Концентрации Си, Mo, Zn в почвах некоторых геохимических  

Концентрации Си, Mo, Zn в почвах некоторых геохимических

ландшафтов Северного Кавказа (мг/кг)

Эле­мент Вид природопользования или растительного покрова Состав и возраст почвообразующих пород Фоновая концент­рация Нижний уровень аномаль­ности
Си Скально-осыпная растительность. Пастбища на степях. Пашни богарные. Пастбища на альпийских лугах. Виноградники. Плодовые сады. Плодовые сады Карб.-терригенные I-K Тсрригенные I Аллювиальные Q Вулкан.-терригенные PZ Карб.-терригенные N Терригенные Q-N Аллювиальные Q 35±4 40 ±5 51 ±1 57 + 4 77 + 18 102 ±27 212 + 59 40 51 57 71 116 182 350
Мо Виноградники. Пашни богарные. Пастбища на степях. Пашни орошаемые. Пастбища на полупустынях Карб.-терригенные K-Pg Терригенные I Карб.-терригенные N Аллювиальные Q Терригенные Pg-N 1,8+0,2 2,3 + 0,4 3,0 ±0,3 4,5 ±0,5 6.7 ±2.6 2,3 3,0 4,2 5,8 13,0
Хвойный лес. Смешанный лес. Альпийский луг. Скально-осыпная растительность. Лиственный лес Карб.-терригенные I-K Вулкан.-терригенные I Гран итои ды PZ Вулканогенные N Терригенные Pg-N 1,9 ±0,2 2,4 ±0,2 2,9 + 0,2 3,7 ±0,5 6,1+3,2 2,3 2,9 3,7 4,7 5Д
Zn Скально-осыпная растительность. Лиственный лес. Смешанный лес. Альпийский луг Вулканогенные N Сланцы и гнейсы PR Карб.-терригенные I-K Терригенные I 55 ±10 77 ±7 112 + 16 157 ±15 75 102 146 224
Пастбища на альп. лугах. Пастбища на степях. Пастбища на альп. лугах. Пастбища на степях Терригенные I Прибрежно-морские Q Терригенные I Терригенные К 58 + 6 89 ±9 116 ± 19 141 ±10 87 114 172 194
Пашни орошаемые. Пашни богарные. Пашни богарные. Рисовые чеки. Пастбища на полупустынях Терригенные Pg-N Карб.-терригенные N Терригенные N Прибрежно-морские Q Терригенные Pg-N 66 ±7 86 ±6 113 ± 10 143 ±7 176± 12 84 109 141 175 235

на (Си), разделив их отдельно на природные и техногенные (Мо) или даже на природные, интенсивно преобразованные техногенные и пастбищные, являющиеся антропогенными модификациями природных ландшафтов (Zn).

Изучение почв Северного Кавказа показало, что аналогичные примеры можно привести для любого из 25 рассмотренных химических элементов. И чем больше изучаемая территория и разнообразней ее природные и техно­генные особенности, чем больше различных ландшафтов и шире перечень рассматриваемых химических элементов, тем чаще встречаются такие фак­ты. Это относится не только к валовому содержанию тяжелых металлов, но и к их подвижной и водорастворимой формам.

Таким образом, каждый ландшафт характеризуется своим средним со­держанием химических элементов, соответствующим набору внешних фак­торов миграции и своим уровнем аномальности. Установление для почв всех ландшафтов одного универсального уровня концентрации химическо­го элемента, превышение которого будет свидетельствовать о загрязнении с научной точки зрения, несостоятельно[23, 25]. Использование в этих це­лях ПДК или введенных в последнее время ОДК методически некорректно и даже вредно, так как для одних ландшафтов эти величины могут значи­тельно превышать фоновые и даже минимально-аномальные значения, а для других они будут существенно ниже обычной концентрации, создавая впечатление о загрязнении. В результате в первом случае, ориентируясь на ПДК, можно не обратить внимания на масштабное загрязнение или не за­метить негативных процессов в природопользовании, а во втором случае предъявить претензии к субъекту землепользования при фактическом от­сутствии нанесенного ущерба.



Ведущаяся в последние годы полемика вокруг ПДК свидетельствует о том, что эта проблема очень остра. Многими авторами ставятся вопросы не просто о правомерности применения ПДК для почв, рыбохозяйственных водоемов [32] и др., но и о необходимости разработки иерархической систе­мы экологического нормирования, которая бы установила конкретные сфе­ры использования тех или иных параметров, регламентировала порядок их определения и контроля.

