Znečištění ropnou frakcí v půdě a vodě

Kontaminací půdy se rozumí nadměrný obsah nežádoucích prvků nebo látek (kontaminantů, polutantů) v půdách, který může vést k nežádoucím projevům. Jedná se o jednu ze základních forem degradace půdy, kterou uvádí např. „Soil Thematic Strategy“. Definování těchto nežádoucích jevů lze rozdělit do několika stupňů v závislosti na míře kontaminace.

Iniciální kontaminací se rozumí stav, kdy je překročen přírodně daný obsah sledovaných prvků či látek v půdě (především určený jejich obsahem v půdotvorných substrátech). Překročení hodnot fytotoxicity u vybraných rizikových prvků, které může vést k významné redukci růstu rostlin a významnému snížení výnosu zemědělských plodin. Ovlivnění činnosti půdního edafonu toxickým působením kontaminantů, které následně může narušit např. Přímé ohrožení zdraví, a to především osob, pohybující se na zatíženém pozemku při zpracování půdy, kdy jsou tyto osoby vystavené zvýšené prašnosti půdy a kdy dochází ke vstupu kontaminantů do organizmu cestou inhalační, dermální a orální.

Kontaminace půdy je problém, který souvisí především s lidskou činností. Přesto, že ke kontaminaci půdy dochází dlouhodobě, její řešení je intenzivnější v posledních cca 40-ti letech. To souvisí s rozvojem poznání, analytických metod a přesností laboratorních přístrojů.

Historické souvislosti a současný stav

Evropský kontinent patří k těm částem světa, které se kontaminací půd zabývají jako jedny z prvních. Příčinou je vyspělá úroveň ekonomiky a zemědělská a průmyslová tradice evropských zemí. Průmyslová revoluce, která probíhala v průběhu 18. a 19. století a která postupně nastolila převažující podíl průmyslové výroby nad zemědělstvím v rámci hospodářského výsledku, měla nesporný vliv i na životní prostředí.

Nárůst energetiky, využívání uhlí, aj., vedly k zásadnímu nárůstu emisí a zátěži životního prostředí kontaminanty v celé řadě evropských zemí (Guedron et al., 2016). Ke studiu historie zátěže evropského prostoru kontaminanty jsou využívány sedimenty, které archivují datovatelnou zátěž nejenom rizikovými prvky, ale např. i PAU, které jsou typickými produkty spalovacích procesů.

Čtěte také: Životní Prostředí a jeho Znečištění

Práce autorů Azoury et al., (2013) dokládá závislost nárůstu obsahů Pb, Hg a PAU, tedy kontaminantů typických pro spalovací produkty z uhlí, na využívání uhlí s nástupem průmyslové revoluce, a to téměř skokově okolo roku 1850. Zároveň byl potvrzen i pokles obsahů uvedených polutantů v sedimentech, datovaných k letům 1950- 1960, které jsou typické poklesem využívání uhlí v průmyslu.

Není tedy pochyb o tom, že evropský kontinent je dlouhodobě pod vysokou environmentální zátěží. Současné technologie a úspěšná snaha o výrazné omezení vstupů polutantů do prostředí se na stavu zátěže jednotlivých složek prostředí, včetně půdy, pozitivně odráží, historická zátěž perzistentními polutanty, zejména toxickými prvky, je stále na mnoha místech kontinentu problematická a přispívají k ní i současné problémy, jakými jsou rostoucí nároky na dopravu, energie, atd.

Jako specifický problém řady evropských zemí z nedávné minulosti lze uvést intenzivní využívání kalů z čistíren odpadních vod (Markard, 1988; Melcer et al., 1988). V celosvětovém měřítku je přístup k problémům spojených s kontaminací půdy poměrně složitý. Zásadním problémem je nesrovnatelnost údajů o zátěži půd, kterými disponují především rozvinuté země.

Realizace monitoringu kontaminace půd je poměrně nákladná záležitost, z tohoto důvodu nejsou systematická data v řadě zemí dostupná. O zmapování globálního stavu se v současné době snaží aktivita Global Soil Partnership. Existence „hluchých“ míst vede často k mnoha desinterpretacím, při snahách o globální vyhodnocení zátěže půd, kdy právě vyspělé země s dostatkem dat, vycházejí z tohoto hodnocení jako ty nejvíce znečištěné.

Není přitom pochyb o tom, že rychlý rozvoj průmyslu v řadě rozvojových zemí, s nízkými nároky na ochranu životního prostředí, musí mít na oblast kontaminace půdy zásadní dopady. Nastavené standardy ochrany prostředí, ale i lidského zdraví, jsou v mnoha rozvojových zemích velmi nízké.

