kandungan ion dan logam polutan dalam infrastruktur air perkotaan

pendahuluan

Populasi dunia di daerah perkotaan, saat ini sekitar 50% (UNFPA, 2007; WB, 2012), diperkirakan akan meningkat menjadi 60% pada tahun 2020 (UNESCO, 2003) dan 70% pada tahun 2030 (UNPD, 2002). pertumbuhan populasi dan urbanisasi menyebabkan peningkatan bahan kimia dan polutan ke dalam air (Gnecco et al.,2005; Pataki et al., 2011a). Akibatnya, kualitas permukaan air telah terdegradasi sebagai bahan kimia dan menyebabkan udara kotor (Ahiablame et al., 2012). Oleh karena itu, lapisan atas tanah perkotaan dan debu merupakan sumber logam transisi pada konsentrasi tinggi (misalnya, Pb, Zn, Cu dan Cd) (Akhter dan Madany, 1993), yang mana juga terdapat korosi terlarut hasil dari limbah perkotaan (Dia et al., 2001). Ada beberapa cara untuk membangun sistem pengelolaan perkotaan yaitu dengan cara melarutkan polusi udara dengan aliran air, dengan media fitoremediasi tanah dan bioremediasi (Clark dan Pitt, 2012), di dalam pengelolaan kelangkaan air (Oberndorfer et al., 2007). Untuk tujuan ini, infrastruktur air (GWIs), seperti biofiltrasi, tumbuhan pada saluran terbuka, atap hijau, dan lahan basah, sebagai cara yang efektif dan berkelanjutan untuk mengatasi masalah di daerah perkotaan (Getter dan Rowe, 2006;Oberndorfer et al., 2007; Van Seters et al, 2009.; Kaspura, 2010; Stovin et al., 2012)... tanah adalah salah satu komponen yang paling penting dari GWIs. Berbagai proses biogeokimia tanah yang mendegradasi polutan kimia terjadi karena adanya air, mikroorganisme, mineral, nutrisi dan tanaman (Monterusso et al, 2004;.. Peters et al, 2008;. Alsup et al, 2010). Meskipun upaya penelitian dikhususkan untuk pemahaman biogeokimia tanah pertanian dan silvikultur (Lehmann dan Stahr, 2007), pada iklim global dan Perubahan tanah (Lorenz dan Lal, 2009; Pataki et al, 2011b;. Zaehle dan Dalmonech, 2011; Blagodatsky dan Smith, 2012; Pokrovsky et al.,2012), untuk memperluas cara biogeokimia yang fungsi untuk GWIs dapat terwujud di lingkungan perkotaan. Sebagai contoh, gambaran kualitas air hujan (Obropta dan Kardos,2007), air tanah (Hilten et al, 2008;.. Stovin et al, 2012), dantanah C dan N biogeokimia (Lorenz dan Lal, 2009; Manzoni danPorporato, 2009; Batlle-Aguilar et al., 2011) dapat disesuaikan denganlingkungan perkotaan (Seperti spesies dan tarif), dan juga tersedia tanah biogeokimiaa. Dengan demikian, ada potensi besar untuk menyelidiki bagaimana model ini dapat digunakan dalam merancang GWIs yang efektif.

Tujuan dari makalah ini adalah: (1) survei polutan perkotaan,khususnya ion dan logam yang masuk di GWIs, (2) menganalisis potensi GWIs perkotaan untuk mempertahankan dan menurunkan polutan

2. polutan Perkotaan

Endapan polutan di lingkungan perkotaan dapat menyebabkan polutan di atmosfer, yang meliputi partikulat, debu, serbuk, puing-puing, serta aerosol dan gas (Beysens et al., 2006). Ini terdapat pada perkotaan itu sendiri, seperti dari kendaraan berbahan bakar bensin, asap

ban, limbah rumah tangga, dan kegiatan industri, serta adveksi. Sumber polusi udara, dan proses serta efek yang terkait, dapat ditemukan di Elsom (1987), dan tidak dibicarakan di sini. Endapan Polutan terdapat di lingkungan perkotaan yang kering dan basah. Endapan kering (DD) terjadi pada gravitasi partikel dalam bentuk debu dan partikel koloid, sedangkan endapan basah terdapat pada hujan, embun dan kabut. Konsentrasi Kimia dalam endapan basah umumnya sangat rendah di ingkungan perkotaan, sedangkan di dalam tetesan hujan terdapat berbagai partikel polutan yang ada pada atmosfer perkotaan. sehingga menyebabkan konsentrasi bahan kimia yang tinggi. Endapan basah dan Limpasan (WDR) termasuk komponen yang dihasilkan ketika kering oleh endapan basah, dan merupakan operasi besar bahan kimia dan polutan (Khusus, ion dan logam) di lingkungan perkotaan. Tergantung pada paparan oksigen, pH, kadar air, ion kimia, dan mikroorganisme, logam dapat mengendap dalam bentuk oksida, hidroksida, karbonat, dan sulfida, yang dapat berikatan dengan bahan kimia lain dan mungkin menghasilkan logam kompleks yang dapat tertahan dalam tanah (Violante et al.,2010).

