Т.А. Трифонова

Л.А. Ширкин

Н.В. Селиванова

ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКИЙ

АНАЛИЗ ЗАГРЯЗНЕНИЯ

ЛАНДШАФТОВ

Владимир 2007

1

Федеральное агентство по образованию

Государственное образовательное учреждение

высшего профессионального образования

Владимирский государственный университет

Т.А. ТРИФОНОВА, Л.А. ШИРКИН, Н.В. СЕЛИВАНОВА

Эколого-геохимический анализ

загрязнения ландшафтов

Владимир 2007

2

УДК 550.4

ББК 26.301

Рецензенты:

Заведующий кафедрой общего земледелия

факультет почвоведения МГУ им. М.В. Ломоносова, г.Москва

доктор биологических наук, профессор Балабко П.Н.

Печатается по решению Головного совета по инновационной образовательной

программе

Трифонова Т.А., Ширкин Л.А., Селиванова Н.В.

Эколого-геохимический анализ загрязнения ландшафтов.

– Владимир: ООО «Владимир Полиграф», 2007. – 170 с.

ISBN 958-5-903044-17-7

Работа посвящена эколого-геохимическому анализу техногенной миграции и

трансформации тяжѐлых металлов в ландшафтах. Отражены различные аспекты оценки и

управления экологическими рисками на основе комплекса экспериментальных и прогнозно-

аналитических методов исследования.

УДК 550.4

ББК 26.301

ISBN 958-5-903044-17-7 © Трифонова Т.А, Ширкин Л.А.,

Селиванова Н.В.

3

ОГЛАВЛЕНИЕ

ВВЕДЕНИЕ .......................................................................................................... 5

ГЛАВА 1. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА

УСТОЙЧИВОСТИ ПОЧВ К МИГРАЦИИ И

ТРАНСФОРМАЦИИ ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ .............................................. 7

1.1. Методика оценки устойчивости почв к миграции и

трансформации тяжѐлых металлов ........................................................... 7

1.2. Прогнозно-аналитическое исследование

устойчивостисти почв к миграции и трансформации тяжѐлых

металлов ..................................................................................................... 18

1.3. Экспериментальное исследование миграции и

трансформации тяжѐлых металлов из промышленных

отходов в почвах ....................................................................................... 45

1.4. Выводы к главе ................................................................................... 62

ГЛАВА 2. ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ПОЧВ С ПРИМЕНЕНИЕМ

НАЗЕМНЫХ МЕТОДОВ ЗОНДИРОВАНИЯ................................................ 65

2.1. Объекты и методы исследования ..................................................... 66

2.2. Оценка состояния почв наземными методами

зондирования в комплексе с прогнозно-аналитическими

методами: анализ распределения металлов в пахотном слое

почв ............................................................................................................. 71

2.3. Оценка миграционных свойств почв

экспериментальными методами исследования ...................................... 73

2.4. Выводы к главе ................................................................................... 98

ГЛАВА 3. МОНИТОРИНГ СОСТОЯНИЯ ОКРУЖАЮЩЕЙ

СРЕДЫ В РАЙОНЕ ДЕЯТЕЛЬНОСТИ КРУПНЫХ

ПРОМЫШЛЕННЫХ ПРЕДПРИЯТИЙ И ПРЕДПРИЯТИЙ

АГРОПРОМЫШЛЕННОГО КОМПЛЕКСА ................................................ 100

3.1. Разработка системы экотоксикологического

мониторинга на крупном агропромышленном предприятии ............. 100

3.2. Экотоксикологическая оценка воздействия на

окружающую природную среду на примере птицеводческих

комплексов ............................................................................................... 123

3.3. Оценка состояния окружающей среды в районе

деятельности крупных промышленных предприятий с

4

применением комплекса прогнозно-аналитических методов

исследований ........................................................................................... 133

3.4. Выводы к главе ................................................................................. 137

ГЛАВА 4. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА

ТЕХНОГЕННОЙ ТРАНСФОРМАЦИИ ЭКОСИСТЕМ МАЛЫХ

РЕК .................................................................................................................... 141

4.1. Оценка экологического состояния малых рек .............................. 141

4.2. Оценка предельно-допустимой техногенной нагрузки на

водотоки малого речного бассейна ....................................................... 147

4.3. Выводы к главе ................................................................................. 164

ЛИТЕРАТУРА ................................................................................................. 165

5

ВВЕДЕНИЕ

Экологическая геохимия – это научная дисциплина, в рамках которой

формируются принципы геохимического мониторинга окружающей среды,

выявляются техногенные изменения геохимического фона биосферы в

целом и отдельных эколого-геохимических систем, их влияние на

природную среду и на человека. Основной предмет изучения – это

миграция и трансформация веществ, химических элементов в эколого-

геохимических системах. При этом рассматриваются следующие аспекты:

1) Экогеохимия систем. Ландшафт как эколого-геохимическая система.

Общие особенности миграции. Миграция химических элементов в

различных ландшафтах. Характеристика механической, физико-

химической, биогенной и техногенной миграции.

2) Экогеохимия процессов. Типы элементарных и геохимических

ландшафтов (эколого-геохимических систем), условия и факторы

миграции. Закономерности и особенности поведения парагенных

ассоциаций элементов в современных природных и техногенных

ландшафтах и средах. Техногенная миграция и устойчивость геосистем.

3) Экогеохимия элементов. Геохимия отдельных химических

элементов и их групп в разных процессах и системах (природных и

техногенных). Почвогеохимия.

В экологическо-геохимических исследованиях привлекаются методы и

понятия, используемые в геохимии ландшафта, биогеохимии, экологии и

химии почв (раздел почвоведения), экотоксикологии. Эти научные

направления непосредственно изучают миграцию и трансформацию

веществ, химических элементов, но с различных методологических

позиций. Тем не менее, как отмечает В.В. Добровольский, в настоящее

время разграничение биогеохимических, эколого-геохимических,

почвенно-геохимических и ландшафтно-геохимических исследований

весьма условно (Добровольский В.В. Основы биогеохимии. М., 1998). Для

изучения и интерпретации химического состава компонентов ландшафтов

и потоков вещества используются представления современной химии:

6

физической химии, неорганической и органической химии в комплексе с

методами химического и физического анализа.

Имея собственную теорию, методы и сферу приложения,

экологическая геохимия в значительной степени использует теорию и

практику смежных наук: кроме современной химии, это география почв

(катенарный подход, зонально-провинциальная дифференциация

почвенного покрова, почвенно-географическое картографирование и

районирование), биогеография (география растений, геоботаника),

геоморфология (водосборные бассейны, склоновые процессы),

палеогеография (эволюция природы в кайнозое), гидрология суши

(гидрохимия, учение о стоке), климатология (микроклимат, водный и

тепловой баланс, радиация, температура, осадки, испарение и др.),

картография и геоинформатика (экологическое картографирование),

экотоксикология.

При изучении геохимических аспектов взаимодействия природы и

общества используются данные экономической географии, экономики:

потоки сырья и готовой продукции, технологические циклы, размещение

производства, экономическое районирование, эколого-экономические

аспекты и др.

Особое место в монографии уделено миграции и трансформации

соединений тяжѐлых металлов (ТМ). Острота экологических проблем

вызвала необходимость изучения техногенной миграции ТМ, однако

уровень теоретического обобщения существенно отстаѐт от накопления

фактического материала. В монографии отражены результаты

исследований по техногенной миграции тяжѐлых металлов в природных и

техногенных ландшафтах, водных экосистемах.

7

ГЛАВА 1. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА

УСТОЙЧИВОСТИ ПОЧВ К МИГРАЦИИ И

ТРАНСФОРМАЦИИ ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ

1.1. МЕТОДИКА ОЦЕНКИ УСТОЙЧИВОСТИ ПОЧВ К МИГРАЦИИ И

ТРАНСФОРМАЦИИ ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ

Большинство ландшафтов относится к централизованным системам,

для которых характерен структурный центр, играющий ведущую роль в

формировании потоков химических веществ, энергии, информации. В

природном ландшафте таким центром является почвенный покров (а

именно его органогенные, гумусоаккумулятивные горизонты). Поэтому

устойчивость почв к техногенной трансформации и миграции тяжѐлых

металлов необходимо рассматривать неразрывно с устойчивостью

ландшафта, являющегося эколого-геохимической системой.

К пониманию такого комплексного подхода к оценке устойчивости

почв подошли многие авторы (Кабата-Пендиас А., Пендиас Х., 1989; Сает

Ю.Е., Ревин Б.А., Янин Е.П., 1990), однако практическое наполнение он

получил в исследованиях Н.С. Касимова, М.А. Глазовской, В.В.

Доброволоьского, А.И. Перельмана, Н.П. Солнцевой по техногенным

ландшафтам («Экогеохимия городских ландшафтов» под ред.

Н.С. Касимова). Здесь вводится понятие эколого-геохимической оценки

состояния территории. Авторы использовали разнообразные методические

подходы: применялись частные и специальные методы мониторинга и

оценки качества среды, в основном базирующиеся на индикационных

свойствах отдельных компонентов ландшафта. Почва ими рассматривается

как депонирующая среда, в которой накапливаются и преобразуются

продукты техногенеза. Используемые при экологической оценке методы в

значительной степени связаны с изучением имиссии поллютантов, то есть

их реального привноса и распределения в депонирующих природных

8

средах. Однако эти методики дают мало информации о техногенной

трансформации и миграции элементов в почвенном покрове, о характере и

механизмах процессов их перераспределения, и, как следствие, слабо

развита прогнозная функция: прогноз ответной реакции ландшафта на

техногенный привнос элементов, прогноз вторичного загрязнения и

соотношения элементов в миграционных потоках.

Предлагаемая комплексная эколого-геохимическая оценка

устойчивости почв состоит из нескольких последовательных

взаимосвязанных этапов, блоков информации: выделение элементарного

ландшафта, анализ факторов формирования и размещения элементарного

ландшафта, почвенно-экологический, ландшафтно-геохимический,

биогеохимический анализ (рис. 1.1). И С Х О Д Н Ы Е Д А Н Н Ы Е А Н А Л И З Р Е З У Л Ь Т А Т

Независимые факторы:

1. Рельеф.

2. Геологическое строе-

ние.

3. Климатические усло-

вия.

Морфологические и фи-

зико-химические харак-

теристики почвенного

профиля, техногенез (аг-

ротехногенез).

Картографические мате-

риалы, геоморфологиче-

ское районирование, дан-

ные геологических обсле-

дований…

Условия почвообразова-

ния: описание рельефа,

геологического строения

(почвообразующая поро-

да), климатические усло-

вия (степень увлажнения)

Результаты анализа фак-

торов формирования и

размещения ландшафта,

данные почвенных обсле-

дований территории.

Условия перераспределе-

ния элементов: механиче-

ский состав, содержание

органического вещества,

pH и т. д.

Классификация ЭЛ. Гео-

химическая миграция

элементов (R- и L-анализ).

Выделение и описание

геохимических барьеров.

Факторы формирования

элементарного ландшаф-

та, данные почвенно-

экологического анализа.

1. Геохимические барье-

ры.

2. Геохимическая фор-

мула элементарного

ландшафта.

Выделение природно-тер-

риториальных комплек-

сов, в пределах которых

выдерживается относи-

тельная однородность…

Данные обследований

территории.

Элементарный эколого-

геохимический ландшафт

(система).

Типоморфные и индика-

торные элементы. Оценка

интенсивности водной

миграции и биологиче-

ского поглощения.

Данные ландшафтно-

геохимического анализа,

данные о миграции эле-

ментов из почвообразую-

щей породы.

1. Биогеохимические

барьеры.

2. Биогеохимическая

формула элементарно-

го ландшафта.

Выделение элементарного ландшафта

Факторы формирования и размещения элементарно-

го ландшафта

Почвенно-экологический

анализ

Ландшафтно-геохимический анализ

Биогеохимический анализ

Выводы о миграционной способно-

сти элементов в ландшафте.

Э Т А П Ы

Рис. 1.1. Схема эколого-геохимической оценки устойчивости

ландшафта к трансформации и миграции тяжѐлых металлов

На основании полученных результатов делается вывод об

устойчивости почв к техногенной трансформации и миграции тяжѐлых

металлов.

9

Данный подход основан на выявлении взаимообусловленных

ландшафтно-геохимических (абиогенных), биогеохимических

(биогенных), а также техногенных факторов миграции химических

элементов и позволяет дать комплексное описание ландшафта,

прогнозировать трансформацию и миграцию микроэлементов и

качественно охарактеризовать устойчивость почв к химическому

загрязнению на макроуровне – на уровне ландшафта.

1.1.1. Выделение элементарного ландшафта

Процедура выделения элементарного ландшафта заключается в

локализации участка, в пределах которого выдерживается относительная

однородность: одинаковый рельеф и горная порода, один и тот же

микроклимат, однотипные почвы и растительность. Элементарный

ландшафт в своѐм типичном проявлении должен представлять один

определѐнный тип рельефа, сложенный одной породой (или наносом) и

покрытый в каждый момент своего существования определѐнным

растительным сообществом. Все эти условия создают определѐнную

разность почвы и свидетельствуют об одинаковом на протяжении

элементарного ландшафта развитии взаимодействия между горными

породами и организмами (Полынов Б.Б., 1953).

Такой участок можно рассматривать как элементарную эколого-

геохимическую систему, то есть как самый мелкий природно-

территориальный комплекс, в котором все компоненты комплекса –

почвообразующие породы, почвы, поверхностные и грунтовые воды,

живые организмы, атмосфера – связаны циклическими процессами обмена

вещества.

1.1.2. Факторы формирования и размещения элементарного

ландшафта

Геологическое строение, рельеф и климатические условия – это

основные независимые факторы формирования и размещения природных

геохимических ландшафтов.

а) Климатические условия. Роль климата в первую очередь

определяется его влиянием на биологический круговорот элементов: чем

теплее и влажнее климат, тем больше накапливается живого вещества, тем

энергичнее минерализация органических веществ, больше

10

неравновесность и самоорганизация ландшафтов. Климат определяет

размещение типов, отделов, семейств и частично классов геохимических

ландшафтов. Одним из важных климатических показателей является

среднегодовой коэффициент относительной увлажнѐнности, равный

отношению суммы атмосферных осадков к величине испаряемости.

Годовое количество атмосферных осадков, режим их выпадения

обусловливают степень увлажнения территорий и влияние величины

радиационного баланса на биологический круговорот элементов. Это, в

конечном счете, определяет интенсивность водной и биологической

миграции элементов в ландшафте.

б) Геологическое строение. Влияние геологического строения на

формирование ландшафта и миграцию химических элементов

осуществляется главным образом через почвообразующие породы (а также

через тектонику). Геологическая история почвообразующей породы

определяет геохимические особенности ландшафтов. Здесь необходимо

учитывать как валовое содержание микроэлементов (ТМ) в породе, так и

подвижные компоненты (типоморфные элементы): растворимые соли,

обменные катионы, некоторые минеральные коллоиды.

в) Рельеф. На размещение элементарных ландшафтов большое влияние

оказывает мезо- и микрорельеф. Здесь необходимо рассматривать влияние

рельефа на соотношение механической и химической денудации, на

водообмен и окислительно-восстановительные процессы, на степень

гетеролитности ландшафта.

г) Растительное сообщество участвует во взаимодействии

компонентов ландшафта: почвенный покров – поверхностные и грунтовые

воды – кора выветривания. То есть, помимо выше перечисленных

факторов, биогенный фактор также играет определѐнную роль в

формировании геохимического ландшафта, поэтому в ряде случаев

возможно привлечение данных, характеризующих биологический

круговорот: тип растительного сообщества и его геохимическая

специализация, видовой состав, биомасса, прирост, опад и т. д.

Приѐмы анализа факторов формирования и размещения элементарного

ландшафта представлены в ряде работ А.И. Перельмана, Н.С. Касимова,

В.В. Добровольского.

Климатические, геологические, рельефные и биологические

характеристики определяют условия современного почвообразования и

11

параметры состояния почвенного покрова, которые рассматриваются на

этапе почвенно-экологического анализа.

1.1.3. Почвенно-экологический анализ

Почва – это специфический компонент ландшафта, поскольку она не

только геохимически аккумулирует компоненты загрязнений, но и

выступает как природный буфер, контролирующий перенос химических

элементов и соединений в приземный слой атмосферы, поверхностные и

грунтовые воды и живое вещество. Микроэлементы, поступающие из

различных источников, попадают в конечном итоге на поверхность почвы,

и их дальнейшее поведение зависит от еѐ геохимических и физических

свойств.

Почвы представляют собой гетерогенные смеси различных

органических и органоминеральных субстанций, глинистых минералов,

оксидов Fe, Al и Mn и других твѐрдых компонентов, а также

разнообразных растворимых веществ. Поэтому механизмы связывания

тяжѐлых металлов в почвах многообразны и меняются в зависимости от

состава почв, их реакционной способности и окислительно-

восстановительных условий. Так как подвижность тяжѐлых металлов

зависит от содержания в почве тонкодисперсных частиц, оксидов железа,

марганца и алюминия, содержания и типа гумуса, от реакции среды (pH),

то необходимо дать описание морфологических и физико-химических

характеристик почвенного профиля.

Выбор параметров экологического состояния почв определяется

спецификой их местоположения, генезисом, буферностью, а также

разнообразием их использования. Выявление видов деятельности,

вызывающих загрязнение почвы, даѐт более полное представление о

масштабе и степени загрязнения на обследуемой территории и позволяет

значительно сузить и конкретизировать число показателей.

Морфологический и физико-химимический анализ почвенного профиля, а

также данные по распределению рассеянных элементов позволяют

определить параметры состояния почвы. В качестве основных параметров

состояния почвы могут рассматриваться:

– положение в ландшафте (элювиальном, транзитном,

аккумулятивном);

– водно-физический режим (промывной, непромывной, периодически

промывной);

12

– гранулометрический состав;

– гумус, содержание C и мощность гумусового горизонта;

– кислотность – pH;

– катионообменные свойства;

– крутизна склона.

Эти показатели были предложены в работе В.В. Снакина,

И.О. Алябиной, П.П. Кречетова, В.Е. Мельченко, Е.В. Моргуна («Оценки

состояния и устойчивости экосистем», 1992) и включают как свойства

собственно почв, так и некоторые факторы внешней среды (признаки

антропогенного воздействия). Они отражают сложившиеся ландшафтно-

геохимические условия и процессы, определяющие поведение элементов и

являющиеся предметом ландшафтно-геохимического анализа.

1.1.4. Ландшафтно-геохимический анализ

Ландшафтно-геохимический анализ – изучение распределения и

потоков химических элементов (веществ) в компонентах ландшафта, а

также ландшафтно-геохимических условий, определяющих поведение

элементов в различных окислительно-восстановительных, щелочно-

кислотных и других обстановках.

Сначала на основе предыдущих этапов анализа необходимо дать

геохимическую классификацию ландшафтов. Так, например, в систематике

природных (или техногенно-природных) элементарных ландшафтов по

А.И. Перельману выделяются восемь таксонов: ряд, группа, тип, отдел,

семейство, класс, род, вид. Классификация позволяет охарактеризовать

ландшафтно-геохимические условия, а также оценить значение ряда

химических элементов: их содержание в среде, интенсивность миграции и

способность к концентрации.

Вследствие миграции химических элементов элементарный ландшафт

неоднороден в вертикальном направлении, что создаѐт радиальную

геохимическую структуру (R-анализ). А отношения химических элементов

в катенах характеризуются латеральной геохимической структурой –

инвариантными связями геохимически сопряжѐнных систем типа

автономный ландшафт – подчинѐнный ландшафт (L-анализ). Таким

образом выделяются радиальная и латеральная структуры, требующие

описания характера взаимоотношений химических элементов между

компонентами ландшафта, роли и места геохимических барьеров. Степень

передвижения химических элементов обусловливается наличием

13

механических, физико-химических, биогеохимических барьеров. В случае

техногенного накопления на геохимических барьерах тяжѐлых металлов

даже в слабоподвижных формах либо потоки веществ очищаются,

ограничивая сферу загрязнения, либо нарушается геохимическая

устойчивость систем, и они загрязняются.

Рассматриваемые ландшафтно-геохимические условия миграции

химических элементов отображаются формулой. Формула представляет

дробь, в числителе которой указан класс водной миграции ландшафта

(кислый, кислый-глеевый, кальциевый и др.), а в знаменателе – индексы

геохимических барьеров (классификация А.И. Перельмана). Здесь

наибольший интерес представляют барьеры, расположенные вблизи

структурного центра ландшафта, так как они контролируют потоки

химических веществ и, в конечном счѐте, определяют устойчивость почв к

загрязнению микроэлементами.

Процессы перераспределения химических элементов в элементарном

ландшафте выражаются геохимической формулой. Формула имеет вид

неправильной дроби. На месте целого числа в квадратных скобках

указывается класс ландшафта, в числителе – мигрирующие элементы (в

скобках – предположительно мигрирующие), в знаменателе – элементы,

осаждающиеся на геохимических барьерах (в скобках – преимущественно

осаждающиеся). После дроби указываются элементы, мигрирующие и

осаждающиеся в равной степени.

Основы ландшафтно-геохимического анализа наиболее полно

изложены А.И. Перельманом и Н.С. Касимовым в учебном пособии

«Геохимия ландшафта», а также в работах М.А. Глазовской.

Ландшафтно-геохимический анализ даѐт представление о

распределении химических элементов в геохимическом ландшафте, об их

поведении в природных растворах, состояние и взаимопереходы которых

определяются законами термодинамики, физической химии. Однако

миграция и распределение химических элементов в ландшафте зависит

также и от биогенных факторов, где движущей силой служит деятельность

организмов. Вклад биогенных факторов в миграцию элементов и оценка

ответной реакции эколого-геохимической системы на техногенез входит в

задачи биогеохимического анализа.

14

1.1.5. Биогеохимический анализ

Биогеохимический анализ – это анализ ответной реакции организмов

на природные геохимические процессы или на техногенез на

молекулярном и атомарном уровнях, заключающийся в выявлении

биогеохимических аномалий.

На начальном этапе необходимо дать биогеохимическую

классификацию элементарных ландшафтов, основой которой может быть

учение о биогеохимических провинциях. То есть необходимо установить

принадлежность исследуемых элементарных ландшафтов к тем или иным

биогеохимическим провинциям и дать их классификацию. Классификация

биогеохимических провинций позволяет охарактеризовать естественные

биогеохимические процессы и аномалии. Ландшафтно-геохимическая

систематика биогеохимических провинций включает три таксона: тип,

класс, вид. В основу двух высших таксонов А.И. Перельманом положены

такие критерии, как состав типоморфных элементов и геохимические

свойства природных вод. От геохимических особенностей вод зависит

дефицит и избыток элементов, биогеохимические эндемии. При выделении

третьего таксона систематики – видов биогеохимических провинций

используется критерий, предложенный А. П. Виноградовым и принятый

В. В. Ковальским – дефицит или избыток химических элементов.

Содержание каждого элемента относительно почвообразующей породы

оценивается величиной кларка концентрации КК. В результате процессов,

протекающих в почве, часть химических элементов приобретает

подвижность и вовлекается в водную миграцию и биологический

круговорот. Эти миграции количественно характеризуются показателями

перераспределения химических элементов, во-первых, между исходной

почвообразующей породой и растительностью (Кб) и, во-вторых, между

исходной почвообразующей породой и природной водой (Кв). Таким

образом, интенсивность вовлечения химических элементов в циклическую

миграцию в эколого-геохимической системе может быть охарактеризована

специальными показателями – ландшафтно-геохимическими

коэффициентами: кларк концентрации, коэффициент биологического

поглощения, коэффициент водной миграции и т. д.

На основе этих показателей элементарный ландшафт может быть

охарактеризован биогеохимической формулой. Биогеохимическая формула

имеет вид неправильной дроби. На месте целого числа указывается

типоморфный элемент, в скобках после него – растворѐнный в воде газ. В

15

числителе указываются индикаторные рассеянные элементы, у которых

коэффициент биологического поглощения больше коэффициента водной

миграции, в знаменателе – элементы с обратными соотношениями Кб и Кв.

Для отличия автономного элементарного ландшафта от подчинѐнного в

формуле последнего над типоморфным элементом ставится знак *. Таким

образом, посредством биогеохимической формулы выделяются две

основные для данного ландшафта группы элементов, способствующие

геохимическому сопряжению: первая – наиболее интенсивно вовлекаемые

в биологический круговорот, вторая – в водную миграцию.

Особое место среди природных геохимических барьеров занимают

биогеохимические барьеры – участки уменьшения интенсивности

биогенной миграции: гумусовые горизонты, торф, концентрации

элементов в телах организмов и растений и т.д. Их выделение и описание

также входит в биогеохимический анализ. Однако главным

биогеохимическим барьером в природном и техногенно-природном

ландшафте являются, как правило, верхние органогенные горизонты почв.

Согласно В.Д. Васильевской, основную роль в поддержании устойчивости

почв к техногенезу играют органогенные, гумусоаккумулятивные

горизонты.

Основы биогеохимического анализа изложены Добровольским В.В. в

учебном пособии «Биогеохимия».

Полученные результаты анализа факторов формирования и

размещения ландшафта, почвенно-экологического, ландшафтно-

геохимического и биогеохимического анализа позволяют сделать вывод об

устойчивости ландшафта к техногенной трансформации и миграции

тяжѐлых металлов (и других микроэлементов).

1.1.6. Выводы

Почвы – это особенно неравновесные, чрезвычайно динамичные

биокосные системы. Устойчивость почв – это та часть общей устойчивости

эколого-геохимической системы, которая обеспечивает восстановление еѐ

нормального функционирования.

Суммируя результаты, полученные на предыдущих этапах анализа,

можно качественно охарактеризовать устойчивость почв на уровне

элементарного ландшафта (табл. 1.1.1) и дать прогноз техногенной

трансформации и миграции ТМ.

16

Таблица 1.1.1

Анализ устойчивости почв к химическому загрязнению тяжѐлыми

металлами

Блок Результат Факторы неустойчивости

Выделение

элементарного

ландшафта

Выделение (локализация)

территориальных комплексов,

в пределах которых выдержи-

вается относительная одно-

родность: одинаковый рельеф

и горная порода, один и тот

же микроклимат, однотипные

почвы и растительность –

элементарная эколого-геохи-

мическая система.

Структура ландшафта тесно

связана с информацией: чем

больше в нѐм ярусов, гори-

зонтов, природных тел, тем

он разнообразнее, т. е. обла-

дает большим количеством

информации. И наоборот –

чем менее разнообразнее

ландшафт, тем меньше сво-

бодной энергии, тем ниже ус-

тойчивость почвенного по-

крова.

Анализ факторов

формирования и

размещения ландшафта

Параметры почвообразующей

породы, степень и режим ув-

лажнения территории, влия-

ние мезо- и микрорельефа на

водообмен, окислительно-

восстановительные и ще-

лочно-кислотные условия.

Факторы, обусловливающие

низкий уровень когерентно-

сти и самоорганизации ланд-

шафта: 1) Гетеролитность

ландшафта, наличие разло-

мов. 2) Высокая степень рас-

членѐнности, холмистый или

полого-холмистый рельеф,

положение в аккумулятивном

ландшафте, крутизна склона.

3) Аридность климата. 4) Не-

промывной или периодически

промывной водно-физиче-

ский режим. Техногенный

(фоновый) привнос микро-

элементов. 5) Низкая интен-

сивность бика.

Почвенно-

экологический анализ

Структура почвенного про-

филя, морфологические и фи-

зико-химические характери-

стики, распределение микро-

элементов.

1) «Неразвитая» слабоконтра-

стная структура почвенного

профиля (неотчѐтливая рас-

членѐнность на горизонты) с

ослабленными биокосными

связями. 2) Лѐгкий грануло-

метрический состав (мине-

ралы) и т. д. 3) Малая мощ-

17

Блок Результат Факторы неустойчивости

ность органогенного гори-

зонта. 4) Признаки техноген-

ной и эрозионной нарушенно-

сти почвенного профиля.

Ландшафтно-

геохимический анализ

Геохимические барьеры, гео-

химическая формула элемен-

тарного ландшафта

1) Преобладание механиче-

ской денудации над химиче-

ской. 2) Кислая окислитель-

ная обстановка. 3) Отсутствие

выраженных природных ме-

ханических и физико-химиче-

ских барьеров. 4) Совмещѐн-

ность (комплексность) геохи-

мических барьеров и их бли-

зость к центру ландшафта. 5)

Элементы, аккумулирую-

щиеся на этих барьерах, пред-

ставляют наибольшую опас-

ность, как и элементы, ак-

тивно мигрирующие и не за-

держивающиеся на барьерах.

Биогеохимический

анализ

Биогеохимические барьеры,

биогеохимическая формула

элементарного ландшафта

Основную роль в поддержа-

нии устойчивости к техноге-

незу играют органогенные и

гумусоаккумулятивные гори-

зонты почв, поэтому факто-

рами неустойчивости явля-

ются: 1) Контрастность био-

геохимического барьера (ор-

ганогенные горизонты), вы-

раженное биоаккумулятивное

распределение ряда индика-

торных элементов. 2) Микро-

элементы, в наибольшей сте-

пени склонные аккумулиро-

ваться на этом биогеохимиче-

ском барьере, представляют

опасность как поллютанты. 3)

Замедленность движения масс

элементов в живом веществе.

18

При составлении таблицы по оценке устойчивости почв к миграции и

трансформации тяжѐлых металлов использовались принципы и

положения, изложенные в работах:

– Перельман А.И., Касимов Н.С. «Геохимия ландшафта», 2000.

– Добровольский В.В. «Основы биогеохимии», 1998.

– «Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв». Под ред.

Д.С. Орлова, В.Д. Василевской. 1994 г.

– Васильевская В.Д. Роль почвы и почвенного покрова в устойчивости

экосистем тундры. // Экология и почвы. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН,

1998.

– Васильевская В.Д. Оценка устойчивости тундровых мерзлотных

почв к антропогенным воздействиям. // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17.

Почвоведение. 1996. №1. с. 27 – 35.

Приведѐнная схема анализа позволит прогнозировать трансформацию

и миграцию тяжѐлых металлов в почвенном покрове, а также оценить

отклик ландшафта на техногенное загрязнение.

1.2. ПРОГНОЗНО-АНАЛИТИЧЕСКОЕ ИССЛЕДОВАНИЕ

УСТОЙЧИВОСТИСТИ ПОЧВ К МИГРАЦИИ И ТРАНСФОРМАЦИИ

ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ

1.2.1. Факторы формирования и размещения исследуемых

элементарных геохимических ландшафтов

Геологическое строение, рельеф и климатические условия – это

основные независимые факторы формирования и размещения природных

геохимических ландшафтов.

Полигоны №1 и №2

Полигоны №1 и №2 расположены на территории Владимирского

Ополья. В геоморфологическом отношении Ополье представляет собой

средневысотную равнину с абсолютными высотами 200 – 250 м над

уровнем моря, сильно изрезанную густой овражно-балочной сетью.

Коренными породами являются меловые отложения (трепел, песчаные

и слюдянистые глины). Под ними на глубине 100 – 200 метров залегают

известняки карбона. Размытая поверхность меловых пород Ополья

перекрыта отложениями днепровской морены (в среднем ~ 10 м),

19

плащеобразное залегание которой, как и отсутствие краевых форм,

объясняется особенностями продвижения ледника. Четвертичные

отложения Ополья имеют ледниковое происхождение, к ним относятся

валунные, переходные и лессовидные суглинки и глины.

Почвообразующие породы представлены лессовидными покровными

суглинками последнего валдайского оледенения. Они желто-бурого цвета,

тяжелые по механическому составу, содержат на некоторой глубине

многочисленные известковые конкреции типа журавчиков. Мощность

этих отложений 2,0 – 2,5 м.

Лессовидные породы относят к коре выветривания, которая

формировалась в четвертичном периоде в условиях сухого холодного

климата. Они отлагались в ледниковые эпохи и образовались в результате

мерзлотных процессов – попеременного промерзания и протаивания. С

этим связывают формирование пористости, призматических отдельностей.

Лессовидные породы несут следы почвенных процессов, в форме следов

корней и стеблей, гумуса, по составу, близкому к гумусу современных

пустынных почв (в среднем около 0,3 %), агрегированности.

Согласно современным представлениям лессовидная порода не только

эоловое отложение, но и ископаемая почва ледниковых эпох, причѐм

почвообразование происходило одновременно с осадкообразованием. В

результате выветривания и почвообразования лессовый материал

создавался в виде пылеватой карбонатной фракции, весьма характерной

для районов аридного климата. При переотложении водой и ветром

данного материала образуется плащ лессовидных суглинков, являющихся

почвообразующей породой для почв Ополья. В пределах всего ареала

Ополья лессовидные суглинки представляют собой пластообразную

залежь выдержанной мощности (в среднем 3 – 5 м), перекрывающую все

формы рельефа. По-видимому, денудация не оказала существенного

влияния на толщу покровных суглинков, что и обусловило сохранность в

почвенных профилях признаков начальных этапов почвообразования.

В геохимическом отношении лессовидные суглинки Ополья

аналогичны обызвесткованной коре выветривания: все карбонатные коры

выветривания и континентальные отложения относятся к кальциевому

классу.

Почвообразующая порода отличается повышенным содержанием Fe,

Cr, Ni, Co (табл. 1.2.1).

20

Таблица 1.2.1

Кларки микроэлементов почвообразующей породы Владимирского

Ополья*

Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

Среднее

содержание,

%

0,0011 0,0061 0,0009 0,0047 0,0012 4,9050 0,0701 0,0100

* – рассчитано по данным ВНИИСХ

Грунтовые воды залегают сравнительно неглубоко (1,5 – 5,0 м) и

характеризуются жесткостью.

Для данных ландшафтов характерно чередование участков смешанных,

«реликтовых» широколиственных лесов и луговых степей. В результате

хозяйственной деятельности большинство лесов сведено и только

почвенный покров (серые лесные почвы) позволяет судить о более

широком распространении лесов в прошлом. В геохимическом отношении

эти ландшафты несут в себе черты, как широколиственных лесов, так и

луговых степей.

Полигон №3

Третий полигон расположен в принерлинском округе Нерльско-

Клязьминской низины, которая представляет собой слегка всхолмленную

равнину, местами заболоченную, понижающуюся к востоку. По характеру

рельефа напоминает Ополье, но отличается меньшими абсолютными

высотами – 100 – 120 метров.

Ландшафты сложены преимущественно бескарбонатными

четвертичными отложениями – валунными и другими суглинками.

Геохимическая особенность данных отложений – это бедность Ca и Mg,

низкое содержание Mn. Кварцевые пески имеют флювиогляциольное или

древнеаллювиальное происхождение, они образовались преимущественно

за счет размыва морены и почти на 98 % состоят из SiO2. Характерна малая

мощность коры выветривания, которая практически совпадает с почвой.

Интенсивно изменѐнные горизонты обычно залегают в пределах 0,5 м,

общая мощность продуктов почвообразования и выветривания редко

превышает 1,5 м. В разрушении пород физическое выветривание явно

преобладает над химическим, чем объясняется «обломочность» профиля,

преобладание частиц более 1 мм. Глинообразование протекает слабо, и

мелкоземлистые продукты выветривания представлены главным образом

21

лѐгкими суглинками. Содержание P, K, Ca и др. биологически важных

элементов в ландшафтах невелико, чем и определяется физико-

географическое и геохимическое своеобразие ландшафтов Нелрльско-

Клязьминской низины. Это плоские равнины, на которых автономные

ландшафты – сосновые и смешанные леса чередуются с заболоченными

участками, поймами, реками и озѐрами. Среди древесных пород

преобладает сосна как более приспособленная к бедным песчаным почвам.

Растительность приспосабливается к дефициту водных мигрантов,

вырабатывая формы, довольствующиеся малым…

Таким образом, почвообразующими породами служат

позднеледниковые суглинистые и песчаные отложения с

многочисленными «обломочными» включениями (табл. 1.2.2).

Таблица 1.2.2

Кларки микроэлементов почвообразующей породы (ориентировочные

значения)

Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

Среднее

содержание,

%

0,0048 0,0007 0,0000 0,0011 0,0000 1,3000 0,0187 0,0048

Почвенный покров здесь представлен преимущественно

легкосуглинистыми и супесчаными разновидностями дерново-

сильноподзолистых почв. На повышенных участках, сложенных песками и

занятых сосновыми борами, преобладают боровые слабооподзоленные

пески. В геохимическом отношении эти ландшафты несут в себе черты

южнотаѐжного семейства – ландшафты кислого класса характерные для

южной тайги.

Климатические условия

Годовое количество атмосферных осадков, режим их выпадения

обусловливают степень увлажнения территорий. Это, в свою очередь,

влияет на интенсивность водной и биологической миграции элементов.

Основная часть выпавших осадков в результате испарения и транспирации

возвращается в атмосферу. Обмен воды на конкретной территории имеет

определяющее значение для всех видов миграции химических элементов.

Район полигонов относится к зоне достаточного увлажнения. Годовая

сумма осадков составляет 610 мм. В течение года осадки распределяются

неравномерно. Большая часть их (до 69 %) выпадает в тѐплый период года,

22

с апреля по октябрь, с максимумом в июле. Годовой слой испарения с

поверхности суши составляет 424 мм. Испарение является одним из

основных элементов водного баланса. Отсюда среднегодовой коэффициент

относительной увлажнѐнности территорий Ку = 1,44. Таким образом,

полигоны расположены на территории влажных гумидных районов с

характерным для них периодически промывным режимом,

обеспечивающим контрастную радиальную миграцию химических

элементов, и сравнительно интенсивным биологическим круговоротом

элементов.

1.2.2. Почвенно-экологический анализ

Исследуемые полигоны размещены на не используемых в

хозяйственной деятельности территориях. Признаки механической

нарушенности и эрозионных процессов в почвенных горизонтах не

наблюдаются. Однако вследствие того, что в Суздальском районе не

существует территорий, незатронутых техногенезом (агротехногенезом), с

характерным видоизменѐнным биологическим круговоротом элементов,

почвы полигонов следует классифицировать как техногенно-природные

почвы агроландшафтов.

