Kontaminácia pôdy farbami ťažkých kovov. Problémy znečistenia pôdy ťažkými kovmi a ich možné riešenia

S. Donahue - Kontaminácia pôdy ťažkými kovmiPôda je jednou z najdôležitejších zložiek poľnohospodárskeho a mestského prostredia av oboch prípadoch je správne hospodárenie kľúčom ku kvalite pôdy. Táto séria technických poznámok skúma ľudské činnosti, ktoré spôsobujú degradáciu pôdy, a postupy manažmentu, ktoré chránia mestskú pôdu. Táto technická poznámka sa zaoberá kontamináciou pôdy ťažkými kovmi

Kovy v pôde

Ťažba, výroba a používanie syntetických látok (napr. pesticídov, farieb, priemyselných odpadov, domácich a priemyselných vôd) môže viesť ku kontaminácii mestských a poľnohospodárskych pozemkov ťažkými kovmi. Ťažké kovy sa vyskytujú aj prirodzene, no zriedkavo v toxických množstvách. Potenciálna kontaminácia pôdy sa môže vyskytnúť na starých skládkach (najmä na priemyselných odpadoch), v starých sadoch, kde sa používali pesticídy s obsahom arzénu ako účinnej látky, na poliach, ktoré sa predtým používali na splaškové alebo komunálne kaly, v oblastiach alebo v okolí banských skládok a pod. odkaliská, priemyselné oblasti, kde mohli byť chemikálie vysypané na zem v oblastiach po vetre od priemyselných areálov.

Nadmerné hromadenie ťažkých kovov v pôde je toxické pre ľudí a zvieratá. Hromadenie ťažkých kovov je zvyčajne chronické (expozícia počas dlhého časového obdobia), prostredníctvom potravy. Akútna (okamžitá) otrava ťažkými kovmi nastáva požitím alebo kontaktom s pokožkou. Chronické problémy spojené s dlhodobým vystavením ťažkým kovom zahŕňajú:

1. Olovo - duševné poruchy.
2. Kadmium – ovplyvňuje obličky, pečeň a gastrointestinálny trakt.
3. Arzén - kožné ochorenia, ovplyvňuje obličky a centrálny nervový systém.

Najbežnejšie katiónové prvky sú ortuť, kadmium, olovo, nikel, meď, zinok, chróm a mangán. Najbežnejšie aniónové prvky sú arzén, molybdén, selén a bór.

Tradičné metódy sanácie kontaminovaných pôd

Postupy sanácie pôdy a plodín môžu pomôcť zabrániť tomu, aby sa kontaminanty dostali do rastlín a nechali ich v pôde. Tieto sanačné metódy neodstránia kontaminanty ťažkých kovov, ale pomôžu ich imobilizovať do pôdy a znížia pravdepodobnosť negatívnych účinkov kovov. Upozorňujeme, že je potrebné vziať do úvahy typ kovu (katión alebo anión):

1. Zvýšenie pH pôdy na 6,5 ​​alebo vyššie. Katiónové kovy sú rozpustnejšie pri nižších hodnotách pH, ​​takže zvýšenie pH ich robí menej dostupnými pre rastliny, a preto je menej pravdepodobné, že sa začlenia do rastlinného tkaniva a dostanú sa do ľudského tela. Zvyšovanie pH má opačný účinok na aniónové prvky.
2. Drenáž vo vlhkých pôdach. Drenáž zlepšuje prevzdušňovanie pôdy a umožňuje kovom oxidovať, čím sa stávajú menej rozpustnými a dostupnými. Opačná vlastnosť bude pozorovaná u chrómu, ktorý je dostupnejší v oxidovanej forme. Aktivita organických látok je účinná pri znižovaní dostupnosti chrómu.
3. . Aplikácia fosfátov. Aplikácia fosfátov môže znížiť dostupnosť katiónových kovov, ale má opačný účinok na aniónové zlúčeniny, ako je arzén. Fosfáty sa musia používať rozumne, pretože vysoké hladiny fosforu v pôde môžu viesť k znečisteniu vody.
4. Starostlivý výber rastlín na použitie v pôdach kontaminovaných kovmi Rastliny premiestňujú väčšie množstvo kovov v listoch ako v plodoch alebo semenách. Najväčšie riziko kontaminácie potravín v reťazci predstavuje listová zelenina (hlávkový šalát alebo špenát). Ďalším nebezpečenstvom je konzumácia týchto rastlín hospodárskymi zvieratami.

Čistiarne životného prostredia

Výskum ukázal, že rastliny sú účinné pri čistení kontaminovanej pôdy (Wentzel et al., 1999). Fytoremediácia je všeobecný termín pre použitie rastlín na odstránenie ťažkých kovov alebo na udržanie pôdy v čistote, bez kontaminantov, ako sú ťažké kovy, pesticídy, rozpúšťadlá, ropa, polycyklické aromatické uhľovodíky. Napríklad stepná tráva môže stimulovať rozklad ropných produktov. Poľné kvety boli nedávno použité na degradáciu uhľovodíkov z úniku ropy v Kuvajte. Hybridné druhy topoľov môžu odstraňovať chemické zlúčeniny, ako je TNT, ako aj vysoké dusičnany a pesticídy (Brady a Weil, 1999).

Rastliny na úpravu pôdy kontaminovanej kovmi

Rastliny sa používajú na stabilizáciu a odstránenie kovov z pôdy a vody. Využívajú sa tri mechanizmy: fytoextrakcia, rizofiltrácia a fytostabilizácia.

Tento článok hovorí o rizofiltrácii a fytostabilizácii, ale zameria sa na fytoextrakciu.

Rhizofiltrácia je adsorpcia na korene rastlín alebo absorpcia znečisťujúcich látok, ktoré sú v roztokoch obklopujúcich koreňovú zónu (rizosféru), koreňmi rastlín.

Rhizofiltrácia sa používa na dezinfekciu podzemných vôd. Rastliny sa pestujú v skleníkoch. Kontaminovaná voda sa používa na aklimatizáciu rastlín v prostredí. Tieto rastliny sa potom vysádzajú na miesto kontaminovanej podzemnej vody, kde korene filtrujú vodu a znečisťujúce látky. Len čo sú korene nasýtené kontaminovanými látkami, rastliny sa zbierajú. V Černobyle boli slnečnice týmto spôsobom použité na odstránenie rádioaktívnych látok z podzemných vôd (EPA, 1998)

Fytostabilizácia je použitie viacročných rastlín na stabilizáciu alebo imobilizáciu škodlivých látok v pôde a podzemnej vode. Kovy sa absorbujú a hromadia v koreňoch, adsorbujú sa na koreňoch alebo sa ukladajú v rizosfére. Tieto rastliny sa dajú použiť aj na zalesnenie oblastí, kde chýba prirodzená vegetácia, čím sa zníži riziko vodnej a veternej erózie a vylúhovania. Fytostabilizácia znižuje mobilitu kontaminantov a bráni ďalšiemu pohybu kontaminovaných látok do podzemných vôd alebo vzduchu a znižuje ich vstup do potravinových reťazcov.

