Содержание к диссертации
Введение
Глава 1 Проблема загрязнения почвенно-растительного покрова промышленного города соединениями тяжелых металлов (обзор литературы) 10
1.1 Кумуляция и миграция соединений тяжелых металлов в почвах 11
1.2 Трансформация соединений тяжелых металлов в почвах 15
1.3 Транслокация соединений тяжелых металлов в растения и почвенных животных 22
1.4 Влияние геохимических барьеров на аккумуляцию и миграцию тяжелых металлов 27
1.5 Рекультивация почв, загрязненных соединениями тяжелых металлов 32
Глава 2. Характеристика района исследования 37
2.1 Природно-ландшафтная характеристика г. Архангельска 37
2.2 Источники загрязнения окружающей среды г. Архангельска 39
Глава 3. Объекты и методы исследования 43
3.1 Объекты исследования 43
3.2 Методики эколого-химических исследований 44
3.3 Оценка уровня химического загрязнения почвенно-растительного покрова 53
3.4 Оценка погрешностей экспериментальных данных 54
3.5 Объем выполненных работ 55
Глава 4. Перераспределение и закрепление тяжелых металлов в почвенно-растительном покрове и почвенной биоте 57
4.1 Оценка влияния техногенного загрязнения на аагрохимические характеристики почв 57
4.2 Кумуляция и миграция тяжелых металлов в почвенном покрове 61
4.3 Транслокация тяжелых металлов в растительный покров 71
4.4 Накопление тяжелых металлов в почвенной биоте 80
Глава 5. Трансформация подвижных соединений тяжелых металлов в почвах 86
Глава 6. Адсорбция тяжелых металлов почвами 115
6.1 Влияние на адсорбцию тяжелых металлов временного фактора и рН среды. Конкурентное поглощение 115
6.4 Химические методы очистки загрязненных почв 136
Заключение 142
Список литературы 146
- Трансформация соединений тяжелых металлов в почвах
- Оценка влияния техногенного загрязнения на аагрохимические характеристики почв
- Накопление тяжелых металлов в почвенной биоте
- Химические методы очистки загрязненных почв
Трансформация соединений тяжелых металлов в почвах
Почвы – многокомпонентные, открытые и динамичные системы, где полное равновесие между компонентами никогда не достигается. В почвах всегда можно обнаружить самые различные формы соединений ТМ, для того чтобы ориентироваться во всем многообразии, оценить влияние различных факторов на их трансформацию, необходима их систематизация [3].
Большинство авторов [4, 9, 10, 17, 29, 35- 41] по механизму взаимодействия металла с почвенными компонентами и по способам извлечения ТМ из состава почвенных компонентов выделяют две группы соединений ТМ в почвах: непрочно и прочно связанные с почвенными компонентами.
Под группой понимается совокупность соединений металлов, сходных по прочности связи с почвенными компонентами, и потому обладающих близкой миграционной способностью и биологической доступностью [3, 29].
1. Группа непрочно связанных соединений включает ТМ, находящиеся в обменном и специфически сорбированном состоянии на поверхности почвенных частиц. Данная группа соединений является наиболее важной с экологической точки зрения, так как они поступают в растения и мигрируют в сопредельные среды.
2. Группа прочно связанных соединений: включает ТМ, прочно закрепленные в структурах первичных (пример, франклинит ZnFe2O4) и вторичных минералов силикатной и несиликатной природы (Cu2SiO4, виллемит Zn2SiO4), а также находящиеся в составе трудно растворимых солей и устойчивых органических и органоминеральных соединений.
Характеристика данных групп и условий их формирования приведена в приложении 1, таблицы 1, 2.
Внутри каждой группы металлов также наблюдается неоднородность по прочности связи и, следовательно, они могут быть фракционированы по этому показателю. Фракцией называется часть группы, отличающаяся от других частей той же группы формой связи с тем или иным почвенным компонентом. Набор выделяемых из почвы фракций может быть различным, он определяется целями исследований, особенностями исследуемых почв.
