Ugrás a tartalomhoz

Talajtan

Stefanovits Pál, Filep György, Füleky György

Mezőgazda Kiadó

15. fejezet - Talajszennyeződés, talajtisztítás

15. fejezet - Talajszennyeződés, talajtisztítás

Az ipari–technikai fejlődéssel együtt jelentősen megnőtt a levegőbe, a talajba‚ és a felszíni vizekbe kerülő káros anyagok mennyisége, a környezet szennyeződése. A szennyezőanyagok további sorsa azonban alapvetően másként alakul a talajban, mint a másik két környezeti elemben. A légtérben és a felszíni vizekben ugyanis gyorsan szétterjednek (és felhígulnak), a talajban viszont csak lassan – vagy egyáltalán nem – mozognak, s gyakran nagymértékben és tartósan felhalmozódnak. A szennyezőforrások természetes vagy emberi (antropogén) eredetűek, más szempontból nézve pedig pontszerű és nem pontszerű (diffúz) források lehetnek (15.1. táblázat).

15.1. táblázat - A talajszennyeződés legfontosabb forrásai

Pontszerű szennyezőforrások

Nem pontszerű szennyezőforrások

a) Természetes eredetű források

  • Ásványi lelőhelyek

  • Egyes geológiai képződmények

  • természetes (pl. vulkáni) eredetű nedves és száraz kiülepedés a légkörből

  • árvizek, nagy esők, erős szelek által szállított anyagok

  • természetes radioaktív sugárzások

b) Emberi eredetű (antropogén) források

  • Szennyvizek

  • Szennyvíziszapok

  • Híg trágyák

  • Különböző hulladékok (folyékony, szilárd)

  • Különféle ipari emissziók

  • légszennyeződésből származó nedves és száraz kiülepedés

  • mezőgazdasági vegyszerek:

  • műtrágyák

  • peszticidek stb.

  • tüzelőanyagok elégetése (ipar, közlekedés)


A különösen veszélyes és/vagy általánosan elterjedt toxikus anyagokat a következő csoportosításban tárgyaljuk.

  1. Szervetlen szennyezőanyagok

  • toxikus nehézfémek (Pb, Cd, Ni, Hg).

  1. Szerves mikroszennyezők

  • peszticidek,

  • policiklikus aromás szénhidrogén-(PAH = Polyciclic Aromatic Hydrocarbon-) vegyületek,

  • poliklórozott bifenilek (PCB) és egyes származékaik.

  1. Ásványolaj és ásványolaj-termékek.

A különböző anyagok (embereket, állatokat és/vagy növényeket) károsító hatása több tényezőtől függ. Ezek közül a legfontosabbak:

  • az ion/vegyület kémiai tulajdonságai, oldhatósága, mozgékonysága, felvehetősége

  • a káros hatást növelő vagy csökkentő más anyagok jelenléte, mennyisége, ill. hiánya,

  • a hatás tartama és a szervezetbe jutott toxikus anyag koncentrációja,

  • az élő szervezet állapota (kora, fejlettsége, tápláltsága), alkalmazkodóképessége.

A rövid idő alatt nagy mennyiségben felvett toxikus vegyületek akut megbetegedést idéznek elő, vagy az egyed pusztulását okozhatják. A rendszeres és tartós hatás azonban a toxikus anyag kis koncentrációja esetén is káros lehet.

A dózis és a toxicitás közötti összefüggést jól mutatja pl. az, hogy a növények számára nélkülözhetetlen mikrotápanyagok (Cu, Zn, Mo, B stb.) vagy a humántáplálkozásban fontos egyes elemek (Co, Se, As, I) nagy koncentrációban káros hatásúak, ugyanakkor, nagyon kis mennyiségben a közismerten toxikus elemek (Pb, Cd, Hg) vagy a mérgező szerves vegyületek sem gátolják a növények fejlődését, és az emberi szervezetben sem okoznak kimutatható károsodást (15.1. ábra).