Fytoextrakcia

Fytoextrakcia je proces pestovania rastlín v pôde kontaminovanej kovmi. Korene presúvajú kovy do nadzemných častí rastlín, potom sa tieto rastliny zbierajú a spália alebo kompostujú, aby sa kovy recyklovali. Na zníženie úrovne znečistenia v rámci prijateľných limitov môže byť potrebných niekoľko rastových cyklov plodín. Ak sa rastliny spália, popol sa musí likvidovať na skládkach odpadu.

Rastliny pestované na fytoextrakciu sa nazývajú hyperakumulátory. Absorbujú nezvyčajne veľké množstvo kovu v porovnaní s inými rastlinami. Hyperakumulátory môžu obsahovať asi 1 000 miligramov na kilogram kobaltu, medi, chrómu, olova, niklu a dokonca 10 000 miligramov na kilogram (1 %) mangánu a zinku na báze sušiny (Baker a Brooks, 1989).

Fytoextrakcia je jednoduchšia pre kovy ako nikel, zinok a meď, pretože tieto kovy uprednostňuje väčšina zo 400 hyperakumulátorov. Je známe, že niektoré rastliny z rodu Thlaspi (penica) obsahujú vo svojich tkanivách asi 3 % zinku. Tieto rastliny môžu byť použité ako ruda kvôli ich vysokej koncentrácii kovu (Brady a Veilya, 1999).

Zo všetkých kovov je olovo najčastejším kontaminantom pôdy (EPA, 1993). Bohužiaľ, rastliny v prirodzených podmienkach neakumulujú olovo. Do pôdy sa musia pridať chelátory, ako je EDTA (kyselina etyléndiamíntetraoctová). EDTA umožňuje rastlinám extrahovať olovo. Najbežnejšou rastlinou používanou na extrakciu olova je horčica indická (Brassisa juncea). Phytotech (súkromná výskumná spoločnosť) uviedla, že vyčistili plantáže v New Jersey, priemyselné štandardy 1 až 2, indickou horčicou (Wantanabe, 1997).

Rastliny môžu odstraňovať zinok, kadmium, olovo, selén a nikel z pôdy v projektoch, ktoré majú strednodobé až dlhodobé vyhliadky.

Tradičné čistenie miesta môže stáť 10,00 až 100,00 USD za meter kubický (m3), zatiaľ čo odstraňovanie kontaminovaných materiálov môže stáť 30,00 až 300 USD/m 3. Na porovnanie, fytoextrakcia môže stáť 0,05 USD/m3 (Watanabe, 1997).

Vyhliadky do budúcnosti

Fytoremediácia bola študovaná prostredníctvom výskumu malých a úplných aplikácií. Fytoremediácia sa môže presunúť do sféry komercializácie (Watanabe, 1997). Predpokladá sa, že trh s fytoremediáciou dosiahne do roku 2005 214 až 370 miliónov USD (Environmental Science & Technology, 1998). Vzhľadom na svoju súčasnú účinnosť je fytoremediácia najvhodnejšia na sanáciu širších oblastí, v ktorých sú kontaminanty prítomné v nízkych až stredných koncentráciách. Predtým, ako bude fytoremediácia plne komercializovaná, je potrebný ďalší výskum, aby sa zabezpečilo, že rastlinné tkanivá používané na fytoremediáciu nebudú mať nepriaznivé účinky na životné prostredie, voľne žijúce zvieratá alebo ľudí (EPA, 1998). Je tiež potrebný výskum na nájdenie účinnejších bioakumulátorov, ktoré produkujú viac biomasy. Existuje potreba komerčne získavať kovy z rastlinnej biomasy, aby sa dali recyklovať. Fytoremediácia je pomalšia ako tradičné metódy odstraňovania ťažkých kovov z pôdy, ale je oveľa lacnejšia. Zabránenie znečisteniu pôdy je oveľa lacnejšie ako náprava katastrofických následkov.

Zoznam použitej literatúry

1.Baker, A.J.M. a R.R. Brooks. 1989. Suchozemské rastliny, ktoré hyperakumulujú kovové prvky - prehľad ich rozšírenia, ekológie a fytochémie. Biorecovery 1:81:126.
2. Brady, N.C. a R.R. Weil. 1999. Charakter a vlastnosti pôd. 12. vyd. Prentice Hall. Upper Saddle River, NJ.
3. Environmentálna veda a technológia. 1998. Fytoremediácia; prognózovanie. Environmentálna veda a technológia. Vol. 32, vydanie 17, str. 399A.
4. McGrath, S.P. 1998. Fytoextrakcia na sanáciu pôdy. p. 261-287. In R. Brooks (ed.) Rastliny, ktoré hyperakumulujú ťažké kovy, ich úloha vo fytoremediácii, mikrobiológii, archeológii, prieskume nerastov a fytominingu. CAB International, New York, NY.
5. Fytotech. 2000. Fytoremediačná technológia.

Antropogénnou činnosťou sa do životného prostredia dostáva obrovské množstvo rôznych chemických prvkov a ich zlúčenín – až 5 ton organického a minerálneho odpadu na osobu ročne. Polovica až dve tretiny týchto vstupov zostávajú v troske a popole, čo vytvára lokálne anomálie v chemickom zložení pôd a vôd.

Podniky, budovy, mestské služby, priemyselný, domáci a fekálny odpad z obývaných oblastí a priemyselných oblastí nielenže odcudzujú pôdu, ale narúšajú aj normálnu biogeochémiu a biológiu pôdno-ekologických systémov na desiatky kilometrov v okolí. Každé mesto či priemyselné centrum je do istej miery príčinou vzniku veľkých biogeochemických anomálií, ktoré sú pre človeka nebezpečné.

Zdrojom ťažkých kovov sú najmä priemyselné emisie. Lesné ekosystémy zároveň trpia podstatne viac ako poľnohospodárske pôdy a plodiny. Zvlášť toxické sú olovo, kadmium, ortuť, arzén a chróm.

Ťažké kovy sa spravidla hromadia v pôdnej vrstve, najmä vo vyšších humusových horizontoch. Polčas odstraňovania ťažkých kovov z pôdy (vylúhovanie, erózia, spotreba rastlinami, deflácia) závisí od typu pôdy pre:

• zinok - 70-510 rokov;
• kadmium - 13-POLET;
• meď - 310-1500 rokov;
• olovo - 740-5900 rokov.

Komplexné a niekedy nezvratné dôsledky vplyvu ťažkých kovov možno pochopiť a predvídať len na základe krajinno-biogeochemického prístupu k problému toxických látok v biosfére. Úrovne znečistenia a toxicko-ekologickú situáciu ovplyvňujú najmä tieto ukazovatele:

• bioproduktivita pôd a obsah humusu v nich;
• acidobázický charakter pôd a vôd;
• redoxné stavy;
• koncentrácia pôdnych roztokov;
• absorpčná kapacita pôdy;
• granulometrické zloženie pôd;
• typ vodného režimu.

Úloha týchto faktorov ešte nie je dostatočne prebádaná, hoci práve pôdny kryt je konečným príjemcom väčšiny technogénnych chemikálií zapojených do biosféry. Pôdy sú hlavným akumulátorom, sorbentom a ničiteľom toxických látok.