Polusi perkotaan juga mencakup mikroba proses biologis yang berasal dari kontaminasi, yang berasal dari berbagai sumber seperti bahan feses, hewan mati, sisa-sisa tanaman, dan permukaan yang terkontaminasi (Abbasi dan Abbasi, 2011). Dalam air hujan perkotaan, E. coli, merupakan indikator organisme polusi feses yang biasa digunakan untuk penilaian risiko kesehatan saat menggunakan air hujan sebagai sumber alternatif air (McCarthy et al., 2007). Namun, keanekaragaman hayati mikroba di perkotaan sangat banyak dan taksonomi biologis serta kontaminasi tidak dibahas disini. Dalam konteks ulasan ini, kami fokus pada polutan perkotaan di WDR dan DD dari ion logam dan alam, termasuk senyawa anorganik basa dan logam transisi. Kami survei 90 dataset dari literatur yang ada dan melakukan analisis statistik untuk perbandingan dengan air tawar dan standar air irigasi yang digunakan di Eropa, Oceania,dan Amerika Serikat, dan dalam kaitannya dengan tingkat polusi tanah di dunia. Data berasal dari seluruh dunia dan tersebar dari segi lokasi geografis. Hal ini dapat diartikan karena daerah iklim yang berbeda, rezim hidrologi, Pengaturan dan paparan sumber polusi, serta kepadatan data. Meskipun demikian, jumlah sampel cukup besar untuk menghasilkan gambaran dari jumlah dan jenis polutan di daerah perkotaan.

2.1. Konsentrasi ion dalam endapan yang basah

Sebuah survei yang komprehensif dari ion yang masuk di GWIs perkotaan mengakibatkan 46 dataset relatif terhadap WDR untuk 1-10 ion per sampel

Gambar. 1. Konsentrasi Ion dalam sampel WDR perkotaan.

bahwa HCO3- termasuk , SO4 2 -, Cl-, NO3-, F, PO4 3-, NH4+, Dan ion alkaline metal seperti Ca2 +, Na +, Mg2 + dan K +. Mean, median, standar deviasi, maksimum, dan konsentrasi minimum masing-masing ion yang dihitung dari perangkat ini, dibandingkan dengan standar air yang digunakan dalam Masyarakat Eropa (ECR-SWS), pedoman air tawar yang digunakan di Australia dan Selandia Baru (ANZECC-FG), dan air tawar yang digunakan di Amerika Serikat (USEPA-FB), seperti yang dirangkum dalam (Tabel A.1 dari Lampiran A). Di antara ion yang disurvei, kami menemukan bahwa konsentrasi median NH4+ Hanya melampaui ECR-SWS (200 mg / L) pada 71% dari yang disurvei Sampel WDR. Konsentrasi median dari semua ion lain yang lebih rendah dari ANZECC-FG dan USEPA-FB (Gambar. 1). Namun, yang tertinggi konsentrasi NO3 - (13.000 mg / L dalam air hujan) dan K + (360.000 mg / L dalam limpasan peternakan perkotaan) melebihi ANZECC-FG (10.000 mg / L) dan USEPA-FB (53.000 mg / L), masing-masing (lihat Lampiran A, Tabel A.1). Terlepas dari kenyataan bahwa standar air tawar sangat dekat untuk Konsentrasi median, konsentrasi ion yang masuk tidak diabaikan dalam hal proses biogeokimia. Bahkan, konsentrasi tertinggi SO4 2 -, Cl-, F-, Ca2 +, Na +, dan Mg2 + ditemukan cukup tinggi berpotensi mendorong proses biogeokimia tanah , khususnya yang terkait dengan pengurangan sulfur, karbon organik konsumsi, dan gas CO2 emisi. Parameter penting yang kita nilai dari Data pada Tabel A.1 Lampiran A adalah sodisitas hujan dan air limpasan. Sodisitas menunjukkan apakah air dari WDR dapat digunakan untuk irigasi dipertanian, dan umumnya diperkirakan oleh Sodium Adsorption Ratio (SAR), yang menyatakan konsentrasi relatif dari Na + lebih Ca2 + dan Mg2 + dalam tanah atau air sebagai:

dimana konsentrasi ion dalam meq / L (Suarez, 1981). konsentrasi tinggi Na + ion dalam air tanah dapat merusak mineral tanah liat, dan dapat mengurangi potensi rusaknya penyaringan pada tanah (Clark dan Pitt, 2012). Umumnya,( SAR N9meq1 / 2 / L1 / 2) potensi risiko yang berasal dari Konsentrasi tinggi Na + (WRF, 2007). Untuk sampel WDR dianalisis di sini, (SAR b1meq1 / 2 / L1 / 2) menunjukkan tidak ada bahaya sodisitas untuk menggunakan air perkotaan untuk irigasi (lihat Lampiran A, Tabel A.1). Anehnya, data sampel WDR dari tujuh kota-kota pesisir mengakibatkan memiliki Nilai SAR relatif rendah, yang berkisar antara 0,22 dan 0.55meq1 / 2 / L1 / 2 (lihat Lampiran A, Tabel A.1).

