Аналіз та підвищення якості надання сервісних послуг на прикладі Чернігівського центру „Облдержродючість”

На розподіл важких металів у ґрунті чинять вплив різні фактори. По-перше, проглядається прямий зв'язок між ступенем дисперсності ґрунтових частинок і їх адсорбуючою властивістю. Підвищена дисперсність субстрату гальмує винос атомів мікроелементів за межі ґрунтового профілю, сприяє їх накопиченню в ґрунті.

За розрахунками лише 20% адсорбованих іонів знаходиться на поверхні мінералів, більша ж частина їх проникає у міжплощинний простір і стає малодоступною для рослин [6]. Менш ефективною буде захисна роль мінеральних часточок, коли у ґрунт будуть поступати хімічні елементи-забруднювачі, що можуть існувати у ґрунті переважно в аніонній формі, наприклад, бор і молібден. Це зумовлено тим, що глинисті мінерали мають мало точок, які несуть позитивний заряд, і тому їх адсорбційні можливості по відношенню до аніонів невеликі.

По-друге, завжди мається на увазі  та обставина, що частинки різного розміру різняться за мінералогічним складом. Зі зміною ж мінералогічної основи частинок часто може різко змінюватися збагачення їх мікроелементами. Найбільші частинки мінерального субстрату – піщані – в основному, складаються з кварцу і бідні на мікроелементи. Дрібні частинки, наприклад, мулисті, переважно представлені глинистими мінералами, у кристалічній решітці яких може знаходитися досить багато атомів мікроелементів.

Найбільший вплив на рухомість  металів у ґрунті чинять оксиди і  гідроксиди Fe, AI і Мn. Механізм сорбції являє собою ізоморфне заміщення іонів Fe і Мn на катіони металів і окислювальні ефекти на поверхні оксидів. При цьому найбільша спорідненість гідроксидів Fe і Мn проявляється до аналогічних за розміром металів (Со²⁺, Со³⁺, Ni²⁺, Cu²⁺, Zn²⁺, Cd²⁺, Pb²⁺, Ag⁺).

Важкі метали, потрапивши у ґрунтовий  розчин кислих ґрунтів, утворюють, в основному, розчинні органо-мінеральні комплекси. У ґрунтах же з нейтральною реакцією середовища, наприклад, у чорноземах, у складі легкорозчинних мінеральних солей переважають бікарбонат і сульфат кальцію [6]. Наявність у ґрунтовому розчині значної кількості кальцію при гуматному типі органічної речовини призводить до різкого скорочення частки розчинної фракції гумусу. Тому Pb, Zn, Hg, Co, потрапляючи у ґрунтовий розчин, взаємодіє, в основному, з мінеральною частиною, утворюючи нерозчинні і слабкорозчинні карбонати і сульфати.

Від значення рН і окисно-відновного потенціалу (ОВП) залежить рухомість сполук практично всіх металів. Високі значення ОВП здатні знижувати активність електронів у ґрунті, густину електронної хмари і заряд ацидоїдів. Із збільшенням ОВП відбувається селективне поглинання ґрунтом катіонів із меншою густиною заряду. Найбільш сильно залежить від ОВП рухомість сполук Fe і Мn.

Кислотно-основні умови і окисно-відновлювальне оточення чинять великий вплив на міграційні можливості важких металів  у ґрунті. Уявлення про це дає  класифікація важких металів за особливостями  водної міграції, [6].

Дані свідчать про те, що група пріоритетних важких металів – Cd, Pb, Zn, Cu, Ni – має значну рухомість у кислому середовищі і стає інертними при зміні реакції середовища в бік підлужування. Далі треба відмітити, що такий сильний токсикант, як ртуть, здатний за наявності умов для окислення мігрувати в широкому діапазоні рН. Малорухливим елементом у більшості природних умов є хром.

Карбонати – це ті сполуки, які  сильно знижують рухомість мікроелементів у ґрунтах. Механізм цієї дії обумовлений як сорбційними властивостями високодисперсних фракцій карбонатів, так і їх впливом, опосередкованим через регуляцію реакції середовища.

Систематичне застосування добрив певним чином впливає на вміст мікроелементів у ґрунті і накопичення їх у рослинах. Вплив цей різнобічний і складний: добрива змінюють рН ґрунтового розчину і таким чином впливають на ступінь розчинності сполук мікроелементів; вони певним чином впливають на інтенсивність і направленість обмінних реакцій, на процеси акумуляції; підвищуючи врожайність сільськогосподарських культур, добрива сприяють росту виносу мікроелементів із ґрунту; порушують баланс мікроелементів у ґрунті, часто у негативний бік.