Značná časť kovov sa do pôdy dostáva z antropogénnej činnosti. Disperzia začína od okamihu ťažby rudy, plynu, ropy, uhlia a iných nerastov. Reťazec rozptylu prvkov možno vysledovať od ťažobnej bane, lomu, potom dochádza k stratám počas prepravy surovín do spracovateľského závodu; v samotnej továrni pokračuje rozptyl pozdĺž spracovateľskej linky spracovania, potom v procese metalurgie spracovanie, kovovýroba až po skládky, priemyselné a domáce skládky.

Široká škála prvkov prichádza s emisiami z priemyselných podnikov vo významných množstvách a znečisťujúce látky nie sú vždy spojené s hlavnými produktmi podnikov, ale môžu byť súčasťou nečistôt. V blízkosti olova môžu teda prioritné znečisťujúce látky okrem olova a zinku zahŕňať kadmium, meď, ortuť, arzén a selén a v blízkosti podnikov na tavenie hliníka fluór, arzén a berýlium. Značná časť emisií z podnikov vstupuje do globálneho cyklu – až 50 % olova, zinku, medi a až 90 % ortuti.

Ročná produkcia niektorých kovov prevyšuje ich prirodzenú migráciu, najmä výrazne u olova a železa. Je zrejmé, že tlak technogénnych tokov kovov na životné prostredie vrátane pôdy sa zvyšuje.

Blízkosť zdroja znečistenia ovplyvňuje atmosférické znečistenie pôd. Zdrojom technogénneho znečistenia ovzdušia s výraznými limitmi spadu technogénnych kovov so zrážkami sa teda ukázali dva veľké podniky v regióne Sverdlovsk - Uralská hlinikáreň a Termálna elektráreň Krasnojarsk.

Nebezpečenstvo kontaminácie pôdy technogénnymi kovmi zo vzduchových aerosólov existuje pre akýkoľvek typ pôdy a na akomkoľvek mieste v meste, len s tým rozdielom, že pôdy nachádzajúce sa bližšie k zdroju technogenézy (hutnícka elektráreň, tepelná elektráreň, čerpacia stanica resp. mobilná doprava) bude viac znečistený.

Intenzívna činnosť podnikov sa často rozprestiera na malom území, čo vedie k zvýšeniu obsahu ťažkých kovov, zlúčenín arzénu, fluóru, oxidov síry, kyseliny sírovej, niekedy kyseliny chlorovodíkovej, kyanidov v koncentráciách často presahujúcich maximálne prípustné koncentrácie (tabuľka 4.1). Trávnatá pokrývka a lesné plantáže odumierajú, pôdny kryt sa ničí, rozvíjajú sa erózne procesy. Až 30 – 40 % ťažkých kovov z pôdy sa môže dostať do podzemných vôd.

Pôda však slúži aj ako silná geochemická bariéra toku znečisťujúcich látok, ale len do určitej hranice. Výpočty ukazujú, že černozeme sú schopné pevne fixovať do 40-60 t/ha olova len v ornej vrstve 0-20 cm hrubej, podzolové pôdy - 2-6 t/ha a pôdne horizonty ako celok - do 100 t/ha, ale zároveň vzniká akútna toxikologická situácia v samotnej pôde.

Stále sám Charakteristickým znakom pôdy je schopnosť aktívne transformovať zlúčeniny, ktoré do nej vstupujú. Na týchto reakciách sa zúčastňujú minerálne a organické zložky a je možná biologická transformácia. Zároveň najbežnejšími procesmi sú prechody vo vode rozpustných zlúčenín ťažkých kovov na ťažko rozpustné (oxidy, hydroxidy, soli s nízkou produkciou Tabuľka 4.1. Zoznam zdrojov znečistenia a chemických prvkov, ktorých akumulácia je možná v pôde v zóne vplyvu týchto zdrojov (Smernica MU 2.1.7.730-99 „Hygienické hodnotenie kvality pôdy v osídlených oblastiach“).

Zdroje znečistenie	Typ výroby	Faktor koncentrácie K s
Neželezná metalurgia	Výroba neželezných kovov z rúd a koncentrátov	Pb, Zn, Cu, Ag	Sn, As, Cd, Sb, Hg, Se, Bi
	Recyklácia neželezných kovov	Pb, Zn, Sn, Cu
	Výroba tvrdých a žiaruvzdorných neželezných kovov
	Výroba titánu	Ag, Zn, Pb, V, Cu	Ti, Mn, Mo, Sn, V
Metalurgia železa	Výroba legovaných ocelí	Co, Mo, Bi, W, Zn
	Výroba železnej rudy
Strojársky a kovospracujúci priemysel	Podniky s tepelným spracovaním kovov (bez zlievarní)		Ni, Cr, Hg, Sn, Cu
	Výroba olovených batérií
	Výroba zariadení pre elektronický a elektrotechnický priemysel
Chemický priemysel	Výroba superfosfátu		Vzácne zeminy, Cu, Cr, As, It
	Výroba plastov
priemysel stavebné materiály	Výroba cementu
Tlač priemyslu	Zlievarne písma, tlačiarne
Tuhý komunálny odpad		Pb, Cd, Sn, Cu, Ag, Sb, Zn
Čistiaci kal		Pb, Cd, V, Ni, Sn, Cr, Cu, Zn

znížením rozpustnosti PR) ako súčasť pôdneho absorpčného komplexu (SAC): organická hmota tvorí komplexné zlúčeniny s iónmi ťažkých kovov. Interakcia kovových iónov so zložkami pôdy prebieha podľa typu reakcií sorpcie, zrážania-rozpúšťania, tvorby komplexov a tvorby jednoduchých solí. Rýchlosť a smer transformačných procesov závisí od pH prostredia, obsahu jemných častíc a množstva humusu.

Pre environmentálne dôsledky kontaminácie pôdy ťažkými kovmi majú značný význam koncentrácie a formy výskytu ťažkých kovov v pôdnom roztoku. Mobilita ťažkých kovov úzko súvisí so zložením kvapalnej fázy: nízka rozpustnosť oxidov a hydroxidov ťažkých kovov sa zvyčajne pozoruje v pôdach s neutrálnou alebo alkalickou reakciou. Naopak, mobilita ťažkých kovov je najvyššia pri silnej reakcii pôdneho roztoku, takže toxický účinok ťažkých kovov v silne kyslej krajine tajgy-lesy môže byť v porovnaní s neutrálnymi alebo alkalickými pôdami veľmi významný. Toxicita prvkov pre rastliny a živé organizmy priamo súvisí s ich pohyblivosťou v pôde. Okrem kyslosti je toxicita ovplyvnená vlastnosťami pôdy, ktoré určujú silu fixácie prichádzajúcich škodlivín; významný vplyv má spoločná prítomnosť rôznych iónov.

Najväčšie nebezpečenstvo pre vyššie organizmy vrátane človeka predstavujú dôsledky mikrobiálnej premeny anorganických zlúčenín ťažkých kovov na komplexné zlúčeniny. Dôsledkom znečistenia kovmi môže byť aj narušenie pôdnych trofických reťazcov v biogeocenózach. Je možné meniť aj celé komplexy, spoločenstvá mikroorganizmov a pôdnych živočíchov. Ťažké kovy inhibujú dôležité mikrobiologické procesy v pôde – premenu uhlíkatých zlúčenín – takzvané „dýchanie“ pôdy, ako aj fixáciu dusíka.