2.2. Konsentrasi logam dalam endapan basah

Konsentrasi logam transisi, seperti Al, Zn, Fe, Mn, Pb, Cu, Ni, Cr, V, Co dan Cd dari 26 sampel WDR di daerah perkotaan telah diringkas dalam Tabel A.1 Lampiran A. Logam konsentrasi dibandingkan dengan ECR-SWS, ANZECC-FG, USEPA-FB, dan pedoman air irigasi yang digunakan di Australia dan Selandia Baru (ANZECC-IWG) (Gambar. 2). Kami mengamati bahwa konsentrasi median dari semua logam di Sampel WDR pada ANZECC-IWG dan ECR-SWS, diperoleh konsentrasi tertinggi yaitu aluminium (Al) (6300 mg / L), Zn (8177 mg / L), Cu (842 mg / L), dan Cd (52 mg / L) melebihi pedoman (lihat Gambar. 2, dan Tabel A.2). Konsentrasi median Zn (172μg / L), Cu (37 mg / L), Pb (20 mg / L), dan Cd (1 mg / L) di USEPA-FB hampir 69, 100, 95, dari 88% masing-masing sampel (lihat Gambar. 2, dan Tabel A.2. Hal ini sesuai dengan Duncan (1999), yang melaporkan hampir 275 sampel,

dan menemukan konsentrasi Zn, Pb, Cu dan Cd sekitar 415, 68, 49 dan 1 mg / L, masing-masing yang melebihi standar USEPA-FB juga.

2.3. Konsentrasi logam dalam endapan kering Konsentrasi Pb, Zn, Mn, Cu, Cr, Ni, Co, dan Cd dari 26 DD sampel di daerah perkotaan dari data yang ada diringkas pada Tabel A.2 konsentrasi Lampiran A. Logam dalam sampel DD dibandingkan dengan konsentrasi logam sebelumnya dan Kontaminasi standar Tanah (SCS) dengan menggunakan (SCS-T) dan penanggulangan (SCS-C) skala (lihat Lampiran A, Tabel A.3). SCS-T mengacu pada beban yang isa di toleransi pada tanah, sedangkan SCS-C digunakan ketika langsung penetralan harus diambil untuk melindungi tanah dari polusi logam (Lee et al., 2006). Konsentrasi kerak logam di atas (Wedepohl, 1995) terpilih sebagai konsentrasi metal dengan acuan dalam analisis kami karena data tersebar di seluruh dunia pada berbagai lokasi geografis (Abrahim dan Parker, 2008; Kabir et al., 2011). Gambar. 2 menunjukkan bahwa konsentrasi rata-rata Pb (870 ug / g), Zn (524 mg / g), Cu (143 ug / g), dan Cd (4 mg / g) dalam sampel DD melampaui nilai-nilai latar belakang dan batas hampir 100, 92, 89,dan 100% dari sampel, masing-masing, sedangkan konsentrasi median Mn (499 ug / g), Cr (99 ug / g), Ni (52 ug / g), dan Co (11 ug / g) yang lebih rendah dari nilai-nilai latar belakang mereka.

2.3.1. pencemaran logam dalam sampel kering Seiring dengan perbandingan konsentrasi logam dalam sampel DD dengan pedoman internasional, kami mengusulkan analisis kuantitatif beban pencemaran. Konsentrasi Factor (CF) adalah rasio konsentrasi (C) dari setiap logam dalam sampel DD konsentrasi (Cb) itu logam, dan dapat dinyatakan sebagai

Pencemaran logam dalam sampel DD dapat dinilai dengan cara Indeks Beban Pencemaran (PLI), yang dapat dinyatakan oleh geometris berarti semua CF sebagai

di mana CFI adalah faktor pencemaran logam-i, dan jumlah logam. PLI N 1 dan PLI b 1 mengacu pada endapan tercemar (Tomlinson et al., 1980). Kami menemukan bahwa semua sampel DD disurvei tercemar berkisar 2-126 (lihat Lampiran A, Tabel A.3).

2.3.2. Logam risiko ekologis dalam sampel disimpan kering

Risiko ekologi yang berkaitan dengan konsentrasi logam dapat dilihat dengan Indeks Risiko Ekologis (ERI). ERI didefinisikan sebagai rata-rata CF sebagai

di mana berat Ti merupakan faktor toksikologi untuk logam i (yaitu, 30 untuk Cd, 5 untuk Pb, Cu, Ni dan Co; 2 untuk Cr dan V, dan 1 untuk Mn dan Zn), CFI adalah faktor polusi logam i, dan m adalah jumlah logam (Hakanson, 1980). ERI b 300 memiliki polusi rendah sampai sedang, 300≤ERI≤600 menunjukkan polusi yang tinggi, dan ERIN600 menandakan polusi tinggi. Kami menemukan, rata-rata, nilai Eri mulai dari 97 sampai 13.846 untuk logam polusi di sebagian besar sampel debu (lihat Lampiran A, Tabel A.3), tertinggi nilai sekitar 23 kali lebih tinggi daripada Nilai risiko ekologis (yaitu, Eri = 601).

