těžké kovy v půdě
|
kadmium | olovo
| chróm | rtuť
| arsen |
Těžké kovy řadíme do skupiny cizorodých látek, které
se mohou významným způsobem podílet na kontaminaci zemědělských
půd. V přirozených podmínkách se nacházejí v nevelkých množstvích,
ale díky antropogenním vlivům se jejich obsah v půdě zvyšuje,
a to zejména v povrchové vrstvě humózního horizontu. S tím
souvisí i toxicita těžkých kovů, která je závislá na jejich
setrvání v půdě. Kumulace těžkých kovů v půdě má výrazný
ekologický dopad, protože v orniční vrstvě probíhá nejen
intenzívní mikrobiální aktivita, a tím regulace rychlosti koloběhu
prvků, ale i jejich vazba na primární produkty, kterými jsou
zapojovány do potravinového řetězce.
Forma
a množství těžkých kovů v půdách závisí na:
-
přirozeném mineralogickém složení půd,
-
intenzitě zvětrávacích procesů,
-
obsah jílových minerálů,
-
množství organických látek a humusu apod.
Každá
půda se vyznačuje určitou pozaďovou hodnotou těžkých kovů,
která vyjadřuje jejich přirozený obsah. V důsledku antropogenní
činnosti dochází k pronikání těžkých kovů do půdního
prostředí a zvyšování jejich hladiny nad úroveň pozadí. Jedná
se zejména o produkty průmyslové činnosti, dopravy a energetiky.
Za nejzávažnější zdroj kontaminace jsou považovány imise,
které zasahují celou biosféru, a přitom dlouhodobě negativně
ovlivňují faktory půdní úrodnosti.
Obsah
těžkých kovů v půdách je hodnocen limity uvedenými ve
vyhlášce č.13/1994 Sb. (As, Sb, Cd, Co, Cr, Cu, Hg, Mo, Ni, Pb,
V, Zn). V této kapitole je hlavní pozornost zaměřena na Cd, Pb,
Cr a Hg, které patří mezi prvky s velmi vysokým stupněm
potencionálního ohrožení a v letech 1990-1993 byl proveden průzkum
na jejich obsah v půdách České republiky.
nahoru
Kadmium
Kadmium
se v přírodě vyskytuje jako součást minerálů, dále v
organických sloučeninách, vázané (sorbované) na půdní
koloidy a konečně ve vodorozpustném stavu jako součást půdního
roztoku.
Průměrný
obsah kadmia v půdě v přirozených podmínkách se nejčastěji
pohybuje v rozmezí 0,01-1,1 mg.kg-1. V půdách ČR je
(mimo zdroje kontaminace) běžný obsah 0,2-1,5 mg Cd na 1 kg půdy.
Za posledních 150 let se podle literárních údajů zvýšil obsah
kadmia v půdách o 27-55%. Kadmium se v půdě kumuluje nejvíce ve
vrstvě 0-5 cm a s přibývající hloubkou jeho koncentrace klesá.
Při
zvětrávání hornin, kde jeho obsah nepřesahuje 0,3 mg Cd.kg-1,
snadno přechází do roztoku a vyskytuje se jako kationt Cd2+.
Může tvořit také komplexní ionty - CdCl+, CdOH+,
CdHCO3+, CdCl-, Cd(OH)3-
aj. a organické cheláty. Biologická dostupnost kadmia v půdě závisí
na druhu rostliny, pH půdy, redox potenciálu a složení půdního
roztoku. V silně oxidačních podmínkách je kadmium schopno tvořit
stálé minerály (CdO, CdCO3) a hromadit se ve fosfátech
a biogenních usazeninách. Hlavním faktorem limitujícím obsah Cd
v půdách je chemické složení mateční horniny.
Vzhledem
k tomu, že obsah kadmia v půdě se stal v mnoha směrech limitujícím
faktorem, je třeba uvést některé důležité poznatky o vztazích
tohoto prvku k půdním podmínkám. Jeho přeměny závisejí zejména
na těchto faktorech:
-
s klesající hodnotou pH stoupá silně rozpustnost Cd a
jeho pohyblivost. Nejpohyblivější je při pH 4,5-5,5.