Kontaminácia pôdy ťažkými kovmi má rôzne zdroje:

• 1. odpad z kovospracujúceho priemyslu;
• 2. priemyselné emisie;
• 3. produkty spaľovania paliva;
• 4. výfukové plyny automobilov;
• 5. prostriedky chemizácie poľnohospodárstva

Znečistenie pôdy v dôsledku prírodných faktorov a hlavne antropogénnych zdrojov nielen mení priebeh pôdotvorných procesov, čo vedie k poklesu úrody, oslabuje samočistenie pôd od škodlivých organizmov, ale má aj priamy alebo nepriamy účinok (prostredníctvom rastlín, rastlinných alebo živočíšnych potravinových produktov). ) vplyv. Ťažké kovy, ktoré prichádzajú z pôdy do rastlín a prenášajú sa prostredníctvom potravinových reťazcov, majú toxický účinok na rastliny, zvieratá a ľudské zdravie.

Podľa stupňa toxického účinku na životné prostredie sú ťažké kovy rozdelené do troch tried nebezpečnosti: 1. As, Cd, Hg, Pb, Se, Zn, Ti;

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

Vplyv znečistenia na výnosy plodín a kvalitu produktov.

Poruchy vyskytujúce sa v organizmoch rastlín vplyvom nadbytku ťažkých kovov vedú k zmenám úrody a kvality rastlinných produktov (predovšetkým v dôsledku zvýšenia obsahu samotných kovov. Vykonávanie opatrení na sanáciu pôd kontaminovaných ťažkými kovmi ako také nemôže zaručiť vysoké výnosy environmentálne bezpečných poľnohospodárskych produktov. Mobilita ťažkých kovov a ich dostupnosť pre rastliny sú do značnej miery riadené takými vlastnosťami pôdy, ako sú acidobázické podmienky, redoxné režimy, obsah humusu, distribúcia veľkosti častíc a súvisiaca absorpčná kapacita. Preto pred pri prechode na vývoj konkrétnych opatrení na obnovu úrodnosti kontaminovaných pôd je potrebné určiť kritériá na ich klasifikáciu podľa nebezpečenstva kontaminácie ťažkými kovmi na základe súboru fyzikálnych a chemických vlastností. kontaminácii ťažkými kovmi, poľnohospodárske výnosy prudko klesajú.

Toxické úrovne znečisťujúcich látok sa pomaly hromadia v pôde, no zostávajú tam dlhodobo, čo negatívne ovplyvňuje ekologickú situáciu celých regiónov. Pôdy kontaminované ťažkými kovmi a rádionuklidmi je takmer nemožné vyčistiť. Zatiaľ je známy jediný spôsob: zasiať také pôdy rýchlo rastúcimi plodinami, ktoré produkujú veľkú zelenú hmotu; takéto plodiny extrahujú toxické prvky z pôdy a potom sa zozbieraná plodina musí zničiť. Ide však o pomerne zdĺhavý a nákladný postup. Pohyb toxických zlúčenín a ich vstup do rastlín môžete znížiť zvýšením pH pôdy vápnením alebo pridaním veľkých dávok organických látok, ako je rašelina. Dobrý efekt môže mať hlboká orba, keď sa pri orbe zníži vrchná kontaminovaná vrstva pôdy do hĺbky 50 – 70 cm a hlboké vrstvy pôdy sa zdvihnú na povrch. Na tento účel môžete použiť špeciálne viacúrovňové pluhy, ale hlboké vrstvy zostávajú stále kontaminované. Napokon, na pôdach kontaminovaných ťažkými kovmi (ale nie rádionuklidmi) možno pestovať plodiny, ktoré sa nepoužívajú ako potraviny alebo krmivo, napríklad kvety. Od roku 1993 sa na území Bieloruskej republiky vykonáva agroekologický monitoring hlavných environmentálnych toxických látok - ťažkých kovov, pesticídov a rádionuklidov. V oblasti, v ktorej sa farma nachádza, nebolo zistené prekročenie MPC pre ťažké kovy.

Ťažké kovy sú biochemicky aktívne prvky, ktoré sú súčasťou kolobehu organických látok a primárne ovplyvňujú živé organizmy. Medzi ťažké kovy patria prvky ako olovo, meď, zinok, kadmium, nikel, kobalt a množstvo ďalších.

Migrácia ťažkých kovov v pôdach závisí predovšetkým od alkalicko-kyslých a redoxných podmienok, ktoré určujú diverzitu pôdno-geochemického prostredia. Významnú úlohu pri migrácii ťažkých kovov v pôdnom profile zohrávajú geochemické bariéry, v niektorých prípadoch zosilňujúce a v iných oslabujúce (kvôli schopnosti konzervácie) odolnosť pôd voči kontaminácii ťažkými kovmi. Každá geochemická bariéra si zachováva určitú skupinu chemických prvkov, ktoré majú podobné geochemické vlastnosti.

Špecifiká hlavných pôdotvorných procesov a typ vodného režimu určujú charakter distribúcie ťažkých kovov v pôdach: akumulácia, konzervácia alebo odstraňovanie. Boli identifikované skupiny pôd s akumuláciou ťažkých kovov v rôznych častiach pôdneho profilu: na povrchu, v hornej časti, v strednej časti, s dvomi maximami. Okrem toho boli identifikované pôdy v zóne, ktoré sa vyznačujú koncentráciou ťažkých kovov v dôsledku vnútroprofilovej kryogénnej konzervácie. Osobitnú skupinu tvoria pôdy, kde sa v režime lúhovania a periodického lúhovania z profilu odstraňujú ťažké kovy. Vnútroprofilové rozloženie ťažkých kovov má veľký význam pre hodnotenie znečistenia pôd a predikciu intenzity akumulácie škodlivín v nich. Charakteristika intraprofilovej distribúcie ťažkých kovov je doplnená o zoskupovanie pôd podľa intenzity ich zapojenia do biologického cyklu. Celkovo existujú tri stupne: vysoká, stredná a slabá.

Zvláštna je geochemická situácia pre migráciu ťažkých kovov v pôdach riečnych niv, kde so zvýšeným obsahom vody výrazne stúpa mobilita chemických prvkov a zlúčenín. Špecifickosť geochemických procesov je tu spôsobená predovšetkým výraznou sezónnosťou zmien redoxných podmienok. Je to spôsobené zvláštnosťami hydrologického režimu riek: trvanie jarných povodní, prítomnosť alebo neprítomnosť jesenných povodní a charakter obdobia nízkej vody. Trvanie zaplavovania terás záplavových vôd záplavovými vodami určuje prevahu buď oxidačných (krátkodobé zaplavenie záplavového územia) alebo redoxných (dlhodobý záplavový režim) podmienok.

Orné pôdy sú vystavené najväčším antropogénnym vplyvom plošného charakteru. Hlavným zdrojom znečistenia, s ktorým sa do ornej pôdy dostáva až 50 % z celkového množstva ťažkých kovov, sú fosforečné hnojivá. Na určenie stupňa potenciálnej kontaminácie orných pôd bola vykonaná súdržná analýza pôdnych vlastností a vlastností polutantov: zohľadnil sa obsah, zloženie humusu a granulometrické zloženie pôd, ako aj alkalicko-kyslé podmienky. Údaje o koncentrácii ťažkých kovov vo fosforitoch z ložísk rôznej genézy umožnili vypočítať ich priemerný obsah s prihliadnutím na približné dávky hnojív aplikovaných na ornú pôdu v rôznych oblastiach. Hodnotenie pôdnych vlastností koreluje s hodnotami agrogénneho zaťaženia. Kumulatívne integrované hodnotenie vytvorilo základ pre identifikáciu stupňa potenciálnej kontaminácie pôdy ťažkými kovmi.