Čtěte také: Druhy dopravy a znečištění vody

Rychlý rozvoj průmyslu, spojený s růstem hospodářství přináší zmíněná ekologická rizika, jejichž řešení je s výhledem do budoucna i v těchto zemích nutností. Znamená to samozřejmě vysoké investice do monitoringu i výzkumu, protože srovnávací kritéria nejsou většinou pro danou oblast dostupná a bývají pak přebírána kritéria z oblastí pedologicky a klimaticky výrazně odlišných (Nizozemí, USA, Kanada, atd.).

Poměrně značná pozornost je kontaminaci půd věnována v mnoha jihoamerických zemích, stejně jako v mnoha státech Asie. Uvedena může být Čína, která si uvědomuje značné problémy spojené s kontaminací půdy a vody, v důsledku rychlého průmyslového rozvoje.

V roce 2014 tam byl zrealizován „Národní průzkum kontaminace půd“, pod záštitou vládních ministerstev, jehož výsledky potvrdily významnou zátěž půd mnoha oblastí Číny polutanty. Následně byl v roce 2016 vypracován „Akční plán prevence a kontroly kontaminace půd“, jehož účelem je ochrana nekontaminovaných půd a implementace managementu rizik a remediačních opatření kontaminovaných půd.

Míra naplnění uvedeného plánu bude pochopitelně závislá na celé řadě faktorů, je však zřejmé, že problémy kontaminace půd začínají být stěžejní i v oblastech, kde jim doposud nebyla věnována příliš velká pozornost, neboť stav životního prostředí se netýká pouze lokálních podmínek, ale odráží se také v oblasti obchodu a hospodářství, zejména při vývozu zemědělské produkce.

Nicméně, v mnoha zemích je řešení problematiky kontaminace půd z ekonomických důvodů prozatím nereálné. Je třeba si uvědomit, že náklady na případná nápravná (remediační) opatření dosahují tak vysokých nákladů, že závazný příslib řešení situace odradil i řadu vyspělých zemí Evropy k implementaci Tematické strategie ochrany půdy.

Čtěte také: Hlukové znečištění a velryby

Náklady na řešení problémů spojených s kontaminací půd vylučují v mnoha případech i relativně dostupná řešení. Příkladně v Indii je 60% rolníků závislých na závlahách. Tato situace je zde úzce spojena i s problémem kontaminace, z důvodů vysoké závislosti hospodařících rolníků na odpadní vodě z komunálu i průmyslu.

Tato situace je monitorována, byl prokázán výrazný přestup kontaminace do potravních řetězců, řešení je však prozatím nereálné (Yadav et al. Půda může být kontaminována širokým spektrem nežádoucích látek s potenciálním toxickým účinkem. Pokud vynecháme specifické případy úniků nebezpečných chemických sloučenin do prostředí, jakými jsou silné kyseliny, zásady, kyanidy, radioizotopy, atd., rozlišují se kontaminanty na skupinu anorganických, kam se řadí potenciálně rizikové (toxické) prvky a organických, zahrnující skupiny tzv.

Rizikové prvky v půdě

Rizikové prvky nebo také potenciálně toxické prvky, zahrnují kovy a metaloidy. Skupina rizikových prvků zahrnuje poměrně vysoký počet prvků, které působí ve vyšších koncentracích (vyšších než esenciálních, popř. pozaďových), fyto nebo zoo-toxicky. Toxicita rizikových prvků je úměrná aktivitě volných iontů v prostředí (Hall et al., 1999).

Mnohé toxické prvky jsou zároveň i prvky stopovými, tzn., že jejich koncentrace v daném prostředí nepřesahuje hodnotu 100 mg . kg-1 (Jurinaka et Tanji, 1993) a značný počet prvků je také esenciální pro rostliny nebo živočichy. Z velké části zahrnují rizikové prvky skupinu tzv. Již v roce 1987 popisují Beneš a Pabiánová, (1987) vlastnosti a distribuci 36 prvků v půdách, které mohou být za určitých podmínek rizikové (hovoříme též o potencionalitě rizikovosti).

V oboru kontaminace půd, je však řešen pouze menší podíl tohoto širokého souboru prvků. Rizikové prvky obsažené v půdním roztoku tvoří velmi malou část jejich celkového půdního obsahu, ale z hlediska jejich mobility a biologické dostupnosti mají primární význam. Proces přechodu prvků z pevné části do roztoku je kontinuálním a stále nedostatečně popsaným jevem.