Полигон №1

Почва первого полигона характеризуется как серая лесная,

среднесуглинистая по механическому составу. Отличается тѐмно-серой

окраской, слабо выраженной комковатой структурой и небольшой

мощностью (≈ 20 см) гумусового горизонта А1. Ниже его расположен

оподзоленный белесый горизонт А1А2, листовато-пластинчатой

структуры, со слабой присыпкой кремнезема, и горизонт А2В серовато-

бурый, плитчато-ореховатой или ореховатой структуры. Еще ниже, до

линии вскипания, залегает бурого цвета горизонт В, обогащенный

полуторными оксидами железа и алюминия, сильно уплотненный с

ореховато-призматической структурой, постепенно переходящий в

материнскую породу. В верхней части горизонта В иногда

обнаруживаются плохо сформированные мелкие жилки, выполненные

материалом второго гумусового горизонта, но более светлым (табл. 1.2.3).

23

Таблица 1.2.3

Морфологические характеристики разреза (полигон №1)

Номер

горизонта Глубина, см Описание

A0 0 – 5 Дернина, травянистая, полуразложившаяся, плотная. A1 5 – 24 Тѐмно-серый, с коричневым оттенком, увлажнѐн,

мелкозернистой структуры, пронизан корнями, переход

отчѐтливый по цвету и по структуре.

A1A2+A2B 24 – 40 Палевый, признаки кремнезѐмистой присыпки едва

заметны, пронизан корнями, встречаются темные пятна

либо гумуса или железисто-марганцевых конкреций.

B 40 Светло-бурый, свежий, ореховатой структуры, плотнее

предыдущего, влажный, встречаются корни растений.

Описываемая почва близка по своим свойствам к светло-серым лесным

почвам. Светло-серые лесные среднесуглинистые почвы также залегают на

различных частях склонов и вершинах водоразделов. Данные почвы

выделяются среди серых лесных почв наименьшей мощностью гумусового

горизонта и меньшим содержанием гумуса. Глубина

прогумусированности, как и у светло-серых почв, не превышает 23 см.

Гумус сосредоточен преимущественно в верхней части исследуемого

профиля, книзу убывает довольно быстро. Результаты агрохимических

анализов показывают, что содержание гумуса не менее 2,2 %.

Водно-физические свойства описываемой почвы связаны с

преобладанием по всему профилю фракции крупной пыли и

обеднѐнностью тонкой фракцией. Вследствие малой влагопрочности

структура верхнего слоя после дождей уплотняется, что затрудняет

поступление в них воды и воздуха, но усиливает испарение влаги.

Как верхние, так и нижние горизонты почвенного профиля, имеют

довольно высокую насыщенность поглощающего комплекса, что

обусловлено влиянием богатых почвообразующих пород. По содержанию

подвижных фосфора и калия почвы относятся к разряду слабо

обеспеченных, хотя различные аналитические данные показывают

значительные колебания от очень высокого до минимального. В профиле

серых лесных почв первого полигона (на склоне) наблюдается щелочно-

кислотная зональность: слабокислая среда гумусового горизонта сменяется

кислой и в почвообразующей породе становится нейтральной и даже

слабощелочной (табл. 1.2.4).

24

Таблица 1.2.4

Физико-химические характеристики разреза (полигон №1)

Гори

зон

т

Глуб

ин

а,

см

Гум

ус,

%

Ги

дроли

т. к

исл

отн

ост

ь,

мг-

экв/1

00 г

Сум

ма

погл

ощ

. осн

ов-й

,

мг-

экв/1

00 г

рН

солев

ой

Р2О

5,

мг/

100 г

К2О

,

мг/

100 г

Са,

мг-

экв/1

00 г

Мg,

мг-

экв/1

00 г

N о

бщ

.,

%

Al,

мг/

100г

A1 5 –

24

3,17 4,81 19,2 4,56 5,53 12,4 14,0 6,0 3,28 0,36

A1A2+A2B 24 –

40

1,66 3,41 18,8 4,15 4,03 11,2 14,5 7,0 1,93 0,36

B 40 < 1,03 3,67 19,7 4,12 4,83 11,8 16,5 8,5 1,99 1,08

Вверхний гумусовый горизонт обогащѐн Fe, Mn. С глубиной

содержание Fe, Cr, Ni, Co плавно возрастает (табл. 1.2.5).

Таблица 1.2.5

Среднее содержание микроэлементов в почвенных горизонтах

Горизонт Глубина,

см Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

A1 5 – 24 0,0023 0,0047 0,0000 0,0030 0,0006 3,3200 0,0636 0,0084

A1A2+A2B 24 – 40 0,0003 0,0052 0,0000 0,0030 0,0007 3,9200 0,0559 0,0092

B 40 < 0,0007 0,0049 0,0000 0,0034 0,0008 4,1300 0,0560 0,0094

Полигон №2

Почва второго полигона, сформированная в понижении в условиях

переувлажнения, характеризуется как серая лесная слабоглееватая, но по

механическому составу – более плотная, комковатая. Отмечаются

признаки оглеения, которое носит поверхностный характер. Данный тип

почв формируется в нижних частях склонов, где затруднѐн сток

поверхностных вод. Поблизости от полигона наблюдаются места

скопления гравитационной воды. Как и в светло-серых почвах, по

профилю этих почв видна обогащенность крупной пылью и обедненность

илистыми частицами. Верхний горизонт оструктурен несколько лучше, но

он также после дождей быстро уплотняется (табл. 1.2.6).

25

Таблица 1.2.6

Морфологические характеристики почвенного профиля (полигон №2)

Номер

горизонта Глубина, см Описание

A0 0 – 5 Дернина, травянистая, плотная, увлажнена и плотно

переплетена корнями растений. A1 5 – 30 Тѐмно-серый, плотный, сильно увлажнѐн, комковато-

глыбистой структуры, пронизан корнями, органическое

вещество собрано в расплывчатые сгустковые агрегаты

округлой формы, отмечаются отдельные ржавые разводы,

переход отчѐтливый по цвету и по структуре.

A1A2 30 < Белесый, с охристыми пятнами, встречаются корни,

отмечаются темные пятна железисто-марганцевых

конкреций.

Данная почва характеризуется большей мощностью гумусового

горизонта по сравнению с почвой первого полигона (до 40 см) и, по-

видимому, более высоким содержанием гумуса. Гумусовый горизонт этого

типа почв характеризуется невысокой степенью кислотности и достаточно

хорошей насыщенностью поглощающего комплекса.

Подобные почвы – содержат много кальция и магния. Количество

обменных катионов водорода в серых лесных почвах резко колеблется по

профилю, больше всего их в верхних горизонтах.

По содержанию тяжѐлых металлов почва второго полигона отличается

повышенным содержанием Fe, Mn, Zn в гумусовом горизонте А1 (табл.

1.2.7).

Таблица 1.2.7

Среднее содержание микроэлементов в почвенных горизонтах

(полигон №2)

Горизонт Глубина,

см Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

A1 5 – 30 0,0015 0,0064 0,0005 0,0033 0,0005 3,5400 0,0611 0,0088

A1A2 30 – 45 0,0020 0,0055 0,0000 0,0031 0,0004 3,2400 0,0491 0,0077

Полигон №3

Почвы полигона можно охарактеризовать как дерново-подзолистые,

близкие по своим свойствам к дерново-сильноподзолистым. По

механическому составу – лѐгкие супесчаные, сформированные, по-

26

видимому, на водно-ледниковых и древнеаллювиальных песках и супесях.

Развиваются, как правило, на повышенных элементах рельефа. Эти почвы

имеют специфические особенности. Легкий механический состав по всему

профилю обеспечивает промывной режим на большую глубину. Весь

почвенный профиль вследствие этого более растянутый, менее

дифференцирован на горизонты, переходы из одного горизонта в другой

постепенные, мощность генетических горизонтов увеличивается.

Гумусовый горизонт достигает 20 – 30 см, содержание гумуса не

превышает 1,5 % (табл. 1.2.8).

Таблица 1.2.8

Морфологические характеристики разреза (полигон №3)

Номер

горизонта Глубина, см Описание

A0 0 – 2 Дернина.

A1 2 – 22 Буро-коричненевый, пронизан корнями, влажный,

бесструктурный, супесчаный, переход постепенный.

A2 22 – 40 Коричнево-палевый, пронизан корнями, уплотнен

меньше предыдущего, встречаются более темные пятна,

влажный, супесчаный.

A2B 40 – 60 Светло-палевый с белесым оттенком кремнистой

присыпки, охристые пятна окисного железа, пронизан

корнями, бесструктурный, супесь, уплотнен меньше

предыдущего.

B 60 Горизонт имеет буроватый оттенок, с включениями

обломочного материала – галечника.

Дерново-подзолистые супесчаные почвы полигона содержат мало

физической глины (до 20 %). Песчаная фракция состоит из кварца. С

механическим составом почвы связаны также ее физические, водно-

воздушные свойства. Почвы легкого механического состава обладают

высокой водопроницаемостью и малой влагоѐмкостью. Быстрое

высыхание верхних горизонтов этих почв стимулирует в них активную

микробиологическую деятельность. Органическое вещество почвы

стремительно разлагается. Низкое содержание питательных веществ,

бедность органическим веществом, а также недостаток влаги делает эти

почвы малопродуктивными.

Песчаная разновидность дерново-подзолистых почв характеризуется

бесструктурностью, низким содержанием гумуса (0,3 – 1,5 %), суммой

поглощенных оснований от 7 до 10 мг-экв/100 г. Реакция почвенного

27

раствора колеблется от сильнокислой до слабокислой (рН = 3,6 – 5,7),

содержание питательных веществ низкое.

В дерново-подзолистых почвах третьего полигона наблюдается

щелочно-кислотная зональность: слабокислый горизонт сменяется кислым

и даже сильнокислым (табл. 1.2.9).

Таблица 1.2.9

Физико-химические характеристики разреза (полигон №3)

Гори

зон

т

Глуб

ин

а,

см

Гум

ус,

%

Ги

дроли

т. к

исл

отн

ост

ь,

мг-

экв/1

00 г

Сум

ма

погл

ощ

. осн

ов-й

,

мг-

экв/1

00 г

рН

солев

ой

Р2О

5,

мг/

100 г

К2О

,

мг/

100 г

Са,

мг-

экв/1

00 г

Мg,

мг-

экв/1

00 г

N о

бщ

.,

%

Al,

мг/

100г

A1 2 –

22

1,50 1,2 7,0 5,7 1,5 6,6 – – 0,086 0,72

A2 22 –

40

0,52 3,0 10,6 4,2 0,7 5,9 7,5 2,0 0,026 8,46

A2B 40 –

60

0,46 5,4 7,8 3,6 1,1 7,4 – – 0,033 28,80

B 60 < 0,38 5,2 8,0 3,6 1,5 4,5 – – 0,021 31,70

Дерново-подзолистая почва бедна элементами питания растений,

многие из них находятся в слабоподвижной форме. Так, в почвах полигона

мало доступных N, P и K. Эти почвы бедны также Cr, Ni, Co, Zn, Cu и

другими рассеянными элементами, которые из них интенсивно

выщелачиваются (табл. 1.2.10).

Таблица 1.2.10

Среднее содержание микроэлементов в почвенных горизонтах

Горизонт Глубина,

см Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

A1 2 – 22 0,0047 0,0022 0,0000 0,0007 0,0000 1,1554 0,0297 0,0046

A2 22 – 40 0,0046 0,0018 0,0000 0,0010 0,0000 1,2467 0,0316 0,0056

A2B 40 – 60 0,0057 0,0007 0,0000 0,0005 0,0000 0,8363 0,0153 0,0044

B 60 0,0048 0,0007 0,0000 0,0011 0,0000 1,3000 0,0187 0,0048

28

1.2.3. Ландшафтно-геохимический анализ

Геохимическая классификация элементарных ландшафтов

При описании элементарных ландшафтов (табл. 1.2.11) за основу

принята классификация ландшафтов по А. И. Перельману.

Таблица 1.2.11

Геохимическая классификация элементарных ландшафтов

Таксон Полигон №1 Полигон №2 Полигон №3

Ряд

биогенный

(техногенно-

природный бик

агроландшафтов)

биогенный

(техногенно-

природный бик

агроландшафтов)

биогенный

(техногенно-

природный бик

агроландшафтов)

Группа лесостепная лесостепная лесная

Тип

ландшафт

широколиственных

лесов

ландшафт

широколиственных

лесов

ландшафт таѐжных

лесов

Отдел восточноевропейский восточноевропейский умеренноконтиненталь

ный таѐжных лесов

Семейство северное северное южнотаѐжное

Класс переходный H

+– Ca

2+,

кислый

переходно-глеевый H+–

Ca2+

–Fe2+

, слабокислый

H+, кислый

Род

трансэлювиальный

(автономные

ландшафты верхних

частей склонов)

транссупераквальный

(подчинѐнные

ландшафты

незамкнутых

понижений с

относительно хорошим

водообменом)

трансэлювиальный

(автономные

ландшафты верхних

частей склонов)

Вид

ландшафт на

лессовидных

суглинках, остаточно-

карбонатных почв

склонов

ландшафт на

лессовидных

суглинках,

поверхностно-

оглеенных почв

понижений

ландшафт на

бескарбонатных

породах,

дерновоподзолистых

почв микровозвышений

Полигон №1

Полигон №1 относится к автономному элементарному ландшафту

переходного (H–Ca) класса, сформированного на лессовидных суглинках.

В эллювиальных ландшафтах H–Ca класса Владимирского Ополья верхние

29

горизонты серых лесных почв выщелочены от карбонатов. В тѐплое и

влажное лето в почве и залегающей под ней коре выветривания энергично

протекает разложение первичных силикатов с образованием глинистых

минералов, накапливаются бурые гидроксиды Fe. В результате почва, кора

выветривания и склоновые отложения приобретает бурый цвет и

среднесуглинистый состав.

Формирование химического состава грунтовых и поверхностных вод

зависит от разложения органических веществ. Поверхностные и грунтовые

воды слабоминерализованы, гидрокарбонатно-кальциевые.

Серая лесная почва среднесуглинистого механического состава

сравнительно хорошо аэрируется. В результате в почвенном профиле

формируются кислородные воды, для которых характерно присутствие

свободного O2, поступающего из воздуха. Fe чаще всего находится в

форме Fe3+

. Кислородные воды обладают высокой окислительной

способностью, в них действуют аэробные бактерии, окисляющие

органические вещества до CO2 и H2O, протекает окисление и

неорганических веществ. S, Cr и некоторые другие элементы здесь в

высоких степенях окисления и образуют растворимые соединения –

сульфаты, хроматы и т. д. В почвенном профиле с преобладанием

окислительной среды эти элементы имеют высокую миграционную

способность.

Биологический круговорот поставляет в почву много органических

веществ и оснований не хватает для их нейтрализации. В результате в

верхней части почвы развивается кислая среда (4,5 < pH < 5,5). В

поглощающем комплексе появляется повышенное количество водородного

иона.

Биогенной аккумуляции большинства элементов в верхних горизонтах

препятствует высокая подвижность глинистого вещества и гумуса в

кислой среде, ведущая к отчѐтливой элювиально-иллювиальной

дифференциации илистых частиц и полуторных оксидов с осаждением Fe,

Co, Ni на сорбционном геохимическом барьере G2 в подзолистом и

иллювиальном горизонте. Отчѐтливое биоаккумулятивное распределение

имеет только Mn, содержание которого повышено в гумусовых и дерновых

горизонтах светло-серых почв (рис. 1.2).

Кора выветривания слабо выщелочена. Здесь не образуются

гидроксиды Al, не столь энергичен вынос Ca, Mg и других катионов. В

слабой степени из почвы выносится кремнезѐм.

30

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

120

см Вертикальный почвенный

профиль. Полигон №1

Почвенные горизонты:

A1 – гумусовый горизонт –

биогеохимический барьер;

A1A2+A2B – подзолистый

горизонт – зона кислого

выщелачивания;

B – иллювиальный горизонт;

C – карбонатный горизонт коры

выветривания (лѐссовидный суглинок)

Геохимические барьеры:

1 – G2 – сорбционный барьер;

2 – D2 – щелочной барьер;

3 – F3 – испарительный барьер.

A0

A1

A1A2+A2B

B

C

1

2

Сер

ая

лес

на

я п

оч

ва

Ко

ра

вы

ветр

ив

ан

ия

3

Условные обозначения:

– геохимический барьер

– граница горизонтов

Миграция элементов

би

оген

на

я а

кк

ум

ул

яц

ия

Ca

, M

n,

Zn

…

ки

сло

е в

ыщ

ела

чи

ва

ни

е

Fe,

Al,

Cr,

Zn

, N

i, C

o…

вы

щел

ач

ив

ан

ие

Ca

CO

3

ча

сти

чн

о M

n,

Fe,

SiO

2

ак

ку

му

ля

ци

я C

aC

O3

Рис. 1.2. Полигон №1: геохимические барьеры

Геохимические барьеры (рис. 1.2, табл. 1.2.12):

G2 – сорбционный барьер. Формируется в подзолистом горизонте

A1A2+A2B. Сорбция происходит глинистым веществом и отчасти

органическим веществом.

D2 – щелочной барьер. Формируется в верней части коры

выветривания. барьер, возникающий в местах, где на коротком расстоянии

кислая среда сменяется нейтральной или слабощелочной, создаваемаой

лѐссовидными суглинками.

F3 – испарительный барьер. Формируется в нижней части коры

выветривания и связан с грунтовыми водами, которые приносят в

материнскую породу ряд элементов. На барьере концентрируются Ca, K,

Mg, Zn и другие элементы (табл. 1.2.12).

31

Таблица 1.2.12

Геохимическая формула. Полигон №1

Параметр Формула

Ландшафтно-геохимические

условия миграции

F3D2,G2,CaH 2

Ландшафтно-геохимические

процессы перераспределения

химических элементов

MnFe,CoPb,Ni,Zn,Cr,Al,

CuMg,Ca,CaH 2

Полигон №2

Полигон №2 относится к подчинѐнному элементарному ландшафту

переходного глеевого (H–Ca–Fe) класса на лессовидных суглинках.

Транзитные ландшафты с серыми лесными почвами обогащены кальцием,

вынесенным из автономного ландшафта. Луговая темноцветная почва

полигона имеет слабокислую или нейтральную реакцию, в ней отмечается

поверхностное оглеение (H–Ca–Fe класс), вызванное длительной фазой

переувлажнения и близким положением грунтовых вод, и как следствие

длительной анаэробной фазой.

Поверхностное оглеение возникает в местах соприкосновения

кислородных и глеевых вод. Класс глеевых вод – формируется там, где

мало кислорода и много органических остатков. Анаэробные бактерии

здесь окисляют органические вещества за счѐт O неорганических

соединений. В водах появляются Fe2+

, Mn2+

и другие ионы и соединения.

Высокую подвижность приобретают Fe и Mn, отчасти и другие металлы,

входящие в состав органических комплексов.

Транссупераквальный ландшафт второго полигона, питающийся

гидрокарбонатно-кальциевыми водами, представлен пышной травянистой

луговой растительностью – кальциефилы. Это объясняется не только

богатством вод Ca, но также накоплением CaCO3 в почвах. Реакция почвы

слабокислая, в ней энергично разлагаются органические остатки,

накапливается много гумуса, развивается карбонатное оглеение. Fe и Mn

приобретают подвижность и образуют аккумуляции в форме железистых и

марганцевых конкреций на барьере A6 (рис. 1.3).

В почве второго полигона на радиальную дифференциацию валовых и

подвижных форм влияние оказывают элювиально-глеевые процессы,

ведущие к выносу Mn, Cr из элювиальных горизонтов и их осаждению на

ярко выраженном кислородно-сорбционном геохимическом барьере.

32

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

см Вертикальный почвенный

профиль. Полигон №2 A0

A1

A1A2

B

C

1

2

Сер

ая

лес

на

я п

оч

ва

Ко

ра

вы

ветр

ив

ан

ия

Во

до

но

сны

й

го

ри

зон

т

Почвенные горизонты:

A1 – гумусовый горизонт –

биогеохимический барьер;

A1A2 – подзолистый горизонт;

B – иллювиальный горизонт;

C – карбонатный горизонт коры

выветривания (лѐссовидный суглинок)

Геохимические барьеры:

1 – A6, G6 – совмещѐнный

кислородный и сорбционный барьер;

2 – D2 – щелочной барьер;

Условные обозначения:

– геохимический барьер

– граница горизонтов

би

оген

на

я а

кк

ум

ул

яц

ия

Ca

, M

n,

Zn

…

вы

щел

ач

ив

ан

ие

в с

лаб

ок

исл

ой

гл

еев

ой

ср

еде

Fe,

Mn

, Z

n,

Cu

…

ак

ку

му

ля

ци

я C

aC

O3

ча

сти

чн

о M

n,

Fe

ак

ку

му

ля

ци

я C

aC

O3

Миграция элементов

Рис. 1.3. Полигон №2: геохимические барьеры

Геохимические барьеры (рис. 1.3, табл. 1.2.13):

A6 и G6 – совмещѐнный кислородный и сорбционный барьер.

Кислородно-сорбционный барьер формируется в верхней части горизонта

A1, в месте соприкосновения слабокислых кислородных и поверхностных

глеевых вод. Большую роль в формировании барьера A6 играет

органическое вещество, которое участвует также и в сорбционных

процессах (барьер G6).

D2 – щелочной барьер. Формируется в верней части коры

выветривания. Барьер, возникающий в местах, где на коротком расстоянии

слабокислая среда сменяется слабощелочной, создаваемаой лѐссовидными

суглинками. Для данного барьера особенно характерна концентрация Fe,

Ca, Mg, Mn, Cr, Zn, Cu, Ni, Co, Pb и других металлов (табл. 1.2.13).

33

Таблица 1.2.13

Геохимическая формула. Полигон №2

Параметр Формула

Ландшафтно-геохимические

условия миграции

D2G6,A6,FeCaH 22

Ландшафтно-геохимические

процессы перераспределения

химических элементов

ZnMn,Fe,CoPb,Ca,O,H

CuNi,Cr,FeCaH

2

22

Полигон №3

Автономный ландшафт третьего полигона сформирован на

бескарбонатных породах в условиях сравнительно хорошего дренажа,

исключающего заболачивание. Биологический круговорот элементов

обусловливает энергичное кислое выщелачивание и слабое биологическое

поглощение. В результате автономный ландшафт в целом обедняется

подвижными элементами, биологический круговорот не замкнут. Оба

процесса находят яркое отражение в профиле дерново-подзолистых почв

третьего полигона.

В горизонте А1 биогенным путѐм слабо аккумулируются гумус, K, Ca,

P и другие элементы, особенно Mn. Эти же элементы, а также Fe, Al и SiO2

выносятся с просачивающимися атмосферными осадками. Ниже залегает

подзолистый горизонт А2, в котором в результате кислотного гидролиза,

периодического оглеения (весной и осенью) и лессиважа происходит

разложение минералов и вынос подвижных соединений Fe и Al.

Происходит энергичное разложение верхнего горизонта. В дерново-

подзолистых почвах третьего полигона имеет место щелочно-кислотная

зональность: слабокислый горизонт A1 сменяется кислым (A2) и даже

сильнокислым (A2B).

Растительные остатки разлагаются медленно, растворимые продукты

быстро удаляются из почвы с просачивающимися водами. В результате в

верхней части почвы накапливаются преимущественно грубый гумус.

Агрессивные растворимые фульво- и гуминовые кислоты дают подвижные

соединения с Fe и Al. Ca, Mg, K и Na, поступающие в почву в ходе

выветривания и разложения растительных остатков, легко вымываются.

Их не хватает для нейтрализации органических кислот, поэтому в верхней

части почвы господствует кислая реакция (pH около 4), поглощающий

комплекс резко ненасыщен Ca и Mg. Fe и Al, мигрирующие с гумусом,

34

частично осаждаются в нижней части почвенного профиля, образуя

иллювиальный железо-алюминиево-гумусовый горизонт буроватого

оттенка – горизонт B (рис. 1.4).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

см Вертикальный почвенный

профиль. Полигон №3

A0

A1

A2

A2B

B

1

Дер

но

во

-по

дзо

ли

ста

я п

оч

ва

Почвенные горизонты:

A1 – гумусовый горизонт –

слабый биогеохимический барьер;

A2 и A2B – элювиальные

горизонты – зона кислого

выщелачивания;

B – иллювиальный горизонт.

Геохимические барьеры:

1 – G2 – слабоконтрастный

сорбционный барьер.

Условные обозначения:

– геохимический барьер

– граница горизонтов

сла

ба

я б

ио

ген

на

я а

кк

ум

ул

яц

ия

Ca

, M

g,F

e, M

n,

Zn

…

ки

сло

е в

ыщ

ела

чи

ва

ни

е

Ca

, M

g,

Fe,

Mn

, C

r Z

n,

Ni…

вы

но

с N

, P

, K

, C

a,

Mg

, A

l, F

e…

Миграция элементов

Рис. 1.4. Полигон №3: геохимические барьеры

Геохимические барьеры (рис. 1.4, табл. 1.2.14):

G2 – слабоконтрастный сорбционный барьер. Формируется в

подзолистом горизонте A2. В сорбции участвуют главным образом

легкоподвижные органические соединения, поэтому вцелом влияние

данного барьера на аккумуляцию элементов невелико.

Таким образом в трансэлювиальном ландшафте третьего полигона

практически не существует физико-химических барьеров для большинства

подвижных элементов (табл. 1.2.14).

35

Таблица 1.2.14

Геохимическая формула (полигон №3)

Параметр Формула

Ландшафтно-геохимические

условия миграции

?G2H

Ландшафтно-геохимические

процессы перераспределения

химических элементов

H

CoCu,Ni,Zn,Pb,Cr,Mn,Fe,Mg,Ca,K,P,N,H

1.2.4. Биогеохимический анализ

Биогеохимическая классификация элементарных ландшафтов

Классификация биогеохимических провинций, на территории которых

расположены исследуемые полигоны, приведена в таблице 1.2.15.

Таблица 1.2.15

Классификация биогеохимических провинций

Таксон

Полигоны №1 и №2 –

ландшафты Владимирского

Ополья

Полигон №3 – ландшафты

Нерльско-Клязьминской низины

Тип V – со слабокислыми или

нейтральными водами

W – с кислыми водами

Класс

V1 – с преимущественно

пресными водами

W1 – с водами, не обогащѐнными

растворѐнным органическим

веществом

Типоморфные элементы и ионы:

Ca2+

, H+ и Fe

2+.

Типоморфные элементы и ионы:

H+.

Вид

провинция с повышенным

содержанием Ca, Fe, Cr и

дефицитом Cu

провинция с избытком H+, Al и

дефицитом микроэлементов,

особенно Cu и Co

Полигоны №1 и №2 расположены на территории Владимирского

Ополья, относящейся к биогеохимической провинции класса V1 –

провинции с преимущественно пресными, гидрокарбонатно-кальциевыми

водами, сложенной карбонатными породами, содержащих кальций.

Такими породами являются лессовидные суглинки. Для данных

ландшафтов характерно логнормальное содержание большинства

микроэлементов. Избыток наблюдается по Fe, Cr, а дефицит у Cu.

36

Некоторый дефицит вследствие процессов слабокислого и даже кислого

выщелачивания может фиксироваться также по некоторым биогенным

элементам – N, P, K…

Полигон №3 расположен на территории Нерльско-Клязьминской

низины, относящегося к биогеохимической провинции класса W1 –

провинции с кислыми водами и почвами. Кислое выщелачивание почв

приводит здесь к резкому дефициту многих биоэлементов, что определяет

минеральное голодание фауны, низкое содержание в организмах кальция.

Высока подвижность Al, Fe и растения могут накапливать эти элементы.

Избыточными для данных ландшафтов считаются элемены – H+, Al, а

дефицитными – практически все микроэлементы, особенно Cu и Co.

Биогеохимические формулы элементарных ландшафтов

Биогеохимический анализ – это анализ ответной реакции организмов

на природные геохимические процессы или на техногенез на

молекулярном и атомарном уровнях, заключающийся в выявлении

биогеохимических аномалий. Отражением этой ответной реакции

организмов является верхний гумусовый горизонт, так как почвенный

покров образуется и функционирует как система при сочетании

взаимообусловленной жизнедеятельности разных групп организмов.

Поэтому для биогеохимического анализа наибольший интерес

представляет верхний гумусовый горизонт, который является

своеобразным центром ландшафта (принцип централизации).

Аккумуляция или рассеяние элементов в центре ландшафта оказывает

наибольшее влияние на его геохимию. В геохимии ландшафта верхний

гумусовый горизонт рассматривается как биогеохимический барьер.

Интенсивность вовлечения химических элементов в циклическую

миграцию в эколого-геохимических системах может быть

охарактеризована специальными показателями – ландшафтно-

геохимическими коэффициентами. Кларк концентрации один из таких

показателей, который позволяет оценить способность химического

элемента концентрироваться или рассеиваться в гумусовом горизонте –

результирующая величина процессов биологической и водной миграции.

Кларк концентрации, в данном случае, рассчитывается как отношение

содержания химического элемента в гумусовом горизонте к кларку этого

элемента в почвообразующей породе.

37

Рассчитанные кларки концентрации (КК) позволяют построить ряды

микроэлементов. Элементы стоящие слева, с наибольшими КК интенсивно

вовлекаются в биологический круговорот, а элементы расположенные

справа склонны мигрировать с поверхностными и грунтовыми водами.

Срединное положение занимает железо – элемент слабого захвата и

имеющий наименьший коэффициент биологического поглощения

растительностью суши (табл. 1.2.16). На основе этих рядов можно вывести

приближѐнную биогеохимическую формулу.

Полигон №1

Таблица 1.2.16

Кларки концентрации микроэлементов

Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

КК 2,09 0,77 ≤ 0,5 0,64 0,50 0,68 0,91 0,84

Ряд: Pb > Mn > Cr > Zn > Fe > Ni > Co > Cu.

В трансэлювиальном ландшафте первого полигона перераспределение

химических элементов происходит при наличии ионов водорода и кальция

в поверхностных водах и свободного доступа кислорода, то есть в кислой

окислительной среде. В биологический круговорот наиболее активно

вовлекаются свинец, марганец, хром, цинк, а в поверхностные и грунтовые

воды поступает и мигрирует кобальт, медь, железо.

Биогеохимическая формула:

FeCo,Cu,

ZnCr,Mn,Pb,OCa,H 2

2

Исследователи (Н.С. Касимов, А.Н. Геннадиев и М.Ю. Лычагин)

отмечают, что в подобных ландшафтах марганец и цинк активно

участвуют в биологическом круговороте и для них характерно накопление

в гумусовых горизонтах. Однако помимо Mn и Zn не исключается

возможность биогенной аккумуляции многих других редких элементов –

например Pb.

В трансэлювиальном ландшафте первого полигона прямые водные

связи сильнее обратных, т. е. выщелачивание преобладает. Однако

энергичная биогенная аккумуляция – эффективный механизм

отрицательной обратной биокосной связи, стабилизирующей состав почв и

38

повышающей их плодородие. В целом данные почвы должны обладать

сравнительно высокой устойчивостью к химическому загрязнению

тяжѐлыми металлами

Полигон №2

Таблица 1.2.17

Кларки концентрации микроэлементов

Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

КК 1,36 1,05 0,55 0,70 0,42 0,72 0,87 0,88

Ряд: Pb > Zn > Cr > Mn > Fe > Ni > Cu > Co.

Благодаря периодическому близкому стоянию грунтовых вод и из-за

стока с более высоких участков в транссупераквальном ландшафте второго

полигона имеет место недостаток кислорода, перераспределение

химических элементов происходит при наличии ионов водорода, кальция и

железа в поверхностных водах, то есть в слабокислой глеевой среде. В

биологический круговорот наиболее активно вовлекаются свинец, цинк,

хром, марганец, а в поверхностные и грунтовые воды поступает и

мигрирует кобальт, медь.

Биогеохимическая формула:

CuCo,

MnCr,Zn,Pb,COFe,Ca,H* 2

22

Цинк здесь имеет более выраженное биоаккумулятивное

распределение, чем марганец. Однако наряду с Zn и Mn в биологический

круговорот активно внедряются свинец и хром (табл. 1.2.17).

Особый характер имеют биогеохимические процессы в гумусовом

горизонте серой лесной почвы второго полигона. В нѐм при

трансформации остатков растений образуются нерастворимые в воде

гуминовые кислоты и гуматы. Их гели склеивают дисперсные частицы в

водопрочные агрегаты и не позволяют свободно их перемещать

фильтрующимся почвенным водам. Гуминовые кислоты склонны

образовывать устойчивые комплексные соединения с металлами и

удерживают их от вымывания. Поэтому здесь более высокая концентрация

металлов и других рассеянных элементов, чем в почвах других

элементарных ландшафтов. Кроме этого анаэробные условия повышают

39

доступность тяжѐлых металлов растениям. В результате техногенного

привноса металлы могут оказаться доступными почвенной биоте и,

следовательно, почва второго полигона обладает меньшей устойчивостью

к загрязнению тяжѐлыми металлами, чем, например, почвы соседних

участков.

Полигон №3

В автономном ландшафте третьего полигона нисходящая водная связь

между природными телами совершенна, биологический круговорот играет

ведущую роль в формировании химизма почв, грунтовых вод.

Отрицательные обратные биокосные связи выражены слабо.

Биологический круговорот элементов обусловливает энергичное

кислое выщелачивание и слабое биологическое поглощение. В результате

автономный ландшафт в целом обедняется подвижными элементами,

биологический круговорот не замкнут (табл. 1.2.18).

Таблица 1.2.18

Кларки концентрации микроэлементов

Pb Zn Cu Ni Co Fe Mn Cr

КК 0,98 3,14 <0,5 0,64 <0,5 0,89 1,59 0,96

Ряд: Zn > Mn > Pb > Cr > Fe > Ni > Co > Cu.

В трансэлювиальном ландшафте третьего полигона перераспределение

химических элементов происходит при наличии ионов водорода и

свободного доступа кислорода, то есть в кислой (и даже сильнокислой)

окислительной среде. В биологический круговорот наиболее активно

вовлекаются цинк, марганец, свинец, хром, а в поверхностных и грунтовых

водах интенсивно мигрирует кобальт, медь, никель, железо.

Биогеохимическая формула:

FeNi,Co,Cu,

CrPb,Mn,Zn,OH 2

Согласно оценкам В.В. Добровольского в зоне хвойных и смешанных

суббореальных лесов интенсивность биологического поглощения

рассеянных элементов устойчиво выдерживается независимо от состава

коренных пород и мощности рыхлых отложений: интенсивно поглощаются

цинк, марганец, свинец, значения Кб которых от 2–3 до 20–30; слабо

40

поглощаются никель и кобальт, Кб которых близок к единице. Таким

образом, полученная биогеохимическая формула подтверждается

литературными данными.

В дерново-подзолистой почве растительные остатки разлагаются с

образованием хорошо растворимых в воде фульвокислот,

обусловливающих кислую реакцию почв. Биогеохимические процессы,

протекающие в дерново-подзолистой почве сформированной на водно-

ледниковых отложениях, способствуют понижению минерализации вод и

относительному обогащению их фульвокислотами. Они способны

образовывать внутрикомплексные соединения с металлами и вымываться с

ними из верхней части профиля. Фильтрующиеся кислые воды также

выносят из верхней части профиля дерново-подзолистых почв

высокодисперсные частицы, которые осаждаются в горизонте вымывания

B. В этом же горизонте скапливаются соединения железа и алюминия,

образующие тонкие плѐнки на минералах и сгустки аморфного вещества,

которые слабо сорбируют металлы. Благодаря чему их концентрация

немного возрастает в горизонте B, и тяжѐлые металлы в случае

загрязнения могут оказаться доступными древесной растительности.

Важной биогеохимической особенностью рассматриваемой эколого-

геохимической системы является продолжительное задерживание

поглощѐнных химических элементов в живом веществе (замедленность

движения масс элементов в живом веществе). Это усиливает опасность

тяжѐлых металлов для биоты и снижает устойчивость почв к химическому

загрязнению.

О биогеохимических процессах

Повышенная концентрация рассеянных элементов в верхнем,

гумусовом, горизонте почвы связана с поглощением элементов растениями

и поступлением их в почву с отмирающими органами растений.

Концентрация элементов в нижнем горизонте обусловлена их

содержанием в почвообразующем субстрате – рыхлых покровных

отложениях.

В почвах полигонов имеет место дифференциация металлов: для одних

элементов преобладает биогенная аккумуляция, а для других вынос. В

частности, в балансе марганца, цинка процессы биогенной аккумуляции

преобладают над выносом, а в балансе меди, кобальта и железа отношения,

по-видимому, обратные. В таблице 1.2.19 приведены данные,

41

характеризующие интенсивность биологического поглощения тяжѐлых

металлов растительностью.

Таблица 1.2.19

Биологическое поглощение тяжѐлых металлов растительностью суши

Элемент

Коэффициент

биологического

поглощения*

Характеристика

Zn 11,76 элемент среднего накопления

Mn 6,86 элемент слабого накопления и сильного захвата

Cu 2,27 элемент слабого накопления и сильного захвата

Ni 1,54 элемент слабого накопления и сильного захвата

Pb 1,50 элемент слабого накопления и сильного захвата

Co 1,37 элемент слабого накопления и сильного захвата

Cr 1,03 элемент среднего захвата

Fe 0,10 элемент слабого захвата

* – коэффициент биологического поглощения (по Добровольскому В.В.) рассчитан

относительно гранитного слоя континентов.

Согласно вышеприведѐнной таблице цинк и марганец необходимые для

растений микроэлементы имеют наибольшие коэффициенты

биологического поглощения. Накопление этих элементов в верхнем

гумусовом горизонте полигонов вполне закономерно. Однако по

биогеохимическим формулам отмечается вовлечение в биологический

круговорот свинца и хрома (в отношении хрома это необычная ситуация).

Эта биогеохимическая особенность изучаемых ландшафтов имеет важное

значение, так как при техногенном загрязнении свинец и хром могут

оказаться наиболее опасными поллютантами.

С другой стороны, привнос Cu, Co, Ni в небольших количествах может

оказать благотворное влияние на биоту, так как в природных условиях они

склонны вымываться и не образуют контрастных концентраций на

геохимических барьерах. Но в силу того, что Cu, Ni, Co относятся к

элементам сильного захвата, загрязнение почв этими микроэлементами

также может иметь негативные последствия.

Закономерности дифференциации элементов в почвах полигонов

хорошо выдерживаются независимо от почвообразующих пород,

гранулометрического состава почв и, следовательно, от абсолютного

содержания элементов. Исследуемые почвы при всѐм их разнообразии

имеют некоторые общие черты, обусловленные близким характером

42

происходящих в них биогеохимических процессов (катион водорода –

типоморфный элемент данных ландшафтов, присутствие которого

обусловлено деятельностью организмов). Они, по-видимому, обладают

сходной ответной реакцией на техногенный привнос токсичных элементов.