На содержание непрочно связанных соединений оказывают воздействие следующие факторы: адсорбционно-десорбционное равновесие, ионный обмен и поверхностное комплексообразование. Они характеризуются высокой скоростью протекания реакций и низкой энергией активации. Факторы, влияющие на протекание реакций взаимодействия ТМ с почвенными компонентами различные. Ведущим фактором для реакций сорбции или десорбции является размер поверхности частиц и ее качество (сродство к элементу), для реакций ионного обмена – обменные центры (тоже качество поверхности), для образования поверхностных комплексов – присутствие комплексообразователей. Экстрагенты должны быть способны к этим реакциям; и обеспечить переход в раствор соответствующих соединений металлов.
Основными факторами, контролирующими содержание прочно связанных соединений, являются хемосорбционное, десорбционное равновесие, окклюзия, изоморфное замещение, а в загрязненных карбонатных почвах также осаждение или растворение труднорастворимых солей. Данные процессы, в отличие от ранее рассмотренных реакций для непрочно связанных соединений, требуют большого количества энергии, и высвобождение металла из состава этих соединений протекает с очень малой скоростью. Ведущим фактором в образовании осадков на поверхности твердых частиц или в виде отдельных фаз является уровень рН и концентрация ионов, вступающих в реакцию, для остальных процессов – размер и качество поверхности частиц и внутриструктурной организации минералов [3, 10, 42].
По соотношению непрочно связанной (НС) и прочно связанной групп (ПС) соединений можно характеризовать подвижность металла в почве и выразить ее в виде показателя подвижности Кп, уравнение 1.2 [3]:
Кп = НС/ПС (1.2)
Двухзарядные катионы рассматриваются как основные и наиболее подвижные формы металлов, но в почвах встречаются и другие формы, например анионные, или нейтральные молекулы (приложение 2, рисунок 1).
Подвижные соединения химических элементов – важнейшая группа химических веществ в почве. Они обуславливают возможность выполнения почвой ее основных экологических функций. Для получения адекватной оценки уровня загрязнения необходимо изучить содержание и соотношение этих подвижных (трансформационных) форм. Формы металлов подразделяются по ассоциации с теми или иными почвенными компонентами (органическим веществом, гидроксидами железа и марганца, карбонатами, сульфидами), по характеру связи с почвенными частицами (обменные, специфически и химически сорбированные, окклюдированные), по способности высвобождаться при изменении факторов окружающей среды: pH, Eh, концентрации раствора. Выделяют мобильные соединения (источник и ближайший резерв металлов для растений) – актуальный резерв, фиксированные соединения (потенциальный резерв) и примеси в минералах (стратегический резерв) [3, 4, 16, 29, 43].
Различают также формы, связанные с разными гранулометрическими фракциями почв. К формам, не связанным только с одним определенным компонентом почвы, относят водорастворимые, обменные, специфически сорбированные или кислоторастворимые [3].
Можно считать установленным наличие в почве следующих форм соединений ТМ, см. Приложение 3 [3, 9, 10, 17, 44]:
1. Растворимые – свободные ионы и растворимые комплексы с неорганическими анионами или органическими лигандами различной прочности.
2. Обменные соединения – металлы, удерживаемые электростатическими силами на глинистых и других минералах, органическом веществе и на аморфных соединениях.
3. Специфически сорбированные соединения – частицы металлов, удерживаемые ковалентными и координационными связями. Это ТМ специфически сорбированные на карбонатах кальция и магния. Катионы при низкой концентрации сначала адсорбируются на поверхности кальцита, а затем они могут быть включены в решетку кальцита путем соосаждения при перекристаллизации, но при высокой концентрации металла равновесные растворы могут быть насыщены дисперсной твердой фазой адсорбентов: Zn5(OH)6(CO3)2, ZnCO3, СuCO3, PbCO3.