15.1. ábra - A makrotápanyagok, a mikrotápanyagok és a toxikus elemek koncentrációjának hatása a növény fejlődésére

kepek/15-1-abra.png


Az akut toxikusság mellett nagyon fontos az egyes anyagok természetes lebontással szembeni ellenálló képessége (perzisztenciája) is. Minél perzisztensebb egy vegyület, annál nagyobb annak a veszélye, hogy felhalmozódik a környezetben és bekerül az élő szervezetekbe. Lassan bomló (perzisztens) szerves vegyületek pl. a klórozott szénhidrogének és a policiklikus aromás szénhidrogének többsége. Egyáltalán nem degradálódnak a nehézfémek.

Toxikus nehézfémek

A toxikus nehézfémek – ugyanúgy, mint a fémionként hasznosuló tápelemek – különböző mozgékonyságú formákban vannak jelen a talajban (15.2. ábra). A folyadékfázisban hidratált ionként, oldható szerves és szervetlen komplex vegyületek formájában, valamint finom diszperz lebegő kolloidok alkotórészeként találhatók. A szilárd fázisban pedig oldhatatlan csapadékokban, a szerves és szervetlen kolloidok felületén kicserélhető és specifikusan adszorbeált állapotban, illetve a szilikátok kristályrácsában fordulnak elő. A különböző formák között, a rendszer tulajdonságai által megszabott dinamikus egyensúly alakul ki. Ha pl. nagy mennyiségű toxikus anyag kerül a talajba, az adszorpciós és a csapadékképződési reakciók válnak dominánssá. A talaj savanyodásakor viszont jelentősen megnő a mobilis ionok mennyisége, a fémion oldatbeli koncentrációja (15.3. ábra). A talajsavanyodás különösen veszélyes a már szennyezett területeken, mert a talaj eredeti állapotában oldhatatlan nehézfémvegyületek, mobilizálódva súlyos környezeti károkat okozhatnak (időzített kémiai bomba).

15.2. ábra - A toxikus nehézfémek megoszlása a talajban és a környezetben

kepek/15-2-abra.png


15.3. ábra - A talajoldat nehézfém-koncentrációjának függése a közeg pH-jától

kepek/15-3-abra.png


Az előzőekből következik, hogy a talajszennyeződés környezeti hatásának megítéléséhez – a talaj tulajdonságain kívül – nemcsak a toxikus fém összes mennyiségét, hanem a mobilis készletet is mindig számításba kell venni. A könnyen mobilizálódó (oldott és kicserélhető) ionokat sóoldatokkal, többek között 0,05 vagy 0,5 M CaCl2-dal, illetve KCl-dal is ki lehet vonni a talajból. A szilárd fázis szerves anyagaihoz komplex kötéssel kapcsolódó, valamint a fémoxidokhoz és az agyagásványokhoz specifikusan kötött (nem mozgékony) formák extrahálásához savanyú kémhatású (kb. 3,3 pH-jú) ammónium-oxalát pufferoldat, az összes mennyiség kivonásához pedig HNO3/HF, ill. HNO3/H2O2 használható.

A kétvegyértékű nehézfémek adszorpcióképessége nagymértékben függ a talajkolloidok minőségétől és a közeg pH-jától. Néhány toxikus, illetve toxikus mennyiségben is felhalmozódó nehézfém adszorpcióképessége, a Ca- és Mg-ionokéhoz viszonyítva, a következő sorrendben csökken:

kaolinit (pH = 3,5–6); Pb > Ca > Cu > Mg > Zn > Cd,

illit (pH = 3,5–6); Pb > Cu > Zn > Ca > Cd > Mg,

montmorillonit (pH = 3,5–6); Ca > Pb > Cu > Mg > Cd > Zn,

hematit (Fe2O3); Pb > Cu > Zn > Co > Ni,

goethit (FeOOH); Cu > Pb > Zn > Cd,

huminsav (pH = 4–6); Cu > Pb > Cd > Zn,

talaj szerves anyag nélkül (pH = 5,0); Pb > Cu > Zn > Cd,

talaj, 2–4% szerves anyaggal: Pb > Cu > Cd > Zn.