1.2.5. Выводы

Устойчивость почв к техногенному загрязнению определяется

природными геохимическими барьерами – механическими, физико-

химическими, биогеохимическими. В случае техногенного накопления на

геохимических барьерах тяжѐлых металлов даже в слабоподвижных

формах потоки веществ либо очищаются, ограничивая сферу загрязнения,

либо нарушается геохимическая устойчивость систем, и они загрязняются.

Для серых лесных почв Владимирского Ополья, на которых

расположены полигоны №1 и №2, характерна сложная структура

почвенного профиля и многообразие геохимических барьеров, которые

играют определяющую роль в формировании их микроэлементного

состава. В свою очередь дерново-подзолистые почвы третьего полигона не

имеют ярко выраженных физико-химических и биогеохимических

барьеров. В результате почвенный профиль обеднѐн как биогенными так и

рассеянными элементами. Эти различия определяют разную устойчивость

почв полигонов и отражены в таблице 1.2.20.

Таблица 1.2.20

Характеристики полигонов и оценка устойчивости почв

Факторы неустойчивости Почвы

Полигон №1 Полигон №2 Полигон №3

Факторы формирования и размещения

ландшафтов

Положение в ландшафта в

аккумулятивной (подчинѐнной) позиции – + –

Характер рельефа – от холмистого до

полого-холмистого (или крутизна

склона)

+ + +

Гетеролитность ландшафта – – –

Наличие разломов – – –

Тип водно-физического режима – от

непромывного до периодически

промывного

+ + –

43

продолжение табл. 1.2.20

Техногенный (фоновый) привнос

микроэлементов – – –

Почвенно-экологические факторы

«Неразвитая» слабоконтрастная

структура почвенного профиля с

ослабленными обратными

отрицательными биокосными связями

– – +

Лѐгкий гранулометрический состав:

песок – лѐгкий суглинок – – +

Преобладающие глинистые минералы:

кварц, полевые шпаты, мусковит,

плагиоклазы

– – +

Мощность органогенного горизонта (<10

см) – – –

Низкое содержание гумуса (<3,0%) – – +

Кислотность (pH<5,5) + – +

Механическая или эрозионная

нарушенность почвенного покрова – – –

Ландшафтно-геохимические факторы

Энергичный или средний водообмен,

механическая денудация местами

преобладает над химической

– – +

Кислая или слабокислая окислительная

обстановка доминирует по всему

профилю

– – +

Отсутствие выраженных механических и

физико-химических геохимических

барьеров

– – +

Физико-химические барьеры в близи

структурного центра ландшафта – + –

Биогеохимические факторы

Контрастный биогеохимический барьер

– ярко выраженное биоаккумулятивное

распределение некоторых индикаторных

элементов в органогенных горизонтах

– + +

44

окончание табл. 1.2.20

Низкая интенсивность разложения

растительных остатков – обилие

неразложившихся остатков в верхнем

горизонте

– – +

Слабо выраженные обратные

отрицательные биокосные связи –

выщелачивание преобладает над

аккумуляцией биогенных и других

элементов в органогенных горизонтах

– – +

Число негативных факторов: 3 5 12

По относительной устойчивости почв к загрязнению ТМ можно

выстроить следующий ряд: Полигон № 1 > Полигон № 2 > Полигон № 3

Прогноз миграции и трансформации тяжѐлых металлов в почвах

полигонов дан в таблице 1.2.21.

Таблица 1.2.21

Трансформация и миграция микроэлементов

Элементы*

Полигоны и ландшафтно-геохимические условия миграции ТМ

Полигон №1 Полигон №2 Полигон №3

H+–Ca

2+/G2, D2, F3…

H+–Ca

2+–Fe

2+/A6, G6,

D2 H

+/G2 (?)

Cr

Mn Б Б

Fe

Co

Ni

Cu

Zn Б Б

Pb Б Б

* – Условные обозначения: – мигрирующий элемент; – элемент, осаждающийся

на геохимических барьерах; – элемент мигрирует и осаждается в равной степени; Б

– элемент, вовлекающийся в биологический круговорот и имеющий выраженное

биоаккумулятивное распределение, то есть в распределении которого биогенная

аккумуляция преобладает над выщелачиванием.

45

Тяжѐлые металлы, привносимые с отходами, будут включаться в

естественные миграционные потоки и перераспределяться согласно

вышеприведѐнной таблице. Природные геохимические барьеры здесь

определяют распределение тяжѐлых металлов и, в конечном счѐте,

устойчивость почв к трансформации и миграции тяжѐлых металлов.

При крупных и длительных загрязнениях (отвалы, хвостохранилища)

будут изменяться и ландшафтно-геохимические условия миграции

элементов: трансформируется класс ландшафта (появляются новые

типоморфные элементы), видоизменяются геохимические барьеры и могут

появляться новые техногенные барьеры, существенно видоизменяется

биологический круговорот, в биогенную миграцию могут интенсивно

вовлекаться высокотоксичные тяжѐлые металлы и т.д.

1.3. ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНОЕ ИССЛЕДОВАНИЕ МИГРАЦИИ И

ТРАНСФОРМАЦИИ ТЯЖЁЛЫХ МЕТАЛЛОВ ИЗ ПРОМЫШЛЕННЫХ

ОТХОДОВ В ПОЧВАХ

План эксперимента включал три объекта исследования (табл. 1.3.1).

Это полигоны – участки правильной квадратной формы с линейными

размерами 1,0–1,5 м и уклоном в 10 , с размещѐнными на них шламовыми

отходами (рис. 1.5, 1.9, 1.14).

Таблица 1.3.1

План эксперимента

Параметр Объекты исследования

Полигон №1 Полигон №2 Полигон №3

1. Геоморфоло-

гический район

Владимирское

Ополье

Владимирское

Ополье

Нерльско-Клязьмин-

ская низина

2. Элемент

рельефа

Склон холма Нижняя часть холма,

в понижении

Склон на окраине

соснового леса

3. Тип почвы

Серая лесная Серая лесная Дерново-подзолистая

Полигоны расположены на неиспользуемых в хозяйственной

деятельности территориях на различных типах почв, в горизонтах которых

признаки механической нарушенности и эрозионных процессов не

наблюдаются. Опыты проводились в условиях естественного увлажнения.

46

При исследовании техногенной миграции тяжѐлых металлов на

полигонах в естественных условиях следует различать полное время

эксперимента и «миграционное» время (миграционный период Tм). Полное

время исследования – время, отсчитываемое от момента закладки

гальваношлама, в полевых экспериментах составляет два года – с июля

1998 по июль 2000 г. А время миграции или миграционный период –

промежуток времени охватывающий «тѐплые» периоды, когда

промерзание почв не наблюдается, а среднесуточная температура

держится выше 0 °С. Отсюда в экспериментах «миграционный период»

составляет не менее Tм ≈ 365 сут (1 год).

В полевых опытах были использованы гальваношламы – отходы

одного из крупных заводов г. Владимира (табл. 1.3.2). Масса отходов,

приходящаяся на каждый полигон, составляет 22,4 кг, а объѐм – 0,008 м3. В

пересчѐте на массу сухого вещества – 5,6 кг.

Таблица 1.3.2

Валовые количества ТМ, внесѐнные с шламом на поверхность почв,

г/м2

Полигон Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Pb

№1 124,5 16,2 1181,0 0,6 37,0 165,2 272,3 3,5

№2 124,5 16,2 1181,0 0,6 37,0 165,2 272,3 3,5

№3 73,8 5,4 115,7 0,0 28,0 34,6 146,7 2,4

В Суздальском районе на различных типах почв (табл. 1.3.1) были

заложены полигоны и внесѐн гальваношлам. Шлам рассыпан ровным

слоем, и участок был снова закрыт дѐрном. В течение 1998 – 2000 гг.

проводился импактный мониторинг – отслеживался химический состав

полуметрового слоя почв и их изменение в местах локального воздействия

отходов. Для исследования морфологических и физико-химических

характеристик почвенных профилей рядом были заложены контрольные

разрезы.

Для выявления составляющих миграции пробы отбирались как с

территории полигона, так и на некотором отдалении (0,3 – 1,5 м) по

периметру. Сначала снимается дѐрн с нужного участка. После чего

отбираются образцы почвы как по периметру полигона (+ контрольные

пробы), так и на самом полигоне в различных точках по типу конверта.

Образцы почвы отбирались с разных глубин таким образом (с шагом 15

см), что были охвачены все горизонты в пределах верхнего полуметрового

47

слоя почвенного профиля. Пробы отбирали через различные промежутки

времени и анализировали на содержание Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Pb.

Анализ на содержание тяжѐлых металлов образцов гальваношлама

показал, что за этот период шламы, заложенные на полигонах, потеряли

около 50% ТМ (табл. 1.3.3 и 1.3.4).

Таблица 1.3.3

Выщелачивание тяжѐлых металлов из гальваношлама. Состояние на

728 сут (Тм=424 сут) после закладки шлама на полигонах №1 и №2

Параметры Cr Mn Fe Ni Cu Zn Pb

Начальное содержание, г 124,5 16,2 1181,0 37,0 165,2 272,3 3,5

Вынос ТМ, г 78,7 4,2 85,5 20,7 75,9 128,1 0,5

Доля в потоке ТМ, % 22,8 1,2 23,1 5,3 18,0 29,5 0,04

Px, ×10-3

сут-1

1,49 0,61 0,17 1,32 1,08 1,11 0,35

Примечание: расчѐт на 5,6 кг сухого шлама

Таблица 1.3.4

Выщелачивание тяжѐлых металлов из гальваношлама. Состояние на

669 сут (Тм=365 сут) после закладки шлама на полигоне №3

Параметры Cr Mn Fe Ni Cu Zn Pb

Начальное содержание, г 166,0 12,1 260,4 63,0 77,8 330,1 5,3

Вынос ТМ, г 72,5 5,9 104,7 36,1 44,2 179,5 3,6

Доля в потоке ТМ, % 18,7 1,4 25,2 8,3 9,3 36,9 0,2

Px, ×10-3

сут-1

1,20 1,32 1,10 1,57 1,56 1,49 1,85

Примечание: расчѐт на 5,6 кг сухого шлама

На полигонах №1 и №2 фиксируется следующий ряд ТМ по

интенсивности выщелачивания: Cr > Ni > Zn, Cu >> Mn > Pb > Fe > Co, а

на полигоне №3 – Pb > Cu, Zn, Ni > Mn > Cr, Fe. Сравнивая их с рядами

металлов, полученных в лабораторных опытах с гальваношламом,

получается, что практически везде у Zn, Cu, Pb, Ni, Cr интенсивность

миграции Px принимает значениия более 1∙10-3

сут-1

. Таким образом,

интегрально ряд по интенсивности выщелачивания ТМ выглядет

следующим образом: Pb > Cu, Zn, Ni > Mn > Cr, Fe; а ряд по абсолютным

количествам элементов, выщелачиваемых из гальваношлама: Zn > Fe > Cr

> Cu > Ni > Mn > Pb > Co (ряд выдерживается устойчиво во всех опытах со

шламаом). По абсолютному количеству выщелачиваемых элементов

ведущими являются Zn, Fe, Cr, а по интенсивности выщелачивания на

первое место выходят Pb, Cu, Zn, – это наиболее токсичные и активно

мигрирующие в кислых кислородных водах элементы. Результаты по

48

шламам, полученные в полевых экспериментах согласуются с данными

лабораторных опытов, которые получены на гальваношламе, промываемом

кислыми растворами. Интенсивности выщелачивания элементов (Px)

сопоставимы с соответствующими значениями, полученными в

лабораторных опытах с гальваношламом.

Во всех полигонах наблюдается выраженная вертикальная миграция

элементов, так как преобладает нисходящий ток почвенных растворов,

обладающих кислой реакцией, которая способствует интенсивному

выщелачиванию элементов.

Полигон № 1. Полигон заложен на склоне холма на серой лесной

остаточно-карбонатной почве. По механическому составу –

среднесуглинистая, хорошо структурированная. Отличается тѐмно-серой

окраской, слабо выраженной комковатой структурой и небольшой

мощностью (≈ 20 см) гумусового горизонта А1. Содержание гумуса менее

3,2 %. Реакция почвенного раствора характеризуется низким уровнем pH

(pH= 4,1 – 4,6). Схема полигона представлена на рис. 1.5.

Рис. 1.51. Схема полигона № 1 в разрезе

Результаты анализа проб, отобранных с полигона в различные моменты

времени после внесения гальваношлама, представлены в табл. 1.3.5. От-

носительное содержание Cr, Ni, Zn, Pb и их распределение (функция

отклика) по профилю полигона показаны на графиках (рис. 1.6).

49

Таблица 1.3.5

Содержание ТМ в почве полигона № 1 в различный момент времени, %

Время*,

сут

Глубина,

см Cr Mn Fe Co Ni Zn Pb

0 5–15 0,0084 0,0614 3,1300 0,0006 0,0030 0,0048 0,0019

(0) 15–30 0,0080 0,0730 3,0550 0,0005 0,0030 0,0048 0,0018

30–45 0,0087 0,0608 3,4700 0,0005 0,0034 0,0049 0,0020

73 5–15 0,0087 0,0768 2,9800 0,0004 0,0028 0,0058 0,0016

(73) 15–30 0,0092 0,0656 2,8500 0,0005 0,0029 0,0049 0,0021

30–45 0,0087 0,0608 3,4700 0,0005 0,0034 0,0049 0,0020

325 5–15 0,0102 0,0622 3,1100 0,0004 0,0032 0,0082 0,0023

(173) 15–30 0,0106 0,0721 2,9150 0,0005 0,0034 0,0096 0,0028

30–45 0,0096 0,0644 2,8150 0,0005 0,0029 0,0061 0,0026

728 5–15 0,0110 0,0589 3,0300 0,0003 0,0040 0,0128 0,0025

(424) 15–30 0,0080 0,0750 2,8900 0,0004 0,0029 0,0057 0,0011

30–45 0,0082 0,0457 2,8200 0,0004 0,0030 0,0043 0,0018

* – полное время, прошедшее после закладки гальваношлама, и время с учѐтом

«холодного периода», когда наблюдается промерзание почв (Тм)

Рис. 1.6. Распределение Cr, Ni, Zn, Pb по почвенному профилю по-

лигона № 1 в различный момент времени

50

Через 2,5 месяца после внесения шлама содержание тяжѐлых металлов

в почве возросло на 4 – 25 %. Максимум загрязнения почвенного профиля

фиксируется на 325 (Тм = 173) сут (рис. 1.7). Через 325 (Тм = 173) сут пик

загрязнения смещается в горизонт A1A2+A2B (рис. 1.8).

Результирующее влияние факторов мобилизующее, вызванное кислым

выщелачиванием ТМ из гальваношлама и почвы (4,1 < pH < 4,6).

Вертикальная дифференциация ТМ контрастная (рис. 1.7), имеет чѐткую

пространственную связь с источником загрязнения и с распределением

влаги. Средневзвешенное распределение влаги в летний период

аналогично полигону № 3 – с глубиной содержание влаги снижается,

однако влагосодержание в целом выше: A1 – 12,5%, A1A2+A2B – 11,3%.

Главными поллютантами являются Zn, Pb, Cr, Ni (табл. 1.3.6).

Таблица 1.3.6

Суммарный показатель загрязнения почвенных горизонтов через 325

сут (Тм=173 сут)

Горизонт Глубина, см Zc Основные поллютанты

A1 5–24 2,3 Zn, Pb, Cr, Ni, Mn

A1A2+A2B 24–40 2,9 Zn, Pb, Cr, Ni

B >40 2,1 Zn, Pb, Cr

В профиле возникает техногенный поток рассеяния ТМ, который не

ограничивается полуметровым слоем: элементы-загрязнители (Zn, Cr, Ni,

Pb), проникли на всю глубину исследуемой части почвенного профиля.

73

325

728

1,9

2,5

1,2

1,0

1,2

1,4

1,6

1,8

2,0

2,2

2,4

2,6 Zc

сут

Суммарный показатель загрязнения. Полигон №1

Рис. 1.7. Суммарный показа-

тель загрязнения верхнего полу-

метрового слоя почвы полигона

№ 1

Рис. 1.8. Динамика загрязнения

тяжѐлыми металлами по горизонтам

полигона № 1

51

Наибольшую миграционную способность проявляют Zn и Pb – элементы

первого класса опасности.

Полигон № 2. Полигон заложен в нижней части склона на серой

лесной слабоглееватой почве. По механическому составу –

среднесуглинистая. Почва плотная, комковатая, по профилю видна

обогащенность крупной пылью и обедненность илистыми частицами.

Верхний горизонт хорошо оструктурен, но после дождей быстро

уплотняется. Почва характеризуется большой мощностью гумусового го-

ризонта A1 (до 24 см) и высоким содержанием гумуса (до 3,9 %).

Нижележащий горизонт (А1А2) – комковатой структуры, белесый, с

охристыми пятнами, встречаются корни. Почва насыщена влагой

(влажность – до 20 %), характеризуется невысокой степенью кислотности

(pH = 5,0 – 5,5) и хорошей насыщенностью поглощающего комплекса.

Схема полигона представлена на рис. 1.9.

Рис. 1.9. Схема полигона № 2 в разрезе

Результаты анализа проб, отобранных с полигона в различные моменты

времени после внесения гальваношлама, представлены в табл. 1.3.7. Гра-

фики C/Cф=f(x,t) для Cr, Fe, Ni, Cu, Zn, Pb приведены на рис. 1.10.

52

Рис. 1.10. Распределение Cr, Fe, Ni, Cu, Zn, Pb по почвенному профилю

полигона № 2 в различный момент времени.

Уже через 2,5 месяца после внесения шлама содержание тяжѐлых

металлов в почве возросло на 10 – 25 %. Пик загрязнения почвенного

профиля фиксируется на 325 (Тм=173) сут (рис. 1.11), когда при

относительно небольшом количестве ТМ, внесѐнных с гальваношламом,

53

уровень загрязнения ТМ в гумусовом горизонте достиг опасного уровня –

Zc = 98,9 (рис. 1.12).

Таблица 1.3.7

Содержание ТМ в почве полигона №2 в различный момент времени, %

Время*,

сут

Глубина,

см Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Pb

0 5–15 0,0080 0,0595 2,8100 0,0001 0,0030 0,0010 0,0059 0,0014

(0) 15–30 0,0077 0,0578 3,5600 0,0005 0,0032 0,0010 0,0060 0,0013

30–45 0,0080 0,0579 3,5650 0,0005 0,0032 0,0010 0,0058 0,0018

73 5–15 0,0100 0,0529 3,4500 0,0001 0,0033 0,0010 0,0074 0,0013

(73) 15–30 0,0086 0,0556 3,6850 0,0005 0,0032 0,0010 0,0060 0,0020

30–45 0,0080 0,0579 3,5650 0,0005 0,0032 0,0010 0,0058 0,0018

325 5–15 0,1690 0,0749 3,7050 0,0007 0,0428 0,0545 0,2950 0,0075

(173) 15–30 0,0219 0,0565 3,3500 0,0002 0,0065 0,0010 0,0275 0,0025

30–45 0,0187 0,0523 3,4050 0,0004 0,0056 0,0010 0,0252 0,0020

728 5–15 0,0970 0,0567 3,4400 0,0002 0,0221 0,0169 0,1430 0,0043 (424) 15–30 0,0174 0,0453 3,0800 0,0001 0,0053 0,0010 0,0240 0,0013

30–45 0,0090 0,0580 3,8200 0,0003 0,0035 0,0010 0,0067 0,0011

* – полное время, прошедшее после закладки гальваношлама, и время с учѐтом

холодного периода, когда наблюдается промерзание почв (Тм)

Влияние факторов – аккумулирующее, обусловленное органическим

веществом. Серая лесная почва второго полигона характеризуется

большой мощностью гумусового горизонта и высоким содержанием

гумуса (3,9 %), который играет ведущую роль в регулировании потоков

73

325

728

27,4

63,9

1,5

1,0

11,0

21,0

31,0

41,0

51,0

61,0

71,0 Zc

сут

Суммарный показатель загрязнения. Полигон №2

Рис. 1.11. Суммарный показа-

тель загрязнения верхнего полу-

метрового слоя почвы полигона

№ 2

Рис. 1.12. Динамика загрязнения

тяжѐлыми металлами по горизонтам

полигона № 2

54

миграции тяжѐлых металлов. Это взаимодействие носит равновесный

характер – реакции обратимы и при снижении pH промывных вод

равновесие смещается в сторону образования ионов ТМ, мигрирующих в

нижележащие горизонты (рис. 1.12). В профиле формируется техногенный

поток рассеяния ТМ.

Действующие факторы миграции усиливают относительно небольшое

по объѐму техногенное загрязнение тяжѐлыми металлами. Здесь

реализуется регрессивно-аккумулятивное распределение, проявляющееся в

сильном накоплении ТМ в гумусовом горизонте A1 и резком понижении их

содержания в нижележащих. Техногенная аномалия имеет высокую

степень контрастности, чѐткую пространственную связь с источником

загрязнения и с распределением влаги (рис. 1.13).

Распределение влаги в почвенном профиле. Полигон №2

0

10

20

30

40

50

10 12 14 16 18 20 %

см

А1

А0

А1А2

Рис. 1.13. Распределение влаги в почвенном профиле полигона № 2 (в

летний период)

Почва второго полигона сформирована в понижении и насыщена

влагой. Однако основная доля загрязнения приходится на горизонт А1,

который характеризуется также наименьшим уровнем влагосодержания по

сравнению с нижележащими горизонтами. Главными поллютантами, как и

в первом полигоне, здесь являются Zn, Pb, Cr, Ni (табл. 1.3.8).

Таблица 1.3.8

Суммарный показатель загрязнения почвенных горизонтов через 325

(173) сут

Горизонт Глубина, см Zc Основные поллютанты

A1 5–30 98,9 Cu, Zn, Cr, Ni, Pb, Fe

A1A2 >30 6,9 Zn, Cr, Ni, Pb

55

В профиле возникает техногенный поток рассеяния ТМ,

выщелачиваемых из шлама, который не ограничивается полуметровым

слоем. Элементы-загрязнители (Zn, Cr, Ni, Pb) проникли на всю глубину

исследуемой части почвенного профиля. Наибольшую миграционную

способность проявляют Zn и Pb – элементы первого класса опасности.

Полигон № 3. Полигон заложен на дерново-подзолистой почве на

окраине соснового леса. По механическому составу – супесчаная,

содержит мало физической глины. Обладает высокой

водопроницаемостью и малой влагоѐмкостью (влажность обычно не

превышает 3 %). Гумусовый горизонт достигает 20 – 30 см, но содержание

гумуса не превышает 1,5 %. Реакция почвенного раствора колеблется по

профилю от сильнокислой до слабокислой (рН = 3,6 – 5,7). Дерново-

подзолистая почва бедна также многими био- и микроэлементами (Co, Zn,

Cu и др.), которые из них интенсивно выщелачиваются. Схема полигона

представлена на рис. 1.14.

Рис. 1.14. Схема полигона № 3 в разрезе

Результаты анализа проб, отобранных с полигона в различные моменты

времени после внесения гальваношлама, представлены в табл. 1.3.9.

Графики C/Cф=f(x,t) для Cr, Fe, Ni, Cu, Zn, Pb приведены на рис. 1.15.

56

Таблица 1.3.9

Содержание ТМ в почве полигона № 3 в различный момент времени, %

Время*,

сут

Глубина,

см Cr Mn Fe Ni Zn Pb

0 5–15 0,0051 0,0359 1,2350 0,0009 0,0026 0,0046

(0) 15–30 0,0054 0,0207 1,1600 0,0011 0,0017 0,0048

30–45 0,0045 0,0164 0,8380 0,0007 0,0008 0,0053

14 5–15 0,0075 0,0377 1,2200 0,0013 0,0026 0,0039

(14) 15–30 0,0041 0,0191 0,9355 0,0008 0,0010 0,0048

30–45 0,0045 0,0164 0,8380 0,0007 0,0008 0,0053

266 5–15 0,0083 0,0270 1,0100 0,0013 0,0066 0,0047

(114) 15–30 0,0092 0,0252 0,9480 0,0016 0,0052 0,0052

30–45 0,0047 0,0225 0,8690 0,0008 0,0023 0,0059

669 5–15 0,0068 0,0329 1,1100 0,0015 0,0058 0,0039

(365) 15–30 0,0052 0,0213 0,9640 0,0012 0,0021 0,0047

30–45 0,0035 0,0232 0,7940 0,0006 0,0007 0,0052

*– полное время, прошедшее после закладки гальваношлама, и время с

учѐтом холодного периода, когда наблюдается промерзание почв (Тм)

Уже через 0,5 месяца после внесения шлама содержание тяжѐлых

металлов в почве возросло на 5 – 50 %. Максимум загрязнения почвенного

профиля фиксируется на 266 (Тм=114) сут (рис. 1.16).

По сравнению с полигоном № 2 уровень загрязнения в целом низок, но

выше чем в полигоне № 1. Через 266 (Тм=114) сут пик загрязнения

смещается в горизонт A2 (рис. 1.17).

В полигоне № 3 результирующее влияние факторов мобилизирующее,

вызванное кислым выщелачиванием металлов (3,6 < pH < 5,7) из почвы,

содержащей очень мало органического вещества и физической глины.

Тяжѐлые металлы не могут быть связаны прочно почвенным веществом,

поэтому пик загрязнения смещается в нижележащие горизонты, а фоновая

элювиально-иллювиальная дифференциация элементов в профиле

дерново-подзолистой почвы затушѐвывается.

Дифференциация ТМ по почвенному профилю контрастная, имеет

чѐткую пространственную связь с источником загрязнения и с

распределением влаги (рис. 1.18).

57

Рис. 1.15. Распределение Cr, Ni, Zn, Pb по почвенному профилю по-

лигона № 3 в различный момент времени.

14

266

669

2,1

3,9

1,1

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0 Zc

сут

Суммарный показатель загрязнения. Полигон №3

Рис. 1.16. Суммарный показа-

тель загрязнения верхнего полу-

метрового слоя почвы полигона

№ 3

Рис. 1.17. Динамика загрязнения

тяжѐлыми металлами по горизонтам

полигона № 3

58

Распределение влаги в почвенном профиле. Полигон №3

0

10

20

30

40

50

2 3 3 4 4 5 5 %

см

А1

А0

А2

А2В

Рис. 1.18. Распределение влаги в почвенном профиле полигона № 3 (в

летний период)

Основная доля загрязнения приходится на горизонты А2 и А2В,

характеризующиеся наименьшим уровнем влагосодержания по сравнению

с горизонтом A1. Главными поллютантами здесь также являются Zn, Pb,

Cr, Ni (табл. 1.3.10).

Таблица 1.3.10

Суммарный показатель загрязнения почвенных горизонтов через 266

(114) сут

Горизонт Глубина, см Zc Основные поллютанты

A1 2–22 3,6 Zn, Cr, Ni, Pb

A2 22–40 4,4 Zn, Cr, Ni, Pb

A2B >40 4,3 Zn, Cr, Ni, Pb

Дерново-подзолистая почва – почва лѐгкого гранулометрического

состава с систематически промывным водным режимом (т.е. система

высокой степени проточности), в профиле возникает техногенный поток

рассеяния ТМ.

Миграция ТМ в системе «отходы – почва – растение». Наряду с

исследованиями миграции тяжѐлых металлов по профилю почв, изучалось

их влияние на растительный покров. При этом проводились

фенологические наблюдения для определения изменений внешних

признаков загрязнения растений тяжѐлыми металлами, а также

химический анализ отдельных видов растений. Для анализа были

отобраны наиболее распространѐнные образцы растительности, слагающие

травянистый покров полигонов (табл. 1.3.11, 1.3.12).

59

Таблица 1.3.11

Содержание тяжѐлых металлов в растениях на территории полигонов

на 3-й год после внесения гальваношлама, мг/кг золы

По-

ли-

гон

Растения Содержание ТМ, мг/кг золы

Семейство Вид Обра-

зец Сr Mn Co Ni Cu Zn Pb

№ 1

Compositae Achillea

millefolium L.

к 3,6 66,0 6,2 16,0 52,5 113,3 26,0

з 4,5 75,0 7,6 18,0 78,7 304,9 60,0

Rosaceae Fragaria

vesca L.

к 4,1 69,0 5,4 19,0 49,7 157,6 19,0

з 4,9 66,0 7,5 23,0 63,6 211,3 22,0

№ 2 Poaceae – к 4,7 93,0 2,8 15,0 31,5 184,8 16,0

з 5,7 72,0 4,7 20,0 34,2 255,3 20,0

№ 3 Poaceae – к 6,0 88,0 3,7 21,0 38,3 291,4 17,0

з 5,8 64,0 4,1 23,0 41,6 341,8 19,0

Примечание: «к» – контрольные образцы (фон); «з» – образцы, отобранные с

загрязнѐнной гальваношламом территории.

Таблица 1.3.12

Среднее содержание ТМ в загрязнѐнной фитомассе полигонов на 3-й

год после внесения гальваношлама, мг/кг сухой массы (в пересчѐте на 5%

зольность)

Полигон Параметр Сr Mn Co Ni Cu Zn Pb

№ 1 C, мг/кг 0,24 3,53 0,38 1,03 3,56 12,91 2,05

(C-Cф)/Cф, % +23% +4% +31% +17% +39% +91% +82%

№ 2 C, мг/кг 0,24 4,65 0,14 0,75 1,58 9,24 0,80

(C-Cф)/Cф, % +21% – +68% +33% +9% +38% +25%

№ 3 C, мг/кг 0,29 3,60 0,24 1,00 1,71 12,77 1,00

(C-Cф)/Cф, % – – +11% +10% +9% +17% +12%

Примечание: С – среднее содержание ТМ в загрязнѐнных образцах растений

полигонов; Сф – фоновое содержание ТМ в растениях.

Следует отметить, что на полигонах № 1 и № 2 растительный покров

испытывает значительное воздействие тяжѐлых металлов: растения более

угнетены, малорослы, видовой состав обеднѐн по сравнению с фоном.

Особенно отчѐтливо угнетение растительности на полигонах

фиксировалось летом 1999 г., на следующий год после внесения

гальваношлама. Анализ содержания тяжѐлых металлов в отдельных видах

растений показал наибольшее накопление в них свинца, цинка, кобальта

(на 30 – 160 %), меди, никеля, хрома (на 10 – 30 %) табл. 1.3.12. При этом

отмечается многократное превышение фонового уровня содержания

тяжѐлых металлов в дернине – верхнем корнеобитаемом слое почвы (табл.

1.3.13).

60

Таблица 1.3.13

Содержание ТМ в дернине (мг/кг сухой массы). Полигоны № 1 и № 2

Параметр Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Pb

полигон 1500 775 37900 5 450 1850 3950 78

фон 87 588 33600 5 29 10 44 6

C/Cф 17,2 1,3 1,1 1,0 15,5 18,3 89,7 13

Растения на третьем полигоне депонируют тяжѐлые металлы в

меньшей степени, что связано с меньшей сорбцией их в гумусовом

горизонте. Содержание гумуса в почвах третьего полигона почти в 2 раза

ниже чем в почвах первого и второго полигона, а систематически

промывной режим и кислая обстановка способствуют энергичному выносу

ТМ и из дернины (табл. 1.3.14).

Таблица 1.3.14

Содержание тяжѐлых металлов в дернине (мг/кг). Полигон №3

Параметр Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Pb

полигон 51 215 11700 0 8 0 38 57

фон 56 445 15800 0 18 0 45 52

В результате растения испытывают недостаток в микроэлементах.

Однако содержание тяжѐлых металлов в растениях при загрязнении

гальваношламом повышается на 5 – 30 % по сравнению с фоном.

Таким образом, изменения в полигонах произошли как на химическом,

так и на биологическом уровне даже при относительно небольшом

количестве внесѐнных промышленных отходов. Анализ содержания

металлов в почвенном профиле, а также выявленная транслокация ТМ в

растения указывают на то, что почва полигонов претерпела

трансформацию от природной до природно-техногенной. В исследуемых

полигонах отражена большая степень преобразования исходных почв

техногенными процессами. Таким процессом в системе «промышленные

отходы – почва – растение» и является техногенная миграция тяжѐлых

металлов, которая, очевидно, характеризуется собственной спецификой,

требующей дополнительного изучения. В результате статус почв

полигонов к 3-му году эксперимента изменился от природных до

природно-техногенных почв.

Из полученных данных следует, что в системе «гальваношлам – почва

– растение» тяжѐлые металлы играют различную роль, которую можно

охарактеризовать следующим образом.

61

Хром – в больших количествах выщелачивается из гальваношлама,

доля в потоке ТМ составляет 19 – 23 %. Отличается высокой

миграционной способностью, в почвах аккумулируется и мигрирует в

равной степени: в полигонах отмечается повышение концентрации по

всему исследуемому почвенному профилю. Накапливается в

корнеобитаемом слое (дернине) и активно поглощается растениями –

отмечено повышение содержания в растениях полигонов в среднем на 20 –

25 %.

Железо – в больших количествах выщелачивается из гальваношлама,

доля в потоке ТМ составляет 23 – 25 %. В почвах выступает также как

типоморфный элемент – в дерново-подзолистой и серой лесной почвах

содержится в больших количествах (1 – 4 %), активно растворяется в

поверхностных водах и способен влиять на миграцию других ТМ. Железо

обладает средней миграционной способностью. Для биологических объ-

ектов, по-видимому, наименее опасен.

Марганец – в малых количествах выщелачивается из гальваношлама,

доля в суммарном потоке ТМ не превышает 1,4 %, в миграционных

потоках ассоциируется с железом. Обладает низкой или средней

миграционной способностью. Считается важным биоэлементом, однако

поглощение растениями отмечено только в первом полигоне.

Кобальт – из шлама выщелачивается в очень малых количествах.

Обладает низкой или средней миграционной способностью, вследствие

чего способен образовывать значительные техногенные аккумуляции. Так,

большая часть кобальта аккумулируется верхним слоем почв и при этом

интенсивно поглощается растениями. Отмечено повышение содержания в

растениях полигонов на 20 – 70 %.

Никель – доля в потоке ТМ составляет 5 – 8 %, обладает средней

миграционной способностью. Активно аккумулируется почвами,

вследствие чего может давать большой вклад в загрязнение ТМ. В

полигонах отмечается повышение концентрации по всей глубине

исследуемых почвенных профилей. Накапливается в корнеобитаемом слое

(дернине), в небольших количествах поглощается растениями – отмечено

повышение содержания в растениях полигонов в среднем на 20 %.

Медь – в зависимости от состава шлама доля в потоке ТМ сильно

варьирует – от 9 % до 18 %, однако интенсивность выщелачивания из

гальваношлама одна из самых больших. Обладает высокой миграционной

способностью, активно аккумулируется гумусовым веществом почв.

62

Накапливается в корнеобитаемом слое почвы (дернине), отмечено

поглощение растениями из почв во всех трѐх полигонах (до 50 %).

Цинк – из гальваношлама выщелачивается в наибольших количествах,

доля в потоке ТМ составляет 30–37 %, обладает также высокой

миграционной способностью. В почвах мигрирует и аккумулируется в

равной степени. Даѐт существенный вклад в загрязнение почв ТМ. В

полигонах отмечается повышение концентрации по всей глубине

исследуемых почвенных профилей. Элемент первого класса опасности,

имеет важное биологическое значение и наиболее интенсивно

накапливается в корнеобитаемом слое почвы (в дернине – С/Сф ≤ 90),

поглощается растениями – отмечено повышение содержания в растениях

первого полигона на 170 %. Цинк, по-видимому, представляет

наибольшую угрозу как поллютант.

Свинец – из гальваношлама выщелачивается в малых количествах,

доля в суммарном потоке ТМ не превышает 0,2 %, однако среди остальных

тяжѐлых металлов обладает высокой миграционной способностью. Может

давать существенный вклад в загрязнение почв ТМ. В почвах

аккумулируется и мигрирует в равной степени. В полигонах отмечается

повышение концентрации по всей глубине исследуемых почвенных

профилей. Элемент первого класса опасности. Накапливается в

корнеобитаемом слое почвы (дернине), небольшое поглощение растениями

отмечается во всех полигонах.

1.4. ВЫВОДЫ К ГЛАВЕ

Полевой эксперимент включал три объекта исследования – искусст-

венные полигоны. Опыты проводились в условиях естественного

увлажнения. В течение 3-х лет проводился мониторинг содержания ТМ в

верхнем полуметровом слое почв в местах локального воздействия

отходов. Образцы почвы отбирались из всех горизонтов с разных глубин в

пределах верхнего полуметрового слоя почвенного профиля и по пери-

метру полигонов.

Установлено, что в природных условиях из гальваношлама в почву

переходит значительная часть тяжѐлых металлов. За миграционный период

(Тм), который составил 365 сут, шлам утратил в среднем около 50 % от

исходного запаса тяжѐлых металлов.

63

Выщелачивание ТМ из гальваношлама происходит неравномерно по

времени. Так, повышение концентраций ТМ в верхних почвенных

горизонтах отмечено уже через 2 мес., пик загрязнения почвенных

профилей фиксируется в первый же год (Тм ≈ 114 сут). Расчеты

показывают, что миграция ТМ из гальваношлама в почвы полигонов

отличается высокой интенсивностью (Px ≈ 0,001 сут-1

).

По абсолютному количеству тяжѐлых металлов, выщелачиваемых из

исследуемого шлама, ТМ располагаются в следующем порядке: Zn > Fe >

Cr > Cu > Ni > Mn > Pb > Co. Наибольший вклад в поток ТМ дают Zn, Cr,

Fe. Эти элементы являются ведущими, так как на их долю в суммарном

потоке тяжѐлых металлов в условиях эксперимента приходится около

80 %. Однако по интенсивности миграции ТМ из гальваношлама этот ряд

выглядит иначе: Pb > Cu, Zn, Ni > Mn > Cr, Fe > Co, то есть на первое

место выходят элементы (Pb, Cu, Zn, Ni), наиболее интенсивно

мигрирующие в кислых окислительных условиях.

Данные о распределении ТМ по почвенным профилям полигонов

показывают, что опасность представляют не только Zn, Fe и Cr – элементы

в больших количествах содержащиеся в гальваношламе, но и Pb, Cu, Ni –

элементы содержащиеся в меньших количествах и доля которых в потоке

ТМ менее 20%, а интенсивность миграции максимальна.