4. Металлы, связанные с органическим веществом, – закрепление происходит за счет комплексообразования и хелатирования на органическом веществе или органическом веществе, связанном с катионами Fe, Аl, Са, с оксидами и гидроксидами Fe и Аl, с глинистыми минералами, а также в составе живого вещества и детрита.
5. ТМ на оксидах и гидроксидах Fe, Al, Мn – окклюдированные катионы металлов внутри аморфных соединений или адсорбированные на их поверхности.
6. Осадки (преципитаты) – соли ТМ (карбонаты, сульфиды, фосфаты).
Представляют собой смешанные кристаллы.
Среди непрочно связанных соединений поллютантов преобладают специфически сорбированные формы (70 – 90% от количества непрочно связанных соединений), которые можно рассматривать как промежуточные, переходные к прочно связанным соединениям.
Водорастворимые и обменные формы металлов составляют небольшую часть от общего содержания в почве (10 — 15 %). Основными агентами удерживания ТМ, как в прочно, так и в непрочно связанном состоянии выступают преимущественно органические вещества и несиликатные минералы Fe, Mn, Al (50 –80% от общего содержания). Согласно исследований ряда авторов, аккумуляция Zn органическим веществом начинается только после исчерпания фиксирующих возможностей оксидов (гидроксидов) Fe, Mn, Al, для Cu и Pb зависимость обратная, в результате взаимодействия могут образовываться различные соединения см. Приложение 4 [3, 45, 46].
Соединения ТМ, поступающие в почву из антропогенных источников, термодинамически неустойчивы в почвенных условиях и быстро переходят в более устойчивые формы.
Оценка влияния техногенного загрязнения на аагрохимические характеристики почв
Химические свойства почв зависят от их минерального состава и степени загрязнения. В условиях городской среды фактор «степень загрязнения» занимает ведущее положение. Согласно исследований ряда авторов, химическое состояние почв следует считать интеграционным показателем который лежит в основе биогеохимических измерений [3- 6, 9, 43, 46, 10, 72, 97, 105-109].
Одним из важнейших показателей состояния почв городской территории является реакция среды. По данным А.И. Перельмана, значение рН определяет миграционную активность техногенных поллютантов [110]. Величина актуальной кислотности – концентрации ионов водорода в почвенном растворе (рНводн.) находится в пределах от 4,8 до 7,9, а обменной, обусловленной присутствием в составе почвенно-поглотительного комплекса ионов водорода и алюминия (рНсолев.) – от 4,3 до 5,2 (таблица 4.1).
В почве природного ландшафта (контроль) эти показатели составили 4,8 и 4,3, а в почвах фоновых участков — 6,5 и 5,2, соответственно.
Почвы лугового и лесного городских ландшафтов являются слабокислыми, практически нейтральными, что нехарактерно для естественных луговых и лесных ландшафтов. На некоторых ПП лугового ландшафта наблюдается сдвиг рН в щелочную сторону, что обусловлено известкованием почв [111].
Кислотность почв селитебного и промышленного ландшафтов, по сравнению с зональными подзолистыми почвами смещена в щелочную сторону, это связано с увеличением среднего содержания обменных катионов (Mg2+ и Ca2+).
Их основными источниками являются дома (использование извести в строительных растворах, которые хорошо выветриваются, особенно под действием кислотных осадков) и автодороги (соли кальция и натрия, применяемые при посыпании дорог зимой, с поверхностным стоком и дренажными и дренажными водами поступают в почвенный покров) [72]. Кислотность почвенного раствора вниз по профилю снижается, что способствует миграции ТМ и аккумуляции их в нижних горизонтах почв.
Высокое содержание Са2+ и Мg2+ (приложение 11) обуславливает высокие значения емкости катионного обмена в городских почвах, по сравнению с типичными зональными аналогами. Высокая ЕКО почв лесного ландшафта связана со значительным содержанием органического углерода в них, а почв лугового ландшафта обусловлена известкованием и высоким содержанием илистой минеральной фракции. Почвы промышленного ландшафта имеют более низкие значения ЕКО, что связано с опесчаненностью этих почв.
