ВУЗ: Не указан

Категория: Не указан

Дисциплина: Не указана

Добавлен: 05.09.2020

Просмотров: 5839

Скачиваний: 9

ВНИМАНИЕ! Если данный файл нарушает Ваши авторские права, то обязательно сообщите нам.
background image

Доклады Всероссийской научной конференции

75

и  других  органических  материалов.  Особое  место  занимают  активированные  угли  (АУ),  обладающие 

высокой  удельной  поверхности  и  микропористой  структурой,  а  следовательно  повышенной  сорбционной 

способностью по отношению ко многим неорганическим, и в особенности к органическим загрязнителям. 

В  настоящее  время  имеются  способы  получения  АУ  с  заданными  свойствами.  АУ  используют  также  для 

создания водопроницаемых барьеров, ограничивающих миграцию загрязнителей из загрязненного участка, 

а также для снижения последействия гербицидов на чувствительные культуры, используемые в севообороте. 

В результате многолетних исследований, начатых еще в 1990-х годах, нами был разработан сорбционно-

биологический  метод  очистки  почв,  который  позволил  существенно  расширить  возможности  метода 

биоремедиации [1-4]. В докладе будут рассмотрены теоретические и практические аспекты этого метода.

Объекты  и  методы

.  Исследования  проводились  на  разных  типах  почв,  отобранных  из  различных 

регионов  России  (серая  лесная,  аллювиальная  луговая,  лугово-черноземовидная,  чернозем,  торфянистая), 

а также на почвах США (Небраска). Изучалась возможность применения сорбционной биоремедиации для 

почв,  загрязненных  разными  классами  загрязнителей:  от  синтетических  (хлорфенолы,  хлоранилины  и  их 

производные гербициды, взрывчатое вещество 2,4,6-тринитротолуол - ТНТ, полихлорированные бифенилы - 

ПХБ) до природных (нефть и нефтепродукты, в частности дизельное топливо -ДТ и отработанное моторное 

масло - ОММ). Изучали действие разных форм АУ (порошковый и гранулированный) и его марок: Агросорб 

(г. Электросталь), ГАУ ВСК (г. Дзержинск), 

DARCO (США) и др

. Действие АУ сравнивали с действием других 

сорбентов  (цеолит,  вермикулит,  диатомит  и  сорбент  «Натурсорб-Спилсорб»  (Канада),  получаемый  путем 

термической обработки сфагнового мха). В экспериментах использовали ряд бактериальных штаммов родов 

Pseudomonas,  Alcaligenes,  Paracoccus,  Aquaspirillum,  Rhodococcus,

 

способных  утилизировать  хлорфенолы, 

хлоранилины, углеводороды нефти. 

Использовали  различные  химические  методы  анализа  почвы  для  определения  содержания 

органических загрязнителей и их метаболитов. При этом проводили фракционированный анализ почвы для 

раздельного определения 3-х фракций: Ф1 – легкодоступной, Ф2 - потенциально доступной и Ф3 - связанной. 

Фракцию  Ф1  извлекали  водой  или  0,1  М  раствором  CaCl

2

.  Фракцию  Ф2  -  экстрагировали  органическими 

растворителями с помощью обычных сертифицированных методов. После этого в почве, как правило, всегда 

остается некоторое количество не извлекаемого обычными методами (связанного) загрязнителя, содержание 

которого  не  лимитируется  из-за  очень  низкой  биодоступности.  Содержание  Ф3  в  проэкстрагированных 

образцах оценивали разными методами, подробно описанными ранее. Степень минерализации загрязнителя 

оценивалась по выделения 

14

СО

2

 или по дехлорированию.

Помимо аналитических методов использовали также интегральные методы оценки токсичности почвы: 

с помощью фитотестов (всхожесть и рост растений) и биотестов на гидробионтах (смертность и размножение 

дафний и водорослей). Определяли также численность разных групп микроорганизмов методом высева на 

агаризованные среды  соответствующего состава.