Под экологическим нормированиемв настоящее время понимается де­ятельность, направленная на установление системы показателей состояния окружающей среды и величин предельно допустимых воздействий на нее и их использование в природоохранной сфере.

Показатели состояния окружающей среды— комплекс признаков, ха­рактеризующих структуру и параметры функционирования экосистем в раз­личных природно- климатических условиях.

Реформирование экологического нормирования предполагает разделе­ние показателей по сфере применения, по методике определения, контроли­рующим органам на федеральные, региональные, локальные,а по области применения на санитарно-гигиенические, производственно-ресурсные и эко-системные.Необходимо отметить, что роль федеральных санитарно-гигие­нических показателеймогут по-прежнему исполнять ПДК. При разработке экосистемных региональных и местных показателей для почв (поверхност­ных вод) в целях оценки их состояния и нанесенного ущерба, ведения мони­торинга и составления кадастра, следует использовать параметры, опреде­ленные на основе результатов ландшафтно-геохимического картографиро­вания и опробования конкретных территорий.



Ландшафтно-геохимнческий подходк определению региональных нор­мирующих концентраций представляет собой гораздо более тонкий и обо­снованный метод, позволяющий обнаружить слабоконтрастное загрязнение уже на ранней стадии формирования, более точно определить нанесенный ущерб, значительно расширить перечень контролируемых элементов и оце­нить динамику их концентраций в различных условиях.

Методология геохимии ландшафта основана на взаимосвязи между стро­ением участка земной поверхности его биогенными, абиогенными и техно­генными особенностями и содержанием химических элементов и соедине­ний в ландшафте. Поэтому геохимические ландшафты, отличающиеся рас­тительным покровом и видом природопользования, химизмом почвенных растворов и интенсивностью ветровой эрозии, особенностями рельефа и гео­логическим строением (или хотя бы одним из этих факторов), закономерно отличаются концентрациями и соотношениями химических элементов в по­чвах и растениях, а также реакцией на внешнее воздействие. Использование этих факторов при картографировании позволяет судить о наиболее вероят­ном содержании химических элементов в почвах даже неопробованных рай­онов, на основе ландшафтно-геохимического изучения аналогичных.

Поэтому в качестве основы для определения региональных и локальных нормативных величин необходимо использовать параметры распределения (среднее, коэффициент вариации, дисперсию, критерии аномальности и др.) химических элементов в почвах, установленные для каждого значимого ланд­шафта (или группы ландшафтов) в отдельности на основе опробования конк­ретного региона. Применять результаты статистической обработки опробова­ния почв, проведенной на ландшафтно-геохимической основе в качестве нор­мирующих величин можно при соблюдении нескольких основных условий: 1. Для получения объективных данных и снижения вероятности влияния

на результаты расчетов местных, локальных факторов площадь опробования должна быть достаточно большой (примерно соответствующей площади субъектов Российский Федерации), а масштаб картографиро­вания и плотность опробования могут изменяться в зависимости от при­родного разнообразия и техногенной нагрузки, рекреационной значимо­сти и размеров административной единицы. Поэтому, в Адыгее целесо­образно проведение работ в масштабе 1:100 000, а в Тюменской области 1:1 000 000 (что не исключает возможности сгущения сети наблюдений в отдельных районах). Но базовым масштабом картографирования, на основе которого могут быть осуществлены сопоставление и стыковка соседних территорий, формирование единой базы данных, обмен резуль­татами опробования аналогичных ландшафтов в сопредельных террито­риях, как показывает опыт, должен быть 1:500 000.

2. Каждый ландшафт должен быть опробован равномерно на всей площа­ди распространения в рассматриваемом регионе и по возможности в каж­дом контуре.

3. Количество проб в каждом ландшафте должно быть более 30.

4. Статистические параметры естественного и аномального распределения тяжелых металлов в почвах должны быть рассчитаны на основе проб, собранных не за короткий период опробования — месяц или даже год (мо­жет быть специфический по экологическим и климатическим особеннос­тям), а в течение более или менее длительного периода (от 3 до 5 лет).

5. В процессе проведения опробования и аналитических работ должны быть обеспечены стабильные лабораторное обеспечение, подготовка проб (же­лательно в одной уполномоченной лаборатории при обязательном внеш­нем контроле) и стандартный пробоотбор.

6. Ввиду особой важности для оценки токсичности тяжелых металлов их содержание в подвижной форме необходимо установление ее доли в ва­ловой концентрации на фоновых участках.