3. logam di GWIs

Penurunan polutan air hujan dengan cara GWIs menjadi layanan penting di lingkungan perkotaan. Kami menganalisis konsentrasi logam yang masuk menunjukkan bahwa tanah di GWIs dapat kenaikan terus-menerus kandungan logam. Dalam studi terbaru, lebih dari 75% dari logam, seperti Pb, Zn, Cu, dan Cd (Lihat Tabel 1), telah dilaporkan ditahan oleh GWIs. Secara Spesifik, biofiltrasi (misalnya, Blecken et al., 2009a), pasir filter (misalnya, Barrett, 2003), dan sistem infiltrasi seperti parit dan trotoar (Misalnya, Birch et al., 2005) ditemukan untuk mempertahankan lebih dari 85% dari Konsentrasi pb dari air hujan. Selain itu, GWIs mendapati setidaknya 40% dari N dan P senyawa (Mungasavalli dan Viraraghavan 2006; Collins et al, 2010.; Roberts et al., 2012), dan 50% padatan tersuspensi (Kohler et al, 2002;. UNHSC, 2007;. Babatunde et al, 2008). Angka-angka ini menunjukkan indikasi yang menjanjikan bahwa GWIs efektif dapat dimanfaatkan untuk sistem meningkatkan kualitas lingkungan perkotaan dengan minimum desain rekayasa.

4. Model yang berhubungan dengan logam di GWIs

Mekanisme air hujan terlarut logam didasarkan pada fisik (misalnya, sedimentasi dan filtrasi), kimia (misalnya, adsorpsi, oksidasi dan presipitasi), dan biologi (misalnya, dekomposisi mikroba) kemampuan GWIs. Neraca massa dari ion logam dibagi antara tersumbat dan berair fasa dijelaskan secara empiris juga (. Bhavsar et al, 2008; Pizzol et al, 2012.). Wong et al. (2006) memperkenalkan orde pertama Model retensi logam, di mana tingkat kerusakan bahan kimia yang digunakan untuk menggambarkan total logam retensi. Berdasarkan pendekatan kinetika orde pertama ini, model logam (Misalnya, Stormwater Unit Pengolahan Model Micropollutants (Vezzaro et al., 2010)) dan terpadu model (misalnya, Vezzaro et al., 2012), yang termasuk kualitas limpasan,sumber dan pengobatan logampolutan, dikembangkan. Berdasarkan kedalaman media tanah di GWIs dan persyaratan waktu yang optimal untuk retensi logam terlarut, sebuah Model kapasitas retensi digunakan dalam Feng et al. (2012) khusus menggambarkan dampak logam pada air limbah. Akan Tetapi, model ini diabaikan berbagai proses yang mempengaruhi retensi logam proses di GWIs seperti transformasi biokimia dari logam, dan kedua atau retensi logam tingkat tinggi kinetika. Dalam model fitoremediasi logam, transportasi logam dan serapan oleh akar tanaman telah disimulasikan baik deterministik (misalnya, Vogeler et al. (2001), Mathur (2004), Verma et al. (2006)) dan stokastik (Misalnya, Manzoni et al. (2011)), Model yang

sama diterapkan untuk menggambarkan tanah kompleks biogeokimia untuk berbagai aplikasi dalam transportasi polutan, dan hidrologi. Aplikasi terbaru dari model biogeokimia dalam daerah iklim global dan perubahan tanah telah menyebabkan model yang perkembangan signifikan (Smith et al, 1998;. Manzoni dan Porporato, 2009; Wang et al, 2009.; Batlle-Aguilar et al, 2011.; Min et al, 2011.; O'Reilly et al., 2012). Model logam biogeokimia dapat memahami mekanisme retensi dalam sistem air hujan, dapat mendukung desain GWIs perkotaan yang berkelanjutan, dan dapat menyebabkan optimal berfungsi melawan logam dan retensi air pada setiap geografis tertentu . Kombinasi proses transportasi dan biologi telah jarang dimodelkan, sehingga menunjukkan kebutuhan memperkenalkan kemampuan pemodelan yang meliputi beberapa jalur dinamika dan biogeokimia dari logam terlarut di GWIs.