Результаты и обсуждение. 

Результаты исследований показали, что процессы самоочищения почв, а 

также влияние на них сорбентов сильно зависят от свойств загрязнителя и его способности к микробному 

разложению. Исследованные загрязнители можно разделить на 3 группы: Д – деградабельные, которые могут 

быть использованы микроорганизмами в качестве единственных ростовых субстратов (углеводороды нефти, 

моно- и дихлорфенолы, моно- и дихлоранилины), Т – способные в присутствии других ростовых субстратов 

трансформироваться  в  лабильные  продукты  (ТНТ)  и  СОЗ  –  высокостойкие  органические  загрязнители, 

которые подвергаются микробному разложению очень медленно (ПХБ с числом атомов хлора в молекуле >3).

Показано, что почвы, сильно загрязненные органическими поллютантами (обычно >1000-5000 мг/кг в 

зависимости от вещества), обладают высокой фито- и биотоксичностью. Токсическое действие оказывают сами 

загрязнители и/или их метаболиты (продукты неполного окисления), а также сопутствующие загрязнители, 

присутствующие в легкодоступной фракции в концентрациях, превышающих пороговый уровень токсичности. 

В  таких  условиях  оптимизация  различных  факторов  жизнедеятельности  микроорганизмов-деструкторов, 

так  же  как  и  внесение  биопрепаратов  становится  неэффективным.  Внесение  оптимальной  дозы  и  формы 

АУ или других сорбентов приводит к снижению концентрации токсичных компонентов за счет их сорбции 

и  перераспределения  из  фракции  Ф1  в  Ф2.  Это  создает  благоприятные  условия  для  жизнедеятельности 

микроорганизмов-деструкторов.  В  случае  деградабельных  загрязнителей  группы  Д  микробы  практически 

полностью  утилизируют  сначала  соединения,  находящиеся  в  первой  фракции,  а  затем  –  во  второй.  ТНТ, 

относящийся к соединениям группы Т, превращался под действием микроорганизмов в высокореакционные 

производные (соответствующие гидроксиламины), которые образовывали связанные полимерные продукты. 

Детоксикация  почв,  загрязненных  СОЗ  (ПХБ),  протекает  по  третьему  механизму.  Разложение  ПХБ  в 

исторически загрязненных почвах, содержащих до 1000-4000 мг ПХБ/кг, протекало медленно (<20-30% за 

7 лет) и преимущественно за счет разложения низко хлорированных конгенеров. Тем не менее, внесение АУ 

в почву приводит к резкому снижению токсичности почв за счет снижения подвижности ПХБ в результате 

обратимой  и  необратимой  сорбции.  Важно  то,  что  сорбированные  АУ  молекулы  ПХБ  продолжают 

постепенно разлагаться под действием микроорганизмов-деструкторов, а также в результате каталитического 

дехлорирования высокохлорированных конгенеров под действием АУ. 

Разработанный  метод  отличается  универсальностью  и  применим  для  разных  типов  почв,  умеренно 

или  сильно  загрязненных  разнообразными  органическими  химикатами  природного  или  антропогенного 

происхождения,  как  в  естественных  условиях  прямо  на  загрязненном  участке,  так  и  на  специально 

отведенных  площадках.  Широкое  использование  сертифицированных  природных  сорбентов  значительно 

расширяет  возможности  биологической  очистки  по  отношению  к  сильнозагрязненным  почвам,  а  также  к 


background image

Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)

76

почвам, загрязненным разнообразными индивидуальными и смешанными загрязнителями, как известной, так 

и неизвестной природы. При этом сохраняется или даже улучшается структура почвы и ее агрохимические 

свойства, что обеспечивает хорошие условия для роста растений и развития почвенной биоты, способствуя 

тем самым еще более глубокой очистке почвы. Стоимость такой очистки почвы в 5-10 раз ниже по сравнению 

с широко используемым термическим методом.

