

inquinamento radionuclide terrestre artificiale

Tabella 2 - Contaminazione del territorio della Repubblica di Bielorussia da 137C a seguito del disastro della centrale nucleare di Chernobyl (al 1 gennaio 2012)

	Superficie dei terreni agricoli, mille ettari
Contaminato 137 Cs	compresa la densità di inquinamento, kBq/m 2 (Ci/km 2)
37+185 (1.0+4.9)	185+370 (5.0+9.9)	370+555 (10.0+14.9)	555+1110 (15.0+29.9)	1110+1480 (30.0+39.9)
Brest
Vitebsk
Gomel
Grodno
Mogilevskaja
Repubblica di Bielorussia

Gli oggetti più significativi della biosfera, che determinano le funzioni biologiche di tutti gli esseri viventi, sono i suoli.

La radioattività dei suoli è dovuta al contenuto di radionuclidi in essi contenuti. Viene fatta una distinzione tra radioattività naturale e artificiale.

La radioattività naturale dei suoli è causata da isotopi radioattivi naturali, che sono sempre presenti in quantità variabili nei suoli e nelle rocce che la compongono.

I radionuclidi naturali sono divisi in 3 gruppi. Il primo gruppo comprende elementi radioattivi - elementi i cui isotopi sono tutti radioattivi: uranio (238 U, 235 U), torio (232 Th), radio (226 Ra) e radon (222 Rn, 220 Rn). Il secondo gruppo comprende isotopi di elementi “ordinari” che hanno proprietà radioattive: potassio (40 K), rubidio (87 Rb), calcio (48 Ca), zirconio (96 Zr), ecc. Il terzo gruppo è costituito da isotopi radioattivi formati in l'atmosfera sottoposta all'azione dei raggi cosmici: trizio (3 H), berillio (7 Be, 10 Be) e carbonio (14 C).

Secondo il metodo e il tempo di formazione, i radionuclidi si dividono in: primari - formati contemporaneamente alla formazione del pianeta (40 K, 48 Ca, 238 U); prodotti di decadimento secondario dei radionuclidi primari (totale 45 - 232 Th, 235 U, 220 Rn, 222 Rn, 226 Ra, ecc.); indotto - formato sotto l'influenza di raggi cosmici e neutroni secondari (14 C, 3 H, 24 Na). In totale ci sono più di 300 radionuclidi naturali. Il contenuto lordo di isotopi radioattivi naturali dipende principalmente dalle rocce che formano il suolo. I suoli formati sui prodotti degli agenti atmosferici delle rocce acide contengono più isotopi radioattivi di quelli formati sulle rocce basiche e ultrabasiche; I terreni pesanti ne contengono più dei terreni leggeri.

Gli elementi radioattivi naturali sono generalmente distribuiti in modo relativamente uniforme sul profilo del suolo, ma in alcuni casi si accumulano in orizzonti illuviali e gley. Nei terreni e nelle rocce sono presenti prevalentemente in forma strettamente legata.

La radioattività artificiale dei suoli è causata dall'ingresso nel suolo di isotopi radioattivi formati a seguito di esplosioni atomiche e termonucleari, sotto forma di rifiuti dell'industria nucleare o a seguito di incidenti nelle imprese nucleari. La formazione di isotopi nel suolo può avvenire a causa della radiazione indotta. La contaminazione radioattiva artificiale più comune dei suoli è causata dagli isotopi 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs, ecc.

Le conseguenze ambientali della contaminazione radioattiva del suolo sono le seguenti. Incorporandosi nel ciclo biologico, i radionuclidi entrano nel corpo umano attraverso il cibo vegetale e animale e, accumulandosi in esso, provocano un'esposizione radioattiva. I radionuclidi, come molti altri inquinanti, si concentrano gradualmente nelle catene alimentari.

Dal punto di vista ambientale il pericolo maggiore è rappresentato dal 90 Sr e dal 137 Cs. Ciò è dovuto alla lunga emivita (28 anni per 90 Sr e 33 anni per 137 Cs), all'elevata energia radiante e alla capacità di essere facilmente incluso nel ciclo biologico e nelle catene alimentari. Lo stronzio è vicino nelle proprietà chimiche al calcio e fa parte del tessuto osseo, e il cesio è vicino al potassio ed è coinvolto in molte reazioni degli organismi viventi.