Методологической основой использования предлагаемых показателей является идентификация ландшафтно-геохимических особенностей рассмат­риваемого участка с его региональными аналогами и сравнение показателей его экологического состояния с нормированными характеристиками. При проведении мониторинга больших территорий для комплексной оценки це­лесообразно использовать принципы, предложенные В.В. Добровольским (1999). При мониторинге небольших участков или точечном опробовании в случае отклонения параметров, определенных в контрольных пробах или замерах от фонового значения, дальнейший порядок действий зависит от степени отклонения концентрации в контрольной пробе от нормы (фона), для чего можно использовать несколько уровней аномальности, — Сад, Саг,

Caj. Эти величины широко используются в геохимии (Инструкция..., 1983; Перельман, Касимов, 1999), биологии, экологии и других науках для веро­ятностной оценки рассеяния различных значений вокруг среднего.

Величина Сад называется минимально-аномальным значением и опре­деляется по формуле Саэ= X + S (где X — среднее значение, a S — средне­квадратичное отклонение), при нормальном законе распределения и по фор­муле Сад = Сф-Е (где Сф — фоновое значение, а Е — безразмерная величи­на, равная antlg(S)), при логнормальном распределении Саг рассчитывается для двух коррелирующих проб и определяется по формулам Саг=Х + 2S и Саг=Сф*Е2. Соответственно Сгц рассчитывается для единичной пробы по формулам Са!=Х + 3S и Cai=C(p-E3.

Таким образом, значение Caj характеризует самый высокий уровень ано­мальности или, иначе говоря, очень высокую концентрацию химического элемента в пробе, которая требует особого внимания. Значение Сад — самое низкое содержание, начиная с которого проба может считаться аномальной, но статистически достоверной только при наличии рядом еще 8 проб с та­ким уровнем концентрации либо меньшего количества проб, но с более вы­соким уровнем аномальности — Cai или Саг- В принципе можно рассчитать аномальные значения и для 8 коррелирующих проб, и для 7 и т.д. Они бу­дут несколько выше Сад, но ниже Саг- Иногда, особенно при использовании результатов полуколичественного спектрального анализа, это позволяет вы­делить аномалии при небольшом количестве проб и невысоком уровне ано­мальности. Данные параметры можно использовать и при выявлении ано­мально низких содержаний химических элементов в почвах.

Для примера использования этих значений в качестве нормативных мож­но привести следующий порядок их применения. Обнаружение хотя бы в одной пробе концентраций, равных или превышающих величину Caj, долж­но повлечь повторный анализ, а при подтверждении — работы (за счет зем­лепользователя или виновника загрязнения) по установлению причин, мас­штабов нанесенного ущерба, применение санкций и т.д. (иногда и рекульти­вации земель).

Концентрации, равные или превышающие величину Са2, характеризу­ют среднюю степень отклонения от фона. И служат основанием для приня­тия тех же мер, в случае если таких проб на рассматриваемом участке не менее 2-3.

Наконец, обнаружение в контрольных пробах концентраций, равных или превышающих величину Сад, может служить основанием для установления нанесенного ущерба и применения санкций в случае, если таких проб не менее 9 или меньшее количество, когда есть пробы более высокого уровня аномальности (Cag, Ca7, Cag и т.д.).

Кроме того, в случае обнаружения контрастных аномалий одного или нескольких химических элементов необходимо произвести анализы на боль­шее количество элементов (до 40-50) ив дальнейшем от экспрессных срав­нительно дешевых методов анализа перейти на более точные, результаты которых могут быть использованы в суде или арбитражных спорах. После установления перечня химических элементов, концентрации которых пре­вышают допустимые для этого ландшафта значения, следует определить долю содержания этих элементов в подвижной форме, т.е. оценить токсич­ность и соотнести с санитарно-гигиеническими показателями.

В случае, если результаты контрольного обследования и опробования выявили аномальные пробы, но их характеристика и уровень контрастности не соответствуют вышеприведенным, можно ограничиться штрафом, со­ставлением протокола, указанием на несоблюдение санитарно-гигиеничес­ких норм и технологий или другими мерами, в зависимости от масштабов ущерба и токсичности агентов загрязнения.

Процедуры обследования земель необходимо проводить не только при регулярном мониторинге или в чрезвычайных ситуациях, но и всякий раз при смене владельца земли или землепользователя. В результате за счет средств субъектов землепользования будет фиксироваться состояние земель, попол­няться кадастр и определяться качество землепользования, что значительно повысит меру их ответственности при эксплуатации природных ресурсов.