Литература

1.  Васильева Г.К., Суровцева Э.Г., Белоусов В.В. Разработка микробиологического способа для очистки 

почвы от загрязнения пропанидом и 3,4-дихлоранилином // Микробиология. 1994. 63(1): 129

-

144. 

2.  Васильева Г.К., Стрижакова Е.Р. Использование активированного угля для биоремедиации почв и 

седиментов // Вестник РФФИ. 2008, 4: 37

-

63.

3.  Vasilyeva 

G

.

K

., Kreslavski V.D., 

Shea

P

.J., Oh 

B

-

T

. 2001. Potential of activated carbon to decrease 

2,4,6-trinitrotoluene toxicity and accelerate soil decontamination // Env. Toxic. Chem. 2001. 20(5): 965

-

971. 

4.  Vasilyeva G.K., Strijakova E.R., Nikolaeva S.N., Lebedev A.T., Shea P.J. Dynamics of PCB removal and 

detoxification in historically contaminated soils amended with activated carbon // Env. Pollut. 2010. 158(3): 

770

-

777.

УДК 911.52(571.53)

ТАЕЖНЫЕ ГЕОСИСТЕМЫ ПРИЛЕНСКОГО ПЛАТО И ИХ 

ЛАНДШАФТНО-ГЕОХИМИЧЕСКИЕ ОСОБЕННОСТИ 

Н.В. Власова 

Институт географии им. В.Б. Сочавы СО РАН, Иркутск, e-mail: vlasova@irigs.irk.ru 

Район  исследования  расположен  на  юге  Средней  Сибири  на  границе  Тунгусской  и  Ангаро-Ленской 

провинции. Приленское плато характеризуется спокойным рельефом, вершины водоразделов имеют выпуклую 

форму с абсолютными высотами - 400-600 м. На территории широко распространены ордовикские отложения 

с песчаниками, аргиллитами,  мергелями, алевролитами, а также алевролитами с прослоями органогенных 

известняков  и  песчаников.  Климат  района  резко  континентальный,  колебания  среднегодовых  температур 

от  -4  до  -7 

0

С

Широкого  распространения  многолетнемерзлых  пород  не  наблюдается.  Мерзлота  имеет 

характер островного распространения, иногда массивно-островного. В основном мерзлые толщи характерны 

для заторфованых долин и склонов водоразделов. Мощность многолетнемёрзлых пород достигает 30-90 м, 

глубина сезонного промерзания - 2-2,5 м [1].

Территория исследования ограничена междуречьем рек Яракта и Гульмок, которые являются левыми 

притоками Нижней  Тунгуски, значительное количество точек находится за пределами данной территории. 

Положение  площадок  на  стыке  подзон  южной  и  средней  тайги  имеет  свои  индивидуальные  особенности.  

С  одной  стороны  здесь  наблюдается  широтная  климатическая  дифференциация  геосистем,  с  другой  – 

накладывают  свой  отпечаток  вариации  увлажнения,  обусловленные  орографическими  рубежами  или 

влиянием близлежащих территорий. На разнообразие ландшафтов накладывает отпечаток их приуроченность 

к  определенным  формам  рельефа,  которые  определяют  специфику  мезо-  и  микроклимата.  Основное 

распространение по данной территории имеют равнинно-плоскогорные среднесибирские ландшафты [2]. По 

динамическому состоянию основные площади относятся к мнимокоренным среднетаежным геосистемам. Это 

преимущественно лиственничные леса с примесью сосны и кедра кустарничково-зеленомошные, в долинах 

широко представлены ельники травянисто-моховые. 

Наряду с общими фациальными и провинциальными особенностями, почвенный покров, характеризуется 

сочетанием типичных таежных процессов почвообразования  - слабого накопления органического вещества 

из-за  низкой  интенсивности  биологического  круговорота,  сочетающегося  со  склоновыми  процессами. 