Во всех полигонах наблюдается выраженная вертикальная миграция

элементов при преобладающем нисходящем потоке кислых и слабокислых

почвенных растворов, усиливающих интенсивность выщелачивания ТМ.

В первом и третьем полигонах – результирующее влияние факторов

мобилизующее, вызванное кислым выщелачиванием ТМ из почв (3,6 < pH

< 4,5). ТМ не связываются прочно почвенным веществом, которое

обеднено гумусом (особенно в дерново-подзолистой почве), поэтому пик

загрязнения смещается в нижележащие горизонты.

Во втором полигоне действие факторов – аккумулирующее,

обусловленное большей мощностью гумусового горизонта, высоким

содержанием органического вещества (до 3,9 %) и реакцией среды близкой

к нейтральной (pH ≈ 5,5). В профиле второго полигона реализуется

регрессивно-аккумулятивное распределение ТМ, проявляющееся в

накоплении металлов в гумусовом горизонте и резком понижении их

содержания в нижележащих.

Перераспределение ТМ тесно связано с водно-физическими

свойствами почв. Во всех случаях наибольшее накопление ТМ

64

наблюдается в горизонтах, отличающихся меньшим влагосодержанием.

Основной вклад в загрязнение исследуемых почвенных профилей дают Zn,

Cr, Ni, Pb.

Изменение концентрации ТМ во времени по почвенному профилю

полигонов происходит неравномерно. В то время как в верхних горизонтах

аккумуляция ТМ, очевидно, связана с сорбционной способностью

органического вещества и резких колебаний концентраций не

наблюдается, в нижних горизонтах фиксируются значительные изменения

(колебания) концентраций ТМ, что свидетельствует об их дальнейшей

миграции вглубь за пределы исследуемого полуметрового почвенного

слоя.

Полевые исследования выявили импульсный характер

перераспределения ТМ в почвенном профиле. Согласно расчѐтам уровень

полиметалльного загрязнения почв (Zc) динамичен, а поток ТМ не

ограничивается верхним полуметровым слоем дерново-подзолистой и

серой лесной почв, тем самым, создавая реальную угрозу загрязнения

грунтовых вод.

Данные анализов растительных проб обнаруживают транслокацию

тяжѐлых металлов в растения. Изменения зафиксированы по Cr, Mn Co, Ni,

Cu, Zn, Pb.

На полигонах № 1 и № 2 растительный покров испытывает наиболее

сильное угнетающее воздействие тяжѐлых металлов. Растения на третьем

полигоне депонируют тяжѐлые металлы в меньшей степени, что связано с

меньшей сорбцией их в гумусовом горизонте, из-за низкого содержания

органического вещества. Ряды по интенсивности поглощения растениями

металлов, внесѐнных в почву с гальваношламом, выглядят следующим

образом: серая лесная почва – Zn, Co > Cu > Pb > Cr, Ni; дерново-

подзолистая почва – Zn > Pb, Co > Ni, Cu > Cr.

Анализ распределения металлов в почвенных профилях, а также

выявленная транслокация ТМ в растения указывают на то, что почвы

полигонов претерпели большую степень преобразования: от природных до

природно-техногенных. Движущим процессом выявленных изменений

является техногенная миграция тяжѐлых металлов в системе

«промышленные отходы – почва», которая характеризуется спецификой,

отличной от естественной физико-химической миграции этих элементов.

65

ГЛАВА 2. ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ПОЧВ С

ПРИМЕНЕНИЕМ НАЗЕМНЫХ МЕТОДОВ

ЗОНДИРОВАНИЯ

Изучению тяжѐлых металлов посвящено множество работ. Подробно

изучены техногенные источники тяжѐлых металлов. В почвах

анализируется валовое содержание разных металлов (Большаков и др.,

1993; Орлов и др., 2002). Но оценить опасность загрязнения на основе

определения только лишь валового содержания не возможно. Токсическое

действие поллютантов зависит от их миграционных свойств и форм,

степени окисления элемента с переменной валентностью, от характера

закрепления металлов минеральными и органическими носителями, среди

которых основную роль играют гумусовые вещества и глинистые

минералы, а также оксиды марганца и железа.

Многочисленные исследования по тяжѐлым металлам (ТМ)

направлены преимущественно на изучение их естественной физико-

химической и биогенной миграции в ландшафтах и почвах. Однако

сведения о миграции металлов из отходов в почвы, о факторах и

механизмах мобилизации, рассеивания, концентрации токсикантов в

условиях локальных полиметалльных загрязнений недостаточны и

противоречивы. Показано, что состав вод, почв, минералов во многом

определяется не равновесием, а главным образом кинетикой процессов.

Одним из ведущих процессов наблюдаемой трансформации природных

систем в природно-техногенные и является техногенная миграция тяжѐлых

металлов и других элементов в системе «промышленные отходы – почва».

Поэтому целью настоящей работы явилось качественное и количественное

описание кинетики и динамики техногенной миграции и трансформации

тяжѐлых металлов, попадающих в почву с промышленными отходами,

разработка модели миграции и трансформации тяжѐлых металлов в

природно-техногенных системах в условиях реально наблюдаемого

локального полиметалльного загрязнения.

66

Существующие модели распределения и миграции металлов

(Кошелева Н.Е., 1997) различаются по степени детальности и используют

различные вариации, либо эмпирических уравнений (регрессионные

модели), либо балансовых уравнений (модели плодородия почв), либо

дифференциальных уравнений конвективной диффузии (физико-

математические модели), не учитывающие физико-химическую специфику

техногенной миграции элементов в условиях наиболее часто реализуемого

локального полиметалльного загрязнения. В результате оценки

выщелачивания металлов из отходов, массопереноса и распределения

веществ в природно-техногенных системах носят ограниченный характер,

позволяющие лишь приблизительно оценить угрозу вторичного

загрязнения окружающей среды, но не позволяющие дать количественную

оценку экологических рисков и предельно допустимых нагрузок. В

отличие от существующих мат. описаний разрабатываемая модель

учитывает стохастику явлений и комплекс выявленных специфичных

физико-химических факторов, определяющих опасность техногенной

миграции и трансформации ТМ.

По результатам исследований предполагается разработка модели

техногенной миграции и трансформации тяжѐлых металлов в условиях

реально наблюдаемого локального полиметалльного загрязнения

Оценка состояния почвенного покрова Владимирской области

проводились с применением наземных методов зондирования основанных

на прогнозно-аналитических и экспериментальных методах исследования.

2.1. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

Техногенная миграция тяжѐлых металлов – это миграция тяжѐлых

металлов, осуществляемая в природно-антропогенной системе «отходы

(атмосферные выпадения) – почва». Существуют различные оценки

опасности отходов, загрязняющих землю. Наиболее опасны те токсичные

терраполлютанты, которые и геохимически и биохимически подвижны и

могут попасть в питьевую воду или в растения. Это в первую очередь

соединения тяжѐлых металлов. Наряду с выбросами предприятий имеются

многочисленные участки, где складируются открытым способом бытовые

и промышленные отходы (шлако- и золоотвалы, хвостохранилища,

свалки). По концентрации и комплексу тяжѐлых металлов аномалии здесь

67

не уступают выбросам, являясь источником повторной эмиссии в

окружающую среду. В результате воздушной и водной миграции

техногенные ореолы вокруг свалок в несколько раз больше территории,

отведѐнной под отходы. Отходы, таким образом, способны вызывать

трансформацию природных систем в природно-техногенные и даже

техногенные. Одним из главных механизмов наблюдаемой трансформации

и является техногенная миграция тяжѐлых металлов и других элементов в

системе «отходы – почва». Для ландшафтов, загрязнѐнных

промышленными отходами, техногенная миграция ТМ является ведущим

процессом преобразования. В почвенном профиле формируется

техногенный поток рассеяния тяжѐлых металлов, имеющий чѐткую

пространственную связь с его источником – твѐрдыми промышленными

отходами, а наблюдаемая техногенная аномалия ТМ характеризуется

динамичностью и непостоянством параметров полиметалльного

загрязнения. Перераспределение ТМ имеет выраженный импульсный

характер: на начальных этапах привноса ТМ в гумусовом горизонте

формируется «импульс» – максимум концентраций ТМ, который в

дальнейшем под действием, как правило, кислых фильтрационных вод

смещается в нижележащие горизонты. Нами выявлено, что техногенная

миграция тяжѐлых металлов в системе «отходы – почва» – процесс

инвариантный, т.е. характер итогового распределения металлов по

почвенному профилю качественно не зависит от вида химических

соединений ТМ, внесѐнных с промышленными отходами, так как

действует универсальный механизм мобилизации и перераспределения

металлов из отходов и почв, определяемый динамическим равновесием

«аккумуляция – кислое (кислотное) выщелачивание» в присутствии

многочисленных лигандов. Значительная часть тяжѐлых металлов

присутствует в водах не в виде простых ионов, а в форме комплексных

соединений. В этом случае миграционная способность и устойчивость

элемента в растворе сильно возрастает. Нами показано, что основной вклад

в полиметалльное загрязнение почв вносят элементы, обладающие

наибольшей относительной атомной массой и характеризующиеся

разнообразием миграционных, преимущественно комплексных форм

(Ширкин Л.А., Трифонова Т.А., Селиванова Н.В.).

Техногенная трансформация соединений тяжѐлых металлов в почве –

это ряд химических превращений, осуществляемых в процессе миграции

тяжѐлых металлов в системе «отходы (атмосферные выпадения) – почва».

68

Несмотря на значительное разнообразие форм соединений тяжѐлых

металлов, поступающих в почву из окружающей среды, фазовый состав

элементов в составе выбросов, отходов предприятий достаточно

однотипен и представлен преимущественно твѐрдыми оксидами и

гидроксидами, а также некоторыми малорастворимыми солями.

Количество сульфидов и водорастворимых фракций тяжѐлых металлов

сравнительно невелико. При этом процесс трансформации поступивших в

почву тяжѐлых металлов включает следующие стадии: 1) выщелачивание

ТМ; 2) трансформация, связанная с депонированием и обменом ионов ТМ

почвенным веществом; 3) превращения при переносе ТМ в

фильтрационном потоке; 4) микробиологическая трансформация и

трансформация при поглощении ТМ растениями.

Выщелачивание ТМ сопровождается преобразованием соединений

тяжѐлых металлов в гидроксиды, карбонаты, гидроксокарбонаты с

последующим растворением соединений тяжѐлых металлов. Тяжѐлые

металлы поступают в фильтрат и мигрируют в составе многочисленных и

разнообразных по составу комплексов – соединений растворѐнных ионов

ТМ и молекул растворителя (H2O) или анионов кислот (HSO4–, SO4

2–, Cl

– и

др.). Исследователями отмечается, что процесс выщелачивания из отходов

завершается образованием сольватных комплексов, так как молярная

теплота выщелачивания близка к величине реакции образования молекул

воды из ионов водорода и гидроксид-ионов, а лимитирующей стадией

процесса является диффузия – в изотермических условиях процесс

протекает во внешнедиффузионной области. Перемещение тяжѐлых

металлов по почвенному профилю контролируется органическим и

минеральным веществом. Различия в сорбирующей способности связаны с

присутствием в почвах специфически адсорбирующих тяжѐлые металлы

компонентов (гумусовые вещества, соединения железа и марганца,

карбонаты), а прочность связи с этими компонентами обусловлена

величиной pH почвенного раствора. Теоретически тяжѐлые металлы

способны образовывать сложные устойчивые комплексные соединения с

органическим веществом почвы, однако, как показывают

экспериментальные данные, оно не может быть доминирующим фактором

в техногенной миграции и трансформации соединений ТМ: гумусо-

аккумулятивные горизонты не являются эффективным барьером по

отношению к тяжѐлым металлам, так как, несмотря на эффект депо-

нирования, они не препятствуют миграции ТМ в нижележащие горизонты.

69

Нами установлено, что трансформация при переносе ионов ТМ в

фильтрационном потоке сопровождается двумя специфическими

явлениями. Во-первых, это эффект анионного выноса катионов, когда

значительная часть поступивших извне анионов(таких как HSO4–, SO4

2–,

NO3– Cl

– и др.) сохраняет в почве свою мобильность и мигрирует с

нисходящим током влаги, при этом вызывает эквивалентное

выщелачивание из почвы ТМ. Поэтому миграция тяжѐлых металлов по

почвенному профилю – это функция не только щелочно-кислотных усло-

вий (pH), но и анионного состава кислых дренирующих вод. Во-вторых,

важным явлением техногенной трансформации является эффект

«полиметалльного загрязнения». В реакциях ионного обмена с почвенным

поглощающим комплексом катионы металлов в силу близости химических

свойств относительно равноценны, что обусловливает возникновение

«конкуренции» между ними за обменные позиции. «Конкуренция»

металлов приводит, с одной стороны, к тому, что в целом средняя

интенсивность миграции всех ТМ в потоке оказывается очень высокой, с

другой – в условиях полиметалльного загрязнения растворимость и

миграционная способность ряда токсичных металлов оказывается выше,

чем у отдельно взятых соединений. Следует также учитывать, что

наибольшую опасность для высших организмов, в том числе и для

человека, представляют последствия микробной трансформации

неорганических соединений тяжѐлых металлов (Ширкин Л.А., Трифонова

Т.А., Селиванова Н.В.).

Большинство ландшафтов (экосистем) относится к централизованным

системам, для которых характерен структурный центр, играющий

ведущую роль в формировании потоков химических веществ. Таким

центром является, как правило, почвенный покров, а именно его

органогенные, гумусоаккумулятивные горизонты (Васильевская В. Д.,

1996, 1998), которые принимают на себя первый удар техногенного

загрязнения и которые определяют устойчивость ландшафтов вцелом. В

сущности, исследованию подлежит верхняя часть почвенного профиля

мощностью 0,5 м, который в результате почвообразования расчленяется на

горизонты (A0, A1, A2, B1 и др.), причѐм каждый из них представляет собой

особую физико-химическую систему. Нами экспериментально выявлено,

что в ходе перераспределения ТМ в почвенном профиле на границе

раздела генетических горизонтов фиксируются специфичные пограничные

эффекты, проявляющиеся в резком скачке концентраций подвижных ТМ в

70

равновесном почвенном растворе. В этих участках создаѐтся наибольшая

угроза микробиоте и корневой системе растений, при этом выявляется

особая зональность перераспределения ТМ, то есть в стационарном

состоянии можно выделить ряд чередующихся участков с присущими им

особенностями миграции элементов.

Таким образом в разрабатываемой модели техногенной миграции и

трансформации ТМ необходим учѐт целого комплекса малоизученных

специфичных факторов, определяющих опасность техногенного

перерераспределения ТМ, среди которых: 1) высокая интенсивность и

импульсный характер миграции ТМ; 2) пограничные эффекты на границе

раздела генетических горизонтов и особая зональность перераспределения

ТМ; 3) сложный механизм мобилизации и перераспределения металлов из

отходов и почв, определяемый динамическим равновесием «аккумуляция –

кислое (кислотное) выщелачивание» в присутствии многочисленных

лигандов; 4) эффект анионного выноса катионов; 5) эффект

«полиметалльного загрязнения». Анализ имеющегося экспериментального

материала показывает, что, по-видимому, именно эти факторы и отличают

техногенную миграцию элементов от естественной физико-химической и

биогенной миграции элементов, которые доминируют в природных

ландшафтах. Недоучѐт данных факторов приводит, в частности, к низкой

эффективности разрабатываемых методов рекультивации загрязнѐнных

почв.

В настоящем исследовании экспериментально и аналитически

изучается миграция и трансформация наиболее токсичных 3d-элементов и

свинца. Эти металлы относят к группе катионогенных элементов,

образующих растворимые соединения в кислых окислительных условиях.

Поэтому в данной работе миграция рассматривается в кислых

кислородных почвах и водах, распространѐнных в естественной среде.

Объектами исследования являются типичные серые лесные и дерново-

подзолистые почвы Владимирской области.

71

2.2. ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ПОЧВ НАЗЕМНЫМИ МЕТОДАМИ

ЗОНДИРОВАНИЯ В КОМПЛЕКСЕ С ПРОГНОЗНО-

АНАЛИТИЧЕСКИМИ МЕТОДАМИ: АНАЛИЗ РАСПРЕДЕЛЕНИЯ

МЕТАЛЛОВ В ПАХОТНОМ СЛОЕ ПОЧВ

Статистический анализ данных о содержании валовых форм металлов

(Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Fe, Mn, Cr) в пахотном слое среднесуглинистых почв

Владимирской области сформированных на лессовидных и покровных

пылеватых суглинках, осуществлѐнный по результатам скрининговых

обследований почвенных разрезов, проведѐнных ВНИИСХ, отражен на

рис. 2.1.

Рис. 2.1. Гистограммы частотного распределения содержаний валовых

форм металлов в пахотном слое почв

Любая почва характеризуется не только определенными значениями

концентраций химических элементов, но и разбросом этих значений.

Иначе говоря, распространение каждого из химических элементов

подчиняется определенному закону распределения. Анализ гистограмм

выявил, что все рассматриваемые металлы подчиняются логнормальному

закону распределения. То есть нормальному распределению подчиняется

не сама величина содержания металлов в почве, а еѐ натуральный

логарифм:

Ц инк (Zn)

27 33 39 45 51 57 63 69

мг/кг

0%

4%

7%

11%

14%

18%

21%

25%

28%

Кобальт (Co)

0,7 2,2 3,6 5,1 6,6 8,1 9,5 11,0

мг/кг

0%

4%

8%

11%

15%

19%

23%

26%

30%

Марганец (Mn)

203 323 442 562 681 801 920 1040

мг/кг

0%

4%

7%

11%

14%

18%

21%

25%

28%

32%

35%

Железо (Fe)

16800 21757 26714 31671 36629 41586 46543 51500

мг/кг

0%

4%

7%

11%

14%

18%

21%

25%

28%

32%

35%

39%

42%

46%

49%

53%

Свинец (Pb)

3,0 8,9 14,7 20,6 26,4 32,3 38,1 44,0

мг/кг

0%

4%

7%

11%

14%

18%

21%

25%

28%

32%

35%

39%

Хром (Cr)

63,0 68,9 74,7 80,6 86,4 92,3 98,1 104,0

мг/кг

0%

4%

7%

11%

14%

18%

21%

25%

28%

32%

35%

72

Сx

exp

ЦXx

ln

2

1 2

2

2

где C – валовое содержание элемента в почве, мг/кг; x – натуральный

логарифм от C; XЦ = ln(CЦ) – координата центра распределения

(математическое ожидание значений x); σ – среднее квадратическое

отклонение (СКО) величины x.

Статистические параметры логнормального закона распределения для

валовых форм металлов в пахотном слое почв Владимирской области

отражены в табл. 2.2.1

Таблица 2.2.1

Параметры распределений валовых форм металлов в пахотном слое

почв

Элемент

Диапазон

зафиксированных

значений C, мг/кг

Центр

распределения СКО

σ

Максимальное

содержание

Cmin Cmax XЦ CЦ, мг/кг XЦ+3σ Сmax

прогноз,

мг/кг

Pb 3 44 2,7003 14,9 0,5542 4,3628 78,5

Zn 27 69 3,8556 47,3 0,2032 4,4652 86,9

Cu 0 17 – – – – –

Ni 15 2650 3,5757 35,7 0,5595 5,2543 191,4

Co 0 11 1,5349 4,6 0,6188 3,3913 29,7

Fe 16800 51500 10,3387 30905 0,2076 10,9615 57615

Mn 203 1040 6,4119 609 0,3064 7,3312 1527

Cr 63 104 4,4403 84,8 0,0886 4,7059 110,6

Ряд металлов, построенный по среднему квадратическому отклонению

(σ), выглядит следующим образом: Co > Ni > Pb > Mn > Fe > Zn > Cr. То

есть наибольшие вариации содержаний в пахотном слое почв характерны

для кобальта, никеля и свинца. Данный тип почв характеризуется

повышенным естественным содержанием железа и марганца.

Нормальное распределение для логарифма концентраций металлов

является характерным распределением для большинства рассеянных

элементов, имеющим место при измерениях в естественных ландшафтах.

Таким образом, результаты исследований показывают, что в большинстве

73

случаев естественный геохимический фон пахотного слоя почв во

Владимирской области не нарушен.

Полученные данные легли в основу разрабатываемой методологии и

критериев, основанных на методах математической статистики, теории

информации и ГИС-технологии позволяющих статистически достоверно

выделять загрязнѐнные территории (см. раздел 3.3). Данная технология

была апробирована на примере почв Владимирской области и позволяет на

основе уже имеющейся картографической информации статистически

достоверно выделять техногенные ореолы рассеивания, которые чѐтко

привязаны к промышленным источникам загрязнения, и, в конечном счете,

дать адекватный прогноз экологических рисков и рисков для здоровья

населения.

2.3. ОЦЕНКА МИГРАЦИОННЫХ СВОЙСТВ ПОЧВ

ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНЫМИ МЕТОДАМИ ИССЛЕДОВАНИЯ

2.3.1. Исследование кинетики миграции ТМ из гальваношлама в

профиле серой лесной почвы методом электропроводности

Миграция тяжѐлых металлов исследуется в условиях полиметалльного

загрязнения в системе «гальваношлам → серая лесная почва» с

использованием данных химического анализа и электрокинетических

измерений, дающих информацию о перераспределении поллютантов в

динамике – в зависимости от глубины (x) и времени (t).

Непременным условием электропроводности вещества является

наличие свободных частиц – электронов и ионов. Электронная

проводимость пород и минералов, составляющих почву, небольшая –

10-15

–10-7

Ом-1

см-1

и без особой погрешности можно отнести к

диэлектрикам. Почва в основном обладает ионной проводимостью.

Электропроводность порового раствора почв слагается из проводимости

равновесного раствора v и поверхностной проводимости s:

SV χχχ

Электропроводность почвы зависит от содержания влаги W,

концентрации солей C, содержания воздуха P и температуры почвы t. При

одинаковых значениях W, P, t удельная электропроводность характеризует

74

ионную активность почвы, что служит мерой засоления почв C. Соли

почвенного раствора служат источником ионов – переносчиков

электрических зарядов. Известно, что удельное сопротивление раствора

солей обратно пропорционально их концентрации. Таким образом,

представляется возможность с достаточной для почвенной практики

точностью определить общую концентрацию солей в почвенном растворе

путѐм измерения его удельного сопротивления.

В опыте, сравнивая электропроводность почв в контрольной трубке и

трубках с гальваношламом при одинаковых W, P, t, можно выявить

ионную активность равновесного почвенного раствора (табл. 2.3.1).

Таблица 2.3.1

План эксперимента

№ Образец почвы (гор-ты) Вносимые вещества

1 профиль серой лесной

почвы (A1–А2B)

гальваношлам + разбавленный раствор серной

кислоты (pH=3,0)

2 профиль серой лесной

почвы (A1–А2B)

разбавленный раствор серной кислоты (pH=3,0)

Причѐм полученные значения характеризуют уровень содержания

растворѐнных ионных форм тяжѐлых металлов в зависимости от глубины

(x) и времени (t):

1) по отношению к ионам ТМ удельное сопротивление равновесного

почвенного раствора описывается уравнением

]z[Me)μF(μ

Nρ

z

A

где [Mez+

] – концентрация катионов ТМ в почвенном растворе; μ++μ– –

коэффициенты подвижностей ионов.

2) в этом случае эквивалентная концентрация равновесного почвенного

раствора по тяжѐлым металлам выражается формулами

в загрязнѐнной почве – A

z

N

]z[MeC

в незагрязнѐнной почве (фон) – A

ф

z

фN

]z[MeC

3) отсюда зависимость степени загрязнения равновесного почвенного

раствора (C/Cф) от электросопротивления на участке почвенного профиля

передаѐтся отношением

75

R

R

ρ

ρ

]z[Me

]z[Me

C

C фф

ф

z

z

ф

где R – электросопротивление участков загрязнѐнных образцов почвы;

Rф – сопротивление на соответствующих участках контрольного образца

почвы.

То есть отношение электросопротивлений, замеренных на

соответствующих участках контрольного и загрязнѐнного профилей,

непосредственно связано с суммарной концентрацией ионов тяжѐлых

металлов в равновесном почвенном растворе (обратным соотношением).

В опыте используются: 1) милли- и микроамперметры; 2) вольтметры;

3) стальные электроды; 4) выпрямитель тока, рабочее напряжение 20 В.

Схема измерительного устройства приведена на рис. 2.2.

+ –

V

μA

mA

1

1

2

3

4

1 – амперметры;

2 – вольтметр;

3 – электроды;

4 – к выпрямителю тока

(U=20 В)

Рис. 2.2. Принципиальная схема измерительного устройства

В трубках Освальда в масштабе 1:1 смоделирован почвенный профиль,

включающий два верхних генетических горизонта – A1 и A1A2+A2B (табл.

2.3.2). Почва просеивается через сито (2 мм), а затем засыпается в трубки.

В трубки вставляются электроды на различных уровнях с одинаковым

шагом – на расстоянии 3 см друг от друга.

Трубки: Почва:

высота – 40,0 см;

внутренний диаметр – 3,0 см;

площадь поперечного сечения – 7,07

см2.

масса почвы в модели – 276 г;

насыпная плотность – 0,13 г/см3;

высота почвенного слоя – 30,0 см.

76

Таблица 2.3.2

Структура моделируемого разреза

Горизонт Высота слоя, см Объѐм, см3 Масса почвы, г

A1 15,0 106,03 138

A1A2+A2B 15,0 106,03 138

Всего в трубке: 30,0 212,06 276

На поверхность почвы вносится гальваношлам ровным слоем. За

основу принята навеска шлама – 40 г (насыпная плотность сухого шлама

≈ 707 кг/м3). В табл. 2.3.3 приведены данные по валовой нагрузке

металлов, создаваемой гальваношламом в трубках на модель почвенного

профиля.

Таблица 2.3.3

Массы металлов внесѐнные в почвенные образцы с гальваношламом

Элемент Cr Mn Fe Со Ni Сu Zn Рb

Содержание ТМ в

шламе, % с. в.

2,965 0,217 4,650 0,0017 1,125 1,390 5,895 0,095

Масса ТМ, внесен-

ного с шламом, мг

1169,3 81,2 1869,3 0,7 452,0 550,7 2361,3 38,4

Удельное количество

ТМ, мг/см2

165,4 11,5 264,5 0,1 63,9 77,9 334,1 5,4

Соотношение коли-

честв ТМ, %

20,54 1,50 30,05 0,01 6,88 8,06 32,80 0,16

Замеры электропроводности проводились ежесуточно до приливания

раствора (т. е. в равновесных условиях) при напряжении 20 В. В каждую

трубку в течение 21 сут было прилито 150 мл разбавленного раствора

серной кислоты с pH = 3. Среднее значение потока влаги – 7,1 мл/сут.

Миграция ТМ исследовалась в условиях полиметалльного загрязнения

в системе «гальваношлам – почва» с использованием данных

электрокинетических измерений, дающих информацию о перераспреде-

лении поллютантов в динамике – в зависимости от глубины (x) и времени

(t).

В опыте наблюдается интенсивный вынос тяжѐлых металлов из

гальваношлама (табл. 2.3.4). Расчет выщелачивания ТМ из гальваношлама

ведѐтся в абсолютных величинах (мг, моль).

77

Таблица 2.3.4

Выщелачивание ТМ из гальваношлама в почву (из расчѐта на 40 г

шлама)

Параметры Cr Mn Fe Co Ni Cu Zn Pb Всего

Исходное со-

держание, мг

1169,3 81,2 1869,3 0,7 452,0 550,7 2361,3 38,4 6522,9

Содержание на

21-е сут, мг

1046,4 79,4 1737,7 0,7 404,1 486,1 2100,5 34,0 5888,9

Вынос ТМ, мг 122,9 1,8 131,7 0,0 47,9 64,6 260,8 4,4 634,1

ммоль 2,36 0,03 2,36 0,00 0,82 1,02 3,99 0,02 10,60

в % 10,5% 2,2% 7,0% 0,0% 10,6% 11,7% 11,0% 11,3% 9,7%

Проведѐнный анализ показал, что по абсолютному количеству ТМ,

выщелачиваемых из шлама с кислыми фильтрационными водами,

элементы располагаются в следующем порядке: Zn > Cr > Fe > Cu > Ni >

Mn > Pb > Co (рис. 2.3).

Вклад элементов в поток тяжѐлых металлов

Pb

0,2%

Zn

37,6%

Cu

9,6%

Ni

7,7%

Fe

22,3%

Mn

0,3%

Cr

22,3%

Рис. 2.3. Вклад элементов в суммарный поток тяжѐлых металлов из

гальваношлама

Наибольший вклад в поток тяжѐлых металлов из гальваношлама дают

Zn, Cr, Fe (рис. 3.2). На их долю в суммарном потоке ТМ приходится около

80%. Эти элементы являются ведущими, так как они в больших

количествах растворяются в дренирующих водах и, следовательно,

способны влиять на интенсивность миграции других химических

элементов.

Выщелачивание металлов из гальваношлама происходит неравномерно

по времени. График (рис 2.4), построенный на основе данных замеров

78

электропроводности в верхнем шестисантиметровом слое почвы,

непосредственно соприкасающемся с отходами, отражает динамику

выщелачивания тяжѐлых металлов из гальваношлама.

Выщелачивание ТМ из гальваношлама

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

4 6 8 10 12 14 16 18 20 сут

t

Σz[M

ez+]/Σz[M

ez+] ф

Рис 3.3. Изменение отношения Σz[Me

z+]/Σz[Me

z+]ф по времени (t, сут)

Расчѐты показывают, что на первые две недели (с 4-е по 12 сутки)

приходится 81 % потока тяжѐлых металлов, а максимум – на промежуток

времени с 5-е по 7-е сут и составляет 25 %. Рассчитанные параметры

потока приведены в табл. 2.3.5, среди которых средние и максимальные

значения потока тяжѐлых металлов (Δm/Δt), а также интенсивность

миграции:

Δt

Δm

m

1P

0

x или m

dm

dt

1Px

где m0 – начальное количество атомов элемента в гальваношламе, Δm –

количество перешедшее в подвижное состояние за время Δt.

Таблица 2.3.5

Параметры потока тяжѐлых металлов из гальваношлама (мг/сут)

Параметр Cr Mn Fe Ni Cu Zn Pb Всего

Градиенты потока ТМ

(Δm/Δt), мг/сут: среднее 5,85 0,09 6,27 2,28 3,08 12,42 0,21 30,20

максимальное 15,36 0,23 16,46 5,99 8,08 32,60 0,55 79,26

Интенсивность миграции

(Px), 10-3

сут-1

5,01

1,06 3,35 5,05 5,59 5,26 5,46

Электропроводность растворов электролитов зависит в первую очередь

от природы электролита и растворителя и является функцией следующих

79

факторов: 1) концентрации ионов; 2) скорости их движения, которая

зависит от валентности и радиусов гидратированных ионов; 3) вязкости и

диэлектрической постоянной растворителя; 4) температуры. В нашем

случае в условиях опыта скорость движения ионов, вязкость и

диэлектрическая постоянная растворителя, температура есть величины

постоянные, так как использовались одни и те же образцы почв и шлама,

раствор ([SO42–

] = const, pH = const), выдерживалась постоянная темпера-

тура. Однако зависимость электропроводности от концентрации ионов в

растворе требует пояснения.

Известно, что с повышением концентрации в растворе меняется

степень диссоциации электролитов или межионное взаимодействие. В

разбавленных растворах электропроводность от концентрации изменяется

линейно, так как в растворах слабых электролитов наступает полная

диссоциация, а в растворах сильных электролитов межионное

взаимодействие исчезает. Скорость движения ионов практически не

зависит от концентрации, и электропроводность растѐт прямо

пропорционально числу ионов, которое, в свою очередь, растѐт с

концентрацией. При высоких концентрациях электролита линейная

зависимость нарушается, а параболическая кривая зависимости удельной

электропроводности растворов от концентрации обычно имеет максимум.

В этом случае использование для расчѐтов приведѐнных формул

некорректно. Анализ табличных данных и литературного материала

(Справочник химика и др.) показывает, что нелинейные эффекты в элек-

тропроводности растворов сульфатов 3d-элементов и свинца проявляются

и становятся существенными при концентрациях свыше 1 моль/л. При

концентрациях менее 1 моль/л зависимости электропроводности растворов

от концентрации электролитов – линейные (рис. 2.5). В условиях опыта

максимальная концентрация ионов ТМ в фильтрате наблюдается на

выходе из слоя гальваношлама на начальных этапах выщелачивания, где

t [5; 7] сут (рис. 2.4), и для разных металлов составляет от ~10-4

до ~10-2

моль/л (табл. 2.3.6).

Таблица 2.3.6

Максимальная концентрация ионов ТМ в фильтрате на выходе из слоя

гальваношлама, моль/л

ТМ Cr Mn Fe Ni Cu Zn Pb ∑[Mez+

]

[Mez+

] 4,1∙10-2

5,7∙10-4

4,1∙10-2

1,4∙10-2

1,7∙10-2

6,9∙10-2

3,7∙10-4

1,9∙10-1

80

Рис. 2.5. Зависимости электропроводности растворов от концентрации

электролитов y=f(x) и значения достоверности аппроксимации R2

Фильтрат – это сложный многокомпонентный раствор, поэтому

необходимо оценивать и суммарное содержание электролитов. В условиях

опыта максимальная суммарная концентрация ионов ТМ, включая

возможное присутствие ионов Ca2+

(соли кальция практически нерас-

творимы), на выходе из шлама не превышает 0,2 моль/л. По анионному

составу фильтрата также не наблюдаются высокие концентрации, так как

исходный кислый раствор характеризуется СМ(H2SO4) = 5 10-4

моль/л.

Таким образом, это области сравнительно низких концентраций, где

электропроводность фильтрата прямо пропорциональна концентрации

электролита. В почвенном профиле реальные максимальные значения

концентраций ионов ТМ в результате перераспределения (в пространстве и

по времени) ещѐ ниже. Ионы вступают в реакции обменного типа между

жидкой и твѐрдой почвенными фазами. Следовательно, в условиях опыта

81

допустима оценка степени загрязнения фильтрата по выведенной формуле,

при этом погрешность расчѐта не превышает 10 – 15 %.

Отношение массы элемента, выщелоченной из шлама к его исходному

содержанию (Δm/m0), а также значения Px отражают степень подвижности

ТМ. Из полученных данных (табл. 2.3.4 и табл. 2.3.5) можно составить ряд

элементов по интенсивности миграции тяжѐлых металлов из

гальваношлама: Cu > Pb > Zn > Ni > Cr > Fe > Mn > Co. Легче всего

вымываются элементы, обладающие наибольшей относительной атомной

массой и в кислых кислородных водах способные образовывать

многочисленные и разнообразные по составу катионные комплексы.

Дифференциальное уравнение интенсивности миграции было предло-

жено А. И. Перельманом (Перельман А. И., 1956; Перельман А. И.,

Касимов Н. С., 1999) для характеристики миграции химических элементов

в корах выветривания и, как будет показано ниже, применимо также для

описания выщелачивания тяжѐлых металлов из гальваношлама. Разделяя в

этом уравнении переменные и интегрируя, получим зависимость

содержания металла в шламе m (мг, моль и т. д.) от времени t (сут):

tPexpmm x0

Таким образом, зависимость содержания элемента (тяжѐлого металла)

в шламовых отходах и в фильтрате от времени передаѐтся экспонентой.

Подтверждением этому может служить график (рис. 2.6), кривая

перераспределения которого близка к экспоненциальной.

Экспоненциальная аппроксимация

y = 41,046e-0,1477x

R2 = 0,8603

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

6 8 10 12 14 16 18 20 сут

Кривая перераспределения ТМ Линия тренда

Рис. 2.6. Экспоненциальная аппроксимация кривой выщелачивания

ТМ, полученной экспериментально.

82

На рис. 2.6 изображены нисходящая кривая, полученная эксперимен-

тально, а также линия тренда, описываемая экспоненциальным уравнением

y = f(x) и величиной достоверности аппроксимации R2. Очевидно, что

экспоненциальные зависимости в данном случае наиболее точно

характеризуют процессы миграции химических элементов в системе

«отходы–почва».

На основе данных табл. 2.3.5 можно вывести уравнения, выражающие

зависимость относительного содержания металлов в гальваношламе

(m/m0), промываемого кислыми водами (pH = 3) объѐмами близкими к

естественному уровню, от времени (t, сут), а также оценить период

полуудаления элементов из шлама, который рассчитывается по следующей

формуле:

x1/2 P2lnT

Уравнения выщелачивания тяжѐлых металлов из гальваношлама и их

периоды полуудаления представлены в табл. 2.3.7.

Таблица 2.3.7

Уравнения выщелачивания тяжѐлых металлов из гальваношлама и их

период полуудаления в кислых промывных водах (pH = 3)

Элемент Уравнение m/m0=f(t) Период полуудаления элемента T1/2, сут

Mn m/m0=exp(-1,06∙10-3

∙t) 657

Fe m/m0=exp(-3,35∙10-3

∙t) 207

Cr m/m0=exp(-5,01∙10-3

∙t) 138

Ni m/m0=exp(-5,05∙10-3

∙t) 137

Zn m/m0=exp(-5,26∙10-3

∙t) 132

Pb m/m0=exp(-5,46∙10-3

∙t) 127

Cu m/m0=exp(-5,59∙10-3

∙t) 124

Согласно табл. 2.3.7 период полуудаления различных металлов из

гальваношлама с кислыми промывными водами составляет от 4 месяцев –

для меди, свинца и цинка; до 2 лет – для марганца. Никель и хром также

обнаруживают высокую подвижность, их период полуудаления составляет

около 4,6 мес. Теоретически, такие параметры выноса тяжѐлых металлов

можно наблюдать в супесчаной дерново-подзолистой почве, где в верхней

части почвенного профиля реализуется промывной режим, а также кислая

и, даже, сильнокислая среда, обусловливающая энергичное

выщелачивание элементов.

83

Уравнения применимы и для характеристики иммиграции – поступ-

ления химических элементов в почву. Расчет привноса элемента

осуществляется в этом случае по следующей формуле:

tPexp1mtΔm x0

где Δm(t) – количество элемента, перешедшее из отходов в почву к

моменту времени t; m0 – исходное содержание металла в шламе в

начальный момент (t=0). Расчетные и экспериментальные значения выноса

тяжѐлых металлов в условиях опыта (на 40 г шлама) представлены в табл.

2.3.8.