A különösen veszélyes nehézfémek (Pb, Cd, Ni, Hg) humán- és növényélettani hatásában, talajbeli viselkedésében és növény általi akkumulációjának feltételeiben jelentős különbségek vannak.

Ólom (Pb)

Az ólom humán- és állategészségügyi szempontból erősen toxikus elem. A táplálékkal és a belélegzett levegővel jut az ember szervezetébe, s elsősorban a májban, a csontokban és a fogakban halmozódik fel.

A növények számára a talajban levő ólom általában kevés veszélyt jelent. A szárra és a levélzetre lerakódott Pb-tartalmú porból kevés ólom jut be a növénybe, az állatok szervezetébe azonban a takarmánynövényekkel együtt nagy mennyiségben bekerülhet.

Erősen szennyezett talajon a növényen is speciális toxicitás, a gyökerek és föld feletti részek fejlődési zavarai léphetnek fel.

Az ólomszennyezés fő forrásai: az ólomtartalmú üzemanyagok elégetése, a fémkohók és ólomfeldolgozó üzemek, a szénégetés, az ólomtartalmú hulladékok, a szennyvíziszapok, valamint Pb-tartalmú peszticidek.

Nagyobb területeken, elsősorban az ülepedő porszemcsékre rátapadva, a levegőből kerül ólom a talajba. A nem szennyezett talajokban az ólomkoncentráció rendszerint 2–20 mg/kg (=ppm), fémkohók és ólomfeldolgozó üzemek közelében azonban 3000 mg/kg érték is lehetséges. Nagy forgalmú utak mentén pedig – az úthoz közeli 10–15 m-es sávban – átlagosan 500–600 mg/kg körüli az ólomterhelés. Az utóbbi években, az ólommentes hajtóanyagok elterjedése óta, a közúti forgalomból eredő emisszió lényegesen csökkent.

A legtöbb szervetlen Pb2+-vegyület (karbonát, szulfát, szulfid, foszfátok) oldhatósága kicsi.

Az ólom megkötődése, viselkedése a talajban. A talaj sajátságaitól függően változik a kötési formák aránya. Oldhatósága és koncentrációja a talajoldatban, elsősorban a pH-tól, a kolloidok mennyiségétől és minőségétől függ. Szerves komplexek képződése és specifikus adszorpciós folyamatok révén az ólom a legerősebben lekötött fém. Leginkább a Fe- és Mn-oxidok adszorbeálják. Nagyon immobil, s ha a pH > 5, az oldhatósága elenyészően csekély. A Pb2+ lemosódása ezért csak igen kis mértékű.

Mérsékelten savanyú és bázikus talajokban az össz-Pb-tartalom 75–85%-a az oxidokhoz (különösen a gyengén kristályos oxid-hidroxidhoz) kötötten van jelen. Ha a pH 4,54alatt van, megnő a kicserélhető és az oldható Pb mennyisége, de túlsúlyban van a humuszanyagokhoz kötött, nem mobilis forma (fém-szerves komplexek). A 6 pH alatt mindig jelen lévő oldott kelátképzők viszont a mobilizálódást segítik elő.

Nagy ólom- és foszfortartalmú talajokban nehezen oldható ólomfoszfátok; Pb3(PO4)2, Pb4O(PO4)2, meszes talajokban PbCO3, redukciós körülmények között pedig PbS-csapadék keletkezik.

Kadmium (Cd)

A Cd az emberre és az állatokra már nagyon kis mennyiségben toxikus hatású.

Csontzsugorodást és a vesék károsodását (funkciós zavarait) idézi elő. A belélegzett levegővel szervezetbe került nagyobb mennyiségű kadmium pedig tüdőkárosodást okozhat.

A szennyezetlen talajok Cd-tartalma < 1 mg/kg. Nagy forgalmú utak közelében 3 mg/kg körüli, a nagyvárosi parkokban pedig 0,5–5 mg/kg.

A környezet szennyeződését az ércbányászat, a fémfeldolgozás, a hulladékelégetés, a csatornaiszapok, egyes foszfortrágyák talajba vitele és a közlekedés okozzák. A közlekedéssel kapcsolatos emissziónak két fő forrása van: a gumiabroncsok kopásából származó por (20–90 mg Cd/kg abroncs) és a dízelolaj Cd-tartalmú égéstermékei.