I radionuclidi artificiali sono fissati principalmente (fino all'80-90%) nello strato superiore del suolo: su terreno vergine - uno strato di 0-10 cm, su terreno coltivabile - nell'orizzonte coltivabile. Il maggiore assorbimento si osserva in terreni con un elevato contenuto di humus, una composizione granulometrica pesante, ricca di montmorillonite e idromiche e un regime idrico di tipo non lisciviante. In tali terreni i radionuclidi sono in grado di migrare in misura insignificante. A seconda del grado di mobilità nel suolo, i radionuclidi formano la serie 90 Sr > 106 Ru > 137 Ce > 129 J > 239 Pu. Il tasso di autodepurazione naturale dei suoli dai radioisotopi dipende dai tassi del loro decadimento radioattivo e dalla migrazione verticale e orizzontale. Il tempo di dimezzamento di un isotopo radioattivo è il tempo necessario affinché metà del numero dei suoi atomi decada.

Tabella 3 - Caratteristiche delle sostanze radioattive

			Kerma è permanente	Costante gamma	Coefficiente di dose	Metà vita
					1,28-10 6 anni
	Manganese
	Stronzio
	Promezio
				138,4 giorni
	Plutonio					2,44 -104 anni

La radioattività negli organismi viventi ha un effetto cumulativo. Per l'uomo il valore di LD 50 (dose letale, irradiazione in cui provoca il 50% della morte di oggetti biologici) è di 2,5-3,5 Gy.

Una dose di 0,25 Gy è considerata relativamente normale per l'irradiazione esterna. Irradiazione di 0,75 Gy dell'intero corpo umano oppure irradiazione di 2,5 Gy della tiroide con iodio radioattivo 131 Ho bisogno di misure per la radioprotezione della popolazione.

La particolarità della contaminazione radioattiva del suolo è che la quantità di impurità radioattive è estremamente ridotta e non causano cambiamenti nelle proprietà fondamentali del suolo: pH, rapporto tra elementi minerali minerali, livello di fertilità.

Pertanto, innanzitutto, è necessario limitare (normalizzare) le concentrazioni di sostanze radioattive provenienti dal suolo nei prodotti agricoli. Poiché i radionuclidi sono principalmente metalli pesanti, i principali problemi e le modalità di razionamento, bonifica e protezione dei suoli dalla contaminazione da radionuclidi e metalli pesanti sono in gran parte simili e spesso possono essere considerati insieme.

Pertanto, la radioattività dei suoli è dovuta al contenuto di radionuclidi in essi contenuti. La radioattività naturale dei suoli è causata da isotopi radioattivi naturali, che sono sempre presenti in quantità variabili nei suoli e nelle rocce che la compongono. La radioattività artificiale dei suoli è causata dall'ingresso nel suolo di isotopi radioattivi formati a seguito di esplosioni atomiche e termonucleari, sotto forma di rifiuti dell'industria nucleare o a seguito di incidenti nelle imprese nucleari.

Molto spesso, la contaminazione radioattiva artificiale dei suoli è causata dagli isotopi 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs, ecc. L'intensità della contaminazione radioattiva in una determinata area è determinata da due fattori:

a) la concentrazione di elementi radioattivi e isotopi nei suoli;

b) la natura degli elementi e degli isotopi stessi, che è determinata principalmente dal tempo di dimezzamento.

Dal punto di vista ambientale il pericolo maggiore è rappresentato dal 90 Sr e dal 137 Cs. Sono saldamente fissati nei terreni, caratterizzati da una lunga emivita (90 Sr - 28 anni e 137 Cs - 33 anni) e vengono facilmente inclusi nel ciclo biologico come elementi vicini al Ca e al K. Accumulandosi nell'organismo, sono fonti costanti di radiazione interna.

Secondo GOST, gli elementi chimici tossici sono suddivisi in classi di pericolo igienico. In termini di suoli sono:

a) Classe I: arsenico (As), berillio (Be), mercurio (Hg), selenio (Sn), cadmio (Cd), piombo (Pb), zinco (Zn), fluoro (F);

b) Classe II: cromo (Cr), cobalto (Co), boro (B), molibdeno (Mn), nichel (Ni), rame (Cu), antimonio (Sb);

c) Classe III: bario (Ba), vanadio (V), tungsteno (W), manganese (Mn), stronzio (Sr).