Предлагаемая методика позволит поставить на научную основу и оцен­ку состояния городских почв. Определив по карте геохимических ландшаф­тов место нахождения населенного пункта и конкретный ландшафт (или несколько), в пределах (или на месте) которого он находится, можно ис­пользовать параметры распределения химических элементов, полученные на основе результатов его опробования в качестве фона. Это значительно объективней, чем предлагающееся некоторыми авторами определение фона на основе опробования почв на удалении 50-70 км от города. Использование регионального фона позволит воплотить и разработки по экологическому нормированию [42], в которых в качестве санитарно-гигиенического норма­тива предлагается использовать степень превышения концентраций хими­ческих элементов в почвах над фоном. Поскольку в настоящее время приро­доохранные органы такими величинами, как правило, не располагают.

Таким образом, ландшафтно-геохимический подход к определению реги­ональных и локальных нормирующих показателей дает методологическую основу для разработки качественных и количественных экологических норма­тивов и процедур экологического нормирования, а также районирования тер­риторий для экологического нормирования. Его применение позволяет обна­руживать слабоконтрастное загрязнение и оценивать его динамику уже на ранней стадии формирования, задолго до достижения критически нормирован­ных величин, более точно определять нанесенный ущерб и в сравнительно короткие сроки значительно расширить перечень контролируемых элементов (ПДК и ОДК в почвах рассчитаны только для 8-11 элементов).

Следует особо подчеркнуть, что предлагаемая методика в основном на­целена на экосистемное нормирование и только в этом может заменить ПДК. Для оценки же токсичности определенных концентраций химических эле­ментов, установления санитарно-гигиенических характеристик в дополне­ние к ПДК возможно использование других подходов.

Например, исходя из транслокационного аспекта критерием загрязне­ния почв агроландшафтов является качество выращиваемой на них продук­ции, которое, в свою очередь, оценивается в соответствии с существующи­ми ПДК для растений. То есть ПДК для почв сельхозугодий следует разра­батывать с учетом региональных особенностей почв и выращиваемых куль­тур, так как существует определенная зависимость между содержанием хи­мических веществ в почвах и накоплением в растениях. Таким образом, можно рассчитать величину регионального ПДК (РПДК) для наиболее рас­пространенных видов сельхозпродукции, произрастающих в определенных ландшафтно-геохимических условиях [28].

Основанием для другого варианта установления экосистемного ПДК яв­ляется закон Вернадского о физико-химическом единстве живого вещества. Поэтому для комплексной оценки состояния окружающей среды выбирает­ся совокупность живых организмов, признанная представительной, устанав­ливаются фоновые характеристики популяции, соответствующие условиям отсутствия техногенного прессинга. Дальнейшее наблюдение за состоянием популяции позволяет выявить влияние окружающей среды и сделать вьшод о характере ее трансформации.

В другой методологии нормирования используется концепция крити­ческих нагрузокполлютантов на экосистемы, основанная на биогеохими­ческих принципах. Биогеохимическая цикличность является универсальным свойством биосферы, определяющим устойчивость любых экосистем к по­ступлению различных антропогенных загрязнителей, в том числе и тяже­лых металлов. Концепция критических нагрузок, основанная на биогеохи­мических принципах, предполагает определение такого уровня поступления поллютантов, когда начинает проявляться их вредное воздействие на экоси­стему. Величины критических нагрузок могут быть охарактеризованы как максимальное поступление поллютантов, которое не сопровождается нео­братимыми изменениями в биогеохимической структуре, биоразнообра­зии и продуктивности экосистем в течение длительного времени, т. е. 50-100 лет [7].

Концепция критических нагрузок предусматривает достижение макси­мальной экономической выгоды при сокращении эмиссии поллютантов, по­скольку показывает оценку дифференцированной чувствительности различ­ных экосистем к атмотехногенным поступлениям поллютантов. Расчеты и картографирование критических нагрузок позволяют создавать оптимизаци­онные эколого-экономические модели с соответствующей оценкой мини­мальных экономических вложений для достижения максимального экологи­ческого эффекта.

Величины критических концентраций, основанные на комплексных эко-системных подходах, разрабатываются в различных странах для различных компонентов биосфер (Radojevic and Bashkin, 1999). В России же они прора­ботаны только для отдельных регионов и отдельных видов поллютантов (например, Башкин, Танканаг для серы и азота, 2001). Основой расчета КН (или ПДН) является уравнение масс-баланса химических элементов, для со­ставления которых необходимо определение ключевых параметров и крите­риев, значительно влияющих на составляющие уравнения (для каждого хи­мического элемента) и установление конкретных величин выявленных па­раметров и критериев. Этот подход рассматривает применение биогеохими­ческих стандартов, основанных на методологии критических нагрузок и направленных на эффект-ориентированное сокращение поступления поллю­тантов в наземные и водные экосистемы. Они могут быть использованы для оценки экологического качества определенного участка или всей терри­тории с целью установления приоритетов, например, для проведения реме-диации или снижения выбросов. Большая часть этих величин устанавлива­ется в виде критериев для охраны водоисточников, защиты растительных и животных популяций, сохранения надлежащего качества пищи и в итоге для защиты здоровья человека.