Najnebezpečnejšie pôdy z hľadiska stupňa kontaminácie ťažkými kovmi sú pôdy vysokohumusové, hlinito-hlinité s alkalickou reakciou: tmavosivé lesné pôdy, tmavé gaštanové pôdy s vysokou akumulačnou schopnosťou. Pre Moskovskú a Brjanskú oblasť je charakteristické aj zvýšené riziko kontaminácie pôdy ťažkými kovmi. Situácia so sodno-podzolovými pôdami tu neprospieva hromadeniu ťažkých kovov, avšak v týchto oblastiach je technogénna záťaž vysoká a pôdy sa nestihnú „vyčistiť“.

Z ekologického a toxikologického hodnotenia pôd na obsah ťažkých kovov vyplynulo, že 1,7 % poľnohospodárskej pôdy je kontaminovaných látkami I. triedy nebezpečnosti (veľmi nebezpečné) a 3,8 % II. triedy nebezpečnosti (stredne nebezpečné). Kontaminácia pôdy s obsahom ťažkých kovov a arzénu nad stanovené normy bola zistená v Burjatskej republike, Dagestanskej republike, Republike, Mordovskej republike, Republike Tyva, na území Krasnojarska a Primorska, v Ivanove, Irkutsku, Regióny Kemerovo, Kostroma, Murmansk, Novgorod, Orenburg, Sachalin, Chita.

Lokálna kontaminácia pôdy ťažkými kovmi je spojená predovšetkým s veľkými mestami a. Hodnotenie nebezpečenstva kontaminácie pôdy komplexom ťažkých kovov bolo realizované pomocou ukazovateľa celkové Zc.

Znečistenie pôdy podľa veľkosti zón sa delí na pozaďové, lokálne, regionálne a globálne.Znečistenie pozadia je blízke svojmu prirodzenému zloženiu. Za miestne znečistenie pôdy sa považuje oblasť v blízkosti jedného alebo viacerých zdrojov znečistenia. Za regionálne znečistenie sa považuje, keď sú znečisťujúce látky transportované do vzdialenosti 40 km od zdroja znečistenia, a za globálne znečistenie, keď je znečistená pôda viacerých regiónov.

Podľa stupňa kontaminácie sa pôdy delia na silne znečistené, stredne znečistené a mierne znečistené.

V silne kontaminovaných pôdach je množstvo škodlivín niekoľkonásobne vyššie ako je maximálna prípustná koncentrácia. Majú rozsah biologickej produktivity a výrazné zmeny fyzikálno-chemických, chemických a biologických charakteristík, v dôsledku čoho obsah chemikálií v pestovaných plodinách prekračuje normu. V stredne kontaminovaných pôdach je prebytok MPC nevýznamný, čo nevedie k výrazným zmenám jeho vlastností.

V mierne kontaminovaných pôdach obsah chemikálií nepresahuje maximálnu prípustnú koncentráciu, ale presahuje pozadie.

Znečistenie pôdy závisí najmä od triedy nebezpečných látok, ktoré vstupujú do pôdy:

Trieda 1 - vysoko nebezpečné látky;

2. trieda - stredne nebezpečné látky;

Trieda 3 – látky s nízkym rizikom.

Trieda nebezpečnosti látok sa stanovuje podľa ukazovateľov.

Tabuľka 1 - Indikátory a triedy nebezpečných látok

Za kontamináciou pôdy rádioaktívnymi látkami stojí najmä atmosférické testovanie atómových a jadrových zbraní, ktoré jednotlivé štáty dodnes nezastavili. Vypadnutie s rádioaktívnym spadom, 90 Sr, 137 Cs a inými nuklidmi, ktoré sa dostane do rastlín a potom do potravín a ľudského tela, spôsobuje rádioaktívnu kontamináciu v dôsledku vnútorného ožiarenia.

Rádionuklidy sú chemické prvky schopné spontánneho rozpadu s tvorbou nových prvkov, ako aj vytvorené izotopy akýchkoľvek chemických prvkov. Chemické prvky schopné samovoľného rozpadu sa nazývajú rádioaktívne. Najčastejšie používané synonymum pre ionizujúce žiarenie je rádioaktívne žiarenie.

Rádioaktívne žiarenie je prirodzeným faktorom v biosfére pre všetky živé organizmy a aj živé organizmy samotné majú určitú rádioaktivitu. Spomedzi biosférických objektov majú pôdy najvyšší prirodzený stupeň rádioaktivity.

V 20. storočí však ľudstvo čelilo rádioaktivite, ktorá bola neúmerne vyššia ako prirodzená, a preto bola biologicky anomálna. Ako prví trpeli nadmernými dávkami žiarenia veľkí vedci, ktorí objavili rádioaktívne prvky (rádium, polónium), manželia Marie Sklodowska-Curie a Pierre Curie. A potom: Hirošima a Nagasaki, testy atómových a jadrových zbraní, mnohé katastrofy vrátane Černobyľu atď. Rozsiahle územia boli kontaminované rádionuklidmi s dlhou životnosťou - 137 Cs a 90 Sr. Podľa platnej legislatívy je jedným z kritérií klasifikácie území ako zóny rádioaktívnej kontaminácie, aby hustota kontaminácie 137 Cs presiahla 37 kBq/m 2 . Tento prebytok bol stanovený na 46,5 tisíc km 2 vo všetkých regiónoch Bieloruska.

Úrovne územnej kontaminácie 90 Sr nad 5,5 kBq/m2 (zákonom stanovené kritérium) boli zistené na ploche 21,1 tisíc km2 v regiónoch Gomel a Mogilev, čo predstavovalo 10 % územia krajiny. Kontaminácia izotopmi 238 239+240 Pu s hustotou vyššou ako 0,37 kBq/m 2 (zákonom stanovené kritérium) pokrývala asi 4,0 tis. km 2, čiže asi 2 % územia, najmä v oblasti Gomel (Braginsky, Narovlyansky, Khoiniki, okresy Rechitsa, Dobrush a Loevsky) a okres Cherikovsky v regióne Mogilev.

Procesy prirodzeného rozpadu rádionuklidov za 25 rokov, ktoré uplynuli od černobyľskej katastrofy, upravili štruktúru ich distribúcie v regiónoch Bieloruska. Počas tohto obdobia sa úrovne znečistenia a plochy znížili. Od roku 1986 do roku 2010 sa plocha územia kontaminovaného 137 Cs s hustotou nad 37 kBq/m2 (nad 1 Ci/km2) znížila zo 46,5 na 30,1 tisíc km2 (z 23 % na 14,5 %). Pre znečistenie 90 Sr s hustotou 5,5 kBq/m2 (0,15 Ci/km2) sa tento údaj znížil - z 21,1 na 11,8 tisíc km2 (z 10 % na 5,6 %) (tabuľka 2).

znečistenie zemský rádionuklid vytvorený človekom

Tabuľka 2 - Kontaminácia územia Bieloruskej republiky 137Cs v dôsledku katastrofy v jadrovej elektrárni v Černobyle (k 1. januáru 2012)

	Rozloha poľnohospodárskej pôdy, tisíc hektárov
Kontaminované 137 Cs	vrátane hustoty znečistenia, 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
Bieloruskej republiky

Najvýznamnejšími objektmi biosféry, ktoré určujú biologické funkcie všetkých živých vecí, sú pôdy.