Таблица 2.3.8

Экспериментальные и расчетные значения выноса ТМ в почву (pH=3)

Эле-

мент Уравнение Δm=f(t)

Поступление ТМ в почву на 21-е сут, мг

Экспериментальные

значения Расчетные значения

Cr Δm=1169,3(1-exp(-5,01∙10-3

∙t)) 122,9 116,8

Mn Δm=81,2(1-exp(-1,06∙10-3

∙t)) 1,8 1,8

Fe Δm=1869,3(1-exp(-3,35∙10-3

∙t)) 131,7 127,0

Ni Δm=452,0(1-exp(-5,05∙10-3

∙t)) 47,9 45,5

Cu Δm=550,7(1-exp(-5,59∙10-3

∙t)) 64,6 61,0

Zn Δm=2361,3(1-exp(-5,26∙10-3

∙t)) 260,8 246,9

Pb Δm=38,4(1-exp(-5,46∙10-3

∙t)) 4,4 4,2

Расчетные и экспериментальные данные дают близкие значения выноса

тяжѐлых металлов в почву. Таким образом, процессы техногенной

миграции ТМ также могут быть описаны математической моделью, в

основу которой положена система экспоненциальных уравнений,

отражающих перераспределение каждого химического элемента в системе

«отходы–почва» во времени.

Электропроводность почвы зависит от содержания влаги W,

концентрации солей C, содержания воздуха P и температуры почвы t. В

опыте, сравнивая электропроводность почв в контрольной трубке и

трубках с гальваношламом при одинаковых W, P, t, выявляется ионная

активность равновесного почвенного раствора. Причѐм полученные

значения характеризуют уровень содержания ионных форм тяжѐлых

металлов (или степень загрязнения) в зависимости от глубины (x) и

времени (t). Отношение электросопротивлений, замеренных на

соответствующих участках контрольного и загрязнѐнного профилей,

непосредственно связано с суммарной концентрацией ионов тяжѐлых

84

металлов в равновесном почвенном растворе обратным соотношением. И

таким образом на основе данных замеров электросопротивления были

рассчитаны степень загрязнения равновесного почвенного раствора по

глубине (x, см) и времени (t, сут) и построены контурные диаграммы (рис.

2.7, 2.8).

Рис. 2.7. Диаграмма перераспределения подвижных форм ТМ, выщела-

чиваемых из гальваношлама, по почвенному профилю

Контурная диаграмма (рис. 2.7) приведена с привязкой к изучаемому в

опыте почвенному профилю. На диаграмме уже на 12-е сутки отчѐтливо

фиксируется глобальный экстремум – максимум, расположенный на

границе двух горизонтов (15 см) и в котором наблюдается 25-кратное

превышение концентрации загрязняющих веществ в равновесном

почвенном растворе относительно фонового уровня. Очевидно, что

перераспределение тяжѐлых металлов в отдельных горизонтах имеет

различный характер. В обработанном, интерполированном виде (методом

трѐхмерной кубической сплайн интерполяции) данная диаграмма ото-

бражена на рис. 2.8.

Изолинии формируют сложную структуру перераспределения ТМ,

отражающую различные стадии процесса. Данные замеров

электропроводности указывают на то, что миграция растворимых форм

ТМ протекает интенсивно и во времени занимает считанные сутки (рис.

2.8).

85

data

4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21

20

15

15

1515

10

10

10

10

101010

5

5

5

5

5

5

5

5

5

0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

t, сут x,

см

Рис. 2.8. Контурная диаграмма перераспределения ТМ, выщелачивае-

мых из шлама, по почвенному профилю А1 (0–15 см) → А1А2+А2В (15–30

см) в интерполированном виде

В условиях опыта 30 сантиметрового уровня загрязнѐнный фильтрат

достиг приблизительно за 9 сут, а перераспределение через почвенный

профиль основной массы тяжѐлых металлов, выщелоченной из шлама с

кислыми промывными водами, заняло около 3-х недель. На рис. 2.9

отображен вид функции отклика системы – ∑z[Mez+

]/∑z[Mez+

]ф=f(x,t).

data

0

10

20

Вр

ем

я,

t

Глубина, x Рис. 2.9. Трѐхмерная диаграмма перераспределения подвижных форм

ТМ: вид функции отклика системы «гальваношлам – почва» –

∑z[Mez+

]/∑z[Mez+

]ф = f (x, t)

86

Диаграмма (рис. 2.9) даѐт наглядное представление о потоках

загрязняющих веществ (ТМ). Перераспределение тяжѐлых металлов по

почвенному профилю носит зональный характер, то есть можно выделить

ряд чередующихся участков с присущими им особенностями миграции

элементов. Графически это деление на зоны представлено цветовой схемой

изучаемого в опыте профиля (рис. 2.10). см

0

5

10

15

20

25

30

А1

A

1A

2+

A2

B

меньше 10 15 20 больше

Зона выщелачивания

Зона выноса

элементов

Зона максимальных концентраций

Зона разгрузки

Иллювиальная зона

Рис. 2.10. Схема техногенной миграции ТМ (градация по степени

загрязнения равновесного почвенного раствора)

На схеме техногенной миграции ТМ выделяется пять зон, которые

можно охарактеризовать следующим образом:

1) «Зона выщелачивания» (0 – 6 см) – участок почвенного профиля

непосредственно контактирующий со слоем отходов. В этом участке идѐт

интенсивная иммиграция ТМ, и из которого в свою очередь идѐт также

интенсивное выщелачивание элементов с кислыми промывными водами.

Здесь в условиях опыта степень загрязнения равновесного почвенного

раствора достигает 20 единиц, а по оценкам, приведѐнным на рис. 2.6,

может превышать и 40 единиц. С уменьшением количеств ТМ, вы-

щелачиваемых из шлама, степень загрязнения в данной зоне также

постепенно убывает во времени по экспоненциальному закону.

87

2) «Зона выноса элементов» (6 – 12 см) – участок, через который идѐт

вынос ТМ в нижележащие зоны. Для него характерны минимальные

уровни загрязнения почвенного раствора; хотя здесь и могут наблюдаться

отдельные пики, которые быстро спадают. В опыте степень загрязнения

почвенного раствора невысока (амплитуда не превышает 10 единиц) и

составляет в среднем около 5 единиц. По-видимому, главным регулятором

в данной зоне выступает органическое вещество, слагающее горизонт А1,

Органическое вещество играет роль буфера, который усредняет

концентрацию растворѐнных загрязняющих веществ (ТМ): снижает на

начальных этапах загрязнения и отдаѐт аккумулировавшиеся вещества с

фильтрационным потоком на последующих этапах.

3) «Зона максимальных концентраций» (12 – 18 см) – участок профиля,

расположенный на границе двух генетических горизонтов, и для которого

характерен один из самых высоких уровней загрязнения почвенного

раствора. Это критическая зона, так как в ней фиксируется резкий и

относительно устойчивый скачок: в условиях опыта – до 25 единиц.

Наиболее вероятными причинами, создающими такую контрастную

картину перераспределения ТМ на данном участке, являются различия как

в водно-физических, так и в кислотно-щелочных свойствах гумусового и

«глинистого» вещества двух горизонтов, по-разному взаимодействующих

с ТМ при низких pH промывных вод.

4) «Зона разгрузки» (18 – 24 см) – участок почвенного профиля, через

который идѐт разгрузка, вынос загрязняющих веществ из зоны

максимальных концентраций. На данном участке наблюдаются

пониженные уровни загрязнения относительно соседних зон (в среднем –

около 5 единиц). Он играет роль своеобразного «проводника» (обладает

высокой водопроницаемостью), через который идѐт интенсивный вынос

влаги и растворѐнных ТМ вниз по почвенному профилю.

5) «Иллювиальная зона» (ниже 24 см) – участок повышенных

концентраций, в котором наблюдаются ряд чередующихся пиков –

результат вторичного выщелачивания ТМ из вышележащих зон и

специфических водно-физических свойств «глинистого» вещества,

слагающего данный горизонт. Степень загрязнения равновесного

почвенного раствора в условиях опыта здесь превышает 15 единиц.

Разнообразие стационарных процессов, состояний, складывающихся на

отдельных участках, приводит к тому, что миграция тяжѐлых металлов по

почвенному профилю в целом крайне неоднородна. В различный момент

88

времени в разных областях почвенного профиля появляются пики

концентраций ТМ (рис. 2.11), создающих картину, напоминающую

интерференционную.

В равновесном почвенном растворе верхних горизонтов на

определѐнных глубинах можно наблюдать резкие возмущения

концентраций подвижных ТМ – многократное превышение относительно

фона. В этих участках создаѐтся наибольшая угроза микробиоте и

корневой системе растений. Один из таких наиболее опасных участков

находится на границе раздела почвенных горизонтов.

10-е сутки

1

3

5

7

9

11

13

15

17

3 6 9 12 15 18 21 24 27см

12-е сутки

1

6

11

16

21

26

3 6 9 12 15 18 21 24 27см

16-е сутки

1

3

5

7

9

11

3 6 9 12 15 18 21 24 27см

21-е сутки

1

3

5

7

9

11

13

15

17

3 6 9 12 15 18 21 24 27см

Рис. 2.11. Распределение подвижных форм ТМ по почвенному

профилю в различный момент времени (изменение степени загрязнения

почвенного раствора по глубине)

Степень загрязнения (в мг/кг) образцов серой лесной почвы,

промываемых кислыми водами, возрастает сравнительно мало, однако

электрокинетические измерения, характер распределения остаточных

количеств тяжѐлых металлов (рис. 2.12) и несложные балансовые расчѐты,

приведѐнные по гальваношламу, указывают на то, что в кислой среде

большая часть вымываемых из отходов тяжѐлых металлов быстро

мигрирует вниз по почвенному профилю.

89

0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

30

0,98 0,99 1 1,01 1,02 1,03 1,04

см

ΣC/ΣCк

0

3

6

9

12

15

18

21

24

27

30

0 2 4 6 8 10 12 14 16

см

Σz[Mez+

]/Σz[Mez+

]к

1 2

Рис. 2.12. Распределение ТМ в почвенном растворе на 10-е сутки (1) и в

аккумулированной форме через 4 недели (2)

Относительно малое повышение содержания ТМ в почвенных

горизонтах серой лесной почвы свидетельствует о том, что на первое место

выходит эффект «анионного выноса катионов». То есть, поступающие с

раствором сульфат-ионы в условиях кислой реакции (pH=3) сохраняют в

почве свою мобильность и мигрирует с нисходящим током влаги. При

этом анионы вызывают эквивалентное выщелачивание тяжѐлых металлов

и их интенсивную миграцию по почвенному профилю. Таким образом, в

условиях опыта наблюдается одновременное действие двух сопряжѐнных

процессов: аккумуляция ТМ на определѐнных участках почвенного

профиля и их вторичное выщелачивание с кислыми промывными водами,

содержащими подвижные сульфат-ионы. Подтверждением этому могут

служить графики, изображѐнные на рис. 2.7, на которых фиксируется

совпадение максимумов и минимумов концентраций растворѐнных и акку-

мулированных форм ТМ по всему почвенному профилю.

Скорость миграции растворимых веществ оказывается различной в

почвенных горизонтах. Методом графического определения установлено,

что средняя суммарная скорость миграции тяжѐлых металлов в гумусовом

горизонте A1 составляет около 3,7 см/сут, а в нижележащем горизонте

(A1A2+A2B) скорость миграции оказывается почти в два раза больше – 7,1

см/сут. Полученные значения скорости миграции ТМ сами по себе

показательны, однако для сравнительного анализа необходимо знать и

скорость фильтрации. Замеры электропроводности позволяют также

установить скорость фильтрации (см/сут). Процесс фильтрации в почвен-

90

ных образцах, как и миграция загрязняющих веществ, описывается

собственной диаграммой (рис. 2.13), построенной по отношению R/R0, где

R – электросопротивление сопротивление на участке почвенного профиля

в определѐнный момент времени, а R0 – сопротивление на том же участке,

но в начальный момент времени. Скорость фильтрации в данном случае

также определяется графически.

На диаграмме (рис. 2.13) можно различить как по мере возрастания

количества влаги в почвенном профиле появляется сначала

прочносвязанная (1,0 ≥ R/R0 > 0,8), затем рыхлосвязанная (0,8 ≥ R/R0 > 0,2)

и, наконец, свободная влага (0,2 ≥ R/R0 >0), с которой и осуществляется

интенсивный перенос поллютантов. При этом скорость фильтрационного

потока претерпевает изменение от горизонта к горизонту. Следовательно

между почвенным веществом горизонтов имеются существенные различия

в водно-физических свойствах: водопроницаемости, влагоѐмкости и т. д.

Подтверждением этому может служить распределение влажности (рис.

2.14), зафиксированное после окончания приливания раствора.

0 1 2 3 4 5 6 7

3

6

9

12

15

18

21

24

27

сут

см

Фильтрация по почвенному профилю

0,8-1

0,6-0,8

0,4-0,6

0,2-0,4

0-0,2

R/R0

Рис. 2.13. Фильтрация по почвенному профилю контрольной модели:

А1 (0–15 см) → А1А2+А2В (15–30 см)

91

11% 12% 13% 14% 15% 16%

0-3

3-6

6-9

9-12

12-15

15-18

18-21

21-24

24-27

27-30

0

5

10

15

20

25

30

11% 12% 13% 14% 15% 16%

см

Рис. 2.14. Распределение влажности по почвенному профилю (через 4

недели): 1 – гистограмма по отобранным почвенным образцам; 2 – график

зависимости распределения влаги (%) по глубине (см)

Влажность почвенных образцов варьирует в среднем от 11,5 % до 16 %,

что совпадает с данными, полученными на серых лесных почвах в

природных условиях (на полигонах). Однако кривая распределения

влажности – это нисходящая и немонотонная линия, имеющая скачок на

границе горизонтов.

Расчѐт дает различные значения скорости фильтрации для гумусового

горизонта (А1) и горизонта (А1А2+А2В), содержащего физическую глину

(табл. 2.3.9).

Значения скоростей фильтрации и миграции тяжѐлых металлов не

совпадают: скорость перераспределения ТМ оказывается ниже

соответствующей скорости фильтрационного потока. Взаимодействие

ионов ТМ с твѐрдой почвенной фазой количественно изменяется от

горизонта к горизонту: наибольшее – в гумусовом (А1), а наименьшее – в

горизонте (А1А2+А2В), содержащем физическую глину.

Таблица 2.3.9

Средняя скорость миграции ТМ и содержание гумуса в почвенных

горизонтах

Горизонт

Содержа-

ние гу-

муса, %

Скорость

фильтрации

vф, см/сут

Средняя

скорость

миграции ТМ

vм, см/сут

Среднее время

пребывания

ионов ТМ

τ, сут

vм/vф, %

A1 3,17 5,7 3,7 4,0 64,9

A1A2+A2B 1,66 7,5 7,1 2,1 94,7

92

Сравнительный анализ содержания гумуса, скоростей

перераспределения веществ и отношения vм/vф (табл. 2.3.9) позволяет

утверждать, что не столько скорость фильтрации, сколько почвенное

органическое вещество верхних органогенных горизонтов играет ведущую

роль в регулировании потоков миграции металлов. При этом скорость

перераспределения ТМ по профилю почвы обратно пропорциональна

содержанию гумуса.

Органическое вещество серой лесной почвы способно связывать

тяжѐлые металлы, однако это взаимодействие носит неравновесный

характер – реакции обратимы и при низких pH промывных вод равновесие

смещается в сторону образования ионов ТМ, мигрирующих в

нижележащий горизонт (А1А2+А2В). На диаграмме (рис. 2.9) отчѐтливо

видно, что степень загрязнения равновесного почвенного раствора

тяжѐлыми металлами в гумусовом горизонте после первоначального

резкого подъѐма также быстро спадает как по времени, так и по глубине,

но не опускается до фонового уровня.

В условиях полиметалльного загрязнения металлы по отношению друг

к другу изначально занимают неодинаковое положение. Согласно

принципу подвижных компонентов химическая специфика техногенной

миграции в системе «отходы–почва» будет определяться элементами с

высокими уровнями содержания (как в отходах, так и в почвах), наиболее

активно мигрирующими или накапливающимися в данной системе. По

оценкам, приведѐнным в отношении гальваношлама, ведущими в

техногенной миграции тяжѐлых металлов являются цинк, хром и железо.

Эти металлы дают наибольший вклад (≈ 80 %) в суммарном потоке ТМ,

проходящем через почвенный профиль и они способны давать большое ко-

личество растворимых соединений, в том числе и сульфаты. Итоговое

распределение по профилю Zn, Cr, Fe отображено на рис. 2.15.

Железо занимает особое положение, оно является естественным

типоморфным элементом в природных серых лесных почвах. Fe

отличается высоким содержанием и в больших количествах растворяется в

дренирующих водах: в условиях опыта около 5 % почвенного железа

переходит в кислый раствор. Некоторую подвижность проявляет также

марганец, выщелачиваемый из верхнего гумусового горизонта (также

около 5 %), но по сравнению с Fe его содержание в серой лесной почве в

50 – 80 раз меньше. Вклад в суммарный поток ТМ всех остальных

93

металлов (Ni, Pb, Mn, Cu) существенно меньше и они занимают

подчинѐнное положение по отношению к Zn, Cr и Fe (рис. 2.16).

Рис. 2.15. Распределение Zn, Cr, Fe по профилю почвы

Рис. 2.16. Распределение Ni, Mn, Pb по профилю почвы

Графики (рис. 2.15 и 2.16) отражают сложную картину итогового

распределения тяжѐлых металлов по почвенному профилю. Эти элементы

(Ni, Mn, Pb и др.) можно назвать индикаторными, так как они также

принимают участие в техногенной миграции и характеризуют процессы

94

внутрипочвенного перераспределения химических элементов. Таким

образом, тяжѐлые металлы имеют различный статус в техногенной

миграции. Однако полиметалльный характер загрязнения приводит к тому,

что на отдельных участках почвенного профиля могут образовываться

разнообразные по составу аккумуляции. Следовательно, угрозу здесь

представляют не только тяжѐлые металлы (Zn, Cr, Fe), содержащиеся в

больших количествах в шламах, но и ТМ (Ni, Pb, Cu, Mn, Co), доля

которых в шламе и в потоке не высока (менее 20 %).

2.3.2. Исследование кинетики миграции ТМ из гальваношлама в

лѐгких супесчаных дерново-подзолистых почвах методом

электропроводности

В модельных опытах объектами исследования явились гальваношлам и

лѐгкие супесчаные дерново-подзолистые почвы Владимирской области.

Кинетику миграции ТМ исследовали в условиях полиметалльного загряз-

нения в системе «гальваношлам → почва (песок)» посредством замеров

электропроводности – сравнением кривых R0/R = f (x, t) на загрязнѐнных

(R) и незагрязнѐнных (R0) моделях почвенного профиля.

Были собраны модели почвенного профиля в трубках Освальда, высота

насыпного слоя которых составляет 12 см. Из песка предварительно были

удалены крупные чужеродные включения и подвижные формы тяжелых

металлов путем многократной обработки ацетатно-аммонийным буферным

раствором и дистиллированной водой. Для исследований были

использованы представительные пробы шлама одного крупного

приборостроительного завода. Шламы характеризуются высоким содержа-

нием целого комплекса металлов, среди которых приоритетными

поллютантами являются цинк (5,9 %), железо (4,7 %), хром (2,9 %), медь

(1,4 %), никель (1,1 %) и марганец (0,2 %). Другие металлы находятся в

значительно меньших количествах.

Во всех трубках смоделирована ситуация привноса влаги,

соответствующая интенсивности осадков 25 мм/сут, но различного

химического состава: в первом случае приливалась дистиллированная

вода; во втором – водный раствор серной кислоты (pH = 3); в третьем –

водный раствор глицина (0,1 М). В первом случае моделировался

естественный привнос незагрязнѐнных вод, во втором – воздействие

кислотных осадков на отходы и почвы, в третьем – воздействие на отходы

95

почвенных растворов, обогащѐнных аминокислотами и обладающих

выраженными хелатообразующими свойствами.

Отношение электросопротивлений, замеренных на соответствующих

участках контрольного и загрязнѐнного профилей, характеризует степень

загрязнения ионами ТМ равновесного почвенного раствора. Данный опыт

даѐт объѐмное представление о перераспределении элементов между

гальваношламом, твѐрдой почвенной фазой и почвенным раствором. Во

всех лабораторных опытах реализуются условия, приближенные к

естественным. Замеры электропроводности проводились ежесуточно до

приливания раствора (т. е. в равновесных условиях) при напряжении 10 В.

В результате измерений, осуществлѐнных на протяжении 2-х недель, были

получены диаграммы перераспределения поллютантов по длине трубок в

динамике (рис. 2.17).

Рис. 2.17. Диаграмма перераспределения подвижных форм ТМ,

выщелачиваемых из гальваношлама при приливании: а) дистиллированной

воды; б) водного раствора серной кислоты (pH = 3); в) водного раствора

глицина (0,1 М).

Диаграммы приведены с привязкой к изучаемому в опыте профилю.

Перераспределение ТМ имеет выраженный импульсный характер: на

96

начальных этапах привноса ТМ формируется «импульс» – максимум

концентраций ТМ, который в дальнейшем под действием,

фильтрационных вод смещается в нижележащие горизонты. На

диаграммах отчѐтливо фиксируется глобальный экстремум – максимум,

расположенный как правило около средней части трубок и в котором

наблюдается превышение концентрации загрязняющих веществ в

равновесном почвенном растворе относительно фонового уровня: для

трубок с водой – в 19 раз, для трубок с кислотой – в 11 раз, для трубок с

глицином – в 23 раза.

Данные замеров электропроводности указывают на то, что миграция

растворимых форм ТМ протекает интенсивно и во времени занимает

считанные сутки. Во всех случаях дна трубки загрязнѐнный

фильтационный поток достигает на 3-е –4-е сутки.

Проинтегрировав распределение загрязнений по длине трубки,

получим значения суммарного загрязнения в исследуемых профилях.

Динамика суммарного загрязнения образцов представлена на рис. 2.18. На

графиках видно, что максимума концентраций загрязнѐнный поток

достигает на 5 – 6-е сутки.

0

2

4

6

8

10

12

14

3 4 5 6 7 8 9

Отн

.ед

.

сутВода Кислота Глицин

Рис. 3.18. Динамика суммарного загрязнения образцов почв тяжелыми

металлами в зависимости от приливаемого раствора

Проинтегрировав эти кривые и по времени, мы получим кривые

выщелачивания металлов из почв (рис. 2.19), отражающие количество

97

металлов, перешедшее из отходов в почву к моменту времени t в

зависимости от состава приливаемых растворов.

0

10

20

30

40

50

60

70

3 4 5 6 7 8 9

Отн

.ед

.

сутВода Кислота Глицин

Рис. 2.19. Кривые выщелачивания ТМ из гальваношлама (количество

удалѐнных металлов из гальваношлама)

Таким образом, зависимость содержания элемента (тяжѐлого металла)

в шламовых отходах и в фильтрате от времени передаѐтся экспонентой

независимо от химического состава и pH приливаемого раствора. Расчет

выщелачивания металлов осуществляется в этом случае по следующей

формуле:

tPexp1mtΔm x0

где Δm(t) – количество металлов, перешедшее из отходов в почву к

моменту времени t; m0 – исходное содержание металла в шламе в

начальный момент (t = 0); Px – коэффициент, характеризующий

интенсивность выщелачивания ТМ.

Предварительные данные показывают, что техногенная миграция

тяжѐлых металлов в дерново-подзолистых почвах в условиях

полиметалльного загрязнения обладает чрезвычайно высокой

интенсивностью, создавая реальную угрозу загрязнения грунтовых вод.

Специфика техногенной трансформации тяжѐлых металлов в системе

«гальваношлам – почва» определяется: во-первых, образованием при

выщелачивании значительного количества комплексных катионов ТМ, ко-

торые активно мигрируют вниз по почвенному профилю; во-вторых, высо-

98

кой интенсивностью миграции ТМ, обусловленной как катионным (Zn2+

,

Cr3+

, Fe2+

), так и анионным составом фильтрата (SO42–

, Cl–, органические

кислоты), а сложный состав отходов и реализуемый полиметалльный

характер загрязнения определяет неодинаковую роль металлов в системе

«гальваношлам – почва»; в-третьих, почвенное органическое вещество

может действовать как важный регулятор подвижности тяжѐлых металлов

в почвах, однако оно не может быть доминирующим фактором в

техногенной миграции и трансформации соединений ТМ в почвах.

2.4. ВЫВОДЫ К ГЛАВЕ

1. Оценка состояния почв, проведѐнная наземными методами

зондирования в комплексе с прогнозно-аналитическими методами, а

именно методами математико-статистического анализа данных о

распределении валовых форм металлов (Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Fe, Mn, Cr) в

пахотном слое среднесуглинистых почв Владимирской области,

сформированных на лессовидных и покровных пылеватых суглинках,

показал: 1) металлы подчиняются логнормальному закону распределения;

2) оценены стохастические параметры выявленного распределения

металлов; 3) вид распределения, а также оценки предельного содержания

металлов показали, что в большинстве случаев естественный

геохимический фон пахотного слоя почв во Владимирской области не

нарушен.

2. Экспериментальное исследование состояния почвенного покрова

выявил, что в разрабатываемой модели техногенной миграции и

трансформации ТМ необходим учѐт целого комплекса малоизученных

специфичных факторов, определяющих опасность техногенного

перерераспределения ТМ, среди которых: 1) высокая интенсивность и

импульсный характер миграции ТМ; 2) пограничные эффекты на границе

раздела генетических горизонтов и особая зональность перераспределения

ТМ; 3) сложный механизм мобилизации и перераспределения металлов из

отходов и почв, определяемый динамическим равновесием «аккумуляция –

кислое (кислотное) выщелачивание» в присутствии многочисленных

лигандов; 4) эффект анионного выноса катионов; 5) эффект

«полиметалльного загрязнения». Анализ имеющегося экспериментального

материала показывает, что, по-видимому, именно эти факторы и отличают

99

техногенную миграцию элементов от естественной физико-химической и

биогенной миграции элементов, которые доминируют в природных

ландшафтах. При этом выщелачивание и миграция металлов в системе

«отходы – почва» описывается экспоненциальной моделью независимо от

почв, вида отходов и состава фильтрата.

3. Экспериментальные данные и скрининговые исследования почв

показывают потенциально низкую устойчивость почвенного покрова

Владимирской области к миграции тяжѐлых металлов, а, следовательно,

техногенному загрязнению металлсодержащими отходами.

Гумусоаккумулятивные горизонты в системе «промышленные отходы –

почва» не являются эффективным барьером по отношению к тяжѐлым

металлам, так как, несмотря на эффект депонирования, они не прекращают

техногенную миграцию ТМ в нижележащие горизонты.

100

ГЛАВА 3. МОНИТОРИНГ СОСТОЯНИЯ

ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ В РАЙОНЕ

ДЕЯТЕЛЬНОСТИ КРУПНЫХ ПРОМЫШЛЕННЫХ

ПРЕДПРИЯТИЙ И ПРЕДПРИЯТИЙ

АГРОПРОМЫШЛЕННОГО КОМПЛЕКСА

3.1. РАЗРАБОТКА СИСТЕМЫ ЭКОТОКСИКОЛОГИЧЕСКОГО

МОНИТОРИНГА НА КРУПНОМ АГРОПРОМЫШЛЕННОМ

ПРЕДПРИЯТИИ

На основании изучения литературных источников, собственного опыта

экотоксикологических исследований нами предлагается обобщенная схема

экотоксикологического мониторинга для крупных агропромышленных

предприятий, включая птицеводческие комплексы (рис. 3.1). При

разработке данной схемы использовались принципы, заложенные в

стандарте ГОСТ Р ИСО 14000, направленные на внедрение системы

управления охраной окружающей среды. Схема включает крупные этапы,

такие как формулирование целей и задач экотоксикологического

мониторинга, планирование системы экотоксикологического мониторинга,

организацию работ и осуществление экотоксикологического мониторинга,

разработка и реализация плана действий по охране окружающей среды

(ПДООС), оценка и анализ природоохранной деятельности

агропромышленного предприятия. При этом каждый этап разбивается на

конкретные шаги и действия, что позволяет с одной стороны

формализовать и конкретизировать работу соответствующих специалистов

и служб, упростить контроль за выполнением, а с другой –

целенаправленно оценивать эффективность мероприятий по охране

окружающей среды и системы мониторинга на основе методов и

критериев экотоксикологии.

101

1. Формулирование целей и задач

экотоксикологического мониторинга

2. Планирование системы

экотоксикологического мониторинга

3. Организация и осуществление

экотоксикологического

мониторинга

4. Разработка и реализация ПДООС для

предприятия

5. Оценка и анализ природоохранной

деятельности предприятия

1.1. Оценка текущей экологической ситуации на предприятии

1.2. Идентификация ландшафтов, подверженных воздействию, идентификация возможных экологических

эффектов

1.3. Определение целей и задач экотоксикологического мониторинга

2.1. Определение объектов экотоксикологического мониторинга

2.2. Отбор тест-организмов и методик биотестирования

2.3. Разработка / отбор критериев экотоксикологического мониторинга

2.4. Разработка / корректировка программы экотоксикологического мониторинга

3.1. Анализ воздействия газовых выбросов по данным биотестирования почв и снежного покрова

3.2. Анализ системы очистки сточных вод по данным биотестирования сточных вод, донных отложений

биопрудов и осадков сточных вод

3.3. Анализ отходов по данным биотестирования отходов производства и потребления предприятия

3.4. Оценка / прогноз реальных и потенциальных изменений объектов ОПС

3.5 Характеристика экологических рисков острых и хронических экотоксических эффектов

3.6. Подготовка рекомендаций по разработке ПДООС

4.1. Разработка мероприятий по снижению экотоксичности сбросов и отходов

4.2. Разработка мероприятий по усовершенствованию системы очистки сточных вод и управления отходами

4.3. Отбор мероприятий и реализация ПДООС

5.1. Комплексная документированная оценка соблюдения предприятием требований в области ООС

5.2. Оценка экоэффективности мероприятий по охране ОС и системы экотоксикологического мониторинга

Рис. 3.1. Экотоксикологический мониторинг как инструмент

экологического управления на крупном агропромышленном предприятии

102

Реализация системы экотоксикологического мониторинга как

инструмента экологического управления на крупном агропромышленном

предприятии есть непрерывный циклический процесс, включающий

следующие блоки:

1. Формулирование целей и задач экотоксикологического мониторинга

для крупного агропромышленного предприятия

1.1. Оценка текущей экологической ситуации на предприятии

1.1.1. Изучение технологического процесса с целью выявления

источников загрязнения окружающей природной среды.

1.1.2. Характеристика ксенобиотического профиля среды и отходов по

данным химического анализа, оценка уровня экотоксикологической

опасности отходов

1.2. Идентификация природно-техногенных ландшафтов,

подверженных воздействию агропромышленного предприятия,

идентификация возможных экологических эффектов

1.3. Определение приоритетных экологических аспектов деятельности

крупного агропромышленного предприятия – целей и задач

экотоксикологического мониторинга

2. Планирование системы экотоксикологического мониторинга

2.1. Определение объектов экотоксикологического мониторинга

2.2. Отбор тест-организмов и методик биотестирования, разработка

рекомендаций по экотоксикологическому контролю объектов окружающей

среды

2.3. Разработка / отбор критериев экотоксикологического мониторинга

– целевых показателей, характеризующих острую и хроническую

экотоксичность.

2.4. Разработка программы экотоксикологического мониторинга

3. Организация и осуществление экотоксикологического мониторинга

на крупном агропромышленном предприятии

3.1. Экотоксикологический анализ воздействия газовых выбросов по

данным биотестирования почв и снежного покрова

3.2. Экотоксикологический анализ системы очистки сточных вод по

данным биотестирования сточных вод (по стадиям очистки), донных

отложений биопрудов и осадков сточных вод

103

3.3. Экотоксикологический анализ отходов по данным биотестирования

отходов производства и потребления крупного агропромышленного

предприятия

3.4. Оценка / прогноз реальных и потенциальных изменений объектов

окружающей природной среды, попадающих в зону воздействия

агропромышленного предприятия

3.5. Качественная и количественная характеристика экологических

рисков возникновения острых и хронических экотоксических эффектов.

3.6. Подготовка рекомендаций по разработке плана действий по охране

окружающей среды

4. Разработка и реализация плана действий по охране окружающей

среды (ПДООС) для предприятия

4.1. Разработка мероприятий по снижению экотоксичности сбросов и

отходов крупного агропромышленного предприятия;

4.2. Разработка мероприятий по усовершенствованию технологической

системы очистки сточных вод и управления отходами

4.3. Отбор мероприятий и реализация ПДООС

5. Оценка и анализ природоохранной деятельности

агропромышленного предприятия по результатам экотоксикологического

мониторинга

5.1. Комплексная документированная оценка соблюдения

предприятием требований в области охраны окружающей среды,

требований международных стандартов

5.2. Оценка экоэффективности мероприятий по охране ОС и системы

экотоксикологического мониторинга.

3.1.1. Формулирование целей и задач экотоксикологического

мониторинга

Оценка текущей экологической ситуации на предприятии

Созданию системы экотоксикологического мониторинга должна

предшествовать детальная оценка текущей экологической ситуации на

предприятии. Следует отметить, что данная оценка проводится до

принятия руководством предприятия окончательного решения о стратегии

деятельности в области экологического менеджмента и позволяет выявить

основные достоинства и недостатки в области управления охраной

окружающей среды и сформулировать приоритетные цели и задачи

104

предприятия на начальном этапе формирования системы

экотоксикологического мониторинга.

По результатам данной оценки, как правило, подготавливается

специальный отчет (или экологический паспорт предприятия), выводы и

рекомендации которого являются основанием для разработки системы

экотоксикологического мониторинга и проведения необходимых

дополнительных исследований в области воздействия предприятия на

окружающую среду. Оценка текущей экологической ситуации

предприятия должна осуществляться при использовании различных

информационных источников, в роли которых могут выступать:

существующая на предприятии документация, данные прямых измерений,

результаты интервьюирования и анкетирования, изученный опыт

природоохранной деятельности отечественных и зарубежных предприятий

подобного профиля.

В практическом плане, анализ предусматривает оценку следующих

показателей деятельности предприятия:

– технологический регламент (технологические инструкции).

Оценивается состояние технологического регламента по

характеристикам, отражающим основные показатели технологии и

возможные отклонения, а также их влияние на качество продукции,

количество и качество стоков и выбросов, образование отходов,

расход воды, энергоресурсов, наличие экологически безопасных

регламентов пуска и аварийных остановок, описание параметров

технологически и экологически оптимальных режимов. Состояние

корректировки регламентов по мере изменения обстановки и

улучшения технологии;

– поддержание технологического режима. Оценивается уровень

поддержки технологических режимов близкий к оптимальному, в

котором в основном ведется работа. Фиксирование случаев

отступления от норм технологического режима, проведение анализа

таких случаев, учет результатов анализа нарушений при

последующей работе. Уровень квалификации персонала по

устранению и предупреждению нарушений технологического

режима;

– резервы интенсификации производства, оборудования, структурной

перестройки. Оценивается гибкость технологий и компоновки

оборудования, возможность на различных уровнях замены

оборудования, интенсификации, перехода на новые виды сырья и

продукции, изменения технологических блоков с переходом на

105

ресурсосберегающие, безотходные технологии без существенных

затрат и длительного простоя;

– уровень руководства, подготовленность персонала, работа с

кадрами. Наличие и состояние системы экологического хозрасчета

на предприятии, учитывающего вклад каждого подразделения в

экологическую обстановку, системы оплаты труда, учитывающей

уровень поддержания оптимального технологического режима.

Наличие системы экологической и технологической

рационализации, обучения и аттестации кадров по вопросам охраны

окружающей среды;

– техника безопасности. Наличие и выполнение норм безопасности

жизнедеятельности, состояние средств охраны труда. Фактическое

состояние и выполнение норм ПДК в рабочей зоне. Проведение

учений противопожарной и противоаварийной служб;

– чистота и порядок в помещениях и на территории. Оценивается

чистота помещений и территории, закрепление их персонально или

за бригадами. Наличие гибкой пропаганды аккуратного стиля

работы и поощрения за чистоту;

– воздействие предприятия на атмосферу. Оценивается общая масса

выбросов загрязняющих веществ и выполнение норм ПДВ. Степень

очистки организованных выбросов, наличие неорганизованных

выбросов. Наличие систем рециркуляционной вентиляции. Уровень

оседания токсичных веществ, выбрасываемых предприятием, в

жилой зоне. Соответствие концентраций загрязняющих веществ

нормам ПДК;

– воздействие предприятия на водные источники. Оценивается общая

масса сброса загрязняющих веществ в стоках и выполнение норм

ПДС. Уровень водопользования, наличие бессточных и оборотных

систем водоснабжения. Степень очистки сточных вод.