Одним из основных факторов дифференциации почвенного покрова и характера почвообразования является 

разнообразие  подстилающих  пород,  обусловленное  неоднородностью  геологического  строения  изучаемой 

территории. Горные породы характеризуются большим разнообразием состава и свойств, поэтому продукты 

их выветривания заметно различаются по почвообразующей роли. Особенно сильно разнятся в этом плане 

кислые  и  основные  породы.  Подзолы  -  иллювиально-гумусовые  и  иллювиально-железистые  занимают 

наиболее  высокие  элювиальные  и  трансэлювиальные  местоположения  наряду  с  дерновыми  лесными 

литогенными  почвами,  здесь  же  встречаются  и  другие  представители  почвенного  покрова  таежной  зоны. 

На склонах сформировались сложные комбинации почвенного покрова, в которые входят зональные почвы 

-  бурые  лесные  грубогумусные,  мерзлотно-таежные,  подзолы,  глееподзолистые,  торфянисто-подзолистые, 

дерново-подзолистые,  дерновые  лесные  литогенные  и  интразональные  дерново-карбонатные  обычные  и 

выщелоченные, формирующиеся на преобладающих здесь карбонатных отложениях. В зависимости от местных 

особенностей  рельефа,  характера  дренирования  и  растительного  покрова  на  конкретных  участках  района 

исследований почвенный покров представлен различными комбинациями этих почв. Трансаккумулятивные, 

транссупераквальные,  супераквальные  и  гидроаккумулятивные  местоположения  в  долинах  рек  и  ручьев 

занимают  сложные  структуры  почвенного  покрова,  в  которые  входят  аллювиальные  дерновые,  дерново-

луговые, луговые, лугово-болотные и болотные почвы. 

С  учетом  физико-географических  характеристик  территории  и  местоположения,  ее  вещественной 

дифференциации объект исследования находится на стыке Нижнетунгусско-Приленского и Нижнетунгусско-


background image

Доклады Всероссийской научной конференции

77

Непского  округов  кальциево-углекислым  ландшафтно-геохимическим  барьером  [1].  Территория  умеренно 

теплая, умеренно-влажная и среднепродуктивная с ландшафтами, относящимися к геохимическим классам: 

кислому [Н

+

], кислому глеевому [Н

+

 -Fe

2+

] и переходному от кислого к кальциевому [

H

+

 -Ca

2+

 -CO

3

2-

]. 

Наиболее широко распространенные почвы – бурые лесные грубогумусные, дерновые лесные кислые и 

аллювиальные дерново-луговые имеют характерные для данного района показатели кислотно-щелочной среды 

(рН от 5,3 до 6,2) и содержание в почвах гумуса. Таежные геосистемы характеризуются небольшой скоростью 

разложения органических остатков, образующих грубую лесную подстилку из-за чего обогащение верхнего 

горизонта  гумусом  происходит  медленно  (не  выше  6,4%).  Сочетание  положения  площадок  исследования 

и  климатических  характеристик  способствует  возникновению  условий  образования  дернового  горизонта 

с  высоким  содержанием  органического  вещества  разной  степени  разложения,  при  этом  показатели  С  орг. 

резко возрастают от 10,1% до 38,1%, ниже по почвенным профилям показатели резко падают от 3,8 до 1,1% 

(табл.). Распределение микроэлементов внутри почвенных профилей, независимо от почвы, имеет некоторые 

закономерности:  никель  наиболее  активно  концентрируется  в  средней  части,  медь,  кобальт,  стронций  –  в 

иллювиальных  горизонтах.  Несмотря  на  это,  наиболее  высокие  показатели  содержания  тяжелых  металлов 

отмечаются в бурых лесных грубогумусных почвах изучаемой территории.  