Odhadem zhruba 10% podíl rizikových prvků v pevné fázi poskytuje výměnné ionty. Podle Shumana, (1991) mají významný podíl na přechodu do půdního roztoku pouze adsorbované ionty. Tyto hodnoty však značně kolísají u jednotlivých prvků a jsou rozdílné i v závislosti na jejich celkové koncentraci, původu a v neposlední řadě půdních podmínek.

V půdě se rizikové prvky sorbují (iontovou výměnou nebo chemi-sorpce) na organické a anorganické sloučeniny (hovoříme o organo-minerálním sorpčním komplexu). Některé chemické metody umožňují stanovení vybraných vazeb, většinou se jedná o tzv. sekvenční analýzy nebo též frakcionace (např. v EU standardně používaná metoda BCR, vymezující celkem 4 frakce).

Původně byly tyto metody zavedeny pro stanovení vazeb prvků v kalech z čistíren odpadních vod, frakcionace dle Tessiera (Tessier et al., 1979). Chování rizikových prvků v půdách je ovlivněno půdními vlastnostmi a různé rizikové prvky mohou mít i různý stupeň závislosti na vybraných půdních vlastnostech.

Kationtová výměnná kapacita půdy je dána především velikostí organominerálního sorpčního komplexu, který určuje pufrační schopnost půd. Pufrační vlastnosti půd přímo ovlivňují i zranitelnost (vulnerabilitu) půd vůči negativním vlivům potencionální kontaminace rizikovými prvky (Podlešáková et al., 1997). Na pufrační schopnosti půd se může významně podílet vyšší obsah volných oxidů Fe a Mn v některých půdách.

Minerální a organický podíl půdy podléhá vzájemným interakcím, při kterých dochází ke slučování minerálních a organických substancí. Nejvýznamnějším podílem minerálního sorpčního komplexu jsou jílové minerály, produkty zvětrávání primárních minerálů.

Turpault et al., (1996) zjistil, že např. Proces tvorby jílových minerálů závisí na výchozím primárním minerálu a pedo-klimatických podmínkách. V našich podmínkách jsou zpravidla výchozím primárním minerálem u rozšířeného půdního typu neutrálních až kyselých kambizemí slídy, které větrají v posloupnosti půdní slídy-illit-půdní vermikulit-půdní smektit, popř.

Jílové minerály se z hlediska vazby rizikových prvků uplatňují při sorpci některých kationtů (Ni, Zn, Cd, Pb), přičemž adsorpce těchto prvků jíly je silně ovlivněna poměrem Si/Al, sférickým efektem mezivrstev, Lewisovou kyselinovou sílou kovů a hodnotou pH prostředí (Schulthess et Huang, 1990).

Vzájemný podíl minerální a organické složky na celkové kationtové výměnné kapacitě závisí na půdním druhu a typu a rozdíly vzájemného poměru se budou u jednotlivých půdních představitelů diametrálně lišit. Vliv půdní reakce na chování rizikových prvků byl prokázán v mnoha pracích.

Z některých (Podlešáková et al., 2001) vyplývá nepřímá korelace půdní reakce s mobilitou rizikových prvků v půdě i jejich transferem do testovaných plodin. Mobilní rizikové prvky (Cd, Zn, Mn, Ni, Co) vykazují všeobecně těsnou závislost na změně pH a reagují i na jeho malé změny.

K podobným závěrům došli také Csillag et al., (1999), kteří sledovali vliv půdní reakce na obsah Cd, Cr, Ni, Pb a Zn v půdním roztoku na uměle kontaminované kyselé kambizemi. Z publikovaných výsledků vyplývá, že v případě mobilních rizikových prvků (Cd, Zn a Ni) závisel obsah kovů v půdním roztoku na koncentraci v půdě a pH.

Mnoho prací referuje o primárním významu pH na chování rizikových prvků při porovnání mnoha souběžně působících faktorů. Gavi et. al., (1997) zkoumal závislost obsahu Cd v zrnu pšenice na hnojení N, P, K a půdní reakci.

Goldberg et Foster, (1997) porovnávali vliv půdní reakce, koncentrace Mo v půdním roztoku, teploty, koncentraci konkurenčních iontů a iontového proudu na adsorpci Mo na oxidy Fe, amorfní Al a jílové minerály v aridní půdě. Jones et al., (1997) zjistili závislost As na úrovni pH ve vzorcích hlušiny a rybničního kalu.