Использование систем воздушного охлаждения и градирен с

замкнутым циклом конденсации. Соответствие концентраций

загрязняющих веществ в водных объектах, принимающих стоки

предприятия, нормам ПДК;

– твердые отходы и шламы. Оценивается количество твердых отходов

и шламов, в т. ч. на тонну продукции, стабильность состава и

количество отходов. Наличие технологий обработки отходов с

целью сокращения их количества, безопасного хранения и

утилизации. Наличие сортировки отходов, оборудование хранилищ,

уровень неблагоприятного воздействия свалок на почву и пыление,

106

наличие резервных емкостей и шламохранилищ для захоронения

отходов. Наличие технологий вторичного использования отходов;

– воздействие предприятия на грунты. Оценивается содержание

токсичных веществ на поверхности почвы, уровень возможного

загрязнения грунтовых вод. Соответствие концентраций

загрязняющих веществ в почве нормам ПДК;

– взаимодействие с окружающей территорией. Наличие и состояние

санитарных зон защиты. Удаление от населенных пунктов, жилых

зон и источников водоснабжения. Воздействие выбросов на эти

территории. Наличие свалок и шламохранилищ в непосредственной

близости от источников водоснабжения;

– физический износ оборудования предприятия. Оценивается износ

основных фондов предприятия, их сроки службы. Уровень простоев

и затрат на ремонт оборудования. Частота отказов в работе

оборудования и внеплановых остановок;

– система управления технологическими режимами. Оценивается

работоспособность контрольно-измерительных приборов и

автоматики (КИПиА), наличие аварийной сигнализации и

блокировок в случае возникновения аварийных ситуаций;

– здания, сооружения, фундаменты. Состояние строительных

конструкций, наличие интенсивной коррозии металлических

сооружений, проседания грунта и перекрытий, разрушение

фундаментов;

– складское хозяйство, емкости, трубопроводы. Оценивается

состояние объектов и коммуникаций, наличие коррозийных

разрушений, течей, проливов масла, растворов или сильное

захламление территории;

– очистные сооружения и шламовое хозяйство. Состояние и

работоспособность очистных сооружений и шламохранилищ,

наличие течей и захламленности. Уровень износа оборудования и

сооружений. Заполненность шламохранилищ. Состояние систем

обработки шламов и твердых отходов, оборотных циклов. Наличие

неорганизованных выбросов и сбросов из систем очистки;

– дороги и подъездные пути. Оценивается состояние дорог, наличие

просадок и выбоин, захламленность подъездных участков,

разрушение покрытия дорог. Наличие и состояние подъездов к

зданиям и сооружениям на территории предприятия;

– качество выпускаемой продукции. Оценивается уровень

соответствия выпускаемой продукции эталонной, используемые

материалы, энергоемкость, возможности утилизации после

107

завершения срока эксплуатации, затраты на эксплуатацию, затраты

на эксплуатацию у потребителя в связи с необходимостью принятия

мер по защите от воздействия на окружающую среду, расход сырья,

наличие побочных продуктов в процессе производства;

– наличие технологий повторного использования воды, газов, твердых

отходов. Оценивается наличие и состояние систем рециркуляции;

– утилизация вторичных энергоресурсов. Наличие и использование

вторичных энергоресурсов, утилизации физической теплоты и

теплоты сгорания горючих отходов. Использование

энерготехнологических схем: котлов-утилизаторов,

теплообменников и т. п.;

– характеристика применяемого оборудования. Наличие

высокоэффективного оборудования, надежно работающего в

широком диапазоне нагрузок и режимов, пригодное для

автоматизированного управления. Способность оборудования

использоваться в гибком технологическом режиме. Уровень работы

на отказ и степень надежности оборудования;

– система контроля и автоматизации. Оценивается наличие и

состояние дистанционного контроля и использование систем

автоматизации с непрерывной обработкой данных и анализом хода

технологического процесса. Наличие систем оптимального пуска и

остановки оборудования, в том числе при аварийных ситуациях.

Наличие макетов установок и систем тренажеров для обучения

оптимальным режимам управления;

– система газоочистки. Наличие неорганизованных выбросов.

Объединение отдельных выбросов в единые системы эффективной

очистки. Уровень применения эффективных методов очистки,

уровень утилизации уловленных веществ. Наличие

опломбированных анализаторов состава выбросов на основных

источниках газовыделения;

– водное хозяйство и система водоочистки. Наличие и состояние

систем контроля качества стоков по отдельным цехам и

производствам (системы опечатанных датчиков качества стоков),

локальных систем очистки токсичных стоков, применение

водосберегающих технологий, оборотных технологических циклов,

систем сгущения и обезвреживания шламов и концентрированных

пульп;

– система доступа к оборудованию и ремонтопригодность. Наличие

свободного доступа ко всем аппаратам и коммуникациям, состояние

108

системы механизированного ремонта, использование поузловой

схемы ремонта;

– система контроля оборудования и поиска оптимальных режимов.

Наличие и состояние систем резервных пробоотборов и замеров,

возможность подключения дополнительных приборов.

Подобный анализ и оценка экологических аспектов деятельности

предприятия по показателям, является основой для подготовки и

реализации системы экотоксикологического мониторинга и эффективного

плана действий по охране окружающей среды на предприятии.

Далее даѐтся характеристика ксенобиотического профиля среды и

отходов по имеющимся данным химического анализа (если таковые

имеются).

Ксенобиотический профиль – совокупность чужеродных веществ,

содержащихся в окружающей среде (воде, почве, воздухе и живых

организмах) в форме (агрегатном состоянии), позволяющей им вступать в

химические и физико-химические взаимодействия с биологическими

объектами экосистемы.

Ксенобиотический профиль следует рассматривать как один из

важнейших факторов внешней среды (наряду с температурой,

освещенностью, влажностью, трофическими условиями и т.д.), который

может быть описан качественными и количественными характеристиками.

Рассматривается поведение ксенобиотиков в окружающей среде:

источники их появления; распределение в абиотических и биотических

элементах окружающей среды; превращение ксенобиотика в среде

обитания; элиминация из окружающей среды.

Экотоксичность – это способность данного ксенобиотического

профиля среды вызывать неблагоприятные эффекты в соответствующем

биоценозе. Экотоксичные вещества – вещества или отходы, которые при

попадании в окружающую среду оказывают или могут оказать

немедленное или отложенное по времени неблагоприятное воздействие на

окружающую среду посредством биоаккумуляциии и (или) токсического

влияния на биотические системы. К перечисленным воздействиям или

отходам добавляются вещества, способные производить (образовывать)

другое вещество (материал), например, при выщелачивании, которое

обладает экотоксичными свойствами. Экотоксичность зависит не только от

токсичности компонентов отхода, но и от степени их подвижности в

ландшафтах (экосистемах).

109

Основным механизмом попадания компонентов отхода в ландшафты

является испарение летучих веществ и выщелачивание. Любой тест на

экотоксичность должен включать выщелачивание, которое проводится, как

правило, водой с pH = 5,6 – 7,0 (вода уравновешенная с атмосферным

CO2). Экстракт впоследствии либо подвергается химическому анализу на

содержание токсичных, либо исследуется на биологических тест-объектах.

Экотоксикант – поллютант, накопившийся в среде в количестве,

достаточном для инициации токсического процесса в биоценозе (на любом

уровне организации живой материи). Экотоксикантами признаются

вещества, представляющие опасность для окружающей природной среды,

характеризуются в водной среде следующими показателями острой

экотоксичности: 1) средняя смертельная концентрация при воздействии на

рыбу в течение 96 часов не более 10 мг/л; 2) средняя концентрация яда,

вызывающая определенный эффект при воздействии на дафнии в течение

48 часов не более 10 мг/л; 3) средняя ингибирующая концентрация при

воздействии на водоросли в течение 48 часов не более 10 мг/л.

Уровень опасности отхода для окружающей природной среды – это

степень вредного воздействия отхода на окружающую природную среду и

через нее на человека, отвечающая установленным критериям. Отходы по

уровню экологической опасности для окружающей природной среды

распределяются на пять классов: I класс – высоко опасные; II класс –

опасные; III класс – умеренно опасные; IV класс – мало опасные; V класс –

практически неопасные. Класс опасности отхода для окружающей

природной среды (ОПС) устанавливается с целью определения и

предотвращения потенциальных потерь еѐ качества под воздействием

отхода. Класс опасности отходов определяется по данным химического

состава (расчетные методы) и (или) их экотоксичности

(экспериментальные методы в соответствии СП 2.1.7.1386-03). Класс

опасности отхода является качественной характеристикой потенциального

экологического риска и риска для здоровья человека при попадании отхода

в окружающую природную среду.

Приказом Министерства природных ресурсов РФ от 02.12.2002 № 786

утверждѐн федеральный классификационный каталог отходов, согласно

которому помѐт свежий куриный отнесѐн к третьему классу опасности, а

помѐт куриный перепревший к четвѐртому классу опасности. Учитывая

высокие объѐмы подобных отходов, а также сбросов сточных вод на

птицеводческих комплексах необходимо внедрение системы непрерывного

110

экотоксикологического мониторинга как инструмента экологического

управления на предприятии.

Идентификация природно-техногенных ландшафтов, подверженных

воздействию агропромышленного предприятия, идентификация возможных

экологических эффектов

Идентификация района исследования не является простой и

однозначной задачей. При выборе района необходимо учитывать

следующие факторы:

– район должен быть выбран по своим физическим и промышленным

показателям, а не по административным границам;

– район следует выбирать на основе систем, вызывающих

обеспокоенность, или потенциальных областей, на которые может

непосредственно распространяться воздействие;

– четкие границы нельзя провести до начала анализа опасности, т.к.

априорно нельзя определить район, на который может

распространяться воздействие;

– необходимо рассматривать и учитывать различную деятельность в

пределах воздушного и водного бассейнов;

– системы транспорта, используемые для перевозки опасных

материалов от объекта к объекту, могут потребовать рассмотрения

районов, удаленных от рассматриваемой области.

В первом приближении обязательному обследованию подлежит

территория промплощадок, а также территория, находящаяся в границах

санитарно-защитной зоны агропромышленного предприятия.

Определение приоритетных экологических аспектов деятельности

крупного агропромышленного предприятия – целей и задач

экотоксикологического мониторинга

В общей постановке стратегическими целями управления

природоохранной деятельностью на предприятии являются:

– обеспечение экологической безопасности производственных

процессов и оборудования;

– минимизация отходов и выбросов и их экологической опасности;

– сокращение энерго- и ресурсопотребления.

В кратко- и среднесрочной перспективе решение проблемы

загрязнения окружающей среды отходами животноводства и птицеводства

на крупных агропромышленных предприятиях должно быть направлено на

выполнение двух основных задач:

111

– оперативная и непрерывная оценка экологической опасности

существующего воздействия на окружающую природную среду и

разработка решений по снижению экотоксичности отходов, сбросов,

выбросов;

– предупреждение потенциальной опасности, связанной с возможным

массивным воздействием на среду различных химических веществ,

способных вызвать изменение ксенобиотического профиля среды,

которое в последствии может привести к ухудшению условий труда

и качества готовой продукции.

В связи с этим приоритетным экологическим аспектом для крупного

агропромышленного предприятия является организация системы

экотоксикологического мониторинга, охватывающей все стадии

технологического процесса: от подготовки кормов до утилизации и

обезвреживания отходов.

3.1.2. Планирование системы экотоксикологического мониторинга

Определение объектов экотоксикологического мониторинга

Обязательными объектами экотоксикологического мониторинга для

крупного птицеводческого комплекса являются:

– используемые в производстве материалы, корма и добавки;

– отходы производства и потребления;

– сточные воды (по стадиям очистки);

– осадки сточных вод, шламы;

– почвы;

– снежный покров.

Отбор тест-организмов и методик биотестирования, разработка

рекомендаций по экотоксикологическому контролю ОПС

Для объективной экотоксикологической оценки объектов ОС

необходимо использовать несколько тест-организмов занимающих

различные экологические ниши. Для крупных агропромышленных

предприятий и птицеводческих комплексов нами рекомендуется проводить

оценку токсичности методами биотестирования на гидробионтах и в

фитотесте (с растениями различных семейств) с использованием

следующих тест-организмов:

112

1. Ceriodaphnia affinis – являются наиболее чувствительными

биосенсорами, активно реагирующие на среду загрязненную

органическими веществами и биогенными элементами;

2. Daphnia magna – биосенсоры, наиболее чувствительные к

загрязнению веществами неорганической природы (например тяжелыми

металлами)

3. Lepidium sativum (кресс-салат) – однолетнее травянистое растение

семейства крестоцветных (Cruciferae). Обладает повышенной

чувствительностью к загрязнению почвы тяжелыми металлами и к

загрязнению воздуха. Семена отличаются быстрым прорастанием в

лаборатории при температуре 20 – 25 °С (на третий-четвертый день), почти

стопроцентной всхожестью (норма 90 – 95 %), которая очень заметно

уменьшается в присутствии загрязнителей. Продолжительность

эксперимента составляет 10 – 15 суток, не требуется сложного

оборудования.

4. Hordeum (ячмень) – травянистое растение семейства злаковых

(Gramineae), является наиболее адекватным и удобным растением для

проведения фитотеста, семена которого быстро прорастают (на 1 – 6

сутки).

5. Fagopyrum (гречиха) – однолетнее травянистое растение семейства

гречишные (Polygonaceae). Биосенсор, чувствительный к загрязнению

органическими веществами, к недостатку или избытку биогенных

элементов.

Предлагаемая тест-система не является окончательной. Она может

быть дополнена другими компонентами, например бактериями и

беспозвоночными. Так, для экспресс-оценки токсичности кормов и

добавок наиболее целесообразно использовать взаимозаменяемые

ускоренные методы – по биопробе на инфузориях стилонихиях или

инфузориях колподах (по ГОСТ 13496.7-97).

Однако предлагаемая тест-система является наиболее оптимальной, так

как выбранные тест-объекты являются универсальными по

чувствительности и охватывают практически весь спектр возможных

воздействий на агропромышленном предприятии, включая птицеводческие

комплексы.

113

Разработка / отбор критериев экотоксикологического мониторинга –

целевых показателей, характеризующих острую и хроническую

экотоксичность

Тест-фукнкции, используемые в качестве показателей

биотестирования для различных объектов: для ракообразных –

выживаемость (смертность) тест-организмов, плодовитость, появление

аномальных отклонений в раннем эмбриональном развитии организма; для

растений – энергия прорастания семян (King – коэффициент ингибирования

прорастания семян), длина первичного корня (ER50 – средне эффективное

разведение экстракта, вызывающие торможение роста корней проростков

семян на 50 %) и др.

Острая токсичность выражается в гибели отравленного организма за

короткие промежуток времени – от нескольких секунд до 48 ч.

Показателем выживаемости служит среднее количество тест-объектов,

выживших в тестируемом растворе или в контроле. Критерием

токсичности является гибель 50 % и более дафний за период времени до 48

ч в тестируемой воде по сравнению с контролем, при условии, что в

контроле гибель не превышает 10%. Хроническая токсичность среды

проявляется через некоторое время в виде нарушений жизненных функций

организмов и возникновения патологических состояний (токсикозов). У

водных организмов хроническая токсичность выражается в гонадотропном

и эмбриотропном действии токсиканта, что приводит к нарушению

плодовитости (продуктивности), эмбриогенеза и постэмбрионального

развития, возникновению уродств (мутаций) в потомстве, сокращению

продолжительности жизни, появлению «карликовых» форм.

Фитотест информативен, высокочувствителен к опасному и

высокоопасному экзогенному химическому воздействию, характеризуется

стабильностью получаемых результатов.

Разработка программы экотоксикологического мониторинга

Экотоксикологический мониторинг – слежение за состоянием

природных систем и их изменением под воздействием антропогенных

нагрузок посредством анализа ответной реакции организмов (биосенсоров)

на техногенез.

Это организованный мониторинг окружающей природной среды, при

котором, во-первых, обеспечивается постоянная оценка экологических

условий среды обитания человека и биологических объектов, а также

114

оценка состояния и функциональной ценности экосистем, во-вторых,

создаются условия для определения корректирующих действий в тех

случаях, когда целевые показатели экологических условий не достигаются.

При разработке программы экотоксикологического мониторинга

необходима следующая информация: 1) источники поступления

загрязняющих веществ в окружающую природную среду: выбросы в

атмосферу; сбросы сточных вод в водные объекты; поверхностные смывы

загрязняющих и биогенных веществ в поверхностные воды; поступление

на земную поверхность и (или) внесение в почвенный слой загрязняющих

и биогенных веществ вместе с удобрениями, ядохимикатами, отходами;

места захоронения и складирования промышленных и коммунальных

отходов; техногенные аварии, приводящие к выбросу в атмосферу и (или)

разливу жидких загрязняющих и опасных веществ и т. д.; 2) переносы

загрязняющих веществ – процессы атмосферного переноса и миграции в

водной среде; 3) процессы ландшафтно-геохимического

перераспределения загрязняющих веществ – миграция по почвенному

профилю до уровня грунтовых вод; миграция по ландшафтно-

геохимическому сопряжению с учѐтом геохимических барьеров и

биохимических круговоротов; 4) данные о состоянии антропогенных

источников эмиссии – мощность источника и его местоположение,

гидродинамические условия.

Отбор проб почв и снежного покрова производится с различных

участков территории предприятия, испытывающих наибольшую

техногенную нагрузку. Период и частота отбора проб определяется

предприятием самостоятельно в технологическом регламенте. Отбор проб

для биотестирования производится в соответствии отраслевыми

стандартными или другими нормативными документами. Обычно

требуется не менее 2 л проб жидкости/шламов или не менее 1 кг твердых

проб. Пробы для тестов на экотоксичность хранят при температуре (<5 C)

и анализируют как можно быстрее после отбора, в любом случае не

позднее, чем через 7 дней.

Биотестирование не отменяет систему аналитических и аппаратурных

методов контроля природной среды, а лишь дополняет ее качественно

новыми биологическими показателями, так как с экологической точки

зрения сами по себе результаты определения концентрации токсикантов

имеют относительную ценность. Важно знать не уровни загрязнения, а

вызываемые ими биологические эффекты.

115

3.1.3. Организация и осуществление экотоксикологического

мониторинга на крупном агропромышленном предприятии

Для крупных агропромышленных предприятий, включая

птицеводческие комплексы, экотоксикологический мониторинг должен

проводиться по следующим пунктам: 1) экотоксикологический анализ

воздействия газовых выбросов по данным биотестирования почв и

снежного покрова; 2) экотоксикологический анализ системы очистки

сточных вод по данным биотестирования сточных вод (по стадиям

очистки), донных отложений биопрудов и осадков сточных вод; 3)

экотоксикологический анализ отходов по данным биотестирования

отходов производства и потребления.

На основании изучения литературных источников, собственного опыта

экотоксикологических исследований нами предлагается обобщенный

алгоритм экотоксикологического анализа объектов окружающей среды с

различными биосенсорами для агропромышленного предприятия, который

включает три этапа: 1) отбор проб, пробоподготовка; 2) оценка

токсичности методами биотестирования на гидробионтах и в фитотесте; 3)

формирование заключения об уровне опасности загрязнения для

окружающей природной среды, разработка рекомендаций (рис. 3.2).

Приведѐнная схема анализа (рис. 3.2) является оптимальной и

учитывает весь спектр возможных воздействий на агропромышленном

предприятии: от загрязнения сред неорганическими веществами и

элементами-супертоксикантами до загрязнения органическими

веществами, продуктами метаболизма и биогенными элементами. В

результате экотоксикологического анализа, проведѐнного по данной схеме,

выдаѐтся заключение о степени опасности загрязнения для окружающей

природной среды. Даѐтся оценка реальных и прогноз потенциальных

изменений объектов ОПС, попадающих в зону воздействия

агропромышленного предприятия (табл. 3.1.1).

116

1. Отбор проб,

пробоподготовка, приготовление экстракта

2. Первичная экотоксико-логическая оценка: оценка

острой токсичности на гидробионтах

9. Загрязнение умеренно или мало опасное для

ОПС, возможно органиче-скими веществами и био-генными элементами. Не-обходимы дополнитель-

ные исследования

3. Острая

токсичность

4. Оценка токсичности в хроническом экспери-менте на гидробионтах

5. Хронич.

токсичность

6. Оценка токсичности в фитотесте

7. Фитоток-

сичность

8. Загрязнение высоко опасное или опасное для ОПС. Необходимо иссле-дование на присутствие

супертоксикантов

10. Загрязнение практически неопасное

для ОПС

нет

да

да

нет

да

нет

Рис. 3.2. Блок-схема экотоксикологического анализа объектов

окружающей среды с различными биосенсорами для агропромышленного

предприятия

117

Таблица 3.1.1

Уровень экологической опасности загрязнения для окружающей

природной среды (ОПС)

№

п/п

Степень вредного

воздействия на

ОПС

Критерии отнесения загрязнения

к классу опасности для ОПС

Уровень опасности

загрязнения для ОПС

1 очень высокая Экологическая система

необратимо нарушена. Период

восстановления отсутствует

I класс

чрезвычайно опасное

2 высокая Экологическая система сильно

нарушена. Период

восстановления не менее 30 лет

после полного устранения

источника вредного воздействия

II класс

высокоопасное

3 средняя Экологическая система нарушена.

Период восстановления не менее

10 лет после снижения вредного

воздействия от существующего

источника

III класс

умеренно опасное

4 низкая Экологическая система нарушена.

Период самовосстановления не

менее 3-х лет

IV класс

малоопасное

5 очень низкая Экологическая система

практически не нарушена

V класс

практически неопасное

Уровень экологической опасности является качественной

характеристикой потенциального экологического риска и риска для

здоровья человека при попадании загрязняющих веществ в окружающую

природную среду.

Под экологическим риском понимают вероятность наступления

события, имеющего неблагоприятные последствия для природной среды и

вызванного негативным воздействием хозяйственной или иной

деятельности, чрезвычайными ситуациями природного и техногенного

характера.

Оценка экологического риска – процесс определения вероятности

развития неблагоприятных эффектов со стороны биогеоценоза в

результате изменений различных характеристик среды. Важным

элементом оценки экологического риска является выявление опасности,

связанной с возможным массивным воздействием на среду различных

118

химических веществ (изменение ксенобиотического профиля среды) и

определение вероятности такого воздействия. Методология оценки

экологического риска до конца не разработана. В подавляющем

большинстве случаев еѐ выводы носят качественный, описательный

характер. Попытки внедрить методы количественной оценки сталкиваются

с серьезными трудностями. Это обусловлено сложностью экосистем,

комплексностью воздействия на среду стрессоров (не только химической,

но и физической и биологической природы), недостаточной изученностью

характеристик экотоксической опасности большого количества

ксенобиотиков, используемых человеком и т.д.

Поскольку процедура оценки риска сложна и в значительной степени

страдает известной неопределенностью, с целью стандартизации

исследований U.S. EPA разработало и утвердило план проведения таких

работ. Он содержит описание последовательности решения задачи,

организации и анализа данных, учета неопределенностей и допущений с

целью получения в какой-то степени унифицированной приблизительной

информации о вероятности развития неблагоприятных экологических

эффектов. Согласно этому плану оценка экологического риска включает

этапы: 1) формулирование проблемы и разработка плана анализа ситуации;

2) анализ экологической ситуации; 3) характеристика экологического

риска, включающая: интегрирование предыдущей информации с

определением коэффициентов риска; описание риска; интерпретацию

значимости экологических эффектов; передачу информации по

характеристике риска с анализом неопределенностей для разработки

управленческих решений.

Анализ рисков необходим для ранжирования экологических проблем

предприятия (характеристика рисков с точки зрения установления

приоритетов управления), разработки и отбора мероприятий в план

действий по охране окружающей среды. Проводится установление

«рисковых» приоритетов, определение их иерархии с целью решения

вопроса о приемлемости риска, необходимости и конкретных формах его

контроля.

3.1.4. Разработка и реализация ПДООС для предприятия

Одним из реальных, отработанных в международной практике

механизмов управления окружающей средой и рациональным

119

использованием природных ресурсов в рамках предприятия являются

планы действий по охране окружающей среды (ПДООС), в рамках

которых обеспечивается: выявление экологических приоритетов;

формирование экологической политики, ориентированной на решение

приоритетных экологических проблем; разработка необходимых

мероприятий для реализации этой политики.

ПДООС – это практический и гибкий инструмент для открытого

принятия решений по вопросам охраны окружающей среды и

рационального использования природных ресурсов, который включает

процедуры вовлечения и координации деятельности различных

заинтересованных сторон, в том числе общественности, в решение

приоритетных экологических проблем, а также создания и отработки

соответствующих экономической, финансовой, нормативно-правовой и

организационной подсистем поддержки реализации этого механизма. Он

выполняется поэтапно и периодически пересматривается и

корректируется.

Структура плана действий по охране окружающей среды определяется

предприятием самостоятельно и отражает специфику его

производственно-хозяйственной деятельности.

Основные этапы формирования и реализации плана по охране

окружающей среды для предприятия представлены схемой, приведенной

на рис. 3.3. Как следует из схемы (рис. 3.3), после завершения этапа 5

происходит возврат к этапу 1 на более высоком качественном уровне.

Таким образом, основные этапы формирования и реализации ПДООС для

предприятия повторяют «петлю качества», ориентированную на

постоянное совершенствование системы управления охраной окружающей

среды, которая соответствует требованиям стандартов серии ИСО 14000.

Реализация предложенной схемы дает возможность предприятию:

– разработать собственную экологическую политику;

– идентифицировать экологические аспекты, исходя из деятельности

предприятия в прошлом, настоящем и будущем;

– определить значимость воздействия производственно-хозяйственной

деятельности на окружающую среду;

– идентифицировать соответствующие требования законодательных и

нормативных актов, регулирующих природоохранную деятельность

предприятия;

– идентифицировать приоритеты, соответствующие цели и задачи;

120

– разрабатывать экологические показатели оценки деятельности

предприятия;

– совершенствовать систему управления охраной окружающей среды

и разрабатывать план действий по реализации экологической

политики, достижению ее целей и задач;

– обеспечивать планирование, контроль, экологический аудит, анализ

состояния системы управления со стороны руководства

предприятия;

– адаптировать экологическую политику предприятия к

изменяющимся условиям, связанным как с аспектами охраны

окружающей среды, так и с другими областями производственно-

хозяйственной деятельности.

Этап 1

Определение экологических

аспектов деятельности

предприятия, формирование

политики и целей предприятия в

сфере охраны окружающей среды и

рационального использования

природных ресурсов.

Этап 2

Планирование деятельности

предприятия, направленной на

реализацию принятой

экологической политики.

Этап 3

Реализация мероприятий и действий

по достижению целей и задач

экологической политики.

Этап 4

Внутренний мониторинг, контроль

реализации плана действий по

охране окружающей среды

предприятия и принятие

корректирующих мер.

Этап 5

Независимая оценка результатов

деятельности, выполнения целей и

задач экологической политики и

совершенствование системы

управления ООС.

Рис. 3.3. Схема формирования и реализации плана действий по охране

окружающей среды для предприятия

121

Принципиальным моментом является выбор экологических

показателей, на достижение которых должны быть ориентированы

включенные в ПДООС мероприятия и инвестиционные проекты. Основой

оценки природоохранной деятельности служит система критериальных

показателей, которые могут валовыми (технология и производство в

целом), удельными по отношению к единице продукции, единице

потребляемого сырья и материалов, одному занятому на производстве. К

наиболее предпочтительным для планирования деятельности в области

экоменеджмента относятся внутренние количественные удельные

показатели. Как следует из мирового опыта, одним из наиболее

эффективных методов обоснования подобных показателей выступают

схемы материальных потоков и материальных балансов в системе

«производство – окружающая среда». Кроме того таковыми целевыми

показателями для крупного агропромышленного предприятия, включая

птицеводческие комплексы, должны стать и показатели экотоксичности

отходов, сбросов, выбросов.

3.1.5. Оценка и анализ природоохранной деятельности

агропромышленного предприятия по результатам

экотоксикологического мониторинга

Комплексная документированная оценка природоохранной

деятельности предприятия включает составление экологического паспорта,

экологической отчѐтности (например ежегодные отчѐты по результатам

экотоксикологического мониторинга), подготовку нормативно-

методической документации к сертификации крупного

агропромышленного предприятия. Согласно стандарту ИСО 14001 все

процедуры, их результаты, данные экотоксикологического мониторинга

должны документироваться.

Проект экологического паспорта составляется согласно ГОСТ Р

17.0.0.06–2000. В проекте экологического паспорта приводятся: общие

сведения о предприятии, краткое описание природно-климатической

характеристики района расположения предприятия; краткое описание

технологии производства и сведения о продукции; балансовая схема

материальных потоков; справка об использовании и рекультивации

земельных ресурсов; характеристика сырья; характеристика выбросов в

атмосферу; характеристика водопотребления и водоотведения;

характеристика отходов; сведения о транспорте предприятия, а также

122

сведения об эколого-экономической деятельности предприятия, включая

перечень мероприятий по охране окружающей среды.

Составление экологического паспорта служит основой для анализа

экологической ситуации на агропромышленном предприятии, разработки

схемы экотоксикологического мониторинга для организации системы

экологического управления.

Экоэффективность – это достижение экономической эффективности

осуществляемой природоохранной деятельности. Принципы

экоэффективности предполагают снижение и предотвращение негативного

воздействия производства на окружающую природную среду при

одновременном повышении финансовой эффективности его

функционирования.

Эколого-экономическая эффективность мероприятий характеризует

стоимостную оценку экологического эффекта на 1 руб. капитальных

вложений.

Эколого-экономическая эффективность внедрения системы

экотоксикологического мониторинга на крупном агропромышленном

предприятии, включая птицеводческие комплексы, определяется

следующими факторами: 1) замена химических методов анализа менее

дорогостоящими методами биотестирования; 2) экспрессность методов

биотестирования; 3) возможность установления загрязнения в начальной

стадии, т.е. возможность оперативного управления качеством окружающей

природной среды и готовой продукции с целью минимизации ущерба; 4)

интегральность, т.е. установление реакции организмов на весь комплекс

ингредиентов, пусть даже неизвестных.

Система экотоксикологического мониторинга на предприятии должна

пересматриваться не реже, чем один раз в пять лет при условии

неизменности технологических процессов и используемого сырья. При

смене технологии производства, сырья или иных изменениях, приводящих

к изменению экополитики предприятия, необходимо заново проводить

анализ системы экотоксикологического мониторинга по схеме (рис. 1.1) с

учѐтом накопленного опыта, эколого-экономической эффективности

мониторинга и мероприятий по охране ОС.

При внедрении системы экотоксикологического мониторинга на основе

стандартов ИСО 14000 открываются ряд перспектив, прежде всего,

связанных с повышением эффективности предприятия: 1) выявление

слабых сторон производственного процесса, благодаря наглядному

123

анализу экологической ситуации на предприятии; 2) снижение риска в

производственном процессе; 3) экономия денежных вложений; 4)

увеличение доходов от продажи продукции, полученной в результате

использования вторичного сырья.

3.2. ЭКОТОКСИКОЛОГИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ВОЗДЕЙСТВИЯ НА

ОКРУЖАЮЩУЮ ПРИРОДНУЮ СРЕДУ НА ПРИМЕРЕ

ПТИЦЕВОДЧЕСКИХ КОМПЛЕКСОВ

Птицеводческие комплексы – крупные многофункциональные

агропромышленные предприятия, технологический процесс которых

охватывает полный цикл производства – от выращивания птицы до

выпуска готовой продукции. По степени воздействия на окружающую

среду их обычно относят к загрязнителям среднего действия. Учитывая

сложный химический состав отходов трудно выявить приоритетные

экотоксиканты, дать адекватную характеристику ксенобиотического

профиля среды, реального и потенциального экологического риска.

Поэтому разработка принципов оценки техногенного воздействия

птицеводческих комплексов на окружающую среду и организации

системы производственно-экологического мониторинга является в

настоящее время актуальной проблемой. В основу подобных исследований

по нашему мнению должны быть положены принципы экологического

менеджмента, экотоксикологии и методы биотестирования.

Биотестирование дополняет систему аналитических методов контроля

окружающей среды качественно новыми биологическими показателями. С

экологической точки зрения результаты определения концентрации

токсикантов имеют относительную ценность, так как важно знать не

только уровни загрязнения, но и вызываемые ими биологические эффекты.

Поэтому в настоящей работе была поставлена цель – провести

экотоксикологическую оценку воздействия птицеводческих комплексов,

на примере Юрьевецкой птицефабрики, на основные компоненты

окружающей среды и разработать научно-практические рекомендации по

снижению техногенной нагрузки и внедрению систем эффективного

производственного экологического мониторинга и управления.

В работе впервые реализован комплексный подход, в котором оценка

техногенной нагрузки птицеводческого комплекса на объекты

124

окружающей среды осуществляется современными экспериментальными

методами экотоксикологического исследования с использованием

принципов, изложенных в стандарте ИСО 14000.

Объектом исследования явился природно-антропогенный комплекс

Юрьевецкой птицефабрики, расположенной на территории Владимирской

области, система организации технологического процесса которой,

очистных сооружений и обращения с отходами являются типичными для

предприятий данной отрасли (рис. 3.4).

План-схема

Юрьевецкой

птицефабрики

Условные обозначения:

птичники

очистные сооружения

авточасть

котельная

кормоцех

цех убоя птицы

административные здания

складское хозяйство

Рис. 2.4. План-схема Юрьевецкой птицефабрики

Юрьевецкая птицефабрика – крупное современное многопрофильное

предприятие агропромышленного комплекса, является предприятием

замкнутого цикла и включает в себя цеха инкубации, выращивания

молодняка, родительского стада, бройлеров, убойный цех, цех переработки

производительностью до 5 тонн колбасных изделий, копченостей и

полуфабрикатов ежедневно, кормоцех, автопарк, очистные сооружения.

125

Объектами экотоксикологического мониторинга для крупного

птицеводческого комплекса явились сточные воды по стадиям очистки;

осадки сточных вод; почвы; снежный покров.

Для объективной экотоксикологической оценки объектов окружающей

среды использовался ряд тест-организмов, занимающих различные

экологические ниши. Исходя из нормативных документов и

существующих методов экотоксикологического контроля, материальной

базы производственных лабораторий нами рекомендуется для крупных

птицеводческих комплексов проводить оценку токсичности методами

биотестирования на гидробионтах и в фитотесте, с растениями различных

семейств, с использованием следующих тест-объектов: Daphnia magna,

Ceriodaphnia offinis, кресс-салат, гречиха, ячмень. Предлагаемая тест-

система является наиболее оптимальной, так как выбранные тест-объекты

являются универсальными по чувствительности и охватывают практически

весь спектр возможных воздействий на агропромышленном предприятии.

Тест-фукнкции, используемые в качестве показателей биотестирования

для ракообразных – смертность тест-организмов, плодовитость, появление

аномальных отклонений в раннем эмбриональном развитии организма; для

растений – энергия прорастания семян, длина первичного корня и др.

Нами проведено определение острой и хронической токсичности почв

на территории птицефабрики в нескольких точках, испытывающих

наибольшую техногенную нагрузку: пометохранилище, авточасть,

турбина, вентилятор, биопруды, комбикормовый цех. На слайде

представлены результаты биотестирования проб почв на гидробионтах

Daphnia magna, Ceriodaphnia. Проанализированные образцы почв не

проявляют хронической токсичности. Соответственно, техногенная

нагрузка птицефабрики не приводит к деградации почв и экологические

функции почв не нарушены (рис. 3.5).

Степень загрязнения атмосферного воздуха определяли по острой и

хронической токсичности снежного покрова на территории птицефабрики,

результаты представлены на диаграммах. Исследования показали, что

наиболее чувствительным биосенсором являются рачки Ceriodaphnia;

результаты определения токсичности с разными тест-системами

удовлетворительно согласуются между собой; эффекты острой

токсичности по отношению к используемым биосенсорам проявляет снег в

зоне влияния автотранспорта и комбикормового цеха; эффекты слабой

хронической токсичности ко всем указанным биосенсорам проявляет снег,

126

взятый с иловых площадок и биопруда №1, что, по-видимому, связанно с

миграцией токсикантов в снежный покров из ила и льда. Данные

экотоксикологического анализа снега свидетельствуют о том, что

основным загрязнителем воздуха в зимний период на территории

птицефабрики являются транспортные средства (рис. 3.6).

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (т

очка 1

)

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (т

очка 2

)

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (т

очка 3

)

Ав

точасть

Ве

нти

лято

р

Тур

би

на 1

Тур

би

на 2

Би

оп

руд

1

Би

оп

руд

2

Би

оп

руд

3

Ко

мб

ико

рм

. ц

ех (

точка 1

)

Ко

мб

ико

рм

. ц

ех (

точка 2

)

Daphnia magna

Ceriodaphnia

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

См

ер

тно

сть

, %

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (Т

оч

ка

№1)

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (Т

оч

ка

№2)

Ав

точ

асть

Би

оп

руд

1

Би

оп

руд

2

Би

оп

руд

3

Ко

мб

ико

рм

ов

ый

це

х

Ве

нти

ля

тор

Daphnia magna

Ceriodaphnia

0

10

20

30

40

50

60

70

См

ер

тно

сть

, %

1. Результаты определения

острой токсичности почв в

зоне воздействия птицефабрики

(при соотношении почва:вода=1:4)

2. Результаты определения

хронической токсичности почв

в зоне воздействия птицефабрики

(соотношение почва : вода = 1 : 4)

Рис. 3.5. Оценка токсичности почв

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (т

очка 1

)

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (т

очка 2

)

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (т

очка 3

)

Ав

точасть

Ве

нти

лято

р

Тур

би

на 1

Тур

би

на 2

Би

оп

руд

1

Би

оп

руд

2

Би

оп

руд

3

Ко

мб

ико

рм

. ц

ех (

точка 1

)

Ко

мб

ико

рм

. ц

ех (

точка 2

)

Daphnia magna

Ceriodaphnia

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

См

ер

тно

сть

, %

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (Т

оч

ка

№1)

Гр

. п

ом

ѐто

хр

ан

. (Т

оч

ка

№2)

Ав

точ

асть

Би

оп

руд

1

Би

оп

руд

2

Би

оп

руд

3

Ко

мб

ико

рм

ов

ый

це

х

Ве

нти

ля

тор

Daphnia magna

Ceriodaphnia

0

10

20

30

40

50

60

70

См

ер

тно

сть

, %

1. Результаты определения

острой токсичности почв в

зоне воздействия птицефабрики

(при соотношении почва:вода=1:4)

2. Результаты определения

хронической токсичности почв

в зоне воздействия птицефабрики

(соотношение почва : вода = 1 : 4)

Рис. 3.6. Оценка токсичности снежного покрова

127

Существующая схема очистных сооружений представлена на слайде и

включает три стадии: механическую, биологическую очистку и

дезинфекцию стоков (рис. 3.7). При оценке токсичности сточных вод было

учтено, что после дезинфекции, осуществляемой хлорированием сточных

вод, хлор является токсикантом для речной биоты, поэтому нами

проведена постадийная оценка токсичности сточных вод с помощью

биотестирования. Нами проведена оценка токсичности сточных вод после

основных очистных сооружений, в частности первичного отстойника,

аэротенка, биопрудов и иловых площадок. Одновременно проводился

физико-химический анализ данных стоков и донных отложений. Около 60

% общего количества загрязнения в сточных водах приходится на долю

растворѐнных органических веществ и взвешенных примесей.

Выпуск в

р. Содышка

Сточные

воды

ПК

П

П

П

ОП

ОП

ОП

ОП

ОП

ВО

А

А

А

ВО ВО

КНС

ИНС

Л А Б

Ил. Пл.

БП2

БП3

БП1

Х Л О

Р

КР КР

БП 1-3 – биологические пруды; КР – контактный резервуар; Хлор – хлораторная; КНС – канализационная насосная станция; ИНС – иловая насосная станция; Лаб – лаборатория.