ЕКО снижается вниз по почвенному профилю, что влияет на миграционные свойства металлов, снижая их и приводя к аккумуляции ТМ в верхних горизонтах.
Содержание органического углерода является еще одним важным показателем в аккумуляции ТМ, так как в первую очередь характеризует содержание гумусовых кислот, которые образуют с металлами комплексные соединения, способствуя их закреплению в почве [8, 112].
Содержание органического углерода в природной почве в среднем составляет 2,07 %, фоновое значение — 2,3 %, в городских почвах — колеблется от 0,2 до 20 %. Неоднородность содержания органического вещества может наблюдаться в пределах одного ландшафта, к примеру, в низинных торфяных почвах лесного ландшафта Сорг. составляет 20%, а в дерново-глеевых почвах лесного ландшафта — менее 1 %.
Содержание органического углерода вниз по профилю снижается, что является неблагоприятным условием для развития корневых систем растений.
Большинство исследуемых городских почв имеют хорошую обеспеченность органическим углеродом ( 1,5%), однако высокие показатели содержания органического углерода в почвах могут быть результатом промышленного загрязнения: компоненты нефти, попавшие в почву и сорбированные почвенными частицами, выбросы технического углерода – сажи и др. [10].
Окислительно-восстановительное состояние городских и природных почв характеризуется преобладанием восстановительных процессов (Еh 450 мВ), что может быть связано с застоем поверхностных вод в условиях промывного водного режима и при наличии водоупорного горизонта в виде морены.
Содержание физической глины существенно влияет на закрепление тяжелых металлов, так как глинистые компоненты почвы обладают хорошей способностью к сорбции металлов на своей поверхности. В целом, для почв г. Архангельска общих закономерностей в распределении физической глины по почвенному профилю не выявлено, это связано с особенностями строения городских почв (нарушение генетической связи горизонтов и высокая их опесчаненность).
Анализ почв г. Архангельска по показателям агрохимических свойств позволил выявить следующие особенности. Реакция среды почвенного раствора городских почв, за исключением почв лугового и лесного городских ландшафтов, смещена в щелочную среду. Для почв характерны высокие значения емкости катионного обмена и преобладание восстановительных процессов при временном застое поверхностных вод. Содержание органического углерода и физической глины (частиц менее 0,01 мм) неравномерно и зависит от особенностей формирования почв. Однако в целом в городских почвах наблюдаются благоприятные условия для развития растений и микроорганизмов.
Накопление тяжелых металлов в почвенной биоте
Для городских территорий характерно создание совершенно особой среды, где рядом с человеком сосуществуют растительные и животные комплексы.. Для оценки влияния техногенных загрязнений на почвенно-растительный покров часто используют жужелиц. Установлено, что, несмотря на высокую полиморфность этого семейства, его представители способны накапливать все подлежащие контролю поллютанты [19, 20, 54].
Для оценки степени поглощения живыми организмами поллютантов из окружающей среды, нами были отобраны жужелицы с ПП природного, селитебного и промышленного ландшафтов. Каждая биологическая проба представлена жужелицами различных типов (распределение в зависимости от способа питания). Хищные виды жужелиц (зоофаги) представлены следующими видами: Carabus granulatus, Pterostichus melanarius, Pterostichus niger. Один вид был из группы со смешанным питанием Amara communis (миксофитофаг). Исследования показали, что число экземпляров видов зоофагов и миксофитофага в почвенно-растительном покрове природных и техногенно-антропогенных ландшафтов различно (таблица 4.10).