5. Usulan biogeokimia logam di GWIsSenyawa logam kompleks fisik dan biogeokimia reaksi oksidasi dan reduksi, adsorpsi dan desorpsi, curah hujan dan pembubaran, dan degradasi katabolik (misalnya rincian senyawa organik seperti selulosa, urea, dan nukleotida untuk lebih sederhana zat organik atau anorganik), yang umumnya terkait dengan sejumlah besar nutrisi tanah dan faktor lingkungan (Driscoll et al., 1994; Rauch dan Pacyna, 2009). Dimasukkannya (keseimbangan dankinetik) kimia dan reaksi biokimia diperlukan jika seseorang ingin menggambarkan siklus logam di GWIs dan meningkatkan retensi dan Mekanisme degradasi tanah. Logam yang paling penting (dalam rangka penurunan konsentrasi) ditemukan dalam sampel WDR adalah Al, Zn, Cu, Pb, dan Cd, dan dalam sampel DD adalah Pb, Zn, Cu, Cr, dan Cd. Demikian pula, konsentrasi kimia dalam sampel dianalisis sebelumnya menyarankan bahwa ion mempengaruhi kualitas air dilingkungan perkotaan (dalam rangka penurunan konsentrasi) HCO3-,SO4 2 -, Ca2 +, NO3-, Na +, NH4+, Mg2 +, dan PO4 3 -. Beberapa di antaranya adalah substrat utama berbagai proses biogeokimia yang berkaitan dengan C, N, P, S, Na, Ca dan siklus; beberapa logam di atas adalah mikronutrien untuk mikroorganisme tanah dan tanaman, mereka dapat ditukar dengan mineral, dan dapat memicu sebagai garam juga. Konsentrasi mereka mungkin cukup tinggi untuk mempengaruhi substansial proses biogeokimia di GWIs. Terinspirasi oleh siklus logam konseptual bumi diusulkan dalam Driscoll et al. (1994), kami menguraikan jaringan biogeokimia logamuntuk digunakan dalam tanah rekayasa dari GWIs di lingkungan perkotaan. ItuSkema konseptual pada Gambar. 3 mencoba untuk mensintesis logam utamaproses dalam GWIs dengan cara sederhana. Dua kolam renang utamadipertimbangkan di sini: Organik Logam Senyawa (OMCS) dan anorganikLogam Senyawa (IMCs). Pada fase padat, kolam OMC terdiriPartikulat, Occluded, Tukar, dan labil OMCS (LOMCs), sedangkandalam fase cair, OMCS renang termasuk terlarut LOMCs, sementara IMCskolam renang termasuk Terlarut, Immobile, dan IMCs alkohol (MIMCs).OMCS memasuki GWIs melalui deposisi atmosfer (baik WDRdan DD) sebagai hal partikulat dan, dalam tingkat yang jauh lebih kecil, sepertipemecahan bahan organik dari sisa-sisa tanaman. Partikulat OMCS iniyang biokimia didekomposisi ke OMCS tukar dan OMCS labil(LOMCs) oleh reaksi katabolik yang dilakukan oleh berbagai acidophilic,

hidrofilik, aerobik, anaerobik, heterotrofik, dan chemoautotrophicmikroorganisme tanah (Driscoll et al, 1994;.. Kolwzan et al, 2006). Dalam Waktudekomposisi, bagian dari OMCS dapat tersumbat dalam tanah agregat(Kausch dan Pallud, 2013), dan dapat dilepaskan setelahnya.OMCS Exchangeable (misalnya, logam karboksi-etil-fosfonat) yangbaik teradsorpsi atau bertindak sebagai sorben, dan dapat menyebabkan jebakan logamdalam tanah (Tebo et al., 2004). LOMCs (misalnya, logam karboksilat) yang reaktif dalam air; melalui pembubaran, bagian dari senyawa ini diubah untuk LOMCs terlarut, yang sebagian dapat diserap oleh dan diserap dari OMCS ditukar. Sebagian Terlarut LOMCs dapat memicu

dan dapat ikatan dengan bahan organik lain untuk membentuk Particulate OMCS. Bagian dariLOMCs bisa mineralisasi melalui kimia mikroorganisme-dimediasi reaksi terhadap IMCs terlarut (misalnya, dilarutkan chloro-pyromorphite). IMCs terlarut dapat sebagian alkohol, dan dapat membuat kompleksikatan dengan bahan organik labil. Sebaliknya, dekompleksasidari LOMCs terlarut, dan demethylation dari MIMCs, bisa jugaterjadi sebagian mengakibatkan IMCs terlarut. Bagian dari IMCs terlarutdapat teroksidasi ke Immobile IMCs (misalnya, Fe (OH) 3), yang dapat dikurangiuntuk negara mereka sebelumnya terlarut (misalnya, Fe (NO3) 2) di hadapan

sulfur dioksida atau gas Mg2 +, Al3 +, dan Zn2 + ion.Senyawa logam terlarut (baik IMCs dan LOMCs) dapat sebagiandiasimilasi oleh tanaman dan mikroorganisme selama penyerapan air, danputar, dapat dissimilated berikutnya (Pilon-Smits, 2005).Sebagian dari LOMCs terlarut, MIMCs, IMCs Immobile dan terlarutIMCs dapat larut ke dalam tanah bersama dengan rembesan air tanah.Kimia dan proses biologis dianggap penting untuk logamretensi, yang diduga dikendalikan oleh reaksi adsorpsi danoleh mekanisme penyerapan mikroba dan tanaman.