-
v zásaditém prostředí je poměrně málo pohyblivý. Při
pH nad 7,5 přestává být kadmium rozpustné, a proto o jeho přijatelnosti
rozhoduje rozpustnost CdCO3 a pravděpodobně také Cd3(PO4)2.
-
za přítomnosti síranů dochází k vysrážení Cd, a tím
ke snížení jeho rozpustnosti. Chloridové ionty zvyšují
pohyblivost Cd v půdě a zvyšují množství Cd vázaného na
montmorillonit.
-
s humínovými kyselinami vytváří Cd komplexy, které jsou
však méně stabilní jako komplexy těchto kyselin s Cu a Pb.
-
koncentrace Cd v půdním roztoku je poměrně nízká a
podle dostupných údajů tvoří 0,2-6 µg.l-1.
Hodnoty kolem 300 µg.l-1
pravděpodobně ukazují na otravu půdy.
Obsah
kadmia v půdě ovlivňuje významně také půdní mikroorganismy.
Je známo, že zvýšená koncentrace iontů kadmia v půdním výluhu
má silný inhibiční efekt na půdní mikroorganismy a vysoké dávky
Cd mohou půdní mikroflóru přímo poškozovat. Výsledkem potom může
být negativní vliv na růst rostlin (omezení fixace vzdušného
N, brzdění mineralizace apod.).
nahoru
Olovo
Za
průměrný obsah olova v půdách je považováno 5-50 mg Pb.kg-1
a za přirozený obsah 2-300 mg.kg-1. Běžně se
vyskytuje v rozmezí 10-20 mg.kg-1.
Olovo
se vyznačuje výraznými chalkofilními vlastnostmi, a proto se v přírodních
podmínkách vyskytuje zejména v galenitu - PbS. Protože má
podobný iontový poloměr jako křemík a draslík, nachází se
také v krystalových mřížkách různých draselných nerostů,
jako jsou živce a slídy. V půdě se olovo nachází zejména ve
formě Pb2+, je však známa i jeho čtyřmocná forma.
Tvoří celou řadu různých minerálů, které jsou poměrně špatně
rozpustné ve vodě. Nejvíce je zastoupeno v kyselých vyvřelých
horninách (10-30 mg.kg-1), směrem k ultrabazickým
horninám jeho obsah klesá.
V
půdě je olovo velmi málo pohyblivé. Je to dáno tím, že soli
olova jsou většinou málo rozpustné a kromě toho také proto, že
olovo je dobře poutáno jílovými minerály i humusovými látkami.
Přesto je upozorňováno na to, že imobilitu olova nelze přeceňovat,
protože za přítomnosti chelátů jako transportních systémů může
pohyblivost olova překvapivě narůstat.
Olovo
se hromadí převážně v humusovém horizontu. Sorpce olova
humusem je pevnější než jílovými minerály. Fulvokyseliny
mohou naopak olovo chelatizovat a zvyšovat tak jeho pohyblivost v půdě
a přijatelnost rostlinami.
Na
sloučeniny olova je nejbohatší vrchní padesátimilimetrová
vrstva půdy a s přibývající hloubkou obsah Pb klesá. Olovo se
váže převážně na jílové minerály, oxidy manganu, hydroxidy
Fe a Al a organickou hmotu. V některých půdách se může
koncentrovat v částicích uhličitanu vápenatého nebo ve fosforečných
sloučeninách.
Olovo
je rozpustné v kyselém prostředí, při zvyšování pH (po vápnění)
se jeho rozpustnost snižuje, protože se sráží ve formě
hydroxidu, fosforečnanu nebo uhličitanu. V těchto podmínkách
olovo také tvoří organické komplexy.
Zvýšená
pozornost je tomuto prvku věnována proto, že v důsledku
antropogenní činnosti je přirozená zásoba Pb v půdách často
zvyšována nad hraniční hodnotu stanovenou směrnicemi
ministerstva zemědělství.
nahoru
Chróm
Analýza
rozdělení chrómu v kontinentálních usazeninách a naplaveninách
ukázala, že největší koncentrace tohoto prvku se vyskytují v základních
horninách (peridotity a pyroxenity) - 1600-3400 mg.kg-1.
V půdách se obsah chrómu pohybuje od 5 do 120 mg.kg-1.