 Таблица 1

Геохимические показатели изученных почв

Показатели

Почвы

Бурая лесная

грубогумусная

Дерновая лесная

кислая

Аллювиальная

дерново-лугово-слоистая

Гумус, % (в Ad)

6,4-31,9

10,1-10,3

25,6 - 38,1

рН 

водн

5,3-6,2

5,8-6,2

5,6 - 5,8

Барий, мг/кг

195-835

325 - 345 

425 - 427

Хром, мг/кг

69 - 86

52-82

61 - 63

Стронций, мг/кг

69-132

72-102

88 - 89

Никель, мг/кг 

31,3-94,6

18,8-46

23,8 - 32,4

Кобальт, мг/кг

6,18-8,55

5,24-9,02

5,34 - 7,19

Ванадий, мг/кг

100-119

80-120

95 - 97

Медь, мг/кг

8,70-13,79

5,72-18,38

20,42 - 27,10

Свинец, мг/кг

7,26-14,77

5,85-8,90

11,71 - 12,43

В  естественных  условиях,  на  территории  Приленского  плато,  широко  развиты  мнимокоренные 

среднетаежные геосистемы в сочетании с южнотаежными. Широко распространены зональные типы почв с 

высоким содержанием органического вещества в верхнем почвенном горизонте. Из представленных почвенных 

разновидностей наиболее высокие концентрации тяжелых металлов характерны для бурых лесных почв. 

Литература

1.  Атлас Иркутской области. Экологические условия развития. – М.: Иркутск, 2004. – 92 с.

2.  Ландшафты юга Восточной Сибири. Карта. М-б 1:1 500 00 / авт.-сост.: В.С. Михеев, В.А. Ряшин / 

под общей ред. акад. В.Б. Сочавы. – М.: ГУГК, 1977. – 4 л.

УДК 631.47

СОВРЕМЕННЫЕ ПРЕДСТАВЛЕНИЯ ОБ ОПАСНОСТИ ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПОЧВАХ 

Ю.Н. Водяницкий 

Факультет почвоведения МГУ имени М.В. Ломоносова, Москва, e-mail: yu.vodyan@mail.ru

Перед  исследователем  неизбежно  встает  вопрос  об  изучении  наиболее  опасных  поллютантов. 

Существует  всего  57  тяжелых  металлов  и  металлоидов,  степень  их  опасности  по  разным  источникам 

сильно варьирует. Необходимо критически обсудить представления об опасности всех тяжелых металлов и 

металлоидов в почвах и обновить список наиболее опасных.

В Программе глобального мониторинга, принятой в ООН в 1973 г., фигурировали всего три тяжелых 

металла:  Pb,  Cd  и 

Hg

.  Позже  в  докладе  исполнительного  директора  Программы  ООН  по  окружающей 

среде  (ЮНЕП)  к  наиболее  опасным  были  добавлены  семь  тяжелых  металлов:  Cu, 

Sn

, V,  Cr, 

Mo

,  Cо,  Ni  и 

три металлоида: Sb, As и 

S

е. Данные рекомендации до сих пор служат основой для мониторинга тяжелых 

элементов  в  почве.  Министерство  природных  ресурсов  и  экологии  РФ  контролирует  валовое  содержание 

в почвах девяти тяжелых металлов. Для одних металлов установлены ПДК (V, 

Mn

, Pb), для других – ОДК 

(Cd, Cu, Ni, 

Zn

), для третьих, у которых нормативов нет (Cо, Cr), степень загрязнения почвы оценивается по 

эмпирическому критерию: по превышению 4 фоновых значений. 

Согласно Российскому санитарно-гигиеническому ГОСТу 17.4.102-83, к высоко опасным относятся As, 

Cd, 

Hg

Se

, Pb, 

Zn

, к умеренно опасным – Ni, 

Mo

, Cu, Sb [1]. Позднее особое внимание было уделено шести 

тяжелым элементам, для которых разработаны критерии ОДК: Ni, Cu, 

Zn

, Cd, Pb, As (цит. по [2]).

 Отметим важный недостаток ПДК и ОДК: для оценки загрязнения почв используют фиксированные 

значения концентраций тяжелых металлов и металлоидов (цит. по [2]), не разделяя их природные и техногенные 


background image

Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)

78

доли.  Это    приводит  к  завышению  опасности  загрязнения  на  территории  положительной  геохимической 

аномалии и к занижению опасности на площади отрицательно природной аномалии. Фиксированные значения 

нормативов не учитывают также природно-климатические и геохимические особенности регионов. 