6. Deskripsi reaksi kimia logam anorganikDalam sistem biogeokimia logam Gambar. 3, satu set berairspesies kimia mengalami beberapa reaksi kesetimbangan sepertikompleksasi berair dan dekompleksasi antara terlarutIMCs dan Dissolved LOMCs, dan oksidasi dan reduksi antaraDissolved- dan Immobile-IMCs. Adsorpsi dan desorpsi reaksiion logam terjadi antara Tukar OMCS dan setiap kolam lain diair tanah Gambar. 3, karena setiap dua kolam renang dapat menjaga keseimbanganReaksi antara satu sama lain.Berbeda dengan reaksi kesetimbangan, reaksi pertukaran ion selamaReaksi redoks antara terlarut dan Immobile IMCs, dan metilasidan reaksi demetilasi mengikuti reaksi kinetik biokimia.Dalam ulasan ini, kita hanya menekankan IMCs karena tinggibioavailabilitas dibandingkan dengan senyawa logam organik lainnya. Akan Tetapi,untuk kajian komprehensif dari proses transformasi logam ditanah, pembaca ditujukan kepada Summers dan Perak (1978), Adriano(2001), Ehrlich (2002) dan Cornell dan Schwertmann (2003).

6.1. reaksi kesetimbanganDalam air tanah Gambar. 3, terlarut dan Immobile IMCs memisahkan merekaion berikut equilibriumreactions. Kompleksasi berair generikdan reaksi dekompleksasi dapat ditulis sebagai

di mana a dan b adalah koefisien stoikiometri X + dan ion Y-,masing-masing. Reaksi (1) berlaku untuk setiap anion anorganik bebas hidrogen(misalnya, Cl-, NO3-). Sebagai contoh, terlarut IMCs seperti NaCl dan KNO3memisahkan sebagai NaCl↔Na ++ Cl- dan KNO3↔K ++ NO3- Masing-masing.Untuk anion anorganik yang memiliki hidrogen (misalnya, OH-, HCO3-),Reaksi (1) dapat ditulis sebagai

di mana (a-1) dan 1 adalah koefisien stoikiometri H + dan ion hidrokarbon,masing-masing. Sebagai contoh, SO4 2 - atau HSO4- Dari masuk WDR mungkinHasil di H2SO4 berikut Reaksi (1) dan (2), masing-masing, sepertiH2SO4↔2H ++ SO4 2 -, dan H2SO4↔H ++ HSO4-. Anion ini (SO4 2 - dan HSO4-) Dapat bereaksi dengan ion logam (misalnya, Pb2 +, Fe2 +) berasal dariMineralisasi LOMCs, dan dapat membentuk IMCs terlarut (misalnya, PbSO4,Fe (HSO4) 2) sesuai dengan Reaction (1).Ion logam berair IMCs terlarut sebagian dapat membentuk terlarutLOMCs, yang dapat diserap dan diserap dari TukarOMCS. Adsorpsi dan desorpsi reaksi ion logam dapat umumditulis sebagai

di mana X + (aq) dan X + (ad) yang berair generik dan ion logam teradsorpsi,masing-masing. Sebagai contoh, Cu2 berair + ion dapat terserap keOMCS Tukar.Setelah memisahkan air, IMCs dapat teroksidasi menjadi hidroksilsenyawa. Ini logam teroksidasi dapat bergerak, dan dapatdeprotonized dan dikurangi menjadi senyawa logam anorganik sebelumnya.Reaksi oksidasi dan reduksi ini adalah proses penting (bahkan jikamungkin tidak mewakili semua jalur yang mungkin) yang menghubungkan IMCs terlarut danIMCs Immobile, dan mengatur reaksi penting ofmetal imobilisasidan bioavailabilitas. Keseimbangan oksidasi generik dan penguranganReaksi yang diusulkan di sini untuk menjadi

di mana kation rendah valensi, Xb +, di sisi kiri dioksidasi ketinggi valensi kation, Xr +, di sisi kanan; a dan b adalah valensidari Ya- dan Xb + ion, masing-masing. Jika Xb + ion memiliki valensi tunggal ataudi valensi tertinggi selama reaksi, Xr + ion akan digantikanoleh Xb + ion. Perhatikan bahwa IMCs terlarut dan Immobile Reaksi