В условно чистой дерновой почве природного ландшафта численность видов жужелиц со смешанным питанием в 1,5 раза превышает количество хищных видов жуков. В почвах городских ландшафтов, наоборот, преобладают хищники (в почвах промышленного ландшафта в 9 раз, селитебного в 2 раза). Это может быть обусловлено двумя причинами: наличием хорошей кормовой базы в почве природного ландшафта и техногенно-антропогенным воздействием на почвенно-растительный покров. Растительный покров природного ландшафта представлен на 80 % разнотравьем, а покров городских ландшафтов, наоборот, на 75 % -древесно-кустарниковыми породами [29, 132, 133]. В техногенноизмененных условиях города хищные виды способны аккумулировать в себе значительное количество ТМ, тем самым лучше приспосабливаться к изменяющимся условиям окружающей среды [19].
Поллютанты, поступая в почву, мигрируют в растения, а затем поглощаются животными, данная цепочка может быть направлена и в обратном направлении. Таким образом, образуется замкнутый цикл движения ТМ [133- 136].
Наиболее доступными для растений и почвенной биоты являются непрочно-связанные подвижные соединения ТМ: обменные, специфически сорбированные формы и формы ТМ, связанные с органическим веществом почвы (см. табл. 3.1.). Содержание таких непрочно-связанных подвижных форм Zn колеблется от 57,5 % до 74,5 %, Cu – от 48,2 % до 85,0 %.
В жужелицах, собранных в почве природного ландшафта, содержание Cu, составляет 4,7 мг/кг, Zn – 11,5 мг/кг. В почвенной биоте городских ландшафтов содержание Cu в среднем составляет 11,0 мг/кг, Zn – 7,5 мг/кг. Содержание этих металлов в жужелицах, обитающих в городских и природных почвах, выше, чем в растениях (рисунок 4.12).
Это обусловлено тем, что жуки-жужелицы являются консументами 1 или 2 порядка и накапливают поллютанты, питаясь как наземной, так и подземной частью растений.
Жужелицы, собранные в почве природного ландшафта, содержат больше Zn, чем жужелицы, обитающие в почвах городских ландшафтов, что может быть связано с высоким содержанием обменных форм этого поллютанта в почве природного ландшафта. Непрочно связанный Zn поступает в растения и почвенный раствор, и далее по трофической цепи питания в биообъекты.
Cu накапливается преимущественно в жужелицах, собранных в городских почвах. Аналогично, накопление металла связано с увеличением доли обменных форм в почвах городских ландшафтов.
Таким образом, установлено, что накопление ТМ в жужелицах зависит от содержания в почве подвижных форм.
Жуки, собранные в почве природного ландшафта, представлены растительноядными видами, а, собранные в почвах городских ландшафтов, -хищными видами (см. таблицу 4.10), таким образом Zn в первую очередь аккумулируется в растительноядных видах жуков, Cu – в хищных видах жужелиц
Городские ландшафты испытывают больший техногенный пресс, чем природные (содержание Cu в городских почвах выше в 3 раза, Zn – в 2 раза). При этом тяжелые металлы накапливаются в хищных видах жуков-жужелиц, что свидетельствует об устойчивости их к антропогенному воздействию. Таким образом, ТМ накапливаются в почвенной биоте и оказывают воздействие на популяцию жужелиц. Высокие содержания этих поллютантов в жужелицах, обитающих как в природных, так и городских ландшафтах свидетельствует о загрязнении экосистемы в целом. Zn и Cu накапливаются в различных видах жужелиц, при этом содержание их зависит от количества подвижных трансформационных форм ТМ в почвенном покрове.
Химические методы очистки загрязненных почв
Исследуемые образцы почв, загрязненные Zn(NO3)2 или Cu(NO3)2 (п.6.1.) подвергали очистке способом параллельного вымывания поллютантов экстрагентами. В качестве вымывающих растворов были использованы дистиллированная вода; 1,0 М CaCl2, 0,01 М ЭДТА; 1,0 н. HCl. После экстракции отбирали аликвоту раствора (объем 10 мл) и определяли в ней содержание подвижных соединений ТМ (Cu, Zn). Содержание ПФ ТМ определяли также в промывных водах и очищенных образцах почвы. Результаты представлены в таблице 6.3.