A porszemcsékkel és a gázokkal a levegőbe jutott Cd világviszonylatban kb. 8000 t/év. (Közép-Európában a terhelés 1,5–35 g/ha/év). A Cd-nak több mint 80%-a légköri csapadékkal, oldott állapotban kerül a talajba.

A kadmium kémiailag szoros rokonságban van a cinkkel, így nem terhelt talajokban és a kőzetekben relatíve állandó Zn/Cd arányt találunk.

A Cd2+ viselkedése a talajban. Növekvő pH-értékkel nő a Cd2+adszorpciója (és az adszorbeált mennyiség), az oldatbeli koncentráció pedig csökken. A pH 7 körül mérhető igen alacsony érték erősen megnő, ha a pH kisebb, mint 6,5–6. Semleges és lúgos talajban jelentős a Cd (és más nehézfémek) specifikusan adszorbeált formájának részaránya, ha viszont a pH < 6,5, a nem specifikus adszorpció kerül előtérbe. Olyan talajokban, amelyekben a pH = 5, az összes Cd-nak már több mint 30%-a nem specifikusan, a növények számára hozzáférhető formában adszorbeálódik.

Bár a Cd a gyenge komplexképző nehézfémek közé tartozik, a humuszanyagok savanyú közegben jobban csökkentik a Cd felvehetőségét, mint az ásványi komponensek. Az oldható szerves komplexképzők azonban elősegítik a Cd2+és más nehézfémek oldatba jutását. A klorid- és szulfátionok koncentrációja is számottevően befolyásolja a Cd oldhatóságát, mivel mindkét anionnal stabil oldható komplexet képez. Emiatt az utakra kiszórt só hatására és KCl-os trágyázás után, a felső talajrétegben jelentős Cd-mobilizálódás indulhat meg. A kloridionokkal létrejövő Cd-komplexek: a CdCl+, CdCl02, CdCl3–, CdCl42–, a szulfátionokkal pedig főként CdSO04 képződik. A szulfátionok komplexképző hatása azonban kisebb, mint a Cl–-ionoké.

Rosszul oldódó Cd-vegyületek a CdCO3, a lúgos közegben (pH > 8,5 esetén) képződő Cd(OH)2; és anaerob környezetben a CdS.

Redukciós körülmények között már nagyon kevés S– jelenlétében is CdS, nagy CaCO3-tartalmú talajban pedig CdCO3 csapódik ki.

A Cd a Zn-hez hasonlóan a relatíve könnyen mobilizálható, felvehető fémek közé tartozik.

Nikkel (Ni)

A nikkelt az acélipar, a galvánipar és az elektromos ipar hasznosítja. Ezekből a forrásokból főként az ipari szennyvizekbe; a kommunális szennyvíziszapokból és komposztokból pedig közvetlenül a talajra/talajba kerül a nikkel. A kőolaj- és a nikkeltartalmú üzemanyagok elégetésénél mérgező Ni-karbonil jut a levegőbe. Az 1950-es évek óta megnövekedett Ni-emisszió összefügg az olaj nagymértékű (és fokozódó) felhasználásával.

A nikkel néhány állatfaj számára esszenciális nyomelem, s nagyon kis koncentrációban növényélettani hatása is kedvező. A táplálékokkal felvett nikkel káros hatását embereknél sem tapasztalták, nikkelporok (Ni-oxid, -szulfid, -karbonát por), s a nikkel karbonillal szennyezett levegő tartós belélegzése viszont tüdőkárosodást okoz.

A nem szennyezett talajok általában 5–50 mg/kg (ppm) nikkelt tartalmaznak. Fémolvasztók és Ni-feldolgozó üzemek környezetében viszont a feltalaj szennyezettsége a 1000–5000 mg Ni/kg értéket is elérheti.