(4) mengikuti berair kompleksasi dan dekompleksasi reaksi sebagaiditunjukkan dalam Reaction (1). Misalnya, oksidasi dan reduksiReaksi betweenMnCl2 (a terlarut IMC) andMn (OH) 4 (sebuah ImmobileIMC) dapat followReaction (4) asMn NO3 ð Þ2þ 34O2 þ 52H2O↔MnðOHÞ4þ2NO-3 þ HTH, whereMn (NO3) 2 andMn (OH) 4 memisahkan asMn (NO3) 2↔Mn2 ++ 2NO3- AndMn (OH) 4↔Mn4 ++ 4OH-, masing-masing. Sebagai lainContoh (jika a = b = 1 di Reaction (4)), suatu senyawa logam transisiIMCs terlarut seperti FeSO4 dapat mengikuti oksidasi dan reduksireaksi formFe (OH) 3, sebuah Immobile IMC, asFeSO4 þ 12O2þ 2H2O↔FeðOHÞ3þ SO2-4 þ HTH.Jika ion logam terlarut dan Immobile IMCs memiliki valensi 1(Yaitu, b = r = 1 di Reaction (4)), reaksi oksidasi dan reduksidi antara mereka dapat terjadi dalam kondisi anoxic. Dengan demikian, reaksi (4) dapatditulis kembali sebagai

Sebagai contoh, reaksi oksidasi dan reduksi antara K3PO4(a Dissolved IMC) dan KOH (sebuah Immobile IMC) di tanah air pada Gambar. 3dapat terjadi sebagai K3PO4 + 3H2O↔3KOH + PO4 3 - + 3H +.

Perhatikan bahwa Reaksi (4) dan (5) berlaku untuk semua anion dan kationdisurvei dalam penelitian ini kecuali yang didasarkan pada V dan Cr karenalogam ini, secara umum, secara kompleks terikat dengan logam lain danzat kimia.Reaksi yang diusulkan generik (1) ke (5) untuk kompleksasi berairdan dekompleksasi, adsorpsi dan desorpsi, dan oksidasi danReaksi reduksi dapat digunakan untuk menggambarkan reaksi kimia yang mungkinterkait dengan IMCs terlarut dalam siklus logam.

6.2. Reaksi kinetikSummers dan Perak (1978) meninjau transformasi biologissenyawa logam dalam tanah, dan menemukan bahwa reaksi pertukaran ionmelibatkan Fe dan Mn, dan metilasi dan demethylation reaksimelibatkan Cd dan Pb yang dimediasi oleh berbagai tanah heterotrofikmikroorganisme.Selama reaksi redoks dua IMCs terlarut yang berbeda, teroksidasidan mengurangi IMCs dapat bertukar ion mereka, dan dapat membentuk berkurangdan teroksidasi IMCs, masing-masing melalui mikroba-dimediasireaksi. Sebuah pertukaran reaksi ion biokimia generik IMCs bisaditulis sebagai

di mana Xa + dan X 'a' +, di sisi kiri, dua kation logamdua IMCs terlarut yang berbeda, sedangkan Yb- dan Y 'b' - dua anionmilik IMCs. Di sisi kanan, Xc + dan X 'c' + ionmewakili bentuk teroksidasi Xa + ion dan bentuk tereduksi dariX 'a' + ion, masing-masing. Di sini, seorang, sebuah ', b, b', c, dan c 'adalah valensidari Xa +, X 'a' +, Yb-, Y 'b' -, X 'c' + dan X 'c' + ion, masing-masing, dane adalah elektron, yang diduga diangkut oleh enzim.Sebagai contoh, dua IMCs terlarut seperti FeSO4 (dikurangi) danMn (NO3) 4 (teroksidasi) dapat membentuk Fe (NO3) 3 (teroksidasi) dan MnSO4(Dikurangi) biokimia dengan bertukar anion sebagai FeSO4 + -Mn (NO3) 4 + e- → Fe (NO3) 3 + MnSO4.Reaksi kinetik biokimia untuk C, N, S, dan P dianggapdidorong oleh reaksi redoks logam, khususnya, roda redoks Fe,yang dikendalikan oleh mikroorganisme acidophilic tanah (Li et al.,2012).Cu dianggap sebagai immobilemetal dalam tanah karena kompleksikatan dengan bahan organik, dan karena curah hujan sebagai OH-,CO3 2 -, dan PO43 - senyawa (Strawn dan Baker, 2008). Akan Tetapi,Senyawa bergerak Cu dimobilisasi melalui reaksi redoks,yang dikendalikan oleh belerang jauh oksidasi dan bakteri mengurangidalam tanah (Strawn dan Baker, 2008). Bakteri ini berkontribusi padaoksidasi dan pengurangan CU, yang memainkan peran penting dalam Cutransformasi dalam tanah (Templeton dan Knowles, 2009). Serupa denganFe andMn pertukaran ion biokimia reaksi, senyawa Cu anorganikDiduga mengikuti Reaction (6).MIMCs umumnya lebih beracun dari IMCs. Methylcobalamin adalah