Chróm
se v půdě vyznačuje několika oxidačními stupni (od +2 do +6) a
schopností tvořit komplexní anionty a kationty, např. Cr(OH)2+,
CrO42-, CrO3-. V přirozených
látkách se vyskytuje jako trojmocný (chromité sloučeniny) nebo
šestimocný (chromany). Vysoké oxidační stupně chrómu jsou méně
stabilní než chróm trojmocný.
V
půdě se většina chrómu nachází v málo pohyblivé formě
kationtů Cr3+ vázaných na oxidy železa a hliníku,
které s ohledem na stejnou velikost iontového poloměru zastupuje.
Mobilita chrómu v půdě závisí na půdní reakci, stupni
rozkladu organické hmoty, obsahu jílových minerálů a redox
potenciálu půdy.
Při
postupné oxidaci chróm tvoří ionty CrO42-
(chromany), které jsou velmi mobilní a navíc jsou slabě sorbovány
jíly a oxidy. Dobře rozpustný chróm je toxický pro rostliny i
živočichy, proto je důležitá změna oxidačního stupně.
Je
známo, že vápnění, hnojení fosforem a organické látky významně
snižují toxicitu chromanů v kontaminovaných půdách.
nahoru
Rtuť
Průměrný
obsah rtuti v půdách je 0,02-0,2 mg.kg-1. Obsah Hg v půdách
je dán především pedogenetickými procesy a může se vyskytovat
ve třech formách:
a)
elementární
Hg - těkavá a
slabě rozpustná ve vodě,
b)
dvojmocná
anorganická forma (Hg2+)
- vyznačuje se vysokou afinitou k mnohým organickým a anorganickým
ligandům, specielně obsahují-li sirné funkční skupiny,
c)
methylrtuť
(CH3Hg+) -
představuje sloučeniny s vysokou perzistencí v prostředí.
Rozdělení
forem rtuti v půdách je závislé na půdní reakci a redox
potenciálu. Kationtová forma může být snadno sorbována půdními
koloidy. Dvojmocná rtuť je rychle a silně vázána na organickou
hmotu a anorganické složky. Je též poutána na povrchu jílových
minerálů a hydratovaných oxidů Fe a Mn.
V
případě mikrobiální methylace Hg v půdách mají methylované
sloučeniny vyšší tenzi par a jsou dobře těkavé. Proto hlavní
podíl rtuti z půdy volatilizuje do atmosféry, odkud se může
dostávat do potravního řetězce nebo znovu vracet srážkami do půdy.
Hlavním
zdrojem kontaminace půd rtutí jsou imise způsobené spalováním
uhlí, ke zvýšené koncentraci Hg v půdě může dojít také po
aplikaci čistírenských kalů a jako možný zdroj je uváděna
také aplikace NPK hnojiv a používání fungicidů vyrobených na
bázi rtuti (pokud jsou ještě povoleny).
Ke
snížení negativního vlivu rtuti v půdě lze doporučit zvýšení
pH půdy zejména vápněním a zamezit výskytu redukčních podmínek
v půdách.
nahoru
Arsen
Průměrný obsah arsenu v kůře zemské je 1,8 mg.kg-1
a v
půdách, se pohybuje od 2-20 mg.kg-1 zeminy. Vysoké obsahy jsou v
sedimentech zvláště jílových. Nejvíce arsenu mají horniny
obsahující sulfidy a uhelnou příměs. Zdrojem zamoření zemědělských
půd je především popílek a odsiřovací produkty z kotelen,
které byly aplikovány do půdy, nebo se tam dostávají ve formě
imisí. V půdách se arsen vyskytuje hlavně ve formě arsenitanů
a arseničnanů železa a hliníku, které jsou málo rozpustné,
zvláště na kyselých půdách. Jsou silně sorbovány hydratovanými
oxidy Fe, Al, hydroxidy, půdním humusem, jílovými minerály i
kationty těžkých kovů. V suchém klimatu jsou sloučeniny arsenu
prakticky nepohyblivé. Pokud As není sorbován, dochází k
biologické metylaci. Metylovaný As může volatilizací uvolňovat
do atmosféry. Detoxikace půd obsahujících arsen je možná síranem
železnatým, vápencem, vysokými (melioračními) dávkami
fosforu.
nahoru
|