Hodnota pH korelovala s existencí rozpustných forem As významněji, než jeho celkový obsah ve zkoumaných vzorcích. Tuto skutečnost vysvětluje závislostí sorpčních reakcí na pH, kdy je As mobilizován vazbou na oxidy Fe, přičemž vznik této vazby je ve svém důsledku mnohem významnější, než tvorba netozpustných solí As, které vznikají srážením.

Riuwerts et al., (1999) porovnávali vliv pH a obsahu rozpustného organického uhlíku na vyluhovatelnosti Cd, Cu, Pb a Zn z půdy vodním výluhem a chloridem vápenatým. Při použití vodního výluhu byla prokázána korelace pH s obsahem Cd a Zn, kdy s rostoucí aciditou dochází k vytěsnění těchto prvků z kationtových výměnných vazeb ionty vodíku.

Vyluhovatelnost Pb a Obsah Cu koreloval těsněji s obsahem organického C. Hodnota půdní reakce zároveň ovlivňuje i biologickou přístupnost a toxicitu rizikových prvků (výskyt jejich forem v půdním prostředí) pro organizmy.

Rimmer et al., (1999) popisuje vysokou toxicitu Cu pro vyšší rostliny, jestliže v půdě kontaminované Cu došlo k výraznému poklesu úrovně pH. Lebourgh et al., (1998) zkoumali vliv pH na změnu forem Cd, Cu , Pb a Zn v nenasyceném roztoku ve třech různých extraktech (0.01M CaCl2, 0.1M NaNO3, 1M NH4NO3).

Redukčně-oxidační režim má největší vliv na přeměny sloučenin Fe, Mn a S v půdě (Němeček et al., 1990). U železa mají v oxidačně-redukčních reakcích největší význam ionty Fe2+ a Fe3+ , volné oxidy a hydroxidy, fosfáty, sulfidy a komplexní sloučeniny s organickými látkami. Mangan je v půdě zastoupen ve dvou nebo čtyřmocné formě iontů, oxidů nebo karbonátů.

U půd, které obsahují sírany, dochází v redukčních podmínkách k jejich přeměně na sulfidy. Podle autorů Römkens et al., (1992) se projevuje působení redoxního potenciálu půdy změnou oxidačního čísla rizikových prvků. Obsah organické hmoty v půdě může významně ovlivnit chování některých rizikových prvků v půdách, a to především Cu, Hg, Pb, v menší míře i Zn a Cd.

Donisa et al., (1999) porovnávali vazbu rizikových prvků na organickou hmotu ve dvou odlišných půdních typech. Wang a Huang, (1999) zkoumali vazbu rizikových prvků na humusové substance v kompostu, ve kterém byly zastoupeny v nejvyšší koncentraci fulvokyseliny s molekulovou hmotností < 1000, v nižší koncentraci fulvokyseliny s molekulovou hmotností > 1000 a v nejnižší koncentraci huminové kyseliny s molekulovou hmotností > 1000, při dvou úrovních pH.

Intenzita zjištěných interakcí mezi rizikovými prvky a uvedenými kyselinami klesala v posloupnosti FK s nízkou molekulovou hmotností, FK s vyšší molekulovou hmotností a huminové kyseliny. Demin et al., (1999) uvádí závislost intenzity reakcí mezi rizikovými prvky a huminovými kyselinami na úrovni pH.

Při vyšší hodnotě pH dochází k intentivnějšímu štěpení protonů z aktivních vazebných míst huminových kyselin, které mohou být následně obsazeny rizikovými prvky. Při vazbě iontů rizikových prvků do vnitřní struktury huminových kyselin dochází podle autorů ke strukturálním změnám molekul huminových kyselin.

Sorpce rizikových prvků na stabilizovanou organickou hmotu (za vzniku stabilních metalohuminových komplexů) může vést ke snížení mobility rizikových prvků v půdě, aplikace slabě rozložené organické hmoty je však příčinou vazby rizikových prvků na nestálé a migrující organické molekuly (slabě poutané fulvokyseliny).

Vznik těchto organo-metalových sloučenin vede k růstu mobility rizikových prvků v půdním prostředí (Shijian et al., 1995).

tags: #znecisteni #ropne #frakce #v #půdě #a

Oblíbené příspěvky:

• Problémy spojené se skládkou v Sulkově
• Ochrana ovzduší pomocí matematických modelů
• Likvidace autovraků v Mimoní a celé ČR
• Akademici a klimatická stávka
• Obrazy a plakáty s květinami