Органічна речовина є прекрасним інактиватором  важких металів у ґрунті, збільшуючи його буферність, сприяючи зниженню токсичної  дії важких металів, концентруючи солі у ґрунтовому розчині, зменшуючи  фітотоксичність багатовалентних  важких металів і перешкоджаючи  надходженню їх у рослини.

Коефіцієнти констант стійкості варіюють у залежності від ґрунтових умов, методу вимірювання і відібраних значень молекулярних мас. Із підвищенням рН стійкість органо-мінеральних комплексів, як правило, зростає.

Загальний порядок стабільності комплексних  сполук гумусових речовин з важкими металами, виглядає наступним чином: Рb²⁺>Сu²⁺> Ni²⁺> Co²⁺> Zn²⁺> Cd²⁺> Fe²⁺>Mn²⁺.

Багатьма авторами було показано, що вміст у ґрунті рухомої форми  важких металів динамічний у часі. Причини змін можуть бути різні, однак  у більшості випадків коливання  пояснюються діяльністю ґрунтових  мікроорганізмів і віковими змінами рослин в інтенсивності поглинання хімічних елементів. На мікробіологічну діяльність великий вплив чинить волога ґрунту, яка тісно пов'язана з погодними умовами і тому не може мати певного ритму. Динаміка рухомих форм важких металів може бути значною: максимальні величини можуть переважати мінімальні у 5 разів і більше.

За здатністю міцно фіксувати  важкі метали і швидкістю процесу  трансформації ґрунти розташовуються у такий ряд: чорнозем типовий > дерново-підзолистий окультурений > дерново-підзолистий не окультурений [6].

Вміст обмінних форм Zn і Cd у чорноземах нижчий, ніж у ґрунтах інших типів. Очевидно, обмінні Zn і Cd утримуються чорноземними ґрунтами більш міцно (специфічна сорбція), ніж іншими.

Чорноземи за рахунок функціональних груп своїх ГК можуть утримувати найрізноманітніші  іони металів і звичайно є багатшими  на мікроелементи за інші ґрунти. Рb інтенсивніше надходить у рослини на дерново-підзолистому ґрунті, ніж на чорноземі.

Важкі метали, що потрапили у ґрунт, перш за все, їх мобільна форма підлягають різним трансформаціям. Один з основних процесів, що впливає на долю їх у ґрунті, – закріплення гумусовою речовиною. Міграційні можливості важких металів при цьому, в основному, знижуються. Саме цією обставиною значною мірою пояснюється підвищений вміст важких металів у верхньому, тобто найбільш гумусованому, шарі ґрунту.

Низхідній міграції важких металів  перешкоджають також гідроксиди і оксиди Fe і Мn, які звичайно концентруються у верхній частині профілю ґрунту. Доля захоплених ними важких металів може бути значною. 57-74% Рb і Нg при антропогенному забрудненні закріплюються в шарі 0-10 см і тільки 3-8% мігрує до глибини 30-40 см. Ф. Стівенсон і Дж. Уейч (Stivenson, Weich, 1979) встановили, що переміщення Рb вглиб ґрунту відбувається у вигляді халату [6].

Глибина проникнення важких металів  у забруднених ґрунтах звичайно не перевищує 20 см, при сильному забрудненні  вони проникають на глибину до 160 см. Найбільшою міграційною здатністю  характеризуються Нg і Zn, які, як правило, рівномірно розподіляються у шарі ґрунту на глибині 0-20 см. Рb частіше накопичується у поверхневому шарі (0-2,5 см), Cd займає проміжне положення між ними.

Встановлено, що метали-забруднювачі мають неоднакову здатність до адсорбції, від чого токсичність їх для рослин при однаковому забрудненні може бути різною. Таж, при рівних умовах іон Сu адсорбується у більшій кількості, ніж іон Cd. Цинк утримується ґрунтами більш міцно, ніж кадмій.

Трансформації у ґрунті і переходу в міцно фіксований стан більшою  мірою підлягає свинець, значно менше – цинк і кадмій, які переходять, в основному, в іонообмінні форми.

Розрізняють три групи елементів у ґрунтах за їх рухомістю: мобільні (безпосереднє джерело і найближчий резерв елементів живлення для рослин); фіксовані (потенційний резерв); ізоморфні домішки (стратегічний резерв елементів живлення рослин).

За методом видалення елементів  із ґрунту розрізняють: водорозчинні; легкорозчинні; обмінні; кислоторозчинні; фіксовані; міцно фіксовані, зв'язані  з тими чи іншими компонентами ґрунтової  маси (органічною речовиною, оксидами Fe, АІ і Мn).