ПК – приемная камера; П – песколовки; ОП – осветлитель-перегниватель; А – аэротенк; ВО – вторичный отстойник; Ил.Пл. – иловые площадки;

Рис. 3.7. Схема очистных сооружений

Наибольшую острую токсичность проявляют сточные воды с иловых

площадок, первичных отстойников, аэротенка и биопруда №1.

Наибольшую чувствительность к стокам из использованных биосенсоров

имеет цериодафния. Стоки из биопрудов № 2 и 3 не оказывали острого

токсического действия по отношению к тест-системам, что

128

свидетельствует о высокой степени их очистки и возможности сброса в

поверхностные водоемы после дезинфекции. Хронической токсичностью

обладают практически все стоки (за исключением биопруда №.3). Донные

отложения с биопрудов № 1 и 2 проявляют сильную токсичность по

отношению к дафниям, и оказывают меньшее хроническое токсическое

действие на растения, используемые в качестве тест-систем. Донные

отложения с биопрудов № 2 и № 3 оказывают лишь хроническое действие

на всех используемых биосенсоров.

Токсичность резко снижается после биопрудов и резко возрастает

после хлорирования. Приведенные данные свидетельствуют о

необходимости реконструкции очистных сооружений птицефабрики, в

первую очередь первичных отстойников и аэротенков, а также внедрения

экологически безопасного окислителя и дезинфектанта взамен хлора. Для

снижения токсичности сточных вод может быть использован, например

пероксид водорода (рис. 3.8).

Пе

рв

ич

ны

й о

тсто

йн

ик

Аэр

оте

нк

Ил

ов

ые

пл

ощ

ад

ки

Би

оп

руд

№1

Би

оп

руд

№2

Би

оп

руд

№3

Вы

пуск в

р.

Со

ды

шка

Daphnia magna

Ceriodaphnia

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

См

ер

тно

сть

1. Результаты определения

острой токсичности сточных вод

Юрьевецкой птицефабрики по

стадиям очистки

Результаты экотоксикологической оценки сточных вод птицефабрики с

различными биосенсорами (хроническая токсичность)

Биосенсоры

Снижение плодовитости,

% Снижение биомассы, %

№ Место отбора проб

Daphnia magna

Ячмень “Cуздалец”

Гречиха “Анита”

4 Биопруд 2 86,66 56,00 47,00

5 Биопруд 3 0,00 1,00 3,00

2. Результаты определения

хронической токсичности сточных

вод Юрьевецкой птицефабрики по

стадиям очистки с различными

биосенсорами

Рис. 2.5. Оценка токсичности сточных вод по стадиям очистки

Важным этапом работы явилось изучение влияния хлорирования воды

на выживаемость биоты. Обнаружено, что в процессе хлорирования воды,

на последнем этапе перед сбросом ее в реку токсичность резко возрастает,

увеличиваясь в восемь раз (рис. 3.9). Отметим, что традиционными

химическими анализами это обнаружить практически невозможно. Для

129

предотвращения повышения токсичности стоков нами рекомендуется на

заключительной стадии очистки применять пероксид водорода.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0%20%40%60%80%100%

Разбавление

См

ер

тно

сть

, %

Daphnia magna Ceriodaphnia

Рис. 3.9. Определение острой токсичности сточных вод на выпуске в

реку (при хлорировании)

Изучена возможность использования пероксида водорода для

интенсификации процесса биологической очистки сточных вод

птицефабрик. В эксперименте проведена оценка хронического действия

Н2О2 в тестируемой воде при его различных концентрациях. Выявлено,

что при концентрации 1 мг/л перекись водорода оказывает

стимулирующие влияние на дафний. Из полученных данных следует, что

снижения плодовитости дафний по сравнению с контролем не

наблюдается, что свидетельствует об отсутствии хронического токсичного

действия пероксида водорода на гидробионты и о возможности замены

хлорирования на обработку пероксидом водорода. С ростом концентрации

перекиси выживаемость дафний заметно снижается: токсичное действие

проявляется при концентрации 4 – 4,5 мг/л. На основании проведенных

исследований предложено введение пероксида водорода в аэротенки до

концентрации 1 мг/л для интенсификации процессов окисления, а также

130

для обеззараживания воды после биопрудов перед выпуском в реку (рис.

3.10).

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0 1 2 3 4 5 6 7 8

Концентрация перекиси водорода ( мг/л )

Вы

жи

ва

ем

ос

ть

( %

)

Зависимость выживаемости

Daphnia magna от концентрации

перекиси водорода в пробе

Рис. 3.10. Оценка токсического действия перекиси водорода

Проведенный нами анализ показал, что основными направлениями

совершенствования очистных сооружения являются: удаление крупных

твердых частиц за счет установления решеток; увеличение времени

пребывания сточной воды в аэротенке методом расчета аэротенка-

нитрофикатора для завершения процесса нитрификации; дополнение

последних секций аэротенка-нитрофикатора тонкослойными блоками;

реконструкция существующих вторичных отстойников в тонкослойные;

увеличение мощности системы аэрации; замена хлорирования сточных вод

обработкой перекисью водорода.

Кроме того на птицефабрике существует проблема водопользования.

Вода хозяйственно-бытового назначения, забираемая из артезианских

скважин, используется без предварительной очистки. Анализ показал, что

она не соответствует требованиям, предъявляемым к воде питьевого

качества, по показателям общей жесткости и общему содержанию железа.

Для биотестирования вод хозяйственно-питьевого назначения

используются те же тест-системы, что и для сточных и поверхностных вод

(табл. 3.2.1). Как показали исследования, вода хозяйственно-бытового

назначения не оказывает ни острого, ни хронического действия на

131

биосенсоров, однако высокое содержание солей Са, Мg, и Fe

обуславливает появление желчекаменной болезни у птицы. Наиболее

остро реагирует на повышенную жесткость воды и высокое содержание

железа молодняк, что проявляется снижением привеса птицы в возрасте 2

– 2,5 месяца.

Таблица 3.2.1

Оценка токсичности вод хозяйственно-питьевого назначения

Результаты экотоксикологической оценки вод хозяйственно-питьевого

назначения с различными биосенсорами

Острая токсичность Хроническая токсичность

Смертность, % К ing Снижение пло-довитости, %

Снижение био-массы, %

№ п/п

Место от-бора пробы

Daph-nia

magna

Cerio-daph-

nia offinis

Яч-мень “Cуз-

далец”

Гре-чиха

“Анита”

Daph-nia

Magna

Cerio-daph-

nia offinis

Яч-мень “Cуз-

далец”

Гре-чиха

“Анита”

1 Колбасный цех

0,00 0,00 1,00 1,10 0,00 0,00 5,00 5,00

2 Убойный цех

0,00 0,00 1,02 1,08 0,00 0,00 10,00 5,00

3 Административное здание

0,00 0,00 1,00 1,00 0,00 0,00 3,00 2,00

Нами разработаны мероприятия по совершенствованию качества воды

хозяйственно-питьевого назначения. Предложена схема улучшения

качества воды, включающая обезжелезивание воды путем окисления

железа (II) в железо (III) кислородом воздуха в контактном резервуаре с

барбатером, с последующим отделением осадка гидроксида железа (III) в

вертикальном отстойнике. Для улучшения осаждения гидроксида железа в

отстойник предлагается вводить коагулянт. Для умягчения воды нами

рекомендован ионообменный метод. В аналитической части работы

представлены результаты определения физико-химических свойств воды,

используемой в цехах молодняка, а также результаты экспериментов по

определению оптимальных параметров процесса умягчения: температуры,

удельной нагрузки, динамической обменной емкости. В технологической

части работы описана предлагаемая схема водоподготовки, проведен

расчет ионообменного аппарата.

Таким образом, нами впервые применены методы биотестирования для

постадийного контроля процессов водоподготовки для технологических

целей и очистки сточных вод на птицеводческих предприятиях; дана

качественная характеристика экологического риска воздействия

предприятия, обусловленного существующей традиционной технологией

очистки сточных вод птицеводческого комплекса.

132

Учитывая высокие объѐмы отходов, а также сбросов сточных вод на

птицеводческих комплексах необходимо внедрение системы

экотоксикологического мониторинга как инструмента экологического

управления. При разработке данной системы использовались принципы,

заложенные в стандарте ИСО 14000. Схема включает крупные этапы,

такие как формулирование целей и задач экотоксикологического

мониторинга, планирование системы мониторинга, организацию работ и

осуществление мониторинга, разработка и реализация плана действий по

охране окружающей среды, оценка и анализ природоохранной

деятельности предприятия. При этом каждый этап разбивается на

конкретные шаги и действия, что позволяет с одной стороны

формализовать и конкретизировать работу соответствующих специалистов

и служб, упростить контроль за выполнением, а с другой – оценивать

эффективность мероприятий по охране окружающей среды и системы

мониторинга на основе методов и критериев экотоксикологии.

В результате данной работы нами предлагается обобщенный алгоритм

экотоксикологического экспресс-анализа объектов окружающей среды с

различными биосенсорами для агропромышленного предприятия, который

включает три этапа: 1) отбор проб, пробоподготовка; 2) оценка

токсичности методами биотестирования на гидробионтах и в фитотесте; 3)

формирование заключения об уровне опасности загрязнения для

окружающей среды, разработка рекомендаций.

Приведѐнная схема анализа на наш взгляд является оптимальной и

учитывает весь спектр возможных воздействий на предприятии: от

загрязнения сред неорганическими веществами и элементами-

супертоксикантами до загрязнения органическими веществами,

продуктами метаболизма и биогенными элементами. В результате

экотоксикологического анализа выдаѐтся заключение о степени опасности

загрязнения для окружающей среды.

Принципиальным моментом является выбор экологических

показателей, на достижение которых должны быть ориентированы

природоохранные мероприятия. Таковыми целевыми показателями для

крупного агропромышленного предприятия, помимо валовых и удельных

критериев, должны стать и показатели экотоксичности.

Эколого-экономическая эффективность внедрения системы

экотоксикологического мониторинга на агропромышленном предприятии,

определяется следующими факторами: 1) частичная замена химических

133

методов анализа менее дорогостоящими методами биотестирования; 2)

экспрессность методов биотестирования; 3) возможность установления

загрязнения в начальной стадии; 4) интегральность, т.е. установление

реакции организмов на весь комплекс ингредиентов, пусть даже

неизвестных. Результаты наших исследований апробированы на ЗАО

«Юрьевецкая птицефабрика».

3.3. ОЦЕНКА СОСТОЯНИЯ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ В РАЙОНЕ

ДЕЯТЕЛЬНОСТИ КРУПНЫХ ПРОМЫШЛЕННЫХ ПРЕДПРИЯТИЙ С

ПРИМЕНЕНИЕМ КОМПЛЕКСА ПРОГНОЗНО-АНАЛИТИЧЕСКИХ

МЕТОДОВ ИССЛЕДОВАНИЙ

Наиболее распространенным способом оценки воздействия

предприятий на окружающую природную среду является сопоставление

фактического содержания какого-либо загрязняющего вещества с его

предельно допустимыми концентрациями. Относительная простота этого

метода, постоянно расширяющиеся таблицы значений ПДК делают этот

метод особенно привлекательным. В целом же с помощью норм ПДК

можно лишь односторонне оценивать изменение качества окружающей

среды, так как данный подход не всегда позволяет отличать загрязнѐнные

территории от незагрязнѐнных.

Технологические выбросы от стационарных и передвижных

источников загрязнения поступают в атмосферу, а затем, выпадая на

земную поверхность, накапливаются в верхних горизонтах почвы, которые

вновь включаются в природные и техногенные циклы миграции. Именно

почвенный покров служит индикатором техногенного загрязнения и

представляет экологическую опасность для растений, животных и

человека. Поэтому целью настоящей работы явилась разработка

критериев, позволяющих выделять загрязнѐнные территории,

позволяющих ответить на вопрос: «Какое загрязнение почвы является

значимым, а какое статистически неотличимо от естественного разброса

значений концентраций исследуемых почв?».

В качестве объекта исследования были выбраны почвы Владимирского

Ополья и промышленные предприятия, расположенные на территории г.

Владимира. В основу настоящего исследования положены методы

математической статистики, теории информации и ГИС-технологий.

134

Результаты статистического анализа собранных данных о содержании

валовых форм металлов (Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Fe, Mn, Cr) в пахотном слое

среднесуглинистых почв Владимирского Ополья, сформированных на

лессовидных и покровных пылеватых суглинках, осуществлѐнный по

результатам обследований почвенных разрезов, отражены на рис. 2.1.

Любая почва характеризуется не только определенными значениями

концентраций химических элементов, но и разбросом этих значений.

Иначе говоря, распространение каждого из химических элементов

подчиняется определенному закону распределения. Анализ гистограмм

выявил, что все рассматриваемые металлы подчиняются логнормальному

закону распределения. То есть нормальному распределению подчиняется

не сама величина содержания металлов в почве, а еѐ натуральный

логарифм:

Сx

exp

ЦXx

ln

2

1 2

2

2

где C – валовое содержание элемента в почве, мг/кг; x – натуральный

логарифм от C; XЦ = ln(CЦ) – координата центра распределения

(математическое ожидание значений x); σ – среднее квадратическое

отклонение (СКО) величины x.

Следующим шагом явилось определение максимальной (предельной)

концентрации металлов для данной почвенной ассоциации, а точнее для

среднесуглинистых почв Владимирского Ополья, сформированных на

лессовидных и покровных пылеватых суглинках. Данный тип почв

характеризуется повышенным естественным содержанием железа и

марганца.

Для решения данной задачи обратимся к информационной теории К.

Шеннона. Теорема Шеннона, одна из основных теорем теории

информации о передаче сигналов по каналам связи при наличии помех,

приводящих к искажениям. Анализ дезинформационного действия

случайных помех с различными законами распределения вероятностей

привѐл К. Шенона к выводу, что вносимая помехой дезинформация

определяется не только мощностью этой помехи, т.е. еѐ СКО (σ), но ещѐ

зависит от вида закона распределения этой помехи. Формально это

положение К. Шенон сформулировал в виде теоремы, которая утверждает,

что если помеха в вероятностном смысле не зависит от сигнала, то

135

независимо от закона распределения и мощности сигнала

дезинформационное действие помехи определяется еѐ энтропией:

где H(X) – энтропия (мера неопределѐнности) измеряемой величины.

Основное достоинство информационного подхода к математическому

описанию случайных погрешностей состоит в том, что размер

энтропийного интервала неопределѐнности может быть вычислен строго

математически для любого закона распределения погрешности как

величина стоящая под знаком логарифма в выражении для энтропии H(X),

устраняя тем самым сложившийся произвол, неизбежный при волевом

назначении различных значений доверительной вероятности. Так,

например, для нормально распределѐнной погрешности

т.е. интервал неопределѐнности d, найденный через энтропию в

соответствии с теорией информацией, однозначно равен

или энтропийное значение погрешности (Новицкий П.В., Зограф И.А.,

1991)

На основании данного соотношения получены значения максимальных

(предельных) концентраций металлов для исследуемой ассоциации почв

Владимирского Ополья будут вычисляться по формуле:

Статистические параметры логнормального закона распределения для

валовых форм металлов в пахотном слое почв Владимирского Ополья

отражены в таблице 3.3.1.

136

Таблица 3.3.1

Параметры распределений валовых форм металлов в пахотном слое

почв

Элемент

Диапазон

зафиксированных

значений C, мг/кг

Центр

распределения СКО

σ

Прогнозируемое

максимальное

содержание

Cmin Cmax XЦ CЦ, мг/кг XЦ+2,066σ Сmax

прогноз,

мг/кг

Pb 3 44 2,7003 14,9 0,5542 3,8453 46,8

Zn 27 69 3,8556 47,3 0,2032 4,2754 71,9

Cu 0 17 – – – – –

Ni 15 2650 3,5757 35,7 0,5595 4,7316 113,5

Co 0 11 1,5349 4,6 0,6188 2,8133 16,7

Fe 16800 51500 10,3387 30905 0,2076 10,7676 47458

Mn 203 1040 6,4119 609 0,3064 7,0449 1147

Cr 63 104 4,4403 84,8 0,0886 4,6233 101,8

Полученные критерии были апробированы для территории г.

Владимира – на примере распределения никеля. В качестве исходного

материала послужила карта распределения валовых форм никеля в почвах

г. Владимира (рис. 3.11).

Рис. 3.11. Содержание никеля в почвах г. Владимира

137

После обработки в ГИС с использованием ранее найденного критерия

предельного содержания металла, характерного для данного типа почв и

который для никеля равен 113,5 мг/кг, была получена новая карта (рис.

3.12). На ней отчѐтливо выделяется всего три загрязнѐнных никелем

участка, которые жѐстко привязаны к источникам загрязнения –

промышленным предприятиям.

Рис. 3.12. Загрязнѐнные никелем участки на территории г. Владимира

Таким образом, нами разработан и апробирован подход оценки

воздействия предприятий на окружающую среду с использованием

прогнозно-аналитических методов исследования.

3.4. ВЫВОДЫ К ГЛАВЕ

1. Учитывая специфику производства, оценка состояния окружающей

среды в районе деятельности предприятий агропромышленного комплекса

и крупных промышленных предприятий проводилась с применением

138

предложенных нами принципиально различных экспресс-методов

исследования.

2. Впервые реализован комплексный подход, в котором оценка

техногенной нагрузки крупного агропромышленного предприятия на

объекты окружающей среды осуществляется современными

экспериментальными методами экотоксикологического исследования с

использованием принципов, изложенных в стандарте ГОСТ Р ИСО 14000.

Нами показано, что состояние окружающей среды в районе воздействия

крупных агропромышленных комплексов определяется в первую очередь

деятельностью вспомогательных технологических систем производства:

состоянием очистных сооружений, воздействием сточных вод на

поверхностные водные объекты и деятельностью вспомогательных цехов

(авточасть, котельные и др.).

3. Впервые применены методы биотестирования для постадийного

контроля процессов водоподготовки для технологических целей и очистки

сточных вод на примере птицеводческого комплекса; дана качественная

характеристика экологического риска воздействия предприятия,

обусловленного существующей традиционной технологией очистки

сточных вод птицеводческого комплекса. Экспериментально показана

целесообразность использования пероксида водорода для интенсификации

процесса биологической очистки сточных вод птицефабрик. Установлено,

что хлорирование сточных вод перед выпуском в реку наносит

несоизмеримо больший ущерб окружающей среде по сравнению с

применением на заключительной стадии очистки пероксида водорода.

4. Разработана система экотоксикологического мониторинга как

инструмент экологического управления на крупном агропромышленном

предприятии, предложен обобщенный алгоритм экотоксикологического

экспресс-анализа объектов окружающей среды с различными

биосенсорами. Комплексная оценка воздействия агропромышленного

предприятия на окружающую среду методами биотестирования возможна

только при одновременном использовании критериев и тест-организмов

разного таксономического ранга (Daphnia magna, Ceriodaphnia offinis и

высших растений – кресс-салата, ячменя, гречихи), универсальных по

чувствительности и адекватности реагирования на различные

экотоксиканты, позволяющих оценить многофакторное воздействие

производств на объекты окружающей среды, острую и хроническую

экотоксичность.

139

5. Показана эффективность применения экотоксикологической оценки

техногенного воздействия на окружающую среду на примере крупных

птицеводческих комплексов. Результаты работы позволяют: 1) оценивать и

прогнозировать возможные изменения объектов ОПС, попадающих в зону

воздействия птицеводческих комплексов; 2) выявлять экологические риски

возникновения острых и хронических экотоксических эффектов; 3)

осуществлять комплексную документированную оценку соблюдения

предприятием требований в области охраны окружающей среды,

требований международных стандартов и подготовку рекомендаций по

улучшению системы экологического менеджмента; 4) выработать научно

обоснованные рекомендации по обращению со стоками и отходами

крупных агропромышленных предприятий и могут быть рекомендованы

при организации экотоксикологического мониторинга. Результаты работы

могут быть использованы также для экотоксикологической оценки

воздействия сельхоз предприятий, животноводческих комплексов,

предприятий пищевой промышленности.

6. Оценка состояния окружающей среды в районе деятельности

крупных промышленных предприятий проводилась с использованием

принципов и методов эколого-геохимических исследований. Нами

показано, что наиболее опасные технологические выбросы от крупных

промышленных источников загрязнения представлены преимущественно

неорганическими металлсодержащими соединениями, которые

накапливаются в верхних горизонтах почвы и включаются в природные и

техногенные циклы миграции. Поэтому почвенный покров, а именно его

верхние органогенные горизонты, служит индикатором техногенного

загрязнения и представляет потенциальную экологическую опасность.

7. Разработана методология и критерии, основанные на методах

математической статистики, теории информации и ГИС-технологии,

позволяющие статистически достоверно выделять загрязнѐнные

территории. Предлагаемая технология включает следующую

последовательность выполнения работ: 1) анализ вида и параметров

статистического распределения металлов в верхних горизонтах почв (30 см

слой), относящихся к одной почвенной ассоциации; 2) аналитическая

оценка информационной энтропии и вычисление энтропийного интервала

неопределѐнности; 3) определение на основе энтропийного интервала

неопределѐнносити максимальной (предельной) концентрации металлов,

характерной для данной почвенной ассоциации; 4) выявление на основе

140

выведенного критерия и ГИС-технологии ореолов техногенного

воздействия крупных промышленных производств.

8. Основное достоинство информационного подхода к

математическому описанию распределения тяжѐлых металлов в почвах

состоит в том, что размер энтропийного интервала неопределѐнности

может быть вычислен строго математически для любого закона

распределения, устраняя тем самым сложившийся произвол, неизбежный

при волевом назначении различных значений доверительной вероятности.

Предлагаемая технология была апробирована на примере промышленных

производств г. Владимира и позволяет на основе уже имеющейся

картографической информации статистически достоверно выделять

техногенные ореолы рассеивания, которые чѐтко привязаны к

промышленным источникам загрязнения, и, в конечном счете, дать

адекватный прогноз экологических рисков и рисков для здоровья

населения.

141

ГЛАВА 4. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА

ТЕХНОГЕННОЙ ТРАНСФОРМАЦИИ ЭКОСИСТЕМ

МАЛЫХ РЕК

4.1. ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ МАЛЫХ РЕК

Проблема экологического мониторинга рек, являющихся основными

путями аккумуляции и транзита загрязняющих веществ, является весьма

актуальной для индустриальных регионов, к которым относится

Владимирская область.

Река Клязьма – основная водная артерия Владимирской области.

Качество воды в р. Клязьма формируется под влиянием нескольких

факторов: значительного негативного воздействия промышленных

предприятий Московской области в верхнем течении реки; сброса

недостаточно очищенных сточных вод предприятиями Владимирской

области; смыва загрязняющих веществ поверхностными и ливневыми

стоками с территории водосборного бассейна.

По данным гидрохимического мониторинга в последние десятилетия р.

Клязьма была подвержена сильному антропогенному загрязнению на всем

своем протяжении. Качество воды в реке и ее притоках характеризовалось

от «загрязненной» до «чрезвычайно грязной». К характерным

загрязнителям относятся биогенные элементы, нефтепродукты, тяжелые

металлы, особенно медь и цинк. При этом наиболее высокие кратности

превышения ПДК наблюдаются в створе на границе с Московской

областью, ниже по течению качественный состав реки улучшается за счет

самоочищения и разбавления более чистыми водами притоков.

Значительное количество загрязняющих веществ поступает в Клязьму в

черте г. Владимира с водами ее притока – р. Рпени, испытывающей

значительную техногенную нагрузку. Площадь бассейна р. Рпень

составляет 273 км2, из них около 55 км

2 (или 20 %) занимает г. Владимир.

142

77 % площади г. Владимира находится в бассейне р. Рпень. Бассейн

подвергается интенсивному антропогенному вмешательству в южной,

устьевой части, а также в пределах притока р. Содышка.

Водоотведение использованных вод в бассейне р. Рпень

осуществляется в канализацию г. Владимира и в реки бассейна р. Рпень.

Воды либо недостаточно очищенные, либо сбрасываются без очистки. В

реку Рпень непосредственно или через впадающие овражки в последние

годы сбрасывали стоки после локальных очистных сооружений

промышленные предприятия города: ОАО НПО «Магнетон»; ОАО

«ВЭМЗ»; ОАО «Электроприбор»; ОАО «ВТЗ»; ФГУП ВПО «Точмаш»;

комбинат «Тепличный»; ТЭЦ; ОАО «Владимирэнерго», ОП «Тепловые

сети». В истоке р. Содышка имеются очистные сооружения двух

птицефабрик – «Юрьевецкой» и «Центральной». Во время весенних

паводков и дождей происходит загрязнение водохранилища р. Содышка

стоками с прилегающей территории у автомобильной магистрали Москва –

Нижний Новгород.

Химические анализы качества вод свидетельствуют о том, что

концентрации загрязняющих веществ в реках бассейна р. Рпень

превышают ПДК для рыбохозяйственных водоемов в 2 – 30 раз по железу,

тяжелым металлам, нефтепродуктам и др. и с течением времени не

уменьшаются.

Возможность оценки изменений, происходящих под действием

техногенных факторов, дает комплексное использование методов

экологического мониторинга: химического анализа воды и донных

осадков, изучения видового разнообразия в экосистеме, исследования

микроэлементного состава гидробионтов. Ценную информацию о

характере загрязнения может дать также использование методов

дистанционного зондирования.

Проведенное изучение транзитного загрязнения территории бассейна

реки Рпень с использованием данных космофотосъемки показало, что

вдоль долины р. Рпень проходит основное направление распространения

загрязняющих веществ выбросов промышленных предприятий

г. Владимира с воздушными массами и осаждение основной массы

загрязнений происходит на водосборной территории р. Рпень.

Атмосферное загрязнение, таким образом, усугубляет загрязнение реки

сточными водами промышленных предприятий.

143

Полученные данные гидрохимического мониторинга р. Рпень на всем

ее протяжении показывают значительное ухудшение качества воды в черте

г. Владимира и максимальное загрязнение при впадении в р. Клязьма. Об

этом свидетельствует увеличение электропроводности воды и резкое

повышение концентраций железа (III), меди, цинка и хлоридов. Уровень

загрязнения характеризуется превышением ПДК для водохозяйственных

водоемов по меди в 80 – 100 раз, цинку – в 2 – 30 раз, железу (III) – в 8 – 15

раз (табл.4.1.1).

Загрязнение воды реки Рпень приводит к заметному снижению

видового разнообразия фауны реки (табл.4.1.2.). Класс качества воды по

биотическому индексу соответствует «2» – «3» за пределами города

Владимира и далее изменяется до «4» – «5» в черте города и устье реки.

Таблица 4.1.2

Результаты химического анализа и измерения электропроводности

воды реки Рпень

Створ

№ Место отбора пробы

Cu2+

,

мг/л

Zn2+

,

мг/л

Fe3+

,

мг/л

Cl-,

мг/л

Электропро-

водность, См

1 Исток р. Рпень,

д. Тарбаево

0,0003 н/о 0,10 4,0 0,020

2 Устье р. Сдеришка,

пос. Садовый

0,0005 н/о 0,09 7,5 0,040

3 Устье р. Содышка,

пос. Сновицы

0,01 н/о 0,125 39 0,037

4 р. Рпень,

пос. Сновицы

0, 001 0,01 0,30 20 0,040

5 р. Рпень, а/мост трассы

Москва – Нижний

Новгород

0,005 н/о 0,45 25 0,046

6 р. Рпень, а/мост ул.

Фрунзе, г. Владимир

0,01 0,03 0,50 25 0,051

7 Устье р. Рпень,

г. Владимир

0,10 0,30 1,50 67 0,087

Поскольку известно, что техногенное загрязнение практически всегда

проявляется в накоплении целого ряда химических элементов в различных

объектах окружающей среды и биоте, с целью определения уровня

накопления тяжелых металлов было проведено исследование

микроэлементного состава гидробионтов в реке Рпень, а также в реке

Клязьме выше и ниже города Владимира.

144

Так, в гидробионтах р. Рпень был исследован микроэлементный состав

беспозвоночных индикаторных организмов, обнаруживаемых в створах, и

рассчитаны коэффициенты накопления элементов в гидробионтах

(табл.4.1.3). В целом полученные данные свидетельствуют об увеличении

коэффициентов накопления с ростом концентрации загрязнителя в речной

воде. Однако, реакция различных гидробионтов на увеличение содержания

тяжелых металлов в воде неодинакова. Для одних индикаторных

организмов (беззубки, перловицы, прудовик-катушка) наблюдается

увеличение коэффициентов накопления по мере повышения концентрации

поллютанта в среде до определенного предела, превышение которого

делает среду непригодной для существования данного вида; для других

гидробионтов (большая и малая ложноконские пиявки) фиксируется

уровень загрязнения среды, при котором происходит уменьшение

коэффициента накопления токсикантов, что вероятно свидетельствует об

адаптационных возможностях для выживания вида в условиях высокого

загрязнения среды.

Таблица 4.1.2

Видовое разнообразие фауны р. Рпень

Створ

№

Место отбора

гидробионтов Представители речной фауны

1

Исток р. Рпень,

д. Тарбаево

Губка (речная бодяга), личинки ручейников

(гидропсиха, риакофила, нейреклипсис), затворки,

личинки стрекозы (дедка), личинки мошек, беззубка,

перловица, губка (озерная бодяга)

2 Устье р. Сдеришка,

пос. Садовый

Губка (речная бодяга), плоские пиявки (улитковая),

червеобразные пиявки (малая и большая

ложноконские), прудовик катушка, беззубка,

перловица, личинки комара-звонца (мотыль),

личинки ручейника (анаболия)

3 Устье р. Содышка,

пос. Сновицы

Губка (речная бодяга), личинки ручейников

(риакофила, нейреклипсис, анаболия), личинки

стрекозы (дедка, красотка)

4

р. Рпень, пос. Сновицы,

ниже устья р. Содышка

Губка (речная бодяга), личинки ручейников

(риакофила, нейреклипсис, анаболия), личинки

стрекозы (дедка, красотка), плоские пиявки

5 р. Рпень, а/мост трассы

Москва – Нижний

Новгород

Личинки ручейников (гидропсиха, анаболия),

личинки стрекозы (дедка), прудовик катушка,

беззубка, перловица, губка (речная бодяга), затворки

6

р. Рпень, а/мост

ул. Фрунзе, г. Владимир

Червеобразные пиявки (малая и большая

ложноконские), личинки мошек

7 Устье р. Рпень,

г. Владимир

Личинки комара-звонца (мотыль), личинки мошек

145

Накопление тяжелых металлов в организмах гидробионтов

определяется сложными процессами их поглощения, распределения,

детоксикации и выведения. Наблюдаются значительные различия как в

накоплении металлов в организмах рыб разных видов, так и в различных

органах и тканях рыб одного вида, что, очевидно, связано с различными

условиями обитания, особенностями питания и особенностями

метаболизма. Вне зависимости от вида преимущественное накопление

меди происходит в печени рыб, накопление цинка происходит как в

печени, так и в жабрах и чешуе, никель и свинец преимущественно

депонируются в чешуе. Характерно отсутствие накопления хрома в

органах и тканях рыб даже при весьма высоком его содержании в

абиотических средах, не обнаруживается также заметного накопления в

мышцах и органах рыб кадмия.

Таблица 4.1.3

Коэффициенты накопления химических элементов в гидробионтах

Створ

№

Вид

гидробионта

Содержание химических

элементов в теле

гидробионтов, мг/кг

Коэффициент

накопления

К = Сг / Св , мг/ мг

Fe3+

Cu2+

Zn2+

Cl-

Fe3+

Cu2+

Zn2+

Cl-

1 Беззубка

перловица

15 0,06 0,26 0,55 170 210 - 0,1

2 - // - 53 0,34 0,81 14 530 680 - 1,9

5 - // - 330 1,5 5,3 91 1900 390 52000 2,8

2 Прудовик

катушка

17 1,5 1,9 14 170 3060 - 1,9

5 - // - 428 33 12 140 2500 8300 12550 4,4

2 Большая и малая

ложноконские пиявки

350 6,8 23 9,5 3500 1300 - 1,2

6 - // - 860 84 230 110 1150 1050 3600 2,0

Полученные нами результаты определения содержания тяжелых

металлов в образцах рыб из р. Клязьма (табл. 4.1.4) свидетельствуют о

невысоком в целом содержании тяжелых металлов в мышцах рыб, не

превышающем в большинстве случаев ПДК для рыбных продуктов.

Сравнение содержания тяжелых металлов в органах и тканях

одновозрастных рыб, отловленных на различных участках реки Клязьма,

показывает, что в точках отбора проб выше и ниже города Владимира по

течению реки разница в содержании тяжелых металлов в гидробионтах

незначительна. Учитывая достаточно однородный характер

146

фотоизображения водной поверхности на космоснимках, полученных при

дистанционном зондировании, можно заключить, что характер загрязнения

данного учета реки в большей степени определяется техногенной

нагрузкой в верхнем ее течении, чем непосредственным влиянием города.

Проведенные исследования позволяют сделать вывод, что особенности

техногенного загрязнения рек, выявленные методами химического анализа

воды, проявляются в изменении видового разнообразия речной фауны,

накоплении ряда тяжелых металлов в организмах гидробионтов, а также

находят отражение в изменении характера фотоизображения водной

поверхности на космоснимках.

Таблица 4.1.4

Содержание тяжелых металлов в органах и тканях леща, отловленного

в р. Клязьма (мг/кг сырой массы)

Эле-

мент Ткани и органы Выше г. Владимира Ниже г. Владимира

Сu2+

мышцы 0,58 0,81

печень - 13,0

жабры 24,4 0,61

чешуя 1,54 -

Zn2+

мышцы 1,85 3,34

печень 17,5

жабры 30,4 8,50

чешуя 30,6 -

Ni2+

мышцы 1,62 0,43

печень - 1,92

жабры 3,7 4,20

чешуя 4,43 -

Pb2+

мышцы 0,52 0,57

печень - 1,22

жабры 3,33 1,72

чешуя 5,30 -

Cd2+

мышцы 0,056 0,041

печень - 0,157

жабры 0,259 0,108

чешуя 0,323 -

Примечание: «-» – отсутствие данных; погрешность анализа ± (5 – 10) %

Комплексное использование методов гидрохимического,

биологического и дистанционного мониторинга позволяет оценить

техногенную нагрузку на водные экосистемы и степень их деградации.

147

4.2. ОЦЕНКА ПРЕДЕЛЬНО-ДОПУСТИМОЙ ТЕХНОГЕННОЙ

НАГРУЗКИ НА ВОДОТОКИ МАЛОГО РЕЧНОГО БАССЕЙНА

Прогрессирующее загрязнение бассейнов малых рек в настоящее время

– одна из важных экологических проблем. Актуальность связана с тем,

что русла этих рек принимают на себя основную техногенную нагрузку в

виде сбросов предприятий-природопользователей, находящихся, порой, на

достаточно большом удалении друг от друга в различных

административно-территориальных комплексах (районы, области и края).

Водотоки выполняют транспортную функцию, а перенос загрязняющих

веществ носит трансграничный характер и вызывает целый ряд проблем не

только экологических, но и нормативно-правовых, экономических и

социальных. При этом допустимой считается нагрузка, под воздействием

которой экосистема сохраняет оптимальное биоразнообразие, способность

самовосстановления и стабильного функционирования. Важно определить

порог вредного воздействия, т.е. ту дозу загрязнителя, при которой отклик

биологического организма уже не может быть скомпенсирован за счет его

гомеостатических механизмов. Очевидно, что любой факт превышения

установленных нормативов (ПДВ, ПДС, лимиты размещения отходов и

т.п.) в объектах окружающей среды может лишь косвенно

свидетельствовать об отклонении работы природопользователя

(предприятия) от экологических регламентов. Реальная же ситуация может

быть корректно оценена только при детальном экологическом

исследовании экосистемы, испытывающей антропогенную нагрузку. Для

решения таких задач в экологических исследованиях в настоящее время

применяется бассейновый подход.

Закономерно проявление научно-практического интереса к вопросам

нормирования антропогенных нагрузок и разработке методов и подходов в

оценке различных уровней допустимого воздействия на экосистемы.

Настоящая работа посвящена разработке подходов к определению

предельно-допустимой техногенной нагрузки (ПДТН) на бассейн малой

реки.

Объектом исследования явился водосборный бассейн реки Колокша,

которая является рекой четвѐртого порядка Волжского бассейна (река

Волга принята за водоток первого порядка), левобережным притоком

р. Клязьмы и впадает в неѐ в 326 км от устья. Общая длина реки составляет

146 км, площадь водосбора – 1430 км2. Река Колокша полностью

148

расположена в пределах Владимирской области на территории

Суздальского Ополья. Основной бассейн реки составляют реки пятого

порядка – притоки Колокши (рис. 4.1).

Рис. 4.1. Бассейн р. Колокша

На исследуемой территории находятся и оказывают антропогенную

нагрузку на водотоки около 70 различных предприятий –

природопользователей. Из них 43 % – сельскохозяйственного профиля,

24 % предприятий занимаются промышленным производством; 33 % –

прочие (объекты жилищно-коммунального хозяйства, культурно-бытовые

149

объекты и т.д.). Из общего числа 23 % предприятий осуществляют сброс

сточных вод непосредственно в водоток реки Колокша. В структуре

землепользования сельскохозяйственные угодья занимают 47 % площади

бассейна, луга – 39 %, леса – 13 %, болота – 1 %.

Сбор информации о природопользователях производился с учѐтом

распределения их по территории бассейна. На основании государственных

статистических отчѐтов (2тп-водхоз) установлен перечень из 22

наименований загрязняющих веществ (ЗВ), поступающих антропогенным

путѐм в водотоки бассейна. Валовая антропогенная нагрузка за каждый

отчѐтный год определялась суммированием каждого ингредиента (в

тоннах за год) и последующим приведением полученного значения к

единицам токсичной массы (условным тоннам за год). Анализировалась

ситуация по динамике доминирующих загрязняющих веществ –

соединениям тяжелых металлов и азота. Изучалось состояние видового

разнообразия экосистемы реки Колокша, проведено сравнение

фаунистического сходства сообществ с применением индексов Шеннона,

коэффициента Пареле и биотического индекса Вудивисса на различных

участках реки. Для обработки результатов использовался метод

математического моделирования.

Тенденции загрязнения большинства экосистем индивидуальны для

каждого бассейна и определяются исторически сложившейся структурой

распределения промышленного и сельского производства

Значения антропогенной нагрузки на все реки бассейна за

исследуемый период с 1993 по 2003 годы представлены в табл. 4.2.1.