Rádioaktivita pôd je spôsobená obsahom rádionuklidov v nich. Rozlišuje sa prirodzená a umelá rádioaktivita.

Prirodzená rádioaktivita pôd je spôsobená prírodnými rádioaktívnymi izotopmi, ktoré sú v pôde a pôdotvorných horninách vždy prítomné v rôznych množstvách.

Prírodné rádionuklidy sú rozdelené do 3 skupín. Do prvej skupiny patria rádioaktívne prvky – prvky, ktorých všetky izotopy sú rádioaktívne: urán (238 U, 235 U), tórium (232 Th), rádium (226 Ra) a radón (222 Rn, 220 Rn). Do druhej skupiny patria izotopy „obyčajných“ prvkov, ktoré majú rádioaktívne vlastnosti: draslík (40 K), rubídium (87 Rb), vápnik (48 Ca), zirkónium (96 Zr) atď. Tretiu skupinu tvoria rádioaktívne izotopy vzniknuté v r. atmosfére pod vplyvom kozmického žiarenia: trícium (3 H), berýlium (7 Be, 10 Be) a uhlík (14 C).

Podľa spôsobu a času vzniku sa rádionuklidy delia na: primárne - vznikajú súčasne so vznikom planéty (40 K, 48 Ca, 238 U); sekundárne produkty rozpadu primárnych rádionuklidov (spolu 45 - 232 Th, 235 U, 220 Rn, 222 Rn, 226 Ra atď.); indukované - vznikajú pod vplyvom kozmického žiarenia a sekundárnych neutrónov (14 C, 3 H, 24 Na). Celkovo existuje viac ako 300 prírodných rádionuklidov. Hrubý obsah prírodných rádioaktívnych izotopov závisí hlavne od pôdotvorných hornín. Pôdy vzniknuté na produktoch zvetrávania kyslých hornín obsahujú viac rádioaktívnych izotopov ako na bázických a ultrabázických horninách; Ťažké pôdy ich obsahujú viac ako ľahké pôdy.

Prírodné rádioaktívne prvky sú v pôdnom profile zvyčajne rozmiestnené pomerne rovnomerne, v niektorých prípadoch sa však akumulujú v iluviálnych a glejových horizontoch. V pôdach a horninách sú prítomné hlavne v tesne viazanej forme.

Umelá rádioaktivita pôd je spôsobená vstupom rádioaktívnych izotopov do pôdy, ktoré vznikajú v dôsledku atómových a termonukleárnych výbuchov, vo forme odpadu z jadrového priemyslu alebo v dôsledku havárií v jadrových podnikoch. K tvorbe izotopov v pôde môže dôjsť v dôsledku indukovaného žiarenia. Najbežnejšiu umelú rádioaktívnu kontamináciu pôd spôsobujú izotopy 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs atď.

Environmentálne dôsledky rádioaktívnej kontaminácie pôdy sú nasledovné. Rádionuklidy, ktoré sú súčasťou biologického cyklu, vstupujú do ľudského tela prostredníctvom rastlinnej a živočíšnej potravy a hromadia sa v nej a spôsobujú rádioaktívne ožiarenie. Rádionuklidy, podobne ako mnohé iné znečisťujúce látky, sa postupne koncentrujú v potravinových reťazcoch.

Z hľadiska životného prostredia je najväčším nebezpečenstvom 90 Sr a 137 Cs. Je to spôsobené dlhým polčasom rozpadu (28 rokov pre 90 Sr a 33 rokov pre 137 Cs), vysokou energiou žiarenia a schopnosťou ľahko sa zaradiť do biologického cyklu a potravinových reťazcov. Stroncium je svojimi chemickými vlastnosťami blízke vápniku a je súčasťou kostného tkaniva a cézium je blízke draslíku a zúčastňuje sa mnohých reakcií živých organizmov.

Umelé rádionuklidy sú fixované hlavne (až 80-90%) v hornej vrstve pôdy: na panenskej pôde - vrstva 0-10 cm, na ornej pôde - v ornom horizonte. Najväčšia sorpcia je pozorovaná v pôdach s vysokým obsahom humusu, ťažkým granulometrickým zložením, bohatým na montmorillonit a hydromikádu a bezvýluhovým typom vodného režimu. V takýchto pôdach sú rádionuklidy schopné migrácie v nepatrnej miere. Podľa stupňa mobility v pôdach tvoria rádionuklidy rad 90 Sr > 106 Ru > 137 Ce > 129 J > 239 Pu. Rýchlosť prirodzeného samočistenia pôd od rádioizotopov závisí od rýchlosti ich rádioaktívneho rozpadu, vertikálnej a horizontálnej migrácie. Polčas rozpadu rádioaktívneho izotopu je čas potrebný na rozpad polovice počtu jeho atómov.

Tabuľka 3 - Charakteristika rádioaktívnych látok

			Kerma je trvalá	Gamma konštanta	Koeficient dávky	Polovičný život
					1,28-10 6 rokov
	mangán
	stroncium
	Promethium
				138,4 dňa
	Plutónium					2,44 -104 rokov

Rádioaktivita v živých organizmoch má kumulatívny účinok. Pre človeka je hodnota LD 50 (letálna dávka, pri ktorej ožiarenie spôsobuje 50 % smrti biologických objektov) 2,5-3,5 Gy.

Dávka 0,25 Gy sa považuje za relatívne normálnu pre vonkajšie ožiarenie. 0,75 Gy ožiarenie celého ľudského tela alebo 2,5 Gy ožiarenie štítnej žľazy rádioaktívnym jódom 131 I vyžadujú opatrenia na radiačnú ochranu obyvateľstva.

Zvláštnosťou rádioaktívnej kontaminácie pôdy je, že množstvo rádioaktívnych nečistôt je extrémne malé a nespôsobujú zmeny základných vlastností pôdy - pH, pomer prvkov minerálnej výživy, úroveň úrodnosti.

Preto je v prvom rade potrebné obmedziť (normalizovať) koncentrácie rádioaktívnych látok pochádzajúcich z pôdy do rastlinných produktov. Keďže rádionuklidy sú najmä ťažké kovy, hlavné problémy a spôsoby prideľovania, sanácie a ochrany pôd pred kontamináciou rádionuklidmi a ťažkými kovmi sú do značnej miery podobné a často sa môžu posudzovať spoločne.

Rádioaktivita pôd je teda spôsobená obsahom rádionuklidov v nich. Prirodzená rádioaktivita pôd je spôsobená prírodnými rádioaktívnymi izotopmi, ktoré sú v pôde a pôdotvorných horninách vždy prítomné v rôznych množstvách. Umelá rádioaktivita pôd je spôsobená vstupom rádioaktívnych izotopov do pôdy, ktoré vznikajú v dôsledku atómových a termonukleárnych výbuchov, vo forme odpadu z jadrového priemyslu alebo v dôsledku havárií v jadrových podnikoch.