Предпосылки к более правильному подходу были созданы еще в 1987 г., когда  Минздрав СССР утвердил 

СанПиН 42-128-4433-87 для нескольких  тяжелых металлов, используя «гибкие» ПДК и применяя уравнение: 

ПДК = Фон + ПДД, где ПДД – предельно допустимая добавка тяжелого металла как поллютанта (цит. по [3]). 

Величина ПДД характеризует степень опасности данного тяжелого металла. Этот принцип выражения ПДК, 

основанный на различении переменной природной и техногенной допустимой доли металлов и металлоидов, 

позволяет определить локальное значение ПДК и устранить недостатки нормативов, связанные с применением 

фиксированных чисел. Несколько позднее в 1989 г. тот же принцип был изложен в Методических указаниях [4].

Гибкий поход к нормированию получил позже развитие в Нидерландах [5], где новые значения ПДД 

получены  в  результате  многочисленных  и  разнообразных  экотоксикологических  исследований:  проведена 

большая  работа  по  установлению  значений  ПДД  для  17  тяжелых  металлов  и  металлоидов.  Исследовали 

влияние водных вытяжек из почв, загрязненных данными элементами, на разные типы организмов (не менее 

4-х): растений, а также бактерий и других микроорганизмов. Таким образом учитывали токсическое влияние на 

почвенную биоту, а не прямое влияние тяжелых металлов и металлоидов на здоровье человека при вдыхании 

пыли и потреблении питьевой воды. После этого была проведена «гармонизация» полученных величин ПДД 

[5]. Полученные значения ПДД металлов и металлоидов отражают степень опасности химических элементов 

в почвах по отношению к биоте. К сожалению, приведенный в таблице набор из 17 элементов недостаточно 

широк,  учитывая,  что  всего  имеется  57  тяжелых  элементов.  Таким  образом,  чрезвычайно  полезные 

исследования ПДД должны быть распространены на другие тяжелые металлы и металлоиды в почвах. 

В  отечественном  ГОСТе  17.4.102-83  химические  элементы  делятся  по  классу  опасности  на  основе 

санитарно-гигиенического принципа. Поскольку человек контактирует с почвой обычно опосредованно, через 

сельскохозяйственную продукцию, то более правильно оценивать опасность тяжелых металлов и металлоидов 

в почве на основе экотоксикологического принципа, сравнивая действие разных тяжелых элементов на биоту 

и растения. Именно такой подход применяли нидерландские экологи. 

Элементы  с  низким  ПДД  являются  опасными,  а  с  высокими  –  нет.  Величины  нидерландских  ПДД 

металлов  и  металлоидов  варьируют  очень  широко:  от  0.11  мг/кг  для  селена 

Se

  (максимально  токсичный 

тяжелый элемент) до 253 мг/кг для Мо (минимально токсичный элемент). Широкое варьирование отражает 

различие в степени опасности элементов в почве. При разделении элементов по опасности на основе ПДД 

примем, что к 1 чрезвычайному классу опасности относятся элементы с ПДД < 1, ко 2 умеренному классу – 

элементы с 1 < ПДД < 10, к 3 низкому классу опасности – элементы с ПДД > 10. 