banyak digunakan sebagai substrat oleh mikroorganisme heterotrofik selamaReaksi metilasi logam, tetapi juga methylacetate dan adenosylmethioninesubstrat dapat digunakan untuk logam seperti Pb dan As,masing-masing (Summers dan Perak (1978)). Tingkat metilasitergantung pada aktivitas mikroba dan adanya organik

senyawa metil dan sulfida anorganik. Di tanah air, yangmetilasi reaksi generik untuk IMCs terlarut dapat ditulis sebagai

di mana adalah valensi Xa + ion logam, yang bereaksi dengan metil(R-CH3), dan dapat membentuk senyawa alkohol (MIMCs). Itutransformasi dari IMCs terlarut ke MIMCs mungkin akan enzimkatalis dengan oksidan menyediakan elektron yang diperlukan, e.Metilasi anorganik Cd2 + dan Pb2 + hanya dilaporkan olehSummers dan Perak (1978). Sebagai biokimia logam dikelompok yang sama dari tabel periodik unsur kimia sering sangatsama, kita dapat berhipotesis metilasi Zn2 + untuk menjadi serupa denganbahwa Cd2 +. Sebagai contoh, Pb2 +, Cd2 + dan Zn2 + ion dapat diasumsikanuntuk termetilasi sebagai tetramethyle-Pb, Cd-dimetil dan metil-Znsenyawa, masing-masing sesuai dengan Reaction (7).Perhatikan bahwa kita telah menekankan reaksi biokimia dari empation logam, Cu2 +, Zn2 +, Cd2 + dan Pb2 +, yang konsentrasimelebihi pedoman internasional menurut survei kami. Di Kalanganempat ion logam tersebut, hanya Cu2 + berikut reaksi redoks biokimiaterkait dengan mekanisme pertukaran ion, sedangkan yang lain mengikuti biomethylationreaksi. Reaksi kinetik biokimia dapatditerapkan dalam model transportasi reaktif untuk mengukur retensi logamdan nasib di GWIs tanah.

7. Kesimpulan dan rekomendasiSebagai daerah perkotaan meningkat secara global, peningkatan jumlah penelitian adalahmembawa lebih menekankan pada efek urbanisasi di atas airsumber daya dan siklus biogeokimia. Baru-baru ini, telah menjadi GWIssangat populer; mereka menguatkan fungsi tanah ekologis seperti retensiSenyawa-senyawa berbahaya (khusus, polutan logam), nutrisi, danlimpasan stormwater. Namun, saat ini, pemahaman kita tentangMekanisme di GWIs bergantung pada prinsip-prinsip empiris, yang harusupgrade ke model mekanistik yang komprehensif yang mencakup jalurkeseimbangan biokimia dan reaksi kinetik, dinamika mikrobabiomassa, adveksi dan difusi ion terlarut dan logam, dan dinamikatanaman dijelaskan oleh prinsip-prinsip pertama (misalnya massa dan konservasi energi,

dan kontinuitas).Dalam makalah ini, konsentrasi bahan kimia dan polutandeposisi basah, limpasan, dan deposisi masuk kering menjadi GWIs perkotaantelah disurvei. Meskipun tidak ada hazardwas sodisitas diamati inwatersampel, beban pencemaran yang tinggi dan risiko ekologis yang sangat tinggi yangditemukan di lebih dari 70% dari sampel disimpan kering. Mediankonsentrasi Zn, Cu, Pb, dan Cd dalam stormwater dan limpasan memenuhipedoman air tawar yang digunakan di Australia dan New Zealand, sedangkan didebu, konsentrasi median logam ini melebihi tanahstandar polusi. Dalam survei kami, GWIs diamati efektifdalam mempertahankan lebih dari 75% dari konsentrasi logam.Sebagai biogeokimia logam rinci GWIs perkotaan tidak ada, sebuahupaya telah dilakukan untuk mengusulkan kimia generik dan biokimiakerangka kerja untuk menggambarkan bagian dari reaksi yang melibatkan IMCs diperkotaan GWIs. Secara khusus, kompleksasi generik dan dekompleksasi,adsorpsi dan desorpsi, dan reaksi oksidasi dan reduksitelah diusulkan sebagai equilibriumreactions kimia, sementara generikion pertukaran senyawa logam dan metilasi logamion telah diusulkan sebagai reaksi kinetik biokimia. IniReaksi dapat dimasukkan dalam transportasi reaktif biogeokimiamodel GWIs untuk mengukur retensi logam dan remediasipotensi dalam sistem.Untuk penelitian masa depan, kopling model mekanistik denganobservasi lapangan diperlukan, yang sangat menantang (Borchet al., 2010). Selain itu, tanaman akar dinamika harus diintegrasikan

dalam tanah model biogeokimia memiliki kuantifikasi yang jelasserapan kimia dengan tanaman. Penilaian efek GWIs padakualitas air, dan efisiensi biaya pada skala DAS memerlukanpenelitian lebih lanjut (Pataki et al., 2011b). Selain itu, monitoring danpemetaan transportasi polutan dan tingkat di lingkungan perkotaan yang