Таблица 4.2.1

Валовая антропогенная нагрузка (техногенные сбросы) на водотоки

бассейна реки Колокша, (в условных тоннах за год) Год

водоток

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

р. Яхрома 3,1 2,7 3,9 2,9 10,6 4,3 8,0 8,1 8,3 9,5 11,8

р. Тома 9,0 6,3 7,7 3,9 3,8 4,7 13,2 13,6 14,0 18,3 21,5

р. Семига 13,1 12,5 8,2 3,9 7,8 8,5 9,1 9,4 9,7 10,5 12,3

р. Кучка 94,4 96,1 51,7 48,4 55,7 48,1 39,4 40,6 41,8 44,9 48,5

р. Сега 40,1 25,7 3,0 3,0 3,6 3,6 11,8 12,2 12,5 14,4 16,2

р. Гза 196,1 84,0 51,9 18,6 48,4 50,3 50,4 51,9 53,4 55,6 61,8

р. Колочка 3,9 2,9 2,9 5,1 3,1 9,8 10,3 10,7 11,0 12,6 14,8

р. Колокша 715,9 522,8 754,3 1958,8 683,2 364,0 339,5 370,8 360,8 383,5 410,6

Бассейн 984,6 731,4 860,4 2010,9 797,4 473,0 464,8 532,7 521,0 549,3 597,5

150

Также анализировались данные гидрохимического мониторинга с

определением индекса загрязнения воды (ИЗВ) за тот же период в

устьевых створах притоков и в главном водотоке. На рис. 1 отображена

ситуация загрязнения бассейна реки в 1996 году, когда отмечалась самая

интенсивная за исследуемый период антропогенная нагрузка, пик которой

фиксируется на отметке 2010 усл.т/год (табл. 4.2.1).

Очевидно, что до 95 % от всего объѐма загрязняющих веществ,

поступивших в бассейн, приходится непосредственно на водоток реки

Колокша и лишь около 5 % – на долю притоков. Из притоков выделяются

бассейны рек Гза и Кучка, сбросы в которые составляют около 4 % от всей

массы ЗВ, и где вода характеризуется как «загрязнѐнная» (рис. 4.1).

Характерной особенностью загрязнения воды является неоднородный

состав поллютантов. Это объясняется влиянием целого ряда

разнопрофильных предприятий Юрьев-Польского, Собинского,

Кольчугинского и Суздальского районов, среди которых – объекты ЖКХ,

сельхозпредприятия и промышленные предприятия, имеющие

гальванические производства. Поэтому нами было проведено

ранжирование ЗВ, поступивших в реки, с выделением групп тяжелых

металлов (ТМ), соединений азота, нефтепродкутов, взвешенных веществ и

СПАВ (табл 4.2.2)

Установлено, что за период с 1993 по 2003 гг. доминирующими

загрязняющими веществами являлись соединения группы тяжѐлых

металлов и соединений азота. Максимальный сброс ТМ зафиксирован в

1996 году и его доля в общей массе загрязнителей составляет 80,5 %. В

последующие годы он снижается и стабилизируется на уровне 30 – 35 %.

Сброс соединений азота (аммонийного, нитритного и нитратного) за

данный период в целом достаточно стабилен и так же находится на

среднем уровне 30 – 35 %.

Данные гидрохимического мониторинга за 1993 – 2001 гг.

предоставлены природоохранными организациями Владимирской области,

на основании которых рассчитывался ИЗВ в мониторинговых точках

бассейна р. Колокша. На рис. 4.1 показано значение ИЗВ в 1996 году, когда

отмечаелся максимальный сброс поллютантов. Данные свидетельствует о

том, что от истока реки до створа выше г. Юрьев-Польский и впадения

реки Гза, ИЗВ = 1,0 что соответствует «чистой» воде, ниже г. Юрьев-

Польский и до створа выше посѐлка Ставрово ИЗВ не изменяется и равен

1,8 («умеренно загрязнѐнная»), ниже пос. Ставрово и до устья (точки

151

впадения в реку 3-го порядка Клязьма) качество ухудшается и ИЗВ

достигает 5,8, что соответствует воде «грязной». Пос. Ставрово оказывает,

таким образом, наибольшее загрязняющее влияние на водоток реки

Колокша, Причина чего наличие крупного предприятия на территории

бассейна, имеющего гальванические стоки, в которых содержатся тяжѐлые

металлы.

Таблица 4.2.2

Сброс различных поллютантов в водотоки бассейна р. Колокша

Группа

соединений

Доля загрязняющих веществ в общей массе сбросов, %

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

Тяжелые металлы

(Сu2+

, Ni2+

,

Zn2+

,Cr3+

)

49,4 45,1 51,7 80,5 54,6 34,1 31,7 26,1 33,9 38,5 40,5

Соединения азота

(NH4+, NO2

-, NO3

-)

20,5 23,5 19,3 7,4 21,1 31,7 31,8 33,2 36,5 38,0 41,3

Нефтепродукты 4,23 5,6 8,3 3,7 5,8 7,4 9,04 6,7 3,7 3,2 7,8

Взвешенные

вещества 3,28 2,4 1,7 0,77 1,9 4,1 3,8 3,8 2,4 3,5 4,8

СПАВ

(А-ПАВ, Н-ПАВ) 8,1 9,6 5,4 2,3 5,5 8,1 6,6 7,74 3,57 2,4 4,5

Если рассматривать ИЗВ в другие годы исследуемого периода, то

ситуация, показанная на рис. 4.1, будет достаточной типичной, с той лишь

разницей, что значение ИВЗ приближается либо к верхней, либо к нижней

границе интервала, качественно характеризующего воду. В частности, в

1993 году в устье реки Колокша вода характеризовалась как «грязная»,

значение ИЗВ равнялось 4,2.

Если до 1996 года (рис. 4.2) средняя концентрация соединений азота

находилась в пределах 1,0 – 1,3 значений ПДК, то в 1996 возросла до 3,0

ПДК, при этом сброс соединений азота в 1996 году был ниже, чем за

предыдущие годы. При снижении техногенной нагрузки на водоток

закономерно ожидать если не снижения качества вод, то, по крайней мере,

отсутствия изменений в сторону его ухудшения. В данном же случае,

отмечается увеличение среднегодовой концентрации соединений азота в

устьевом створе до максимального за период с 1993 по 2003 гг. при

минимальном их сбросе в водоток.

152

Рис. 4.2. Графики соотношения сброса и концентрации азотных

соединений в период с 1993 по 2001 гг.

Данные гидрохимического мониторинга показывают, что в устье реки

Колокша начиная с 1996 года ухудшается качество воды по показателям

органического происхождения – БПК5, азот аммонийный, азот нитритный,

азот нитратный.

Если в период с 1993 по 1995 год включительно среднестатистическая

концентрация БПК5 в устье реки Колокша находились в пределах 1,1 – 1,3

единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти значения возросли и

варьировались в пределах 2,5 – 3,8 единиц ПДК.

Аналогичную закономерность (рис. 4.2) можно наблюдать по

соединениям азота. Так, по азоту аммонийному с 1993 по 1995 год

включительно среднестатистическая концентрация в устье реки Колокша

находились в пределах 0,5 – 0,9 единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти

значения возросли и варьировались в пределах 3,5 – 4,9 единиц ПДК. По

азоту нитритному с 1993 по 1995 год включительно среднестатистическая

концентрация в устье реки Колокша находились в пределах 1,3 – 1,6

единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти значения возросли и

варьировались в пределах 2,9 – 3,9 единиц ПДК. По азоту нитратному с

153

1993 по 1995 год включительно среднестатистическая концентрация в

устье реки Колокша находились в пределах 0,1 – 0,2 единиц ПДК, то с

1996 по 1999 годы эти значения возросли и варьировались в пределах 0,9 –

1,1 единиц ПДК.

В основе самоочищающей способности реки лежат, как известно,

процессы биотрансформации и ассимиляции легкоокисляемого

органического вещества (ЛООВ), поступающего в водоток от различных

источников загрязнения. Происходит следующий процесс окисления

ЛООВ: NH4+ NO2

– NO3

–. При этом БПК5 может служить некоторым

эквивалентом концентрации ЛООВ.

Интенсивность протекания подобных биохимических превращений, а,

следовательно, и скорость ассимиляции ЛООВ, зависит, прежде всего, от

деятельности организмов, использующих ЛООВ в процесс метаболизма.

Эти организмы ассимилируют энергию окислительно-восстановительных

реакций превращения азота с различной степенью окисления до

соединений азота нитратного (степень окисления N+5

), как самой

стабильной формы азотных соединений. Поэтому, концентрация

соединений азота аммонийного и нитритного с течением времени у

водотоке уменьшается, что способствует его самоочищению.

В качестве показателя, характеризующего состояние экологической

системы нами предлагается использовать интегральный показатель КА –

азотный критерий экологического состояния системы. Он может быть

выражен через соотношение концентрации азота нитритного (Сазот-нитрит) (в

устьевом створе реки Колокша) к сбросу соединений азота общего

Аазот общий (аммонийного, нитритного и нитратного) в водоток:

общийазот

нитритазот

AA

CK

Суть этого критерия нами обосновывается следующим образом.

Поскольку азот нитритный является промежуточным звеном в указанной

цепочке трансформации, динамика изменения его концентрации может

косвенно характеризовать процессы ассимиляции органического вещества.

Следует полагать, что интенсивное поступление азота общего в водоток

является возмущающим воздействием на экосистему реки, а концентрация

азота нитритного в устье этой реки – усложнѐнная функция отклика на это

воздействие. Критерий экологического состояния (КА) позволяет в

154

определѐнной мере интегрально оценить состояние экосистемы водотока

за ряд предшествующих моменту исследования периодов времени (лет),

минуя при этом большой объѐм сложных химических анализов воды.

Динамика изменения азотного коэффициента в течение исследуемого

периода (1993 – 2001 гг.) прогноз до 2006 показан на рис. 4.3.

1 0 - 3

азотный критерий экологического состояния системы КА

диапазон оптимального существования экосистемы

Рис. 4.3. Изменение азотного критерия экологической ситуации

системы (КА) в период с 1993 по 2003 (2006) гг.

По видимому, резкое увеличение коэффициента в 1996 году можно

объяснить снижением самоочищающей способности водотока.

Скорость таких процессов зависит от количества и видового

разнообразия организмов, использующих в процессе своего метаболизма

ЛООВ. Очевидно, что чем больше организмов обитает в воде, тем быстрее

протекают процессы окисления азота. Естественные природные условия

существования экосистемы, как правило, являются более или менее

стабильными в течение ряда лет (иногда десятилетий). Воздействие же

антропогенных факторов, например, сброс некоторых загрязняющих

веществ, претерпевает во времени существенные изменения,

следовательно, их влияние на деятельность организмов, использующих

ЛООВ, более выражено. Периодическое изменение концентраций ЗВ в

155

водотоках, по видимому, не позволяет экосистеме в достаточной степени

адаптироваться к условиям существования в данной экологической среде.

Причиной снижения скорости ассимиляции органического вещества в

результате гибели соответствующих организмов является, по-видимому,

сброс соединений тяжѐлых металлов в водоток реки.

Следует отметить, что на жизнедеятельность речного планктона и

бентоса оказывают влияние и другие биогенные элементы (растворѐнный

кислород, соединения азота, фосфора и др.). Однако, например, недостаток

фосфора не мог являться основной причиной снижения процессов

самоочищения, поскольку о необходимом количестве фосфора в воде реки

Колокша свидетельствуют данные табл. 3.

Исследования, проведѐнные в 2002 – 2003 гг. в точках выше и ниже

сброса тяжелых металлов (пп. № 4, 5 – 6, табл. 4.2.3) показали, что если

содержание соединений азота и фосфора изменяется менее чем в два раза,

то скорость ассимиляции органического вещества ниже по течению

уменьшилась более чем в три раза (табл. 3). И даже увеличение расхода

воды в устье реки не изменяет существующую ситуацию. Следовательно,

баланс биогенных элементов не мог отрицательно отразиться на скорости

процессов ассимиляции, а причиной снижения самоочищающей

способности оказался сброс ТМ и гибель организмов, использующих в

энергию при деструкции ЛООВ.

Таблица 4.2.3

Показатели, характеризующие экологическое состояние реки Колокша Показатель

Створ

Расход

воды в

створе,

м3/с

Сброс тяжѐлых

металлов

Скорость

ассимиляции

органич.

в-ва ОВ,

мг ОВ/(м2∙сут)

Раств

кисло-

род,

мг/л

Азот общ

(аммоний,

нитрит,

нитрат),

мг/л

Неорг.

фосфор,

мг/л

неорг

общ

P

N

усл.т/

год

усл.т/м3

*год

1. Исток

р. Колокша 0,30 0,0 0 15,6 11,00 0,80 0,09 8,89

2. Выше г.

Юрьев-Польский 0,85 0,0 0 25,8 9,80 1,15 0,11 10,45

3. Ниже г.

Юрьев-Польский 1,60 40,0 0,8 33,5 8,30 6,5 0,45 14,40

4. Выше

п. Ставрово 2,60 40,0 0,5 35,4 9,50 1,77 0,15 11,80

5. Ниже

п. Ставрово 2,80 460,0 5,2 11,3 8,80 3,50 0,28 12,50

6. Устье

р. Колокша 3,50 460,0 4,2 12,5 9,20 2,60 0,22 11,75

156

Содержание азота общего ниже г. Юрьев-Польской составляет 6,5 мг/л

и является максимальным значением на всѐм протяжении реки. Это

обусловлено поступлением хозяйственно-бытовых сточных вод после

городских очистных сооружений биологической очистки. В створе,

находящемся выше п. Ставрово концентрация соединений азота общего

ниже и составляет 1,77 мг/л благодаря высокой скорости ассимиляции 33,5

– 35,4 мг ОВ/(м2∙сут).

Было проанализировано состояние видового разнообразия экосистемы

реки Колокша, сравнение фаунистического сходства сообществ с

применением индексов Шеннона, коэффициента Пареле и биотического

индекса Вудивисса на различных участках реки (табл. 4.2.4). В частности,

было установлено снижение показателей, характеризующих численность

организмов и их видовое разнообразие в реке Колокша ниже источника

сброса соединений тяжѐлых металлов (минимальное значение отмечается

ниже п. Ставрово) и в устьевом створе реки. Так, индекс Шеннона выше

источника сброса – 3,1 бит/экз, ниже источника – 0,55 бит/экз;

коэффициент Пареле, соответственно, 0,34 (слабо загрязнѐнная вода) и

0,95 (очень грязная); класс чистоты вод по биотическому индексу

Вудивиса, соответственно, II-III (загрязнѐнная) и VI (грязная).

Таблица 4.2.4

Индексы оценки качества вод бассейна реки Колокша на основе

гидробиологических показателей

Створ

Индекс

Шеннона,

бит/экз

Коэффициент Пареле Класс чистоты вод

по биотическому

индексу Вудивиса

Значение

коэффиц. D1 Качество воды

1. Исток р. Колокша 2,90 0,05 усл. чистая II

2. Выше г. Юрьев-Польский 3,00 0,10 усл. чистая II

3. Ниже г. Юрьев-Польский 1,85 0,53 загрязнѐнная III

4. Выше г. Ставрово 3,10 0,34 слабо загряз. II-III

5. Ниже г. Ставрово 0,55 0,95 оч. грязная VI

6. Устье р. Колокша 0,75 0,81 грязная V

Очевидно, что именно тяжѐлые металлы отрицательно влияли на

структурную перестройку экосистемы реки Колокша, выражающуюся в

изменении видового разнообразия и снижении самоочищающей

способности реки.

Из всей группы тяжѐлых металлов, вероятно, наибольшее влияние

оказали соединения меди, доля сбросов которой в общей массе ТМ

157

достигает 75 %. Медь является самым токсичным элементом,

поступающим в водоток реки и оказывает отрицательное воздействие

практически на все группы гидробионтов.

Можно предположить, что залповые сбросы загрязнителей в 1996 году

сыграли роль «спускового механизма», вызвав резкую системную

перестройку в функционировании биоты, выразившуюся в потере

биологического сопротивления факторам окружающей среды. Это привело

к снижению скорости биотрансформации и ассимиляции вещества, а,

следовательно, к увеличению соединений азота на участке ниже пос.

Ставрово и до устьевого створа реки Колокша.

После 1996 года сброс соединений ТМ сокращается, начинается

процесс восстановления самоочищающей способности реки, о чѐм

свидетельствует изменение азотного критерия экологического состояния

(КА). Согласно нашему прогнозу, полное восстановление самоочищающей

способности могло бы произойти к 2006 году в случае отсутствия в

течение восстановительного периода залповых сбросов поллютантов.

Однако, по имеющейся в настоящее время информации о сбросах и

концентрации загрязняющих веществ, можно судить о том, что полное

восстановление к моменту 2006 года ещѐ не достигнуто, поскольку

залповые сбросы не прекратились. И хотя их объѐмы несколько ниже по

сравнению с 1996-м годом, они всѐ же замедляют процессы

восстановления экосистемы.

Анализируя изменение азотного критерия экологического состояния

(К) (рис. 4.3) в период с 1993 по 1996 гг. включительно, и решая

соответствующее ему уравнение, можно установить, что относительно

безопасным для экосистемы уровнем сброса, не вызывающим снижения

самоочищающей способности водотока является сброс тяжѐлых металлов

в пределах 600 – 700 усл. т/год. Такое количество сбросов можно

рекомендовать в качестве регламентирующей величины предельно

допустимой техногенной нагрузки (ПДТН) при учѐте сбросов в бассейн

сточных вод, образующихся на территории различных предприятий-

природопользователей. С этих позиций возможно так же формирование

единого бассейнового экологического фонда с аккумуляцией и

расходованием средств на природоохранную политику в соответствии с

ПДТН.

Тяжѐлые металлы, однако, могут оказывать на микробиоту не только

подавляющий, но и стимулирующий эффект в зависимости от

158

концентрации и природы металла. На наш взгляд, данный эффект имел

место в рассматриваемом случае (пп. 2 – 3 табл. 4.2.3).

Нами предложена математическая модель, включающая систему

дифференциальных уравнений первого порядка, которая позволяет

оценить процессы самоочищения речной экосистемы. Учитывая, что в

рассмотренном случае на скорость процесса ассимиляции оказывают

влияние только тяжѐлые металлы, то дифференциальное уравнение,

описывающее динамику органического вещества в речной воде может

иметь вид:

tlLkMkdt

dL21

где tfL 1 – искомая функция БПК5 речной воды – функция отклика,

отражающая содержание в воде легкоокисляемого органического вещества

органического вещества природного и техногенного происхождения в

зависимости от времени;

tl – интенсивность поступления органического вещества в систему от

природных и техногенных источников, мг/(л∙сут);

Mk1 – коэффициент, характеризующий интенсивность разложения

органического вещества (коэффициент лабильности) и зависящий от

поступления (концентрации) тяжѐлых металлов в речной воде, сут–1

;

2k – коэффициент, характеризующий интенсивность удаления

загрязняющих веществ из водотока в результате естественного

водообмена, сут–1

.

Основным механизмом самоочищения речной воды является

микробиологическая деструкция, которая протекает преимущественно в

аэробных условиях под действием разных групп микроорганизмов.

Микробиота ответственна за множество различных процессов в воде – от

мобилизации до аккумуляции химических элементов, однако наиболее

важная микробиологическая функция – редуцирующая – это разложение

растворѐнного и взвешенного органического вещества. Подавление или

стимуляция функционирования микроорганизмов тяжѐлыми металлами

зависит, прежде всего, от характера металла, а также свойств организмов и

pH.

Воздействие тяжѐлых металлов на микробиологическую деструкцию

органического вещества в речной воде характеризуется как острый

экотоксический процесс, зависящий от конкретного набора катионов

159

тяжѐлых металлов в воде, динамики их концентраций. Дозо-ответная

реакция для острого экотоксического воздействия тяжѐлых металлов на

микроорганизмы и на микробиологическую деструкцию применительно к

коэффициенту лабильности Mk1 может быть описана уравнениями двух

типов – гауссовой или логистической регрессией.

Гауссова регрессия характерна для металлов, жизненно необходимых

для планктона, биологическая роль которых доказана, и являющихся до

определѐнных концентраций стимуляторами микробиологической

деструкции (рис. 4.4). Многие микробиологические процессы,

происходящие в воде, воздухе и почве описываются кривыми нормального

Гауссового распределения, особенно в тех случаях, когда необходимо

определить оптимальное соотношение физико-химических факторов, при

котором процессы протекают наиболее активно. Эти кривые, как правило,

имеют куполообразный характер, который отображает оптимальное,

минимальное и максимальное значение определѐнных параметров.

Логистическая регрессия характерна для супертоксикантов, таких как

хром (VI), ртуть, кадмий и др., подавляющих микробиологическую

деструкцию органического вещества (рис. 4.4).

M, мг/л

k1(M), сут–1

Гауссова регрессия

Логистическая регрессия

Рис. 4.4. Коэффициент лабильности в зависимости от концентрации

тяжѐлых металлов в речной воде

160

Динамика концентрации тяжѐлых металлов в речной воде описывается

дифференциальным уравнением:

tmMkdt

dM2

где tfM 2 – функция концентрации ТМ в речной воде, мг/л;

tm – скорость поступления ТМ, мг/(л∙сут).

Для р. Колокша проведено моделирование динамики БПК5,

фиксируемой в устье водотока, в зависимости от поступления тяжѐлых

металлов в бассейн за период с 1993 по 2003 гг. В модели учитывалась

динамика реального сброса Сu2+

, Ni2+

, Zn2+

,Cr3+

за 11 лет и поступление в

бассейн легкоокисляемого органического вещества. На рис. 4.5 отражена

динамика суммы среднегодовых концентраций ТМ, зафиксированных по

данным гидрохимического мониторинга в устье р. Колокша, а также

среднегодовая концентрация металлов в устье реки, рассчитанная по

модели по данным сбросов и приведѐнная по токсичности к меди. На

диаграмме чѐтко фиксируется скачок концентраций, явившийся

результатом залповых сбросов ТМ в 1996 г.

Поступление легкоокисляемого органического вещества в бассейн от

техногенных источников характеризуется небольшими вариациями и

среднегодовое значение оценивается за период 1993 – 2003 гг. по БПК5 в

91,3 т/год.

По данным гидрохимического мониторинга и многолетних

гидрологических наблюдений через скорость кратного обновления объѐма

водной среды были оценены значения коэффициента k2 (0,14 сут–1

),

характеризующего интенсивность удаления загрязняющих веществ из

водотока в результате естественного водообмена, а также выявлена

зависимость коэффициента лабильности в зависимости от приведѐнной

концентрации ТМ (рис. 4.6).

161

К

он

цен

тр

ац

ия

ТМ

, м

г/л

0,00

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

сумма зафиксированных среднегодовых концентраций ТМ

рассчитанная по модели приведѐнная концентрация ТМ

Рис. 4.5. Динамика среднегодовых концентраций тяжѐлых металлов в

устье реки Колокша

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 0,10

M, мг/л

k1, сут–1

0007,0

01,0exp3,0

2

1

MMk

Рис. 4.6. Зависимость коэффициента лабильности k1 от приведѐнной

концентрации тяжѐлых металлов M для бассейна р. Колокша

162

Динамика среднегодовых значений БПК5 в устье р. Колокша, как

рассчитанных по модели в зависимости от концентрации тяжѐлых

металлов, так и реально наблюдаемых, может быть проиллюстрирована

графиками (рис. 4.7). БПК5, мг/л

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003

БПК5 наблюдаемая БПК5 расчѐтная БПК5 max Рис. 4.7. Динамика среднегодовых значения БПК5 в устье р. Колокша

На графиках отражены ситуации, при которых загрязнение речной

воды тяжѐлыми металлами (Сu2+

, Ni2+

, Zn2+

,Cr3+

) может оказывать как

стимулирующее действие (период 1993 – 1995 гг.), так и угнетающее

действие (период 1996 – 1997 гг.) на микробиоту.

В первом случае небольшой сброс ТМ оказывает стимулирующее

действие на микробиоту и приводит к снижению БПК5 в водотоке. Однако

залповые сбросы тяжѐлых металлов в 1996 г. оказывают угнетающее

действие, что вызывает резкий рост показателя БПК5 (в 3 – 3,5 раза) и

загрязнение речной воды органическими веществами. В 1996 – 1997 гг.

микробиота в значительной степени утратила свою редуцирующую

функцию, а с 1998 г. в бассейне р. Колоша возрос относительный вклад

сбросов соединений азота (табл. 4.2.2). Эти неучтѐнные в модели факторы,

в конечном счете, приводят к росту БПК5 в речной воде и к расхождению

расчѐтных и наблюдаемых значений БПК5 в последующие годы (рис. 4.7).

163

Однако проведѐнное моделирование и данные гидрохимического

мониторинга указывают на тот важный факт, что небольшое поступление в

речной бассейн таких металлов как Сu2+

, Ni2+

, Zn2+

благотворно влияет на

экосистему р. Колоша, так как при оптимальной концентрации металлов

БПК5 речной воды 3 – 4 раза меньше максимально возможного значения

(БПК5max) вследствие стимуляции микробиологической деструкции. В

случае токсического подавления тяжѐлыми металлами редуцирующей

функции микробиоты БПК5 речной воды быстро достигает максимального

значения БПК5max ≈ 6 мг/л (рис. 4.7), рассчитанного по среднегодовому

значению поступления ЛООВ и когда содержание легкоокисляемого

органического вещества в речной воде определяется процессами

естественного водообмена.

Предложенная математическая модель может быть использована в

целях ОВОС, для оценки экологического риска, а также для установления

величины ПДТН. Нормирование сбросов в бассейн реки может быть

осуществлено в том случае, если на кривой коэффициента лабильности

(рис. 4.6) будет определена точка гистерезиса, которая находится на

нисходящем участке графика. Явление биологического гистерезиса

(запаздывания) состоит в различии значений коэффициента лабильности

при одной и той же концентрации металлов в речной воде в зависимости

от достигнутого максимального значения концентрации ТМ. У речной

микробиоты есть такая критическая концентрация ТМ, выше которой

живая биомасса частично или полностью теряет свою редуцирующую

функцию. Если максимальное значение концентрации ТМ превысило

критическое значение, то при снижении концентрации ТМ в речной воде

коэффициент лабильности пойдѐт по линии, расположенной значительно

ниже гауссовой регрессии образуя петлю биологического гистерезиса.

Очевидно, что в случае бассейна р. Колокша искомое критическое

значение будет располагаться в интервале концентраций от Сопт до

Cопт+3σ (где σ = 0,0187 мг/л) или 0,010 – 0,066 мг/л, что соответствует

диапазону техногенной нагрузки от 155 усл. т/год до 1023 усл. т/год.

На основе гауссовой зависимости коэффициента лабильности k1 от

приведѐнной концентрации тяжѐлых металлов M с использованием

теоремы Шеннона была вычислена критическая концентрация для

исследуемого водотока, которая нами определена как Cопт+2,066σ и равна

0,049 мг/л. Для данной критической концентрации соответствует

предельно допустимая нагрузка 752 усл. т/год. Сравнивая расчѐтную

164

нагрузку с нагрузкой, полученной посредством анализа азотного критерия

и равной в предельном случае 700 усл. т/год, получаются очень близкие

значения. По-видимому, теория информации, а именно теорема Шеннона

применительно к анализу дозо-ответной реакции биоты на внешнее

техногенное воздействии имеет фундаментальное значение в биологии,

экологии и в эколого-геохимических исследованиях. Анализ зависимостей

«доза – ответ» с использованием теории информации позволяет выявить

критические нагрузки, то есть ответить на вопрос: «Какое воздействие

химических веществ (или сигнал информации) на уровне популяции или

биоценоза является значимым, а какое нет?»

Для других экосистем подобных водосборных бассейнов, могут иметь

место иные доминирующие ЗВ, например, соединения азота,

нефтепродукты, взвешенные вещества, СПАВ, фенолы и т.д., ПДТН по

которым должна быть определена с учѐтом особенностей антропогенной

нагрузки и в соответствии с их гидрологическими параметрами.

4.3. ВЫВОДЫ К ГЛАВЕ

Проведена оценка антропогенного воздействия на водосборный

бассейн малой реки, установлены доминирующие факторы загрязнения,

разработана математическая модель, позволяющая описать процессы

самоочищения реки, предложены подходы для определения предельно-

допустимой техногенной нагрузки по доминирующим загрязняющим

веществам на водоток.

По результатам исследований состояния экосистем и количеству

промышленных загрязнений, можно оценить ущерб, наносимый сбросами.

Представляется возможность прогнозировать состояние экосистемы и

лимитировать сброс загрязняющих веществ в бассейн. Это может являться

основой для экономического регулирования и направленного проведения

природоохранных мероприятий по снижению антропогенной нагрузки.

Дальнейшее проведение экономических расчѐтов позволит выявить

приоритетные направления в инвестиционной политике при внедрении

природоохранных мероприятий.

165

ЛИТЕРАТУРА

Список литературы к главе 1

1. Васильевская В.Д. Оценка устойчивости тундровых мерзлотных

почв к антропогенным воздействиям. // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17.

Почвоведение. 1996. №1. с. 27 – 35.

2. Васильевская В.Д. Роль почвы и почвенного покрова в устойчивости

экосистем тундры. // Экология и почвы. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН,

1998.

3. Добровольский В. В. Основы биогеохимии. – М.: Высш. шк., 1998. –

413 с.

4. Кабата-Пендиас А., Пендиас Х. Микроэлементы в почвах и

растениях: Пер. с англ. – М.: Мир, 1989. – 439 с.

5. Сает Ю. Е., Ревин Б.А., Янин Е.П. и др. Геохимия окружающей

среды. – М.: Недра, 1990. – 335 с.

6. Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта: Учебное

пособие. Издание 3-е, переработанное и дополненное. – М.: Астрея-

2000, 1999. – 768 с.

7. Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв: Учеб. пособие.

Под ред. Д.С. Орлова, В.Д. Васильевской. – М.: Изд-во МГУ, 1994. –

272 с.

8. Экогеохимия городских ландшафтов. Под ред. Н.С. Касимова. – М.:

Изд-во МГУ, 1995. – 336 с.

Список литературы к главе 2

1. Вадюнина А. Ф., Корчагина З. А. Методы исследования физических

свойств почв и грунтов. Изд. 2-е. Учеб. пособие для студентов вузов

(специальность «Агрохимия и почвоведение»). – М.: «Высшая

школа», 1973. – 399 с.

2. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. Методы исследования физических

свойств почв. – М.: Агропромиздат, 1986. – 416 с.

166

3. Водяницкий Ю.Н. Изучение тяжѐлых металлов в почвах. – М.: ГНУ

Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН, 2005. – 110 с. –

ISBN 5-85941-207-X

4. Кошелева Н.Е. Моделирование почвенных и ландшафтно-

геохимических процессов: Учебное пособие. – М.: Изд-во Моск. ун-

та, 1997. – 109 с. – ISBN 5-211-03900-9.

5. Трифонова Т.А., Ширкин Л.А., Селиванова Н.В. Исследование

миграции тяжѐлых металлов в системе «гальваношлам – почва»

Безопасность жизнедеятельности, 2002, №3.

6. Ширкин Л.А., Трифонова Т.А., Селиванова Н.В. Миграция и

трансформация тяжѐлых металлов из промышленных отходов в

почвах // Геохимия биосферы: Доклады Международной научной

конференции. Москва, 15 – 18 ноября 2006 г. Смоленск: Ойкумена,

2006. С. 391 – 392. – ISBN 5-93520-052-X

7. Ширкин Л.А., Трифонова Т.А., Селиванова Н.В., Мелещук Е.А.

Исследование динамики техногенной миграции тяжѐлых металлов в

системе «промышленные отходы – почва» в условиях локального

полиметалльного загрязнения // Экология речных бассейнов: Труды

4-й Междунар. науч.-практ. конф. / Под общ. ред. проф. Т.А.

Трифоновой; Владим. гос. ун-т. Владимир, 2007. С. 267 – 271. –

ISBN 978-5-93907-032-4.

8. Экологическая геохимия: словарь-справочник / авт.-сост.:

Т.А. Трифонова, Л.А. Ширкин; Владим. гос. ун-т. – Владимир: Ред.-

издат. комплекс ВлГУ, 2005. – 140 с. – ISBN 5-89368-576-8.

9. Экологический атлас Владимирской области; под ред. Т.А.

Трифоновой; Владим. гос. ун-т. – Владимир: Изд-во Владим. гос. ун-

та, 2007. – 92 с. – ISBN 5-89368-776-0.

10. Яворский Б.М., Детлаф А.А. Справочник по физике. – М.: Наука,

1990.

Список литературы к главе 3

1. Приказ МПР РФ от 15.06.2001 №511. Об утверждении критериев

отнесения опасных отходов к классу опасности для окружающей

природной среды.

167

2. Санитарные правила по определению класса опасности токсичных

отходов производства и потребления. СП 2.1.7.1386-03. – М.:

Министерство здравоохранения РФ, 2003.

3. Трифонова Т.А., Селиванова Н.В., Ильина М.Е. Экологический

менеджмент. Учеб. пособие/ М.: Академический Проект: Фонд

«Мир», 2003. – 320 с.

4. Новицкий П.В., Зограф И.А. Оценка погрешностей результатов

измерений. 2-е изд., перераб. и доп. – Л.: Энергоатомиздат, 1991. –

304 с.

Список литературы к главе 4

1. Аэрокосмический мониторинг окружающей среды и лазерное

дистанционное зондирование: Учеб. пособие / Т.А. Трифонова, Л.Т.

Сушкова, С.М. Аракелян; Владим. гос. техн. ун-т. – Владимир, 1995.

– 116 с.

2. ГОСТ 17.13.07-82. Система качества вод СЭВ, 1982 г. Санитарно-

экологическая оценка качества вод, 1990 г. – М.: Изд-во стандартов.

1982.

3. Лукин А.А., Даувальтер В.А., Кашулин Н.А., Раткин Н.Е. Влияние

аэротехногенного загрязнения на водосборный бассейн озер

субарктики и рыб // Экология. – 1988. – №2. – С. 109 – 115.

4. Дж. В. Мур, С. Рамамурти. Тяжелые металлы в природных водах. –

М.: Мир. – 1987. – 286 с.

5. Никаноров А.М., Жулидов А.В., Покаржевский А.Д. Биомониторинг

тяжелых металлов в пресноводных экосистемах. – Л.:

Гидрометеоиздат, 1985. – 144 с.

6. О состоянии окружающей среды и здоровья населения

Владимирской области в 1997 году. Ежегодный доклад / Под ред.

С.А. Алексеева; –Владимир, 1998. – 149 с.

7. Трифонова Т.А., Амелин В.Г., Гришина Е.П. и др. Биомониторинг р.

Клязьма с использованием космической фотоинформации //

Мониторинг, безопасность жизнедеятельности. – 1997. – №1. С. 22 –

24.

8. Трифонова Т.А., Мищенко Н.В., Гришина Е.П.. Индикация

атмосферного техногенного загрязнения по материалам

168

космофотосъемки. // Известия РАН. Сер. География. 1997. – №3. С.

126 – 133

9. Экология Владимирского региона. Под ред. Т.А. Трифоновой. Сб.

материалов научно-практ. конф. Владимир, ВлГУ, 2001.

10. Алимов А.Ф. Введение в продукционную гидробиологию. Л.:

Гидрометиздат, 1989. С. 55-80.

11. Бакланов П.Я., Степанько Н.Г. Подходы к интегральной оценке

воздействия производства на природную среду В кн.: Рациональное

природопользование в условиях Дальнего Востока. Владивосток:

ДВНЦ АН СССР, 1981. С. 50-57.

12. Добровольский Г.В. Научное и практическое значение исследований

речных бассейнов // Экология речных бассейнов: Матер. междунар.

науч.-практ. конф. Владимир: Владимиринформэкоцентр, 1999. С. 9-

11.

13. Драбкова В.Г. Микробиологические показатели интенсивности

процессов самоочищения озерных вод.// Самоочищение воды и

миграция загрязнений по трофической цепи. М.: Hayка, 1984, С. 55 –

60.

14. Методики оценки допустимого уровня антропогенного воздействия и

самоочищающей способности реки с учѐтом гидробиологических

параметров. Н. Новгород: Ин-т экологии Волж. Бас. 1993 Т2. 65 с.

15. Наузырбаев Е.М. Теоретические основы расчѐта токсичных масс

сточных вод с учѐтом самоочищения водоѐма. // «Вода и экология».

– 2001. № 3. С. 39

16. Протасов В.Ф. Экология, здоровье и природопользование в России. /

М.: Финансы и статистика , 1995. 528 с.

17. Садыков О.Ф. Экологическое нормирование: проблемы и

перспективы // Экология. 1989. № 6. С. 3-11.

18. Скопинцев Б. А. Органическое вещество в природных водах. Тр.

Гос. океаногр. ин-та, Л.: 1950, вып. 17 (29), с. 36-42.

19. Снакин В.В. Оценка состояния и устойчивости экосистем. – М.:

ВНИИПрирода, 1992. С. 28.

20. Тихомиров Н.П., Моисеенкова Т.А. Методы экономической и

экологической регламентации хозяйственной деятельности / М.: Изд-

во Рос. эконом. акад., им. Плеханова; 1994 . 90 с.

21. Трифонова Т.А. Развитие бассейнового подхода в экологических

исследованиях // Почвоведение, 2005, №9, С. 1054-1061.

169

22. Трифонова Т.А., Солдатенкова О.П.: Оценка экологического риска

загрязнения подземных вод на основе бассейнового подхода //

Геоэкология. № 1. 2002. Сѐ. 49-51.

23. Хаустов А.П., Федоров В.Н., Ломоносов И.С. К оценке миграции

вещества в ландшафтно-геохимических системах на примере

Прибайкалья // Мониторинг состояния озера Байкал. Л.:

Гидрометиздат, 1991. Т. 317. №2. С. 444-449.

170

Монография

Авторы

ТРИФОНОВА Татьяна Анатольевна

ШИРКИН Леонид Алексеевич

СЕЛИВАНОВА Нина Васильевна

ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКИЙ АНАЛИЗ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ЛАНДШАФТОВ

Подписано в печать 10.12.07.

Формат 60×84/16. Бумага офсетная № 1. Гарнитура Таймс.

Печать офсетная. Тираж 650 экз. Заказ 4221

Отпечатано в ООО «Владимир Полиграф»,

г. Владимир, ул. 16 лет Октября, д. 36 а.