Таблица 1

Опасность тяжелых металлов и металлоидов в почвах по данным Российского ГОСТа [1] и 

нидерландских экологов [5]. Значения ПДД в мг/кг для российских нормативов приведены по [3, 4], а 

нидерландских экологов – по [5] 

Класс опасности

Россия

Нидерланды

1. Высоко опасные

As(2), Cd, Hg, Se, Pb(20), Zn(50)

Se

 (0.11), Tl (0.25), Sb (0.53), 

Cd (0.76)

2. Умеренно опасные

Co(35), Ni(45), Mo, Cu(35), Sb

V (1.1), Hg (1.9), Ni (2.6), Cu 

(3.5), Cr(3.8), As (4.5), Ba (9.0)

3. Мало опасные

Ba, V, W, Mn, Sr

Zn (16), Co (24), Sn (34), Ce 

(44), Pb(55), Mo (253)

Таким образом, по степени опасности тяжелые металлы и металлоиды в почвах образуют ряд: 

Se

 > 

Tl

 

> Sb > Cd > 

Hg

 > Ni > Cu > Cr > As > 

Ba

. Этот ряд сильно отличается от ряда опасности тяжелых элементов, 

зафиксированного  ГОСТом  17.4.1.02-83.  Оказалось,  что  в  почвах  опасность  Pb, 

Zn

,  Co  преувеличена,  а 

опасность V, Sb, 

Ba

 недооценена. В список опасных элементов в почве должны быть включены 

Tl

 и Cr.  Для 

высоко опасного таллия в России нет ПДК/ОДК. 

Содержание в загрязненных почвах тяжелых металлов изучено очень неравномерно: лучше изучены 11 

из них: Cu, 

Zn

, Pb, Ni, Cd, Cr, As, 

Mn

, Co, 

Hg

Se

; остальные 46 изучены гораздо хуже, хотя среди них имеются 

опасные: 

Ba

, V, 

Tl

. В России сведений об этих элементах в почвах совершенно недостаточно, одна из причин 

– недостаток приборов для дешевого и экспрессного определения таких элементов, как V, Sb, 

Tl

, Cr. Очень 

важно изучить формы соединений особо опасных металлов и металлоидов в почвах и в составе поллютантов, 

применяемые  сейчас  методы  химического  фракционирования  часто  дают  неполную  и  даже  ошибочную 

информацию.  Альтернативные  методы  неразрушающего  анализа  на  базе  синхротронного  рентгеновского 

анализа [6] до сих пор в России практически не применяют. На этих проблемах следует сконцентрировать 

внимание почвоведам-экологам.      

Литература

1.  ГОСТ 17.4.1.02-83. Охрана природы. Почвы. Классификация химических веществ для контроля 

загрязнения. М.: 1983. 12 с.  

2.  Большаков В.А., Белобров В.П., Шишов Л.Л. Словник. Термины, их краткое определение, 

справочные материалы по почвенной экологии, географии и классификации почв. М.: Почв. ин-т им. 

В.В. Докучаева, 2004. 138 с.       


background image

Доклады Всероссийской научной конференции

79

3.  Хомяков Д.М. К вопросу об оценке уровня загрязнения и состояния городских почв // Современные 

проблемы загрязнения почв. III Межд. Конф. М.: 2010. С. 53-57.    

     

4.  Методические указания по определению тяжелых металлов в почвах сельхозугодий и продукции 

растениеводства. ЦИНАО. М.: 1989. 58 с.       

    

 

5.  Crommentuijn T., Polder M.D., Van de Plassche E.J. Maximum Permissible Concentrations and Negligible 

Concentrations for metals, taking background concentrations into account //RIVM Report 601501001. 

Bilthoven, Netherlands. 1997. 260 p.          

6. 

M

аnceau A., Marcus M.A., Tamura N. Quantative speciation of heavy metals in soils and sediments by 

synchrotron X-ray techniques // Applications of Synchrotron Radiation in Low-Temperature Geochemistry 

and Enviromental Science. Reviews in Mineralogy and  Geochemistry. Washington, DC. 2002. V. 49. P. 

341-428.   