На степень очистки почв оказывает влияние качественное и количественное соотношение трансформационных форм, физико-химический состав исследуемых почв.
В почве природного ландшафта, загрязннной Zn2+ (внесение 5 мМ раствора Zn(NO3)2), снижается подвижность соединений металла за счет образования прочно связанных форм металла с соединениями Fe, Mn, Al и с органическим веществом. При загрязнении почвы Cu2+ (внесение 5 мМ раствора Cu(NO3)2), напротив, наблюдается увеличение подвижности металла за счет образования непрочно связанных комплексных соединений с органическим веществом. В связи с этим эффективность экстрагентов при очистке почв от соединений цинка ниже, чем от соединений меди.
0,01 М раствор ЭДТА извлекает максимальное количество соединений Zn2+ и Cu2+ (степень очистки составляет 13,2% и 33,1%, соответственно). Действие экстрагента ЭДТА основано на образовании растворимых внутри- и внешнесферных комплексов с катионами Zn 2+ и Cu2+, особенно эффективным хелатирующим агентом он является в интервале рН от 3,00 до 6,00 (Гулькина, 2003). В почве природного ландшафта рН = 6,32, поэтому 0,01 М раствор ЭДТА является эффективным экстрагентом при очистке почв от соединений Zn2+ и Cu2+.
Эффективность 1,0 N раствора HCl как экстрагента соединений Zn2+ и Cu2+ несколько ниже (степень очистки составляет 12,8 % и 16,8, соответственно).
Действие этого экстрагента связано с образованием растворимых металлохлоридных комплексов.
1,0 М раствор СаC12 вымывает 10,3 % соединений Zn2+ и 26,6 % соединений Cu2+, соответственно. Эффективность данного экстрагента также как и ЭДТА увеличивается по отношению к соединениям Cu ( в 2 раза), это обусловлено тем, что обмениваемые ионы Cu2+ и Zn2+ содержатся преимущественно в поверхностных центрах комплексных соединений с органическим веществом. Обмениваемые Cu 2+ и Zn2+ будут вытесняться из поверхностных центров на почвенных частицах (ионообменный механизм) Са2+, кроме того, за счет высокой концентрации реагента возможно образование растворимых хлоридных комплексов. Эффективность экстрагирования 1,0 М раствором СаC12, по отношению к соединениями Zn, ниже, чем при использовании ЭДТА и 1,0 N раствора HCl, что может быть связано с тем, что Zn2+ удерживается почвой по ионообменному механизму.
Дистиллированная вода не смогла удалить значительное количество соединений Zn2+ и Cu2+ (4,7 % и 3,4 %, соответственно). Это указывает на то, что металлы находятся в адсорбированном или осажденном состоянии.
Таким образом, в почве природного ландшафта закрепление Zn2+, Cu2+ почвенными компонентами происходит за счет адсорбции и осаждения в виде ZnCO3, ZnSO4, CuCO3, так как значительное количество металлов удаляется ЭДТА и HCl. В отличие от соединений Zn2+, соединения Cu2+ эффективно извлекаются 1,0 М раствором СаC12 и ЭДТА. Также необходимо отметить, что эффективность растворов СаC12 и ЭДТА по отношению к соединениям меди, выше, чем к соединениям цинка.
В почве селитебного ландшафта при загрязнении почвы селитебного ландшафта ТМ, также как и природного ландшафта, наблюдается снижение подвижности цинка за счет образования трудно растворимых соединений с глинистыми и силикатными соединениями и увеличение подвижности меди за счет образования непрочно связанных комплексных соединений с органическим веществом и специфически сорбированных соединений с (гидр)оксидами Fe, Mn, Al. При этом однако для данного типа почв резко увеличивается эффективность растворов 0,01 М ЭДТА (53,3 %) и 1,0 N НCl (32,1 %) как экстрагентов для извлечения соединений меди, но для удаления соединений цинка данные экстрагенты оказались мало эффективны: степень очистки раствором 0,01 М ЭДТА составляет всего 9,4 %, а раствором 1,0 N НCl – 9,0 %. Невысокая степень очистки при использовании 0,01 М ЭДТА в частности обусловлена тем, что при рН 6,00 комплексообразование ЭДТА с цинком затрудняется щелочные условия способствуют образованию комплексов ЭДТА с Ca2+ (содержание кальция 73,1 мг/кг) [2, 147, 148, 149]. Степень очистки с использованием 1,0 N раствора НCl близка к эффективности действия ЭДТА.