Встановити границі безпечного вмісту того чи іншого елементу в ґрунті складно. Рівень токсичності елементів залежить від гранулометричного складу ґрунту, його кислотності, вологості, вмісту гумусу, виду рослин тощо. Якщо культура знижує урожайність через присутність у ґрунті того чи іншого елементу на 5-10%, то рівень його вмісту в ґрунті вважається токсичним. Л.Г. Бондарєв відмічає, що у багатьох випадках на ґрунтах, забруднених важкими металами, урожайність зернових культур знизилася на 20-30%, цукрових буряків – на 35, бобових – на 40, картоплі – на 47% [6]. Негативний вплив забруднення важкими металами посилюється при вирощуванні рослин у екстремальних умовах. При внесенні під картоплю 30 кг/га міді, цинку і марганцю урожайність за звичайних погодних умов знижувалася на 10-15%, у посушливі роки – у 2-3 рази, а вміст мікроелементів у бульбах картоплі виріс у 4-5 разів.

Гранично допустима концентрація (ГДК) важких металів у ґрунті –  поріг їх токсичності. При вмісті важких металів нижче ГДК можливо отримання сільськогосподарської продукції, яка відповідає санітарно-гігієнічним нормам. Присутність вказаних металів нижче граничних значень повинна гарантувати відсутність фітотоксичної дії, яка викликає зниження врожаю сільськогосподарських культур, і важких металів у харчовому ланцюзі „тварина-людина”. При цьому важкі метали не будуть вимиватися з ґрунтової води у кількості, яка відповідає загрозі питної води.

Підхід до нормування забруднення по валовому вмісту важких металів потрібно розглядати як суто орієнтовним. При рівності валових форм будь-якого металу в ґрунті ступінь його рухливості може бути різним, У результаті у харчовий ланцюг надходить неоднакова кількість токсиканта. Більш об'єктивну оцінку дає визначення вміст рухомих форм важких металів.

При забрудненні ґрунту не одним, а  декількома металами оцінюють сумарну  їх фітотоксичність. Наприклад, у Англії для цього запропоновані цинкові одиниці, якими порівнюють фітотоксичність того чи іншого елементу з цинком. Коефіцієнти переводу в цинкові одиниці отримані емпірично. Знаючи вміст важких металів у цинкових одиницях і безпечну його кількість у ґрунті, можна встановити дозу внесення, наприклад, осад стічних вод як органічного добрива або дати кількісну оцінку забруднення ґрунту важкими металами.

При використанні осадів стічних вод та інших відходів необхідно враховувати ГДК того чи іншого елементу в ґрунті і динаміку його накопичення за систематичного його застосування. Гранично допустимий вміст важких металів у осадах стічних вод, які використовуються в сільському господарстві, такий (мг/кг сухої речовини): Рb, Сг, і Сu – 1200, Cd –20, Ni – 200, Hg – 25, Zn – 3000. Важливо також знати рівень надходження токсичних елементів у рослини і можливе накопичення їх у господарській частині врожаю. Оскільки такий комплексний підхід часто відсутній, рекомендації щодо застосування промислових і комунальних відходів досить суперечливі.

Надзвичайно важливо не піддавати людей ризику захворювання від перевищення вмісту важких металів у продуктах харчування. За попередніми нормами МОЗ, гранично допустиме надходження з продуктами харчування свинцю становить 3 мг у тиждень, кадмію – 0,4, ртуті – 0,3 мг. Зазвичай ці норми не порушуються [10]. Гранично допустимий вміст важких металів у продуктах харчування наведено у таблиці 1. При кулінарній обробці вміст важких металів у овочах і картоплі знижується. При промивці, очистці, знятті шкірки, бланшуванні кількість свинцю і ртуті в овочах зменшується на 50%, в картоплі – на 80-85%, а кадмію, який знаходиться в середині бульби, – на 20%. Проста промивка салату зменшує вміст свинцю на 90%. Найбільш небезпечними з цієї точки зору є атмосферні забруднення і використання як добрив осаду стічних вод, компостів із побутового сміття, промислових відходів. Зниженню надходження важких металів у рослини сприяють такі прості агротехнічні заходи, як: вапнування ґрунту і внесення органічних добрив, комплексне агрохімічне окультурювання полів, застосування природних цеолітів тощо. Внесення гною і фосфорно-калійних добрив знизило рухомість цинку в ґрунті на 27%, міді – на 5,5%, внесення 5 т/гa соломи і фосфорно-калійних добрив – відповідно на 16 і 19%.

Таблиця 1 – Гранично допустимі концентрації деяких хімічних елементів в основних групах харчових продуктів, мг на 1 кг сирого продукту.