I metalli pesanti occupano già il secondo posto in termini di pericolo, dietro ai pesticidi e ben prima di inquinanti ben noti come l’anidride carbonica e lo zolfo. In futuro potrebbero diventare più pericolosi dei rifiuti delle centrali nucleari e dei rifiuti solidi. L'inquinamento da metalli pesanti è associato al loro uso diffuso nella produzione industriale. A causa di sistemi di depurazione imperfetti, i metalli pesanti entrano nell’ambiente, compreso il suolo, inquinandolo e avvelenandolo. I metalli pesanti sono inquinanti particolari il cui monitoraggio è obbligatorio in tutti gli ambienti.

Il suolo è il mezzo principale in cui entrano i metalli pesanti, anche dall'atmosfera e dall'ambiente acquatico. Serve anche come fonte di inquinamento secondario dell'aria superficiale e delle acque che fluiscono da essa nell'Oceano Mondiale. Dal terreno, i metalli pesanti vengono assorbiti dalle piante, che poi finiscono nel cibo.

Il termine “metalli pesanti”, che caratterizza un ampio gruppo di inquinanti, ha recentemente guadagnato una notevole popolarità. In vari lavori scientifici e applicati, gli autori interpretano il significato di questo concetto in modo diverso. A questo proposito, la quantità di elementi classificati come metalli pesanti varia notevolmente. Numerose caratteristiche vengono utilizzate come criteri di adesione: massa atomica, densità, tossicità, prevalenza nell'ambiente naturale, grado di coinvolgimento nei cicli naturali e artificiali.

Nelle opere dedicate ai problemi dell'inquinamento del suolo e al monitoraggio ambientale, oggi più di 40 elementi della tavola periodica del D.I. sono classificati come metalli pesanti. Mendeleev con una massa atomica di oltre 40 unità atomiche: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi, ecc. Secondo la classificazione di N. Reimers, metalli con densità superiore a 8 g/cm3. In questo caso, le seguenti condizioni svolgono un ruolo importante nella categorizzazione dei metalli pesanti: la loro elevata tossicità per gli organismi viventi in concentrazioni relativamente basse, nonché la capacità di bioaccumularsi e biomagnificarsi. Quasi tutti i metalli che rientrano in questa definizione (ad eccezione di piombo, mercurio, cadmio e bismuto, il cui ruolo biologico non è attualmente chiaro) sono attivamente coinvolti nei processi biologici e fanno parte di molti enzimi.

I metalli pesanti raggiungono la superficie del suolo in varie forme. Si tratta di ossidi e vari sali di metalli, sia solubili che praticamente insolubili in acqua (solfuri, solfati, arseniti, ecc.). Nelle emissioni delle imprese di lavorazione del minerale e delle imprese di metallurgia non ferrosa - la principale fonte di inquinamento ambientale, i metalli pesanti - la maggior parte dei metalli (70-90%) è sotto forma di ossidi. Una volta sulla superficie del suolo, possono accumularsi o dissiparsi, a seconda della natura delle barriere geochimiche inerenti al territorio interessato. Distribuzione dei metalli pesanti in vari oggetti della biosfera e fonti del loro ingresso nell'ambiente (Tabella 4).