A nikkel viselkedése a talajban. A Ni2+ mobilis és nem mobilis formái közötti arányt is döntően a talaj kémhatása szabja meg. Ha a pH < 6, jelentősen megnő az oldatban a Ni2+mennyisége, s elsősorban a Ni2+, NiSO40, NiHPO40‚ és az oldható szerves Ni-komplexek dominálnak. Lúgos talajban pedig a Ni2+, NiCO30 és a NiHCO3+ formák vannak oldatban. Hidroxokomplex (NiOH+) csak akkor képződik, ha pH > 8. A Ni adszorpciója főként az agyagásványokon, valamint a Fe-, és Mn-oxidokon/hidroxidokon következik be. Redukáló közegben pedig NiS-csapadék válhat ki.

A Ni-koncentráció a növényben összefügg a talaj oldható és kicserélhető-Ni2+-tartalmával. Meszezés és szerves anyag bevitele csökkenti a talajban a mobilis-Ni-koncentrációt és a növény által felvett Ni2+mennyiségét.

Higany (Hg)

A higany gőze és oldható vegyületei rendkívül mérgezőek. A talajba, a felszíni vizekbe és a levegőbe főként a fa- és fémfeldolgozó iparból, a komposztált lakossági hulladékok és csatornaiszapok kijuttatásával, Hg-tartalmú fungicidekkel, szemétégetéssel és a kőolaj elégésekor kerül higany. (A kőolaj 0,002–50 mg/kg körüli Hg-t tartalmaz.)

A nem szennyezett és a csak kevéssé terhelt talajok Hg-tartalma legtöbbször kevesebb, mint 0,1 mg/kg száraz talaj. Ipari és városi területeken 0,1–0,4 mg Hg/kg, szennyezett területeken pedig ~ 7–10 mg/kg a higanykoncentráció.

A Hg és a talaj kölcsönhatása. A redoxi viszonyoktól függően a higany különböző oxidációs fokozatokban jelenik meg: Hg0(0), Hg2+ (+ 2), Hg22+ (+ 1). Viselkedése a talajban nagymértékben függ a: Hg22+ Hg2+ + Hg0 egyensúlyt meghatározó körülményektől. (Az egyenletben feltüntetett formák közül a Hg22+-ionok a környezetben csak közti termékként fordulnak elő). A biológiai folyamatokban – megfelelő körülmények kö-zött – alkil-Hg- és fenil-Hg-vegyületek is keletkeznek. Képződésük a redoxi állapottól függ (15.4. ábra).

15.4. ábra - A higany kémiai és biológiai átalakulása a talajban, ill. a légtérben

kepek/15-4-abra.png


A metil-Hg és a dimetil-Hg egymáshoz viszonyított arányát a közeg kémhatása szabja meg. Ha a pH < 7,8, a stabilis CH3Hg+, ha pedig pH > 7,8, az illékony (CH3)2Hg forma dominál.

A higany fontosabb formái három nagy csoportba tartoznak:

  • illékony anyagok: Hg0, (CH3)2Hg,

  • oldatbeli formák: Hg2+, HgX02, HgX–3, HgX42– (ahol X = OH–, vagy Cl–) és az oldható szerves –Hg-komplexek,

  • nem oldható vegyületek: CH3Hg+, CH3HgCl, CH3HgOH, HgS, valamint a humusz-Hg-komplexek.

A Hg2+-ionokat és a higanygőzt az ásványi és a szerves kolloidok erősen adszorbeálják. Az adszorbeált higany nagy része nem kicserélhető. A szerves anyagokkal kialakított stabil komplexkötés megakadályozza a Hg elpárolgását, kimosódását és gátolja a növények általi felvételt. Ha a talaj pH-ja kisebb mint 4, a szerves anyagok Hg-megkötő képessége nagymértékben csökken.

A higanyt – rendkívül gyenge mozgékonysága miatt – a termesztett növények csak kismértékben tudják kivonni a talajból. Ezért a növények Hg-tartalma rendszerint kicsi ( < 0,04 mg Hg/kg sz.a.). Az erdei gombák viszont – Brümmer szerint – nem szennyezett talajokból is nagy mennyiséget akkumulálnak (kb. 21,5 mg Hg/kg sz.a.).