    

УДК 

550.4:551.3

ОЦЕНКА СОСТАВА ПОЧВ ПО ДАННЫМ ОПРОБОВАНИЯ ДОННЫХ ОТЛОЖЕНИЙ ВОДОТОКОВ

С.А. Воробьев 

МГУ имени М.В.Ломоносова, Москва, e-mail:

 

VSA46@mail.ru

Состав донных отложений рек и ручьев наследует состав почв берегов, т.к. формируется в результате 

смешивания  рыхлых  образований,  слагающих  верхнюю  кромку  земной  поверхности,  снесенными 

метеорными водами в русла водотоков. Поэтому данные о составе аллювия позволяет оперативно оценивать 

состав  почвенного  покрова  в  пределах  бассейнов  водосбора  водотоков.  Одним  из  способов  решения  этой 

задачи является установление величин коэффициентов, характеризующих соотношение между содержаниями 

химических элементов в почве и речным аллювием. Такой подход был реализован американским геохимиками, 

для оценки состава почв на площади  35 тыс. км

2

 в северной части штата Висконсин (США) [1]. Однако, 

как показали их исследования, даже в пределах одной природно-климатической зоны соотношения между 

содержаниями  одноименных  элементов  в  почве  и  донных  отложениях  весьма  значительно  варьируют  по 

площади.  

Количественные  соотношения  между  составами  почвы  и,  могут  быть  получены  из  модели, 

описывающей процесс формирования донных отложений.  Уравнение баланса масс на произвольном участке 

русла  в  общем  случае  включает  в  себя  три  основных  составляющих.  Первая  характеризует  поступление 

элювиоделювиальных образований в русло водотока, вторая – перераспределение снесенного материала вдоль 

русла, третья – разрушение минеральных агрегатов и вынос частиц водным потоком.

Истирание минеральных частиц  различного состава протекает с разной интенсивностью, что приводит 

к изменению исходных содержаний элементов в привнесенном материале. Минеральные частицы устойчивые 

к  механическому  истиранию  (касситерит,  циркон  и  др.)  обогащают  поток  рассеяния,  соответственно 

увеличивая содержания слагающих их элементов. И наоборот элементы, входящие с состав малоплотных и 

легко разрушаемых минеральных агрегатов, будут выноситься из донных осадков.

Полный  вывод  дифференциального  уравнения,  описывающего  изменения  содержания  элемента  в 

донных осадках с увеличением площади водосбора приведен в работе [2], конечное выражение имеет вид:

 (1)

где C

ал

 – содержание элемента в донных отложениях, 

S

 – площадь водосбора; C

пч

 – содержание элемента 

почве; α – коэффициент аллювия; 

-

 – кинетическая константа.  

Коэффициент  аллювия  α  характеризует  соотношение  удельных  количеств  рыхлого  материала, 

поступающего с берегов водотока и перемещаемого водой по его руслу. С учетом зависимостей, связывающих 

расход аллювия с удельной плотностью минеральных частиц (

-

m

 ) и основной массы аллювия (

-

o

), и уклонов 

ложа русла (

i

sl

) и его бортов (

i

r

), коэффициент аллювия записывается формулой

где  - гидродинамический коэффициент.

Кинетическая  константа    является  суммой  констант,  характеризующих  отдельные  составляющие 

процесса  накопления  –  выноса  вещества  при  его  движении  вдоль  русла,  выражается  формулой  [2]: 

,  где 

-

  и 

  –  коэффициенты,  характеризующие  динамику  транспорта  частиц 

аллювия в водотоке, 

-

m

 и 

-

о

 – коэффициенты, характеризующие устойчивость к истиранию рассматриваемых 

минеральных частиц и основной массы аллювия.

Для элементов, входящих в состав тяжелых и механически устойчивых минералов, она кинетическая 

константа    имеет  положительный  знак.  Для  элементов  слагающих  малоустойчивые  минералы,  которые 

активно измельчаются в водном потоке и уносятся водой в виде взвеси, константа   имеет отрицательный знак. 

Решение  уравнения  (1)  для  произвольной  функции

 

C

пч

 

f

(

S

),  описывающей  изменение  содержания 

элемента в почве вдоль русла водотока с увеличением площади водосбора, описывается зависимостью:

 (2)

где 

S

o

 

– площадь водосбора, соответствующая началу водотока.