Umelé rádioaktívne zamorenie pôd je najčastejšie spôsobené izotopmi 235 U, 238 U, 239 Pu, 129 I, 131 I, 144 Ce, 140 Ba, 106 Ru, 90 Sr, 137 Cs atď. Intenzita rádioaktívnej kontaminácie v konkrétnej oblasti určujú dva faktory:

a) koncentrácie rádioaktívnych prvkov a izotopov v pôde;

b) povaha prvkov a samotných izotopov, ktorá je primárne určená polčasom rozpadu.

Z hľadiska životného prostredia je najväčším nebezpečenstvom 90 Sr a 137 Cs. Sú pevne fixované v pôdach, vyznačujú sa dlhým polčasom rozpadu (90 Sr - 28 rokov a 137 Cs - 33 rokov) a ľahko sa zaraďujú do biologického cyklu ako prvky blízke Ca a K. Akumulujú sa v organizme konštantné zdroje vnútorného žiarenia.

V súlade s GOST sú toxické chemické prvky rozdelené do tried hygienickej nebezpečnosti. Z hľadiska pôd sú to:

a) Trieda I: arzén (As), berýlium (Be), ortuť (Hg), selén (Sn), kadmium (Cd), olovo (Pb), zinok (Zn), fluór (F);

b) Trieda II: chróm (Cr), kobalt (Co), bór (B), molybdén (Mn), nikel (Ni), meď (Cu), antimón (Sb);

c) III trieda: bárium (Ba), vanád (V), volfrám (W), mangán (Mn), stroncium (Sr).

Ťažké kovy už zaujímajú druhé miesto z hľadiska nebezpečenstva, za pesticídmi a výrazne pred takými známymi znečisťujúcimi látkami, ako sú oxid uhličitý a síra. V budúcnosti sa môžu stať nebezpečnejšími ako odpad z jadrových elektrární a tuhý odpad. Znečistenie ťažkými kovmi je spojené s ich širokým využitím v priemyselnej výrobe. V dôsledku nedokonalých čistiacich systémov sa ťažké kovy dostávajú do životného prostredia vrátane pôdy, znečisťujú ju a otravujú. Ťažké kovy sú špeciálne znečisťujúce látky, ktorých monitorovanie je povinné vo všetkých prostrediach.

Pôda je hlavným médiom, do ktorého vstupujú ťažké kovy, a to aj z atmosféry a vodného prostredia. Slúži aj ako zdroj sekundárneho znečistenia povrchového ovzdušia a vôd, ktoré z neho prúdia do Svetového oceánu. Z pôdy sú ťažké kovy absorbované rastlinami, ktoré sa potom dostávajú do potravín.

Výraz „ťažké kovy“, ktorý charakterizuje širokú skupinu znečisťujúcich látok, si v poslednej dobe získal významnú popularitu. V rôznych vedeckých a aplikovaných prácach autori interpretujú význam tohto pojmu rôzne. V tomto ohľade sa množstvo prvkov klasifikovaných ako ťažké kovy značne líši. Ako kritériá členstva sa používajú početné charakteristiky: atómová hmotnosť, hustota, toxicita, prevalencia v prírodnom prostredí, stupeň zapojenia do prírodných a človekom vytvorených cyklov.

V prácach venovaných problémom znečistenia pôdy a monitorovania životného prostredia je dnes viac ako 40 prvkov periodickej tabuľky D.I. klasifikovaných ako ťažké kovy. Mendelejev s atómovou hmotnosťou nad 40 atómových jednotiek: V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi atď. Podľa klasifikácie N. Reimersa kovy s hustotou vyššou ako 8 g/cm3. V tomto prípade zohrávajú pri kategorizácii ťažkých kovov dôležitú úlohu tieto podmienky: ich vysoká toxicita pre živé organizmy v relatívne nízkych koncentráciách, ako aj schopnosť bioakumulácie a biomagnifikácie. Takmer všetky kovy, ktoré spadajú pod túto definíciu (s výnimkou olova, ortuti, kadmia a bizmutu, ktorých biologická úloha je v súčasnosti nejasná) sa aktívne podieľajú na biologických procesoch a sú súčasťou mnohých enzýmov.

Ťažké kovy sa dostávajú na povrch pôdy v rôznych formách. Ide o oxidy a rôzne soli kovov, rozpustné aj prakticky nerozpustné vo vode (sulfidy, sírany, arzenitany atď.). V emisiách podnikov na spracovanie rúd a podnikov neželeznej metalurgie, ktoré sú hlavným zdrojom znečistenia životného prostredia, sú ťažké kovy – väčšina kovov (70 – 90 %) je vo forme oxidov. Keď sa dostanú na povrch pôdy, môžu sa akumulovať alebo rozptýliť v závislosti od povahy geochemických bariér, ktoré sú vlastné danému územiu. Rozloženie ťažkých kovov v rôznych objektoch biosféry a zdroje ich vstupu do životného prostredia (tab. 4).

Tabuľka 4 - Zdroje ťažkých kovov vstupujúcich do životného prostredia

	Prírodné znečistenie	Technogénne znečistenie
	Sopečná erupcia, veterná erózia.	Ťažba a spracovanie rúd a minerálov s obsahom arzénu, pyrometalurgia a výroba kyseliny sírovej, superfosfátu; spaľovanie ropy, rašeliny, bridlice.
	Vypadnutie so zrážkami. Sopečná činnosť.	Zušľachťovanie rudy, výroba kyseliny sírovej, spaľovanie uhlia.
		Odpadové vody z priemyselných odvetví: hutnícky, strojársky, textilný, sklársky, keramický a kožiarsky. Vývoj rúd obsahujúcich bór.
	V prírode je široko rozšírený, tvorí približne 0,08 % zemskej kôry.	Uhoľné elektrárne, výroba hliníka a superfosfátových hnojív.
	V prírode sa nenachádza vo svojom elementárnom stave. Vo forme chromitu je súčasťou zemskej kôry.	Emisie z podnikov, ktoré ťažia, prijímajú a spracúvajú chróm.
	Je známych viac ako 100 minerálov obsahujúcich kobalt.	Spaľovanie prírodných a palivových materiálov v procese priemyselnej výroby.
	Súčasť mnohých minerálov.	Hutnícky proces spracovania a zušľachťovania rúd, fosforečných hnojív, výroby cementu, emisií z tepelných elektrární.
	Obsahuje 53 minerálov.	Emisie z podnikov ťažobného priemyslu, neželeznej metalurgie, strojárstva, kovoobrábania, chemických podnikov, dopravy, tepelných elektrární.
	Celkové svetové zásoby medi v rudách sa odhadujú na 465 miliónov ton.Je súčasťou minerálov Samorodnaja a vzniká v oxidačnej zóne sulfidických ložísk. Vulkanické a sedimentárne horniny.	Neželezné metalurgické podniky, doprava, hnojivá a pesticídy, zváracie procesy, galvanizácia, spaľovanie uhľovodíkových palív.
	Patrí do skupiny rozptýlených prvkov. Široko rozšírený vo všetkých geosférach. Obsahuje 64 minerálov.	Vysokoteplotné technologické procesy. Dopravné straty, spaľovanie uhlia. Ročne na 1 km 2 povrchu Zeme so zrážkami padne 72 kg zinku, čo je 3x viac ako olova a 12x viac ako medi.
	Vzťahuje sa na vzácne stopové prvky: nachádzajúce sa ako izomorfná nečistota v mnohých mineráloch.	Lokálne znečistenie – emisie z priemyselných komplexov, znečistenie rôzneho stupňa výkonu – tepelné elektrárne, motory.
	Stopový prvok, koncentrovaný v sulfidových rudách. Malé množstvo sa nachádza v natívnej forme.	Proces pyrometalurgickej výroby kovu, ako aj všetky procesy, pri ktorých sa používa ortuť. Spaľovanie akéhokoľvek organického paliva (ropa, uhlie, rašelina, plyn, drevo), hutnícka výroba, tepelné procesy s nekovovými materiálmi.
	Obsiahnutý v zemskej kôre je súčasťou minerálov. Do životného prostredia sa dostáva vo forme silikátového pôdneho prachu, sopečného dymu, výparu z lesa, aerosólov morskej soli a meteoritového prachu.	Emisie z vysokoteplotných procesov, výfukové plyny, odpadové vody, ťažba a spracovanie kovov, doprava, obrusovanie a rozptyl.

