ВУЗ: Не указан
Категория: Не указан
Дисциплина: Не указана
Добавлен: 05.09.2020
Просмотров: 5839
Скачиваний: 9
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
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-
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
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.
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.