Экстрагент 1,0 М СаC12 извлекает 11,6 % соединений цинка и 15,3 % соединений меди, эффективность данного экстрагента по отношению в обоим ТМ отличается незначительно. Слабощелочная реакция среды (рН =7,52) способствует образованию растворимых хлоридных комплексов с ТМ (ZnCl+, [ZnCl3]-, [ZnCl4]2-, CuCl+, [CuCl3]-, [CuCl4]2-).
Эффективность очистки с использованием дистиллированной воды от соединений Zn2+ составляет 5,6%, от соединений Cu2+ - 9,0 %.
Таким образом, полученные данные подтверждаю вывод, сделанный в 5 главе о том, что в почве природного ландшафта, закрепление Zn в реплантоземе селитебного ландшафта происходит за счет адсорбции и осаждения, а меди - за счет совместного действия ионообменного механизма и адсорбции. Подтверждаются и литературные данные о том, что процесс десорбции металлов из почв сильно зависит от величины рН: при экстрагировании 1,0 М СаC12 комплексные анионные формы ТМ удерживаются слабее при увеличении рН (десорбция идет быстрее); при экстрагировании ЭДТА (при рН 6) комплексообразование затруднено [3, 58].
В почве промышленного ландшафта в результате внесения Zn(NO3)2, как и в ранее рассмотренных почвах, наблюдается уменьшение подвижности металла, за счет закрепления Zn на органическом веществе почвы и железистых минералах. При внесении Cu(NO3)2, аналогично почвам природного и селитебного ландшафта, наблюдается увеличение подвижности металла, за счет подвижных соединений с глинистыми минералами и специфически сорбированных форм с соединениями кальция.
Максимальное извлечение соединений Zn2+ из этого типа почвы достигается экстракцией раствором 1,0 М СаC12 (аналогично реплантозему селитебного ландшафта), но эффективность извлечения цинка меньше (10,7 %). Степень очистки с использованием экстрагента дистиллированная вода составляет 6,0%.
Использование экстрагентов 1,0 N HCl и 0,01 М ЭДТА (7,0% и 2,3 %, соответственно) неэффективно, что свидетельствует о закреплении металла с помощью ионообменного механизма. Данная особенность может быть связана с образованием форм с органическим веществом, преимущественно с ФК (r=0,76±0,11), при этом необходимо учитывать, что при рН 6 комплексообразование с ЭДТА затруднено.
При очистке почв от соединений меди эффективными являются 1,0 М СаC12, 1,0 N HCl и 0,01 М ЭДТА (25,8%, 25,7%, 28,3%, соответственно), дистиллированная вода извлекает – 4,0 %. Данный факт свидетельствует, о том что закрепление меди происходит за счет совместного действия ионообменного механизма и адсорбции, аналогично рассмотренным ранее почвам.
Таким образом, в почве промышленного ландшафта изменяется тип закрепления Zn с почвенными частицами, что связано с образованием форм с органическим веществом, преимущественно с ФК Ионообменный механизм позволяет эффективно извлекать металл с помощью 1,0 М СаC12 и дистиллированной воды.
Закрепление Cu происходит за счет совместного действия ионообменного механизма и адсорбции, аналогично рассмотренным ранее почвам.
В результате проведения модельного опыта с использованием методики in situ установлено, что в зависимости от физико-химического состава почв, изменяется механизм закрепления ТМ, качественное и количественное соотношение трансформационных форм, что оказывает значительное влияние на степень и эффективность очистки.