Najvýkonnejšími dodávateľmi odpadov obohatených o kovy sú podniky na tavenie neželezných kovov (hliník, oxid hlinitý, meď-zinok, olovo, nikel, titán-horčík, ortuť), ako aj na spracovanie neželezných kovov. železné kovy (rádiotechnika, elektrotechnika, nástrojárstvo, galvanizácia atď.). V prachu hutníckych priemyslov a úpravní rúd môže byť koncentrácia Pb, Zn, Bi, Sn zvýšená o niekoľko rádov (až 10-12) v porovnaní s litosférou, koncentrácia Cd, V, Sb - desaťtisíckrát, Cd, Mo, Pb, Sn, Zn, Bi, Ag - stokrát. Odpad z hutníckych podnikov, závodov na výrobu farieb a lakov a železobetónových konštrukcií je obohatený o ortuť. Koncentrácie W, Cd a Pb sú zvýšené v prachu strojárskych závodov (tabuľka 5).

Tabuľka 5 - Hlavné antropogénne zdroje ťažkých kovov

Vplyvom emisií obohatených o kovy vznikajú oblasti znečistenia krajiny najmä na regionálnej a miestnej úrovni. S výfukovými plynmi vozidiel sa do životného prostredia dostáva značné množstvo Pb, ktoré prevyšuje jeho príjem s odpadmi z hutníckych podnikov.

Svetové pôdy sú často obohatené nielen o ťažké látky, ale aj o ďalšie látky prírodného a antropogénneho pôvodu. Identifikácia „nasýtenia“ pôd kovmi a prvkami E.A. Novikov to vysvetlil ako dôsledok interakcie medzi človekom a prírodou (tabuľka 6).

Hlavnou znečisťujúcou látkou prímestských pôd v Bielorusku je olovo. Jeho zvýšený obsah sa pozoruje v prímestských oblastiach Minsk, Gomel a Mogilev. Lokálne, v malých oblastiach, v smere prevládajúcich vetrov bola zaznamenaná kontaminácia pôdy olovom na úrovni MPC (32 mg/kg) a vyššej.

Tabuľka 6 - Kombinácia interakcie medzi človekom a prírodou

Ako vidno z tabuľky, väčšinu kovov, vrátane ťažkých, rozptýli ľudia. Distribúcia prvkov rozptýlených človekom v pedosfére predstavuje dôležitý a nezávislý smer vo výskume pôdy. A. P. Vinogradov, R. Mitchell, D. Swain, H. Bowen, R. Brooks, V. V Dobrovolsky. Výsledkom ich výskumu bola identifikácia priemerných koncentrácií prvkov v pôdach jednotlivých kontinentov, krajín, regiónov a sveta ako celku (tab. 7).

Na niektorých poliach továrne na zeleninu v Minsku, kde sa ako hnojivo už niekoľko rokov používa tuhý domový odpad, obsah olova dosahuje 40 – 57 mg/kg pôdy. Na tých istých poliach je obsah mobilných foriem zinku a medi v pôde 65 a 15 mg/kg, s maximálnou hladinou zinku 23 mg/kg a medi 5 mg/kg.

Pri diaľniciach je pôda silne kontaminovaná olovom a v menšej miere aj kadmiom. Znečistenie pôdy na cestných pásoch medzištátnych (Brest - Moskva, Petrohrad - Odesa), republikových (Minsk - Slutsk, Minsk - Logoisk) a miestnych (Zaslavl - Dzeržinsk, Zhabinka - B. Motykaly) ciest je pozorované vo vzdialenosti max. do 25-50 m od povrchu vozovky v závislosti od terénu a prítomnosti lesných ochranných pásov. Maximálny obsah olova v pôde bol zaznamenaný vo vzdialenosti 5-10 m od diaľnice. Je vyššia ako hodnota pozadia v priemere 2-2,3 krát, ale mierne nižšia alebo blízka maximálnej prípustnej koncentrácii. Obsah kadmia v pôde Bieloruska je na úrovni pozadia (do 0,5 mg/kg). Prebytok až 2,5-násobku pozadia bol pozorovaný lokálne vo vzdialenosti do 3-5 km od veľkých miest a dosahuje 1,0-1,2 mg pôdy s MPC 3 mg/kg pre západoeurópske krajiny (MPC kadmia pre pôdy v Bielorusku nebola vyvinutá). Plocha pôdy v Bielorusku kontaminovanej z rôznych zdrojov olovom je v súčasnosti približne 100 tisíc hektárov a kadmiom - 45 tisíc hektárov.

Tabuľka 7 - Kombinácia interakcie medzi človekom a prírodou

Prvky	Priemerné hodnoty (US Soils, X. Shacklett, J. Bornson, 1984)	Priemerné hodnoty (Soils of the world, A.P. Vinogradov, 1957)	Prvky	Priemerné hodnoty (US Soils, J. Borngen, 1984)	Priemerné hodnoty (Soils of the world, A.P. Vinogradov, 1957)

V súčasnosti prebieha agrochemické mapovanie obsahu medi v pôdach Bieloruska a už bolo zistené, že v republike je meďou kontaminovaných 260,3 tisíc hektárov poľnohospodárskej pôdy (tabuľka 8).

Tabuľka 8 - Poľnohospodárske pôdy Bieloruska kontaminované meďou (tisíc hektárov)

Priemerný obsah mobilnej medi v orných pôdach je nízky a dosahuje 2,1 mg/kg a v upravených pôdach na seno a pasienky - 2,4 mg/kg. Vo všeobecnosti má v republike 34 % ornej pôdy a 36 % sena a pasienkov veľmi nízku zásobu medi (menej ako 1,5 mg/kg) a nutne potrebuje používať hnojivá s obsahom medi. Na pôdach s prebytkom medi (3,3 % poľnohospodárskej pôdy) by sa malo zabrániť použitiu akejkoľvek formy hnojív s obsahom medi.