Tabella 4 - Fonti di metalli pesanti immessi nell'ambiente

	Inquinamento naturale	Inquinamento tecnogenico
	Eruzione vulcanica, erosione eolica.	Estrazione e lavorazione di minerali e minerali contenenti arsenico, pirometallurgia e produzione di acido solforico, superfosfato; combustione di petrolio, torba, scisto.
	Caduta con precipitazioni. Attività vulcanica.	Arricchimento del minerale, produzione di acido solforico, combustione del carbone.
		Acque reflue provenienti dalle industrie: metallurgica, metalmeccanica, tessile, del vetro, della ceramica e del cuoio. Sviluppo di minerali contenenti boro.
	Ampiamente distribuito in natura, costituisce circa lo 0,08% della crosta terrestre.	Centrali elettriche a carbone, produzione di alluminio e fertilizzanti perfosfato.
	Non si trova in natura allo stato elementare. Sotto forma di cromite fa parte della crosta terrestre.	Emissioni delle imprese che estraggono, ricevono e trattano il cromo.
	Sono noti più di 100 minerali contenenti cobalto.	Combustione di materiali naturali e combustibili nel processo di produzione industriale.
	Parte di molti minerali.	Processo metallurgico di lavorazione e arricchimento di minerali, fertilizzanti a base di fosforo, produzione di cemento, emissioni di centrali termoelettriche.
	Contiene 53 minerali.	Emissioni provenienti da imprese dell'industria mineraria, metallurgia non ferrosa, ingegneria meccanica, lavorazione dei metalli, imprese chimiche, trasporti, centrali termoelettriche.
	Le riserve mondiali totali di rame nei minerali sono stimate in 465 milioni di tonnellate, fanno parte dei minerali Samorodnaya e si formano nella zona di ossidazione dei depositi di solfuro. Rocce vulcaniche e sedimentarie.	Imprese di metallurgia non ferrosa, trasporti, fertilizzanti e pesticidi, processi di saldatura, galvanizzazione, combustione di combustibili idrocarburici.
	Appartengono al gruppo degli elementi sparsi. Ampiamente distribuito in tutte le geosfere. Contiene 64 minerali.	Processi tecnologici ad alta temperatura. Perdite di trasporto, combustione del carbone. Ogni anno cadono 72 kg di zinco su 1 km 2 di superficie terrestre con precipitazioni, che sono 3 volte più del piombo e 12 volte più del rame.
	Si riferisce a oligoelementi rari: presenti come impurità isomorfa in molti minerali.	Inquinamento locale - emissioni da complessi industriali, inquinamento di vari gradi di potenza - centrali termiche, motori.
	Un oligoelemento, concentrato nei minerali solforati. Una piccola quantità si trova in forma nativa.	Il processo di produzione pirometallurgica del metallo, nonché tutti i processi che utilizzano il mercurio. Combustione di qualsiasi combustibile organico (petrolio, carbone, torba, gas, legno), produzioni metallurgiche, processi termici con materiali non metallici.
	Contenuto nella crosta terrestre, fa parte dei minerali. Entra nell'ambiente sotto forma di polvere di silicato del suolo, fumo vulcanico, evaporazione delle foreste, aerosol di sale marino e polvere di meteoriti.	Emissioni di processi ad alta temperatura, gas di scarico, acque reflue, estrazione e lavorazione dei metalli, trasporto, abrasione e dispersione.

I più potenti fornitori di rifiuti arricchiti con metalli sono le imprese per la fusione di metalli non ferrosi (alluminio, allumina, rame-zinco, fusione di piombo, nichel, titanio-magnesio, mercurio), nonché per la lavorazione di materiali non ferrosi metalli ferrosi (radioingegneria, elettrotecnica, strumentale, galvanica, ecc.). Nelle polveri delle industrie metallurgiche e degli impianti di lavorazione dei minerali, la concentrazione di Pb, Zn, Bi, Sn può essere aumentata di diversi ordini di grandezza (fino a 10-12) rispetto alla litosfera, la concentrazione di Cd, V, Sb - decine di migliaia di volte, Cd, Mo, Pb, Sn, Zn, Bi, Ag - centinaia di volte. I rifiuti delle imprese metallurgiche non ferrose, degli impianti dell'industria delle vernici e delle vernici e delle strutture in cemento armato sono arricchiti di mercurio. Le concentrazioni di W, Cd e Pb sono aumentate nelle polveri degli impianti di costruzione di macchine (Tabella 5).

Tabella 5 – Principali fonti antropiche di metalli pesanti

Sotto l'influenza delle emissioni arricchite di metalli, le aree di inquinamento del paesaggio si formano principalmente a livello regionale e locale. Una quantità significativa di Pb viene rilasciata nell'ambiente con i gas di scarico dei veicoli, che supera la sua immissione con i rifiuti delle imprese metallurgiche.

I terreni del mondo sono spesso arricchiti non solo di sostanze pesanti, ma anche di altre sostanze di origine naturale e antropica. Individuazione della “saturazione” dei terreni con metalli ed elementi E.A. Novikov lo ha spiegato come una conseguenza dell'interazione tra uomo e natura (Tabella 6).

Il principale inquinante dei suoli suburbani in Bielorussia è il piombo. Il suo contenuto maggiore si osserva nelle aree suburbane di Minsk, Gomel e Mogilev. La contaminazione del suolo con piombo a livello MPC (32 mg/kg) e superiore è stata osservata localmente, in piccole aree, nella direzione dei venti dominanti.

Tabella 6 - Combinazione di interazione tra uomo e natura

Come si può vedere dalla tabella, la maggior parte dei metalli, compresi quelli pesanti, vengono dissipati dall'uomo. I modelli di distribuzione degli elementi dispersi dall’uomo nella pedosfera rappresentano una direzione importante e indipendente nella ricerca sul suolo. A.P. Vinogradov, R. Mitchell, D. Swain, H. Bowen, R. Brooks, V.V Dobrovolsky. Il risultato della loro ricerca è stata l'identificazione delle concentrazioni medie di elementi nei suoli dei singoli continenti, paesi, regioni e nel mondo nel suo complesso (Tabella 7).

In alcuni campi dell'orticoltura di Minsk, dove da anni i rifiuti solidi domestici vengono utilizzati come fertilizzanti, il contenuto di piombo raggiunge i 40-57 mg/kg di terreno. Negli stessi campi, il contenuto delle forme mobili di zinco e rame nel terreno è rispettivamente di 65 e 15 mg/kg, con un livello massimo per lo zinco di 23 mg/kg e il rame di 5 mg/kg.

Lungo le autostrade, il suolo è fortemente contaminato da piombo e, in misura minore, da cadmio. La contaminazione del suolo dei tratti stradali delle strade interstatali (Brest - Mosca, San Pietroburgo - Odessa), repubblicane (Minsk - Slutsk, Minsk - Logoisk) e locali (Zaslavl - Dzerzhinsk, Zhabinka - B. Motykaly) è stata osservata a una distanza massima di a 25-50 m dal piano stradale, a seconda della conformazione del terreno e della presenza di cinture di protezione forestale. Il contenuto massimo di piombo nel terreno è stato rilevato a una distanza di 5-10 m dall'autostrada. È superiore al valore di fondo in media di 2-2,3 volte, ma leggermente inferiore o vicino alla concentrazione massima consentita. Il contenuto di cadmio nei suoli della Bielorussia è a livelli minimi (fino a 0,5 mg/kg). Un eccesso fino a 2,5 volte il fondo è stato osservato localmente a una distanza massima di 3-5 km dalle grandi città e raggiunge 1,0-1,2 mg di suolo con un MPC di 3 mg/kg per i paesi dell'Europa occidentale (l'MPC del cadmio per i suoli in Bielorussia non è stato sviluppato). L'area del suolo in Bielorussia contaminata da varie fonti con piombo è attualmente di circa 100mila ettari e con cadmio - 45mila ettari.

Tabella 7 - Combinazione di interazione tra uomo e natura

Elementi	Valori medi (US Soils, X. Shacklett, J. Bornson, 1984)	Valori medi (Suoli del mondo, A.P. Vinogradov, 1957)	Elementi	Valori medi (US Soils, J. Borngen, 1984)	Valori medi (Suoli del mondo, A.P. Vinogradov, 1957)

Attualmente si sta effettuando una mappatura agrochimica del contenuto di rame nei suoli della Bielorussia, ed è già stato stabilito che nella repubblica 260,3 mila ettari di terreno agricolo sono contaminati da rame (Tabella 8).

Tabella 8 - Terreni agricoli della Bielorussia contaminati da rame (migliaia di ettari)

Il contenuto medio di rame mobile nei terreni arabili è basso e ammonta a 2,1 mg/kg, mentre nei terreni migliorati da fieno e pascolo - 2,4 mg/kg. In generale, nella repubblica, il 34% dei terreni arabili e il 36% dei terreni da fieno e pascolo hanno un apporto di rame molto basso (meno di 1,5 mg/kg) e hanno un disperato bisogno di utilizzare fertilizzanti contenenti rame. Sui terreni con eccesso di rame (3,3% dei terreni agricoli) va evitato l'uso di qualsiasi forma di fertilizzante contenente rame.