Поскольку часто почвы загрязнены сразу несколькими элементами, то для них необходима комплексная геоэкологическая оценка, которая осуще­ствляется с помощью различных коэффициентов и показателей. Широко известны кларки концентрации (КК), позволяющие оценить обогашенность химическими элементами какой-либо системы по сравнению с кларками ли­тосферы. Если КК меньше 1, то для большей контрастности используют обратную величину — кларк рассеяния (КР). По отношению к региональ­ным величинам (среднему содержанию или фоновому — Сф), а не мировым подобные показатели называют коэффициентом концентрации (IQ и коэф-(Ьиииентом оассеяния:

где п— число учитываемых элементов.

Суммарный показатель загрязнения может быть рассчитан как для всех элементов, определенных в одной пробе, так и для участка территории по геохимической выборке. Оценка опасности загрязнения почв по Zc, прово­дится с помощью оценочной шкалы, градации которой разработаны на ос­нове изучения состояния здоровья населения, проживающего на территори­ях с различным уровнем загрязнения почв (табл. 4.11).

Таблица 4.11

Ориентировочная оценочная шкала опасности загрязнения почв по суммарному показателю загрязнения

Категория загрязнения почв Величина (Zc) Изменения показателей здоровья населения в очагах загрязнения
Допустимая Менее 16 Наиболее низкий уровень заболеваемости детей и ми­нимальная частота встречаемости функциональных отклонений
Умеренно опасная 16-32 Увеличение общей заболеваемости
Опасная 32-128 Увеличение общей заболеваемости, числа часто бо­леющих детей, детей с хроническими заболеваниями, нарушениями функционального состояния сердечно­сосудистой системы
Чрезвычайно опасная Более 128 Увеличение заболеваемости детского населения, нару­шения репродуктивной функции женщин (увеличение токсикоза беременности, числа преждевременных ро­дов, мертворождаемости, гипотрофии новорожденных)

Таким образом, наиболее широко применяемые показатели направлены на выявление повышенных или пониженных концентраций (КК, КР, Кс, Zc). Однако, с точки зрения задач геоэкологии, одинаково важны отклоне­ния от фона в обоих направлениях. Для такой оценки разработан [27] коэф­фициент индивидуальности (К^) или аномальности ландшафтов. Он рас-

(4.2)

Суммирование превышений над нормированной величиной позволяет определить суммарный показатель загрязнения Zc, предложенный Ю.Е. Са-етом (1990). Он ориентирован на выявление комплексного загрязнения ка­кой-либо системы относительно кларка, регионального фона или ПДК, а химические элементы, содержания которых ниже нормированной величи­ны, слабо влияют на его величину:

считывается для каждого ландшафта, относительно регионального фона и равен сумме коэффициентов концентрации и рассеяния рассматриваемых химических элементов, за вычетом их количества.

Ранжирование ландшафтов по этому коэффициенту позволяет опреде­лить степень отклонения содержаний химических элементов в почвах от фоновых значений как в область повышенных, так и в область пониженных концентраций. Чем больше этот коэффициент, тем больше содержание хи­мических элементов отличается от наиболее распространенных в регионе величин и специфичней сам ландшафт. Чем меньше, тем уровень концент­раций химических элементов ближе к региональному фону.

Анализ, коэффициентов индивидуальности позволяет оценить геохими­ческие особенности ландшафта в целом, сравнить его с другими и свиде­тельствует об их тесной взаимосвязи с особенностями ландшафтно-геохи-мического строения и степенью антропогенной трансформации. Например, самой высокой степенью отклонения от регионального фона Северного Кав­каза (рис. 4.3) характеризуются наиболее техногенно трансформированные агроландшафты: пастбища на полупустынях, чайные плантации и рисовые чеки. Они выделяются не только повышенными концентрациями ограни­ченного числа нормированных химических элементов, но и резко понижен­ными многих других, что не нормируется, хотя и является следствием этих видов природопользования в данных условиях и отражает интенсивность агрогенной трансформации геохимического спектра их почв.

Рис. 4.3 Геоэкологическая оценка ландшафтов с помощью коэффициента индивидуальности Ки


5653604970919151.html
5653643957421